SINTEF RAPPORT - Statoil

SINTEF Fiskeri og havbruk AS
Kyst og havteknikk
Postadresse: 7465 Trondheim
Besøksadresse:
SINTEF, Forskningssenteret på Rotvoll
Arkitekt Ebbellsvei 10
Besøksadresse Havnelaboratorium:
Klæbuveien 153
Telefon: 73 59 56 50
Telefaks: 73 59 56 60
E-post: fish@sintef.no
Internet: www.fish.sintef.no
Foretaksregisteret: NO 980 478 270 MVA
TITTEL
SINTEF RAPPORT
Tjeldbergodden
Utvidelse av metanolfabrikken og bygging av gasskraftverk
Konsekvenser av utslipp til sjø
FORFATTER(E)
Grim Eidnes, Stig M. Løvås, Øystein Stokland, Per G. Thingstad,
Thomas A. McClimans, Gunvor Øie, Eskil Forås og Sylvi Vefsnmo
OPPDRAGSGIVER(E)
Statoil ASA
RAPPORTNR. GRADERING OPPDRAGSGIVERS REF.
STF80 F038036 Fortrolig Jostein Nordland
GRADER. DENNE SIDE ISBN PROSJEKTNR. ANTALL SIDER OG BILAG
Åpen 880170 40 + 2 App.
ELEKTRONISK ARKIVKODE PROSJEKTLEDER (NAVN, SIGN.) VERIFISERT AV (NAVN, SIGN.)
r_880170.doc Grim Eidnes Martin Mathiesen
ARKIVKODE DATO GODKJENT AV (NAVN, STILLING, SIGN.)
SAMMENDRAG
2003-04-08 Stig Magnar Løvås, forskningssjef
I forbindelse med at Statoil/Naturkraft planlegger bygging av et gasskraftverk på Tjeldbergodden,
integrert med en utvidelse av eksisterende metanolfabrikk, er det foretatt beregninger av overtemperatur,
spredning og innlagring av de alternative kjølevannsutslippene, samt vurderinger og
beskrivelse av andre konsekvenser av kjølevannsutslippet.
STIKKORD NORSK ENGELSK
GRUPPE 1 Marinteknikk Marine technology
GRUPPE 2 Utslipp Discharge
EGENVALGTE Resipient Receiving body
Konsekvens Impact
Tjeldbergodden Tjeldbergodden

INNHOLDSFORTEGNELSE
SAMMENDRAG ...........................................................................................................................3
1 INNLEDNING .......................................................................................................................5
1.1 Bakgrunn ..........................................................................................................................5
1.2 Generelt om utslippets fysiske forløp...............................................................................5
1.3 Modellbeskrivelse ............................................................................................................6
1.4 Eksisterende og planlagte utslipp til sjø...........................................................................6
1.4.1 Dagens situasjon (Alternativ 0).........................................................................6
1.4.2 Utvidelse av metanolfabrikken (Alternativ 1)...................................................6
1.4.3 Utvidelse av metanolfabrikken + 450 MW kraftverk (Alternativ 2) ................7
1.4.4 Utvidelse av metanolfabrikken + 850 MW kraftverk (Alternativ 3) ................7
1.4.5 Andre utslipp.....................................................................................................7
2 UTSLIPPSBEREGNINGER ................................................................................................9
2.1 Tekniske data....................................................................................................................9
2.2 Strøm ...........................................................................................................................9
2.3 Lagdeling..........................................................................................................................9
2.4 Resultater........................................................................................................................13
2.5 Faren for gjensidig påvirkning ved flere utslipp ............................................................17
3 KONSEKVENSER FOR MARINT LIV...........................................................................19
3.1 Alminnelige effekter ......................................................................................................19
3.2 Erfaringer fra norskekysten og tilsvarende områder ......................................................19
3.3 Konsekvenser ved utvidelse av metanolfabrikk samt 450 eller 850 MW kraftverk ......20
3.3.1 Fysiske forutsetninger .....................................................................................20
3.3.2 Effekter på liv i vannmassene .........................................................................20
3.3.3 Effekter på hardbunn.......................................................................................21
3.3.4 Effekter på bløtbunn........................................................................................22
4 KONSEKVENSER FOR SÅRBARE FUGLEARTER....................................................23
4.1 Innledning.......................................................................................................................23
4.2 Områdebeskrivelse .........................................................................................................23
4.2.1 Bakgrunnsmateriale.........................................................................................23
4.3 Generelt om næringspreferanser til aktuelle vannfuglarter............................................25
4.4 Områdets ornitologiske funksjon ...................................................................................28
4.4.1 Mulige konsekvenser av omsøkt utvidelse av kjølevannsutslipp ...................28
5 MULIGHETER FOR OG KONSEKVENSER AV GASSOVERMETNING ...............31
5.1 Biologiske konsekvenser av gassovermetning på fisk ...................................................32
5.2 Teknisk bakgrunn...........................................................................................................33
5.2.1 Utslipp sjø .......................................................................................................33
5.2.2 Vann til oppdrettsanlegg .................................................................................33
5.3 Konsekvenser av gassovermetning for akvakulturanlegget. ..........................................34
5.4 Konsekvenser for gassovermetning i sjøresipienten ......................................................34
6 KONSEKVENSER I FORHOLD TIL ISDANNELSE OG FROSTRØYK ..................36
6.1 Isdannelse .......................................................................................................................36
6.2 Frostrøyk ........................................................................................................................36
7 REFERANSER ....................................................................................................................38
2

SAMMENDRAG
I forbindelse med at Statoil/Naturkraft planlegger bygging av et gasskraftverk på Tjeldbergodden,
integrert med en utvidelse av eksisterende metanolfabrikk, er det foretatt beregninger av overtemperatur,
spredning og innlagring av de alternative kjølevannsutslippene, samt vurderinger og
beskrivelse av andre konsekvenser av kjølevannsutslippet.
Innlagring. Beregningene viser at utslippet - uansett utbyggingsalternativ – stort sett bryter
gjennom overflaten i vintermånedene november - februar, mens det innlagrer seg under overflaten
i sommerhalvåret april - september. 850 MW kraftverk med nytt utslipp i 20 m dyp har dypere og
hyppigere innlagring enn de andre alternativene. Utvidelse av metanolfabrikken + 450 MW
kraftverk med utslipp gjennom eksisterende utslippsrør har noe høyere innlagring og oftere
gjennomslag enn de andre alternativene.
Overtemperatur. Beregnet overtemperatur 50 m fra utslippspunktet ligger mellom 0.4 og 1.2 o C.
Dagens utslipp har den laveste overtemperaturen, mens et 850 MW kraftverk vil ha den største. I
en avstand av 100 m fra utslippspunktet har forholdet mellom alternativene når det gjelder overtemperatur
blitt motsatt. For utslippene som innlagres under overflata, var overtemperaturen etter
100 m i gjennomsnitt 0.40 o C for utvidelse av metanolfabrikken + 450 MW kraftverk og 0.29 o C
for 850 MW kraftverk.
Lokalisering av nytt utslipp. Utslipp i bratte skråninger er å foretrekke for å redusere de negative
effektene for bunnfaunaen av synkende kjølevannsutslipp. Området rett ut for molohodet er
relativt slakt ut til 20 m dyp for så å få et fall på opp mot 1:2.5. Dersom det er praktisk realiserbart
foreslås det at utslippet ledes ut her.
Marint liv. Endringer i næringssalttilførsel av næringsrikt dypvann eller skader på planktonalger i
selve kjølesystemet vil gi bare ubetydelige effekter i resipienten med hensyn til bestander av
planktonalger. Mekanisk stress på dyreplankton fra transport gjennom kjølesystemet vil heller
ikke gi effekter av betydning i resipienten.
Rundt inntaksområdet for kjølevann vil det trolig etableres en fauna av organismer som
foretrekker sterk bunnstrøm på linje med strømutsatte bergvegger i området. På hardbunn i fjæra
kan det lokalt ved utslippene, i betydelig mindre avstand enn 100 meter, oppstå områder der
oppvarmet vann reduserer bestandene av blæretang og blåskjell. Mindre spesifikke effekter kan
heller ikke utelukkes helt lokalt. I sjøsonen kan det inntre en reduksjon i bestanden av tarearter i
utslippenes umiddelbare nærhet. Mindre og lokale effekter på bløtbunnsfaunasamfunn kan heller
ikke utelukkes.
Sårbare fuglearter. Det foreliggende ornitologiske bakgrunnsmaterialet indikerer nokså entydig at
det er de mer grunne sjøarealene i Kjørsvikbugen og ved munningen av Dromnessundet som har
verdi som beite- og oppholdsområder for de aktuelle sjøfuglartene (havørna benytter i tillegg
strandbergarealene spesielt vest for anlegget). Ut fra den foreliggende kunnskapen om området
3

forventer vi ikke at det til noen årstid skal opptrer større forekomster av noen sjøfuglart innenfor det
aktuelle influensområdet.
Bakgrunnsinformasjonen vi har på forekomster av bunndyr og sjøfugl innenfor den aktuelle
influenssonen tilsier ikke at det nye kjølevannsutslippet vil kunne få noen effekt på de
bunndyravhengige sjøfuglartene (det vil primært si dykkender) som opptrer i området. For
fiskeetende arter (dvs lommer, dykkere, skarver, siland, måke- og alkefugler, havørn, - som også tar
sjøfugl -, og til noen grad også dykkendene) har vi ingen bakgrunnsinformasjon omkring
forekomstene av aktuelle fødeobjekter av fisk. De lokalitetene der vi har avdekket tilholdssteder av
slike sjøfuglarter ligger imidlertid godt utenfor den antatte influenssonen fra de aktuelle utvidete
kjølevannutslippene. Følgelig kan vi heller ikke for disse artsgruppene forvente endringer i
forekomstene som kan relateres til de planlagte utvidelsene på Tjeldbergodden.
Gassovermetning. Det forventes bare en beskjeden endring av N2 overmetning fra dagens
situasjon. Oppdrettsanlegget har en eksisterende kapasitet i sin vannbehandling som dekker de
behov som måtte komme ved eventuelle utbygginger av metanolfabrikken og gasskraftverk.
Beregninger for de ulike alternativene for utvidelse av metanolfabrikken og gasskraftverk vil
heller ikke føre til betydelige økte gassovermetningsproblemer for sjøresipienten.
Islegging og frostrøyk. Faren for islegging generelt er lav ved Tjeldbergodden og den vil reduseres
ytterligere med utslipp fra metanolfabrikk/gasskraftverk som når overflaten. Risikoen for
frostrøyk generelt er liten. Man kan forvente en svak økning ved en utvidelse av metanolfabrikken/bygging
av gasskraftverk. Siden denne økningen er svært liten og avhenger av andre
forhold enn luft-/sjø-temperaturen, er økningen vurdert som ubetydelig.
4

1 INNLEDNING
1.1 Bakgrunn
I forbindelse med at Statoil/Naturkraft planlegger bygging av et gasskraftverk på Tjeldbergodden,
integrert med en utvidelse av eksisterende metanolfabrikk, har SINTEF Fiskeri og havbruk fått i
oppdrag å beregne fortynning, spredning og innlagring av kjølevannets utslipp til sjø, samt
vurdere og beskrive andre konsekvenser av kjølevannsutslippet. Oppdraget er tildelt på grunnlag
av Statoil’s forespørsel ST-TEK-TR-PF-033.
Prosjektet er organisert som et samarbeid mellom SINTEF Fiskeri og havbruk, avdeling Kyst og
havteknikk med ansvar for prosjektledelse, de hydrofysiske konsekvensene, gassovermetning og
islegging/frostrøyk, Marine Bunndyr AS med ansvar for de marinbiologiske vurderingene og
Seksjon for naturhistorie, Vitenskapsmuseet, NTNU med ansvar for ornitologien.
1.2 Generelt om utslippets fysiske forløp
I norske fjorder og kystfarvann er det ofte et utpreget brakkvannslag øverst. Sjøvannet har da en
avtagende tetthet oppover mot overflata, og man sier at resipienten er lagdelt. Betegnelsen betyr
ikke nødvendigvis at sjøvannet består av vannmasser med konstant tetthet som ligger oppå
hverandre. Ofte er tettheten jevnt og gradvis avtagende mot overflata. Resipienten er like fullt
lagdelt. Lagdeling er entydig bestemt av temperatur og saltinnhold.
Når kjølevannet slippes ut i 16.5 m dyp, vil det på grunn av oppvarmingen og at det har sin
opprinnelse i 60 m dyp, være både varmere og saltere enn omgivelsene. Oppvarmingen gjør
vannet lettere, økningen i saltinnhold gjør det tyngre. Oftest vil tetthetsendringen på grunn av
oppvarming være størst slik at utslippet stiger.
Under oppstigning vil kjølevannet rive med seg omkringliggende sjøvann. Denne prosessen kalles
primærfortynning og reduserer forskjellen i temperatur og saltinnhold mellom utslippet og
resipienten. Dermed reduseres også tetthetsforskjellen, utslippet blir gradvis tyngre.
I lagdelte resipienter vil derfor kjølevannet etter utslipp kunne få en tetthet som er lik resipientens.
Når dette punktet nås, vil utslippet ha en vertikal bevegelse som fører det videre oppover samtidig
som fortynningen fortsetter. Det dypet hvor utslippets vertikalbevegelse er null kalles maksimal
stigehøyde. Siden utslippet nå har en tetthet som er forskjellig fra det omkringliggende vannet, vil
det søke nedover mot det dypet hvor tettheten i sjøen er lik utslippets tetthet. Dette likevektsdypet
kalles innlagringsdypet.
Når utslippvannets egenenergi er forbrukt til turbulent blanding, opphører primærfortynningen i
det som i hydrofysisk forstand kalles nærsonen. Den videre transport og spredning av utslippet i
fjernsonen bestemmes av strøm- og lagdelingsforholdene i resipienten. Spesielt ved innlagring i
overflaten kan det være mye blandingsenergi igjen til videre fortynning. De naturlige diffusjonsprosessene
bidrar til en videre sekundærfortynning av utslippet.
5

Overtemperaturen er differansen mellom utslippets temperatur i et gitt dyp og den uforstyrrede
sjøtemperaturen i det samme dypet. Graden av overtemperatur er derfor ikke bare avhengig av
kjølevannets temperaturøkning fra inntak til utslipp. Temperaturgradienten i resipienten kan være
vel så viktig. Dersom kjølevannet varmes opp 14 o C fra inntaket i 60 m dyp til utslippet i 16.5 m
dyp, samtidig som sjøtemperaturen i 16.5 m dyp f.eks. er 5 o C høyere enn i 60 m dyp, vil den
initielle overtemperaturen være 14 – 5 = 9 o C. Og omvendt, dersom sjøtemperaturen i 16. 5 m dyp
er 5 o C lavere enn i 60 m dyp, vil den initielle overtemperaturen være 14 + 5 = 19 o C. De høyeste
overtemperaturene kan derfor forventes når sjøtemperaturen avtar oppover i vannmassene, dvs. i
vinterhalvåret (november - april).
1.3 Modellbeskrivelse
For å beregne utslippets spredning og fortynning er modellen B-Jet (Sørgård, 1992) benyttet.
B-Jet simulerer først utslippets initielle fase, den såkalte etableringssonen, fra utslippsrøret til
punktet der utslippet oppnår en Gaussisk tetthets- og hastighetsprofil. Deretter simuleres
oppdriftsfasen inntil strålens overskuddsenergi er forbrukt til turbulent blanding og utslippet har
nådd sitt innblandingsnivå i resipienten. Modellberegningen avsluttes tidligere dersom strålen
reflekteres inn i seg selv på grunn av sjiktning eller fordi den når overflaten eller treffer bunnen.
Utslippet kan være både tyngre og lettere enn resipienten (henholdsvis negativ og positiv
oppdrift). Modellen simulerer både stigende og synkende utslippsstråler i lagdelt strøm.
Inndata i modellen er vertikalprofiler av strømhastighet, tetthet og temperatur, utslippets fart,
tetthet og temperatur, utslippsdyp samt utslippsrørets diameter og helning.
1.4 Eksisterende og planlagte utslipp til sjø
De forskjellige alternativer for utvidelse på Tjeldbergodden vil gi følgende utslipp til sjø:
1.4.1 Dagens situasjon (Alternativ 0)
Dagens metanolfabrikk på Tjeldbergodden bruker et kjølevannssystem basert på sjøvannsinntak i
60 m dyp ca 500 m fra land, og utslipp i 16.5 m dyp ca 50 m fra land. Kjølevannet oppvarmes 12-
14 o C fra inntak til utslipp. Dagens utslippstillatelse er på 22 000 m 3 /t. Normalt slippes det ut ca
20 000 m 3 /t. Av dette ledes opptil 15 000 m 3 /t til akvakulturanlegget i Kjørsvikbugen.
1.4.2 Utvidelse av metanolfabrikken (Alternativ 1)
Statoil/Naturkraft planlegger bygging av et gasskraftverk på Tjeldbergodden, integrert med en
utvidelse av eksisterende metanolfabrikk. En utvidelse av metanolfabrikken vil alene øke behovet
for kjølevann med 5 000 m 3 /t. Dette dekkes innenfor dagens kapasitet på inntakstunnel og
utløpsledning.
Utslippet til sjø gjennom eksisterende utslippsledning vil altså øke med 5 000 m 3 /t sammenlignet
med dagens situasjon. Oppvarmingen vil være ca 14 °C.
6

1.4.3 Utvidelse av metanolfabrikken + 450 MW kraftverk (Alternativ 2)
Ved bygging av et 450 MW gasskraftverk integrert med en utvidelse av metanolfabrikken vil
behovet for kjølevann øke med 30 000 m 3 /t (5 000 m 3 /t for metanolutvidelsen og 25 000 m 3 /t for
kraftverket). Oppvarmingen for metanolutvidelsen vil være ca 14 °C, for kraftverket vil den være
ca 10 °C. Eksisterende inntaks- og utløpsarrangement vil fortsatt bli benyttet.
Utslippet til sjø gjennom eksisterende utslippsledning vil altså øke med 30 000 m 3 /t sammenlignet
med dagens situasjon, og vil kunne bli opp mot 37 000 m 3 /t (forutsatt at akvakulturanlegget tar
imot 15000 m 3 /t).
1.4.4 Utvidelse av metanolfabrikken + 850 MW kraftverk (Alternativ 3)
Ved bygging av et 850 MW gasskraftverk integrert med en utvidelse av metanolfabrikken vil
behovet for kjølevann øke med 51 000 m 3 /t (5 000 m 3 /t for metanolutvidelsen og 46 000 m 3 /t for
kraftverket). Oppvarmingen for metanolutvidelsen vil være ca 14 °C, for kraftverket vil den være
ca 10 °C.
Metanolfabrikkens ekstra behov for kjølevann vil dekkes gjennom eksisterende kjølevannssystem.
Kraftverkets behov for kjølevann vil bli dekket gjennom et nytt kjølevannsystem med inntak på ca
60 m dyp, ny inntakstunnel, nytt utløpsbasseng og nytt utløpsrør. Det nye utslippspunktet er ikke
endelig bestemt, men et forslag på 20 m dyp vest for dagens utslipp er en mulighet (se Figur 1.1).
Utslippet til sjø gjennom eksisterende utslippspunkt vil altså øke med 5 000 m 3 /t sammenlignet
med dagens situasjon. Utslippet til sjø gjennom nytt utslippspunkt vil bli 46 000 m 3 /t.
1.4.5 Andre utslipp
I tillegg til utslippene nevnt ovenfor er det utslipp fra et biologisk renseanlegg, som tilføres
sanitæravløpsvann og prosessavløpsvann. I dagens situasjon er tilførselen til dette anlegget ca 12
m 3 /t. Metanolutvidelsen og bygging av kraftverk vil øke tilførslene med 1-2 m 3 /t.
7

Figur 1.1 Skisse av anlegget på Tjeldbergodden. Eksisterende utslippspunkt og nytt
utslippspunkt foreslått av Statoil (gjelder bare alternativ 3) er avmerket.
8

2 UTSLIPPSBEREGNINGER
Alternativene 0 og 1 (”Dagens situasjon” og ”Utvidelse av metanolfabrikken”) anses dekket av
allerede gjennomførte utredninger. Men siden B-Jet modellen har gjennomgått noen mindre
forbedringer siden de tidligere beregningene, og for å få en best mulig sammenligning mellom
alternativene, har vi valgt å kjøre utslippsberegninger for samtlige alternativer.
2.1 Tekniske data
En oversikt over de tekniske spesifikasjonene for de forskjellige alternativene er vist i Tabell 2.1.
Tabell 2.1 Tekniske utslippsdata.
Alternativ 0:
Alternativ 1:
Utvidelse av
metanolfabrikken
Alternativ 2:
Utvidelse +
450 MW
kraftverk
Alternativ 3:
Dagens
850 MW
situasjon
kraftverk
Utslippsmengde (m 3 /t) 22 000 1 27 000 1 37 000 46 000
Oppvarming ( o C) 14 14 12.1 10
Rørdiameter (m) 2.0 2.0 2.0 2.0
Utslippshastighet (m/s) 1.95 2.39 3.27 4.07
Utslippsdyp (m) 16.5 16.5 16.5 20
Retning ( o ) 330 330 330 330
Helning ( o ) 0 0 0 0
1 Det er ikke tatt hensyn til at opptil 15 000 m 3 /t overføres akvakulturanlegget i Kjørsvikbugen.
2.2 Strøm
NIVA har gjennomført strømmålinger fra 4.5 m og 40 m dyp i periodene mars - mai 1990 og
august - september 1990 (Golmen, 1991). Målingene i 4.5 m dyp viste en midlere strømfart på 13
og 16 cm/s i de to måleperiodene. Vi har derfor valgt å bruke et homogent strømprofil med 15
cm/s mot 75° i alle simuleringene.
2.3 Lagdeling
I perioden 17 november 1998 – 16 november 1999 gjennomførte SINTEF et måleprogram i
sjøområdet ved Tjeldbergodden (Eidnes, 1999). Hensikten med målingene var å kartlegge
utbredelsen av overtemperatur fra det eksisterende kjølevannsutslippet, og validere de modellberegningene
som var utført. Målingene ble gjennomført omtrent hver tredje uke (17 tokt) og
omfattet vertikalprofiler av temperatur og saltinnhold ned til ca 60 m dyp i om lag 60 målepunkt.
Med bakgrunn i de målte data ble det for hvert tokt bestemt et uforstyrret bakgrunnsprofil
upåvirket av kjølevann. Vi har benyttet disse hydrografiprofilene som inndata i utslippsberegningene.
Temperaturprofilene er vist sesongmessig i Figur 2.1.
9

Dyp (m)
Dyp (m)
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
Vinter (desember - februar)
Temperatur ( o C)
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
Vår (mars - mai)
Temperatur ( o C)
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
Figur 2.1 a) Vertikalprofil av temperatur ved Tjeldbergodden vinter og vår 1998 og 1999.
10
8 des 98
30 des 98
29 jan 99
18 feb 99
3 mar 99
25 mar 99
15 apr 99
5 mai 99

Dyp (m)
Dyp (m)
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
0
-10
-20
-30
-40
-50
-60
Sommer (juni - august)
Temperatur ( o C)
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
Høst (september - november)
Temperatur ( o C)
3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16
Figur 2.1 b) Vertikalprofil av temperatur ved Tjeldbergodden sommer og høst 1999.
Som omtalt i Kapittel 1.2, er overtemperaturen ikke bare avhengig av kjølevannets temperaturøkning
fra inntak til utslipp, men også av temperaturgradienten i sjøen. Figur 2.2 viser
kjølevannets inntakstemperatur og sjøtemperaturen i utslippsdypet (16.5 m). Figuren viser at
sjøtemperaturen var lavere enn inntakstemperaturen i perioden november - april. Dette øker den
initielle overtemperaturen (jf. Figur 2.3). I månedene mai - november var sjøtemperaturen i
utslippsdypet høyere enn inntakstemperaturen. Dette reduserer den initielle overtemperaturen.
11
5 jun 99
24 jun 99
2 aug 99
13 aug 99
7 sep 99
21 sep 99
6 okt 99
16 nov 99
17 nov 98

Temperatur ( o C)
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Inntakstemperatur (60 m) Sjøtemperatur (16.5 m)
Nov Des Jan Feb Mar Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov
Figur 2.2 Kjølevannets inntakstemperatur og sjøtemperaturen i utslippsdypet over året.
(Basert på målinger 1998-1999).
Overtemperatur ( o C)
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Utvidelse Utvidelse + 450 MW 850MW
Nov Des Jan Feb Mar Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov
Figur 2.3. Initiell overtemperatur over året for de tre alternative utbyggingene. (Basert på
målinger 1998-1999).
12

2.4 Resultater
Utslippsberegningene er foretatt med modellen B-Jet (jf. Kap. 1.3). Resultatet av beregningene for
Alternativ 2 og 3 (hhv. Utvidelse av metanolfabrikken + 450 MW kraftverk og 850 MW
kraftverk) er vist i Appendiks A og B som plott av utslippsstrålens bane i vertikalplanet og
overtemperaturen som funksjon av avstand fra utslippet. Beregnet innlagringsdyp og
overtemperatur er vist som tidsplott i Figur 2.4 og 2.5.
Innlagringsdyp (m)
0
-5
-10
-15
-20
-25
-30
-35
Dagens Utvidelse Utvidelse + 450 MW 850 MW
Nov Des Jan Feb Mar Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov
Figur 2.4. Beregnet innlagringsdyp gjennom året for de forskjellige utbyggingsalternativene.
Overtemperatur ( o C)
1.4
1.2
1
0.8
0.6
0.4
0.2
0
Dagens Utvidelse Utvidelse + 450 MW 850 MW
Nov Des Jan Feb Mar Apr Mai Jun Jul Aug Sep Okt Nov
Figur 2.5. Beregnet overtemperatur 50 m fra utslippspunktet for de forskjellige utbyggingsalternativene.
Verdier markert med sirkel viser verdien ved gjennombrudd til
overflaten når gjennombruddet har funnet sted før 50 m er tilbakelagt.
13

Beregningene viser at utslippet - uansett utbyggingsalternativ – stort sett bryter gjennom
overflaten i vintermånedene november - februar, mens det innlagrer seg under overflaten i
sommerhalvåret april - september. Alternativ 3 - 850 MW kraftverk med nytt utslipp i 20 m dyp -
har dypere og hyppigere innlagring enn de andre alternativene. Alternativ 2 - utvidelse av
metanolfabrikken + 450 MW kraftverk med utslipp gjennom eksisterende utslippsrør - har noe
høyere innlagring og oftere gjennomslag enn de andre alternativene. Utslippet bryter gjennom
overflaten i en avstand fra utslippspunktet som varierer med utslippsmengden (eller -hastigheten).
Beregnet overtemperatur 50 m fra utslippspunktet ligger mellom 0.4 og 1.2 o C (Figur 2.5). Dagens
utslipp har den laveste overtemperaturen, mens et 850 MW kraftverk vil ha den største. En større
utslippsmengde har imidlertid en større hastighet og dermed avtar ikke innblandingen og
fortynningen så fort som for de mindre utslippene. I en avstand av 100 m fra utslippspunktet har
forholdet mellom alternativene når det gjelder overtemperatur blitt motsatt. For utslippene som
innlagres under overflata var overtemperaturen etter 100 m i gjennomsnitt 0.4 o C for Alternativ 0,
1 og 2 og 0.3 o C for Alternativ 3.
Figur 2.6 viser midlere og høyeste overtemperatur for samtlige alternativ som funksjon av avstand
fra utslippet. Tabell 2.2 oppsummerer resultatet.
Overtemperatur ( o C)
14
12
10
8
6
4
2
0
Gjennomsnitt
Høyeste overtemperatur
Alt. 0: Dagens situasjon
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Horisontal avstand (m)
Figur 2.6 a) Dagens situasjon: Høyeste og gjennomsnittlig overtemperatur som funksjon av
avstanden fra utslippspunktet.
14

Overtemperatur ( o C)
16
14
12
10
8
6
4
2
0
Alt. 1: Utvidelse av metanolfabrikken
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Horisontal avstand (m)
Figur 2.6 b) Utvidelse av metanolfabrikken: Høyeste og gjennomsnittlig overtemperatur som
funksjon av avstanden fra utslippspunktet.
Overtemperatur ( o C)
14
12
10
8
6
4
2
0
Gjennomsnitt
Gjennomsnitt
Høyeste overtemperatur
Alt. 2: Utvidelse + 450 MW kraftverk
Høyeste overtemperatur
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Horisontal avstand (m)
Figur 2.6 c) Utvidelse av metanolfabrikken + 450 MW kraftverk: Høyeste og gjennomsnittlig
overtemperatur som funksjon av avstanden fra utslippspunktet.
15

Overtemperatur ( o C)
12
10
8
6
4
2
0
Figur 2.6 d) 850 MW kraftverk: Høyeste og gjennomsnittlig overtemperatur som funksjon av
avstanden fra utslippspunktet.
Tabell 2.2 a) Gjennomsnittlig avstand fra utslippspunktet ut til en gitt overtemperatur.
1.0 o C 0.5 o C 0.3 o C
Alt. 0
Alt. 1
Alt. 2
Alt. 3
34 m
40 m
45 m
49 m
58 m
60 m
68 m
75 m
220 m
212 m
174 m
102 m
Tabell 2.2 b) Største avstand fra utslippspunktet ut til en gitt overtemperatur.
1.0 o C 0.5 o C 0.3 o C
Alt. 0
Alt. 1
Alt. 2
Alt. 3
Gjennomsnitt
44 m
50 m
59 m
56 m
Høyeste overtemperatur
Alt. 3: 850 MW kraftverk
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Horisontal avstand (m)
156 m
113 m
96 m
105 m
> 500 m
> 500 m
435 m
159 m
Figur 2.6 og Tabell 2.2 viser f.eks. at ved bygging av et 850 MW kraftverk (alternativ 3) vil
utslippet ha en overtemperatur på 1.0 o C etter i gjennomsnitt 49 m mot 34 m i dagens situasjon.
Fortynningen avtar imidlertid ikke så fort slik at en overtemperatur på 0.3 o C vil være oppnådd
etter i gjennomsnitt 102 m mot hele 220 m i dag. Strålebredden 100 m fra utslippet varierer i snitt
mellom 50 m (dagens situasjon) og 65 m (850 MW kraftverk). Strålen trekkes med strømmen i
Trondheimsleia.
16

2.5 Faren for gjensidig påvirkning ved flere utslipp
Ved en realisering av Alternativ 3 skal utslippet fra kraftverket på 850 MW ledes ut i et nytt,
separat utslippsrør. En mulig plassering av dette røret er vist i Figur 1.1 med utløp på ca 20 m dyp
omlag 370 m mot vest for dagens utslippspunkt.
Det er tre hensyn som bør tillegges betydelig vekt ved valg av utslippssted:
1) Utslippet bør ledes ut i et område med sterk og stabil strøm.
2) Det bør oppnås en viss avstand til eksisterende utslippspunkt.
3) Jo brattere bunnskråning, desto mindre del av bunnen utsettes for utslippsvann
Trondheimsleia som er resipient for utslippsvannet, oppfyller det første kravet dersom man
unngår le-området ved moloen. Med en dominerende strøm mot øst-nord-øst vil området innenfor
moloen kunne bli ei bakevje der utslippet fortynnes i sitt eget utslippsvann med akkumulering
som resultat.
Dersom avstanden mellom utslippene blir for liten, oppnås noe av den samme effekten. Det ene
utslippet kan da fortynnes i det andre utslippsvannet, noe som reduserer fortynningen og
opprettholder overtemperaturen. Det foreslåtte utslippspunktet har en avstand til det eksisterende
utslippet på ca 370 m. Beregningene viser at overtemperaturen etter en slik distanse er knapt
målbar (trolig ca 0.1 o C). Utslippet har da tilpasset seg omgivelsene og vil ikke ha negativ
innvirkning på fortynningen av det andre utslippet.
Bunnskråningen i det foreslåtte området er på ca 1:20. Et tungt utslipp vil da kunne følge bunnen
over et større område. Med en initiell overtemperatur på 10 o C vil dette kunne påvirke bunnfaunaen
i vesentlig grad. Én av de 18 kjøringene viste at utslippet var tyngre enn omgivelsene og
ville synke. Beregningen viste at strålesentrum ville synke 10 m over 75 m (fall på 1:7.5).
Utslippet ville ha påvirket bunnen betydelig ikke bare med sin overtemperatur, men også med sin
kraftige strøm (opp mot 4 m/s).
Selv om det bare var i ett av beregningstilfellene at utslippet var tyngre enn omgivelsene, vil også
utslipp med høyere innlagringsnivå ha en vertikal utstrekning som gjør at ytterkanten av utslippet
kan berøre bunnen. Selv om både hastighet og overtemperatur i strålens ytterkant er lavere enn i
strålesentrum, er utslipp i bratte skråninger å foretrekke for å redusere de negative effektene for
bunnfaunaen. Området rett ut for molohodet er relativt slakt ut til 20 m dyp for så å få et fall på
opp mot 1:2.5. Dersom det er praktisk realiserbart foreslås det at utslippet ledes ut her (se skisse i
Figur 2.6). Røret vil være utsatt for bølger og strøm og overdekning av stein er trolig nødvendig.
17

Figur 2.6 Foreslått nytt utslippspunkt for kjølevann fra kraftverket på 850 MW.
Utslippet fra det biologiske renseanlegget som tilføres sanitæravløpsvann og prosessavløpsvann,
er i dagens situasjon ca 12 m 3 /t. Det forventes ingen vesentlig påvirkning mellom disse utslippene.
Turbulensen fra utslippet av kjølevann kan øke fortynningen av utslippet fra vannrenseanlegget,
og omvendt. Dersom temperaturen i utslippet fra vannrenseanlegget er høyere enn sjøtemperaturen,
vil fortynningen av kjølevannet bli noe redusert dersom disse utslippene kommer i berøring
med hverandre.
18

3 KONSEKVENSER FOR MARINT LIV
3.1 Alminnelige effekter
Kjølevannsutslipp fra gasskraftverk, kjernekraftverk og annen industri med behov for kjølevann
kan gi flere typer effekter i de aktuelle utslippsresipientene. Når det gjelder Norskekysten er
temaet belyst både i litteraturstudier (Bakke m.fl., 1988) og økosystemeksperimenter (Bakke
m.fl., 1992) samt av flere konsekvensutredninger (bl. a. Dragsund m.fl., 1996). I tillegg til direkte
påvirkning av oppvarmet vann med eventuelle begroingshindrende midler kan også fysiske
effekter som gassovermetning og turbiditetsendringer forekomme. Kort oppsummert er de
viktigste effektene av kjølevannsutslipp på marine økosystemer følgende:
1. Temperaturøkning varierende med temperatursprang, dyp og utstrekning. Senking av
temperatur kan også forekomme som en sekundær effekt, samtidig som endringer i saltinnhold
kan inntreffe.
2. Effekter av begroingshindrende midler, ofte klor eller hypokloritt samt reaksjonsprodukter
mellom disse og naturlig forekommende stoffer i resipienten.
3. Næringssalttilførsel fra næringsrikt dypvann til overflaten grunnet dyputslipp av varmt vann
med mindre tetthet enn omgivelsene.
4. Organisk tilførsel til resipienten i form av planktonorganismer som drepes i kjølevannssystemet.
5. Gassovermetning som følge av at vann oppvarmes og løseligheten av gass dermed synker.
6. Turbiditetsendringer som følge av endrede strømforhold.
I dette kapitlet behandles først og fremst punkt 1, samt punkt 3.
3.2 Erfaringer fra norskekysten og tilsvarende områder
I tidligere konsekvensutredninger fra Tjeldbergodden behandles tema som også er aktuelle for
dette arbeidet (Bakke og Molvær, 1994; Dragsund m.fl., 1996). Særlig det sistnevnte arbeidet har
relevans for å vurdere konsekvenser for marint liv ut fra de betingelser som er gitt i denne
rapporten. En del vurderinger vil derfor bli utført i forhold til dette arbeidet.
Ellers kan nevnes her at et økosystemeksperiment utført i forsøksbassenger som tok for seg
effekter på hard- og bløtbunnamfunn representative for 10-15 meters dyp i Sør- og Vest-Norge,
viste tydelige virkninger på hardbunn, mens effekten på bløtbunn var mindre entydig (Bakke
m.fl., 1992).
19

Innenfor den tidsramme som var til rådighet for dette arbeidet var det vanskelig å skaffe
informasjon om effekter av kjølevann fra andre områder på Norskekysten. Imidlertid er materialet
fra Tjeldbergodden fullstendig.
3.3 Konsekvenser ved utvidelse av metanolfabrikk samt 450 eller 850 MW kraftverk
3.3.1 Fysiske forutsetninger
Som det framgår av Kapittel 2, vil temperaturendringene i 50 meters avstand fra utslippet i de
aller fleste tilfelle være mindre enn 1.0 °C, og stort sett mindre enn 0.5 o C i 100 m avstand for
utslipp fra utvidet metanolfabrikk samt 450 eller 850 MW kraftverk. Dette betyr at eventuelle
effekter blir svært lokale, både når det gjelder vannmasser, hardbunnssamfunn og bløtbunnssamfunn.
I tillegg går temperaturen litt ned istedenfor opp i mange situasjoner slik at en nærmer
seg naturtilstanden. Temperaturendringene i 100 meters avstand er generelt noe mindre enn de
som ble prognosert i den siste konsekvensutredningen (Dragsund m.fl., 1996), kun i desember
måned kan det påregnes sammenlignbare nivå for alternativet med 450 MW kraftverk.
Innlagringsdypet blir gjennomgående det samme som i dagens situasjon, i en del situasjoner litt
dypere for alternativet med 850 MW kraftverk. Et unntak representerer tidspunktet 6. oktober,
hvor innlagringdypet for alternativet med 850 MW kraftverk er over 20 meter dypere enn i dagens
situasjon. En utvidelse av utslippet fra metanolfabrikken gir stort sett samme innlagringsnivå som
i dag.
For 50 meters avstand finnes ikke beregninger i tidligere konsekvensutredninger.
3.3.2 Effekter på liv i vannmassene
Planktonalger og næringssalter
For planktonalger vil mulige effekter bestå av akutt negativ effekt av transport gjennom
kjølevannssystemet og mulighet for økt næringssalttilførsel fra næringsrikt dypvann til
overflatelaget hvor fotosyntese foregår.
Effektene av transport gjennom kjølesystemet vil trolig være omtrent de samme som det som ble
utredet ved forrige konsekvensutredning i og med at temperaturen er omtrent den samme når
kjølevannet forlater systemet. Det er ikke kommet til momenter senere som synes å gi noe annet
bilde. Det synes dermed å være grunn til prognosere ubetydelige effekter for resipienten med
hensyn til planktonalger også for utvidelse av metanolfabrikken og med 450 MW eller 850 MW
kraftverk.
Det er ikke grunn til å tro at næringssaltkonsentrasjonen vil øke i de fotosyntetiserende lag av
vannmassene i og med at innlagringsdypet for alternativet med 450 MW kraftverk er omtrent det
samme som i dagens situasjon. Alternativet med 850 MW kraftverk vil ofte ha noe dypere
innlagring enn det situasjonen er i dag. Det synes å være grunn til å regne med at forrige
konsekvensutrednings konklusjon med hensyn til liten påvirkning på den naturlige algefloraen i
området kan bli stående også for situasjonen med metanolfabrikk samt 450 MW kraftverk. For
alternativet med 850 MW kraftverk vil effekten trolig bli ytterligere redusert.
20

Dyreplankton
Når det gjelder dyreplankton vil mulige effekter først og fremst bestå i mekanisk stress som følge
av transport gjennom kjølesystemet. Samvirkning mellom resipientvann og kjølevann er også en
teoretisk kilde til stresseffekter i en slik situasjon, men i det aktuelle tilfellet med kun oppvarming
til 14 °C eller mindre synes dette mindre aktuelt. Den forrige konsekvensutredningen konkluderte
med at siden en svært liten andel av dyreplanktonet i resipienten ble trukket inn i kjølevannssystemet
samtidig som dette planktonet generelt har høy reproduksjonsrate, vil effektene ute i
resipienten være minimale. Med de forutsetninger som gjelder for denne konsekvensutredningen,
og i og med det ikke synes å ha kommet til nye momenter, synes denne konklusjonen å kunne
opprettholdes for utvidelse av metanolfabrikken, og for både 450 MW og 850 MW kraftverk.
3.3.3 Effekter på hardbunn
Inntaksområdet
Når det gjelder effekter på hardbunn er det naturlig først å se på inntaksområdet, da dette
vanligvis vil ha karakter av hardbunn. Med et inntaksdyp på 60 meter for utvidelse av
metanolfabrikken og for både 450 MW og 850 MW kraftverk vil algebegroing av grønn- eller
blågrønnalger, som kan være et problem ved grunnere inntak, være uaktuelt. Samtidig vil også
larver av blåskjell og andre typiske begroingsorganismer være mindre tallrike enn lengre opp i
vannmassene. Det vil sannsynligvis etableres en fauna av organismer som foretrekker sterk
bunnstrøm like ved inntaket. Denne vil imidlertid neppe skille seg fra tilsvarende fauna på
eksponerte bergvegger i området. Sannsynlige organismer i denne sammenheng vil være bl. a.
svamp, hydroider, sjøroser, kalkrørsmark, muslinger og sekkedyr.
Effekter i resipienten
Mulige effekter av kjølevann på hardbunnssamfunn omfatter både påvirkning av gjennomsnittstemperatur,
endrede maksimumstemperaturer og endret mønster av temperaturfluktuasjoner. I
tillegg kan det oppstå eutrofieringseffekter som følge av at næringsrikt dypvann følger stigende
kjølevann til overflaten, eventuelt at partikler også følger med opp slik at turbiditetsforhold
endres. Generelt vil organismer i fjæresonen, som har et naturlig miljø med store temperaturfluktuasjoner,
tåle endringer i temperaturregimet bedre enn de som lever i sjøsonen.
Det finnes naturlig kun eksponerte (ikke beskyttede) tangsamfunn i det mulige influensområdet.
Prøvestasjoner undersøkt i resipientundersøkelser i forbindelse med fabrikkvirksomheten ligger
betydelig lengre unna enn 100 meter. Ved en betydelig overtemperatur vil blåskjell og blæretang i
fjæra få reduserte bestander, noe som kan resultere i samfunn dominert av fjærerur, grønnalger og
snegl (Dragsund m.fl., 1996). Denne effekten ble spådd som en mulighet innenfor 100 meters
avstand fra utslippet ved forrige konsekvensutredning. Denne konklusjonen kan opprettholdes, om
enn med et sannsynlig mindre influensområde ved utslippene både for utvidelse av metanolfabrikken
samt med 450 MW eller 850 MW kraftverk. Det samme gjelder mulige mindre
spesifikke effekter av endrede maksimumstemperaturer eller endret mønster av temperaturfluktuasjoner.
21

I sjøsonen kan det forventes en reduksjon i bestanden av tarearter i et mindre område rundt
utslippet. Dette området kan påregnes å bli noe mindre enn det som ble prognosert i forrige
konsekvensutredning. Dette vil i sin tur ha lokale effekter for krepsdyr og fisk som vanligvis har
tilhold i tareskogen. For alternativet med 850 MW kraftverk vil effektområdet for gasskraftverkutslippet
ligge noe dypere enn i dagens situasjon og for alternativet med utvidelse av metanolfabrikken
og 450 MW kraftverk.
Når det gjelder effekter av mulig økt næringssalttilførsel på hardbunn blir konklusjonen, som for
vannmasser, at det ikke vil inntre endringer av betydning i forhold til dagens situasjon. Eventuelle
mindre endringer vil skje på omtrent samme dyp som dagens innlagringsnivå med utvidet
metanolfabrikk og 450 MW kraftverk, på noe større dyp for gasskraftverkutslippet med 850 MW
kraftverk.
3.3.4 Effekter på bløtbunn
Når det gjelder bløtbunnssamfunn, er de viktigste potensielle kilder til effekter temperaturøkning
innbefattet endrede maksimumstemperaturer og endret mønster av temperaturfluktuasjoner, mulig
økt næringssalttilførsel fra dypere vann og økt organisk tilførsel fra organismer som drepes på vei
gjennom kjølevannssytemet. De to sistnevnte faktorene er neppe av særlig betydning grunnet den
åpne resipienten med svært god vannutskiftning utenfor utslippet kombinert med uendret eller
større innlagringdyp for henholdsvis 450 og 850 MW kraftverk.
Prøvestasjoner for resipientundersøkelser foretatt i området ligger betydelig lengre unna utslippet
enn 100 meter, nærmere bestemt ute i Trondheimsleia (dyp 230-280 meter) eller nærmere
utslippet på betydelig dypere (dyp 40-53 meter) vann enn kjølevannsplumen vil bli innlagret.
Når det gjelder bløtbunn som blir direkte eksponert for kjølevannsplumen, kan effekter av økt
temperatur muligens inntre i form av at enkeltarter faller ut. Ingen av de dominerende artene på
undersøkelsesstasjonene hadde imidlertid utbredelser som skulle tilsi dette, selv om enkelttilfeller
muligens kan finnes i nærområdet til utslippet.
Det er også en mulighet for at temperaturfluktuasjoner som følge av at kjølevannsplumen skifter
posisjon med tidevannsyklusen kan gi et stress på lokale bløtbunnssamfunn. Effekter som nevnt
ovenfor vil uansett være svært lokale.
22

4 KONSEKVENSER FOR SÅRBARE FUGLEARTER
4.1 Innledning
Det foreligger ingen tidligere resultater fra undersøkelser av fuglefaunen i området, kun en kort
befaringsrapport fra høsten 1989. Denne omhandler en zoologisk vurdering av de 6 lokalitene som
var aktuelle ilandføringsterminaler på dette tidspunktet. Her blir det konkludert med at det var få
beitemuligheter for sjøfugl utenfor det da planlagte industriområdet på Tjeldbergodden, og at de
zoologiske interessene i dette området syntes å være moderate (Thingstad m.fl. 1989).
4.2 Områdebeskrivelse
Tjeldbergodden ligger ved et parti av Trondheimsleia der bunnen skråner bratt opp, og sjøarealene
med dybder mindre enn 20 meter er svært begrensete. I tillegg er dette en meget strøm- og vindeksponert
strekning, der bølgene ofte slår langt inn over svabergene. Den tilgrensende Kjørsvikbugen
i øst er mer avskjermet, og skjæra ytterst i vågen omgis av et mindre grunnvannsareal. Vest for
anleggsområdet finnes det også noen grunne sjøarealer ved innløpet mot Dromnessundet (jf. Figur
4.1).
Figur 4.1. Kart over Tjeldbergodden med tilgrensende sjøområder. De gråskraverte sjøarealene
angir henholdsvis dybder mindre enn 10 m (mørk grått) og dybder mellom 10 og 20
m (lysere grått).
4.2.1 Bakgrunnsmateriale
På grunn av den korte tidsfristen for denne konsekvensutredningen ble det ikke mulig å få samlet inn
særlig med nye data omkring forekomsten av sårbare fuglearter i området. Det er ulike arter sjøfugl
som kan forventes å få ”sekundære effekter” av de foreslåtte utvidelsene av utslipp til sjøen. Disse
23

effektene vil være knyttet til ulike situasjonen under ulike perioder på året (aktuelt for fuglelivet er
områdets funksjon som overvintring-, trekk-, myte- og hekkelokalitet). Som tidligere datagrunnlag
for de ornitologiske forholdene sitter vi altså kun inne med kjennskap til lokaliteten fra en tidligere
kort høstbefaring i området (Thingstad m.fl. 1989). Dette sammen med et par kontroller av
fugleforekomstene i løpet av vinteren/våren i år, samt bidrag fra lokale medlemmer i Norsk
ornitologisk forening (NOF), og foreliggende og nye vurderinger omkring bunndyrfaunaen i området
(Kap. 3 i denne rapporten; Altin og Stokland, 2001) danner derfor grunnlaget for denne ornitologiske
delutredningen. De verifiserbare fysiske endringene i miljøet på grunn av kjølevannsutslippet setter
selvsagt premissene for de disse vurderingene (Eidnes, 1999; Melbye, 2001; Stokland og Melbye,
2001; Kap. 2 i denne rapporten).
I forbindelse med NOF sine ”Årtusentellinger” i Møre og Romsdal talte Tor og Øystein Ålbu opp
den aktuelle kyststrekningen den første helga i februar 2003. Dette materialet har de velvilligst stilt til
vår disposisjon. På strekningen Kjørsvikbugen - Kvitberget (inn mot Dromnessundet) ble det denne
dagen registrert omlag 280 individer sjøfugl (Tabell 4.1). De fleste av disse fuglene ble talt opp inne i
selve Kjørsvikbugen. Dessuten ble det innen sjøområdet utenfor Dromnessundet (strekningen
Rogntangen til Skipnesodden) registrert omlag 110 individer sjøfugl denne dagen (Tabell 1). Inne i
Dromnessundet ble det dessuten sett ei brilleand (Tor Ålbu pers. medd.).
Tabell 4.1. Oversikt over observerte vannfugl på to opptellinger vinteren/våren 2003. Dataene fra
01.02. er velvilligst stilt til disposisjon av Tor Ålbu. Sone 1 = Kjørsvikbugen –
Kvitberget, Sone 2 = Rogntangen - Skipnesodden
Sone 1 Sone 2
Art 01.02.03 27.03.03 01.02.03 27.03.03
Islom
Gråstrupedykker
Horndykker
Storskarv
Toppskarv
Gråhegre
Stokkand
Ærfugl
Havelle
Sjøorre
Siland
Havørn
Lomvi
Lunde
Gråmåke
Svartbak
-
-
-
22
1
37
3
103
-
-
31
4
-
-
74
7
-
-
-
8
-
-
-
38
-
-
17
-
-
-
20+
2
I tillegg til de observasjonene som står angitt i Tabell 4.1 ble det 27.03. sett noen få individer med
tjeld i området, og på en av skjæra utafor Dromnessundet ble det sett 8 fjæreplytt.
2
5
5
15
1
16
2
6
10
18
29
2
1
1
-
-
-
-
-
7
-
-
-
1
-
-
7
-
-
-
16
1
24

4.3 Generelt om næringspreferanser til aktuelle vannfuglarter
Nedenfor blir det gitt en kort oversikt over hvilke næringsemner som blir foretrukket av de vanligst
forekommende vannfuglene i området. Når ikke noe annet er angitt er opplysningene hentet fra
Cramp og Simmons (1977).
Lommene ernærer seg primært på fisk som de fanger i neddykket tilstand. De dykker helst på dybder
mellom 2 til 10 m, og et gjennomsnittlig dykk er gjerne på omlag 45 sekunder (storlommen kan være
nede i 2 minutter og smålom er registrert med dykk på 1.5 minutt). I 173 mageprøver fra smålom,
samlet inn fra kysten av Danmark i vinterhalvåret, fant Madsen (1957) bare fisk. De fleste var små,
men opp til 25 cm lengde ble registrert. Torskefisker utgjorde over 50 % av volumet, for øvrig var
kutlinger, stingsild og sild vanlig. Storlommen beiter nesten utelukkende fisk på vinterhalvåret, men
kan spesielt under hekkesesongen også ta krepsdyr, bløtdyr og akvatiske insekter. Islommen
forekommer langs norskekysten på vinterhalvåret. Den har også helst fisk, opp til 28 cm lengde, men
dietten inneholder også krepsdyr, bløtdyr, børstemarker og insekter (samt amfibier på hekkeplassene).
Dykkerne lever av akvatiske leddyr og fisk. Gråstrupedykker og horndykker opptrer hyppigst
ved kysten på vinterhalvåret. Disse har en nokså lik næringsbiologi med akvatiske og terrestre
insekter og insektlarver høyt oppe på matseddelen (Fjeldså, 1973). Om vinteren er gjerne ulike arter
fisk (opp til 25 cm lengde) den dominerende føden. Av 25 undersøkte mager fra gråstrupedykkeren,
innsamlet i tidsrommet oktober-januar fra ulike salt- og brakkvanns-områder på kysten av
Danmark, inneholdt samtlige fisk, og da spesielt kutlinger og torsk. I tillegg forekom også krepsdyr,
spesielt reker (Crangonidae) og kreps (Palaemonidae), relativt vanlig som byttedyr (Madsen, 1957).
Horndykkeren fanger i tillegg til fisk også krepsdyr i vinterhalvåret.
Skarvene lever normalt helt og holdent av fisk. Storskarven fanger maten sin på dykk som varer fra
15 til 60 sekunder og som vanligvis foretas på dybder mellom 3 til 9 m. Den henter gjerne
flyndrefisker (opp til 20 cm) eller ulike torskefisker fra bunnen, eller den tar fjæretilknyttete arter
som ålekvabbe. Toppskarven foretrekker å jakte i overflata der den fanger frittsvømmende
fiskearter. Selv om dietten kan variere en del mellom ulike lokaliteter og til ulike årstider hører
torskefisker, og da gjerne små hvittinger og sei, sil og sildefisker, spesielt brisling, til de vanligste
byttedyrene.
På kysten tar gråhegra overveiende småfisk som den fanger med nebbet på grunt vatn. En rekke
hegrer skutt ved Bergen inneholdt for det meste kutlinger og ulker, men det ble også funnet en del
strandkrabber (Haftorn, 1971). For øvrig er det kjent at den kan ta noe bløtdyr, børstemarker, flere
krepsdyr, fugl (spesielt unger) og små pattedyr; og ved ferskvannslokaliteter tar den gjerne amfibier
(spesielt frosk).
Stokkanda er en opportunist i næringsveien og har derfor en sammensatt diett som viser stor
variasjon mellom ulike lokaliteter og mellom ulike årstider. Unge vannplanter, frø, bær, insekter og
bløtdyr inngår blant annet på stokkandas matseddel (Haftorn, 1971). Fra vinterhalvåret foreligger det
undersøkelser fra 177 skutte fugler fra kysten av England. Fra disse fuglene, som ble samlet inn i
25

perioden september - februar, fant Olney (1967) hovedsakelig frø fra salturt og ulike meldearter som
strandmelde og saftmelde; videre ble også noen bløtdyr (Hydrobia-snegler) og krepsdyr
(strandkrabbe og sandreke) funnet i mageprøvene. På Grønland, der den nødvendigvis må være
eksklusivt i marine områder om vinteren, lever stokkanda nesten helt av bløtdyr som tallerkenskjell
og fjæreskjell (fam. Tellinidae) og stripeskjell (Salomonsen, 1950:95).
Ærfuglen, tilhører dykkendene og beiter helst på hardbunnsfaunaen. Næringsbiologien til denne
arten er godt undersøkt, og disse studiene viser at den foretrekker bløtdyr og i mindre grad krepsdyr
og pigghuder. Av bløtdyrene blir spesielt blåskjell og nærbeslektede muslinger eller hjerteskjell
foretrukne, men også snegler, og da spesielt strandsnegler, er viktige næringsemner (Bustnes og
Erikstad, 1988; Nehls, 1989; Öst og Kilpi, 1998; Camphuysen m.fl., 2002). En undersøkelse fra
sjøområdene utenfor Tromsø viste at blåskjell med lengde rundt 14 mm (" 5,7 mm) ble foretrukket av
ærfuglene, mens de gjerne beiter på større skjell lengre sør i Europa. Denne lengdekategorien var
overensstemmende med den skjellstørrelsen som inneholdt mest kjøttvekt i forhold til skallvekten i
dette området (Bustnes og Erikstad, 1990).
Fra danske marine områder er det blitt analysert 261 mageprøver; 85,1 % av disse inneholdt bløtdyr
(blåskjell: 68,6 %, strandsnegler: 22,2 %, nettsnegler: 17,3 %, kongesnegl: 8,4 %, sandskjell: 5,4 %,
trauskjell (Spisula): 4,9 %), 29,1 % pigghuder (sjøstjerner (korstroll): 26,8 % og 2,7 % fisk (Madsen,
1954). 173 mageprøver fra Sørøst-Norge som ble samlet inn om våren og sommeren inneholdt
hovedsakelig tanglus, tanglopper og bløtdyr (overveiende blåskjell og purpursnegl) (Pethon, 1967),
mens Soot-Ryen (1941) rapporterte om et stort antall pigghuder fra sine næringsundersøkelser i
Nord-Norge. 82 ærfugler tatt i garn på vårparten ved Sommerøyområdet, 60 km vest for Tromsø,
hadde hovedsakelig ernært seg av blåskjell. 80,5 % av fuglene hadde spist blåskjell og dette
næringsdyret utgjorde knapt 50 % av våtvekt næring. Rognkjeksegg var på denne lokaliteten et annet
viktig næringsemne idet de utgjorde 25,9 % av våtvekten og var beitet av 14,6 % av fuglene (Bustnes
og Erikstad, 1988). I et skotsk materiale samlet inn i perioden november-mars inneholdt 94 % av 50
mager blåskjell, 24 % strandkrabbe og 10 % strandsnegl (Player, 1971). Andre næringsemner er også
funnet; sør på Svalbard fant Løvenskiold (1954) vesentlig sjøpølser, og Kristoffersen (1926) fant en
hel kråkebolle, Soot-Ryen (1941) angir for øvrig at mindre eksemplarer (< 15 mm) av vanlig
kråkebolle beites regelmessig. Lund (1961) antyder at alger kan være av betydning i hekkesesongen
(for hunnene), og Soot-Ryen (1941) fant atskillige planterester i ungene han undersøkte. Ærfuglen
kan derfor ha en nokså heterogen næringsseddel, og har trolig til en viss grad individuelle
næringspreferanser (Thingstad m.fl., 2000). Ved masseforekomster av sil (Ammodytes spp.) kan dette
fiskeslaget være preferert vinternæring (Frengen og Thingstad, 2002).
Under næringssøket kan fuglene dykke ned til 15-20 m, unntaksvis helt ned til 42 meter (Guillemette
m.fl., 1993); men vanligvis går de ikke dypere enn 6 meter (Larsen og Guillemette, 2000). Pethon
(1967) fant at bare 6 % av dykkene ble foretatt på større dybder enn 3 m, og nesten halvparten (55 %)
av næringen ble hentet uten at fuglene dykket helt under. Ærfuglen beiter mest aktivt morgen og
kveld (midtvinters vil hvileperioden midt på dagen måtte avkortes alt etter hvor lang periode det er
med dagslys); og der det er stor forskjell på flo og fjære vil det normalt være en topp aktivitetsperiode
ved lavvann (Dunthorn 1971, Player 1971, Cantin m.fl. 1974).
26

Sjøorre og svartand har en næringsbiologi i vinterhalvåret som samsvarer relativt godt med den
som er beskrevet ovenfor hos ærfuglen. Sjøorren beiter vanligvis på dybder mellom 2 og 5 m, mens
svartandas typiske dykkerdyp er omlag 11 m, dvs noe større enn hos de andre dykkendene (Ferns,
1992). Hos sjøorren utgjør bløtdyrene blåskjell (5-20 mm), hjerteskjell (opp til 20 mm) og nettsnegler
(opp til 25 mm) den vanligste føden, men også krepsdyr (små strandkrabber og tanglopper),
pigghuder (som sjømus og korstroll) og mangebørstemarker (deriblant fjæremark) beites relativt
vanlig. Svartanda synes å ha en enda klarere preferanse ovenfor blåskjell (opp til 40 mm); men
hjerteskjell (gjennomsnittlig 11,5 mm) og Spisula (gjennomsnitt 15,2 mm), samt noen snegler,
børstemarker og pigghuder inngår også i kostholdet. Denne arten synes klart å foretrekke sand- og
grusbunn (Madsen, 1954; Ferns, 1992; Dunrick m.fl., 1993).
Madsen (1954) undersøkte innholdet i 113 mager fra havelle innsamlet i dansk farvann på
vinterhalvåret. Igjen var bløtdyrene, og da spesielt hjerteskjell og blåskjell, den gruppen som ble
hyppigst beitet (frekvensen av magene som inneholdt denne gruppen var 94 %). Dernest fulgte
krepsdyr (frekvens: 55 %), hovedsakelig tanglopper og tanglus; fisk (14 %), hovedsakelig kutlinger,
og mangebørstemark (10 %). Denne undersøkelsen overstemmer godt med en senere undersøkelse
fra sørkysten av Sverige (Nilsson, 1972). En nyere studie av overvintrende haveller i Gdanskbukta
sør i Østersjøen foretatt av Stempniewicz (1995) viser at muslingene fjæreskjell, vanlig sandskjell,
blåskjell og hjerteskjell til sammen utgjorde 77 volumprosent i dietten (97 % av magene fra 423
fugler inneholdt ett eller flere av disse bløtdyra), mens fisk, og da spesielt stingsild og sil, var den
nest vanligste næringskilden (25 % av magene inneholdt fisk, og de utgjorde 13,6 volumprosent).
Også krepsdyr (spesielt Mysis, Cammarus og Crangon spp.) var vanlig forekommende ettersom 21
% av fuglene hadde beitet denne gruppen, men volummessig utgjorde den bare 4,8 %. Enda mindre
betydning hadde snegler og mangebørstemarker, men spesielt mangebørstemarken Nereis
diversicolor synes å ha betydning som næringskilde. For øvrig var det klare alders- og
kjønnsforskjeller i materiale, ettersom voksne hanner som ble tatt på garn på større dyp enn 20 meter
nesten utelukkende hadde tatt en stor isopod (en tanglusart) som er en maringlasial relikt i Østersjøen
(Mesidothea entomon).
Silanda tilhører fiskeendene og har som gruppenavnet antyder hovedsakelig fisk på matseddelen.
Den fisker gjerne parvis eller samlet i større eller mindre flokker, helst på relativt grunt vatn, og alle
fisk av passende størrelse (mindre enn 8-10 cm) synes å bli predatert. I en dansk undersøkelse
utgjorde stingsild og kutlinger mer enn halvparten av total næringsmengde (Madsen 1957). I saltvatn
utgjør også ulike krepsdyr (mysider, reker og strandkrabber) en vesentlig andel av næringen.
Av måkefuglene tar fiskemåken hovedsakelig terrestrisk føde (meitemark, insekter, korn og avfall),
men den beiter også på marine evertebrater (spesielt blåskjell og tanglopper) og fisk (Cramp og
Simmons 1983, Götmark 1984). Gråmåke og svartbak er nærmest altetende innen så vel animalsk
som vegetabilsk føde. De opptrer som predatorer, blant annet ovenfor andre måkefugler og
kannibalisme forekommer også (Davis og Duun, 1976; Götmark, 1982), de lever av søppel og de kan
opptre som nærings-pirater. En vanlig møte å få tilgang på kjøttet i muslinger, krabber m.m. er at de
flyr opp i lufta og knuser skallene på disse dyrene ved å slippe de ned på berg fra 5-7,5 meters høyde.
27

Alkefuglene lomvi, alke og lunde spiser nesten utelukkende fisk, selv om de kan supplere føden
med noen marine evertebrater, og spesielt vinterdietten til lunden synes å kunne bestå av forholdsvis
mye krepsdyr (Cramp, 1985). Maten fanges helst ved dykking, som for lomviens vedkommende er
rapportert ned til dybder på inntil 60 m (Cramp, 1985). Preferert dykkerdyp for alken er likevel ikke
dypere enn 2-3 (-5) m (Madsen, 1957). Fiskeslagene de beiter på variere lokalt, men hos oss tar de
helst sild og sil, men også kutlinger, stingsild, ålekvabbe, makrell og mindre torskefisker og småsei
fanges. Nordpå kan lodde representere et viktige næringsgrunnlag (Haftorn, 1971; Cramp, 1985).
4.4 Områdets ornitologiske funksjon
Under vårt tidligere besøk i området (11.10.1988), før utbyggingen ved Tjeldbergodden, kunne vi
ikke avdekke spesielle ornitologiske kvaliteter knyttet til sjøarealene vest for Kjørsvikbukta og videre
vestover mot Dromnessundet. Dette inntrykket ble også bekreftet ved våre oppsjekkinger her denne
vinteren/våren (den 12. og 27.3., som begge dessverre ble hemmet av dårlige værforhold).
Det foreliggende ornitologiske bakgrunnsmaterialet indikerer at sjøarealene utenfor det aktuelle
området har en viss betydning for sjøfugl vinters tid. Norske ansvarsarter (arter som Norge huser en
relativt stor andel av totalbestanden av, og som Norge dermed har et spesielt stort forvaltningsansvar
for) som er påvist på denne sjøstrekningen er islom, storskarv, toppskarv, siland, fjæreplytt
(gjelder for vinterbestandene), havørn og lunde (jfr Direktoratet for naturforvaltning 1999:136). Av
påviste sjøfuglarter som står oppført på den norske rødlistearter over hekkende arter, og som kan
tenkes å hekke i området har vi havørn. Mer utfyllende feltregistreringer ville sikkert ha forlenget
disse opplistingene. Imidlertid gjelder generelt at det ikke er påvist spesielt store forekomster av noen
art, og da spesielt ikke innenfor den aktuelle influenssonen for kjølevannutslippet. Det foreliggende
begrensete feltmaterialet indikerer nokså entydig at det er de mer grunne sjøarealene på begge sider
av Tjeldbergodden (Kjørsvikbugen og munningen av Dromnessundet) som har verdi som beite- og
oppholdsområder for de aktuelle sjøfuglartene (havørna benytter i tillegg strandbergarealene spesielt
vest for anlegget). Dessverre mangler vi data som kan avklare områdets betydning for de potensielt
påvirkbare sjøfuglartene til andre årstider. Ut fra den foreliggende kunnskapen om området forventer
vi imidlertid ikke at det til noen årstid skal opptrer større forekomster av noen sjøfuglart innenfor det
aktuelle influensområdet. Ved de etterfølgende konsekvensvurderinger av det aktuelle inngrepet har
vi derfor tatt dette som en forutsetning, selv om feltdata mangler fra mange aktuelle tidsperioder (jfr
avsnittet Bakgrunnsmateriale).
4.4.1 Mulige konsekvenser av omsøkt utvidelse av kjølevannsutslipp
På lik linje med det ornitologiske bakgrunnsmaterialet er bunndyrfaunaen ufullstendig kartlagt
innenfor det aktuelle influensområdet til kjølevannsutslippet. I rapporten til Altin og Stokland (2001)
blir det riktignok angitt resultater fra tre dykkstasjoner på den aktuelle strekningen mellom
munningen av Dromnessundet og Kjørsvikbugen, men ingen av disse er i umiddelbar nærhet av
anlegget. Fra disse tre stasjonene ble det samlet inn ruteanalyser av bunndyrfauaen i stortarebeltet på
omlag 2-3 meters dyp. Den nærmeste stasjonen lå ved Stongnesskjæret vest for anlegget, og de to
andre ytterst i Kjørsvikbukta. Et fellestrekk for bløtdyrfaunaen (snegler og muslinger) ved stasjonene
var en den var helt dominant av snegler, og selv sneglefaunaen var relativt arts- og individfattig, noe
28

som trolig skyldes områdets eksponering. Mens en ved viktige marine fuglelokaliteter gjerne finner
mange 100 bløtdyr per m 2 (se f eks Thingstad og Hokstad, 1997; Thingstad m.fl., 2003), ble det her
kun funnet noen få individer per m 2 (Altin og Stokland, 2001). Hva som eventuelt måtte finnes av
bløtdyrfauna noe lengre ut, men fortsatt innen aktuelle dykkerdyp for de fugleartene som beiter på
den marine bunndyrfauanen (dvs innenfor de gråskraverte arealene som ligger grunnere enn 20 meter
på Figur 4.1), har vi derimot ingen data på. Ut fra topografi og de avdekkete bunnforholdene er det
likevel rimelig å anta at også denne faunaen vil være relativt fattig, da med mulige lokale unntak for
grunnvannsarealene ute ved munningen av Dolmnessundet og inne i Kjørsvikbukta. Næringspotensialet
for dykkender (jfr deres dykk- og næringspreferanser gjengitt ovenfor) må altså kunne
antas å være ytterst begrensete ved selve metanolanlegget, men muligens er dette noe bedre vest og
øst for anlegget.
En undersøkelse som ble foretatt i 2000 av hydrokarboner og tungmetaller i blåskjell, som ble utsatt
for en eksponering av kjølevannet i fire uker ved Tjeldbergodden, konkluderte med at konsentrasjonene
på dette tidspunktet ikke var ”på et særlig høyere nivå” enn innen referanseprøven fra et
oppdrett i Rissa, og overskred ikke SFTs tilstandklasse 1 (god) (Melbye, 2001). Med dagens utslippsvolum
av kjølevann viser målinger at utbredelsen av en overtemperatur på mer enn 1 ºC varierer
mellom 50 til ca 500 m ut fra utslippspunktet (Eidnes, 1999). Det er ikke påvist endringer i
bløtbunnsfaunaen knyttet til mulige effekter fra det eksisterende utslippet fra metanolfabrikken
(Stokland og Melbye, 2001).
Dersom en realiserer et 850 MW gasskraftverk er det foreslått å føre det nye omsøkte kjølevannsutslippet
via et ekstra utslippsrør på innsida av eksisterende molo i sør og ut forbi denne på 20 m dyp.
Her er det så bratt at utslippet ikke vil berøre bunndyrfaunaen i området, og dermed heller ikke
fuglefaunaen som er avhengige av denne næringskilden. Dersom en benytter det eksisterende
utslippstedet (ved 450 MW alternativet) på 16.5 m dyp, er det beregnet kun en situasjon der
utslippet ble rettet svakt nedover (Kap. 2). Etter ca 75 m ville det nå innlagringsdypet på ca 29 m.
Ser vi på bunntopografien betyr det at utslippet vil skyte horisontalt utover, gradvis dykke
nedover og strålesentrum vil sannsynligvis kunne treffe bunnen over en strekning 50-60 m fra
land (vanndyp ca 24-27 m). Overtemperaturen i sentrum av strålen vil da være 0.4 - 0.6 ºC. Fra
utslippspunktet til dette "splash"-punktet vil ytterkanten av strålen kunne berøre bunnen. Hva
overtemperaturen er i ytterkanten av strålen gir ikke beregningene svar på. Konklusjon vil være: I
enkelte tilfeller vil ytterkanten av utslipps-strålen kunne berøre bunnen, og i ett av de beregnede
tilfellene traff selve strålesentrum bunnen. Det forventes ikke at den delen av strålen som i
perioder kan berøre bunnen vil ha en overtemperatur som overstiger 1 ºC (Jf. Kap 2). Inntaksdypet
for kjølevannet vil ved begge utbyggingsalternativ være på 60 m. Her kan en forvente etablert en
fauna som foretrekker sterk bunnstrøm (Kap. 3), men denne faunaen vil uansett artssammensetning
være beliggende på for dypt vann til at den vil få noen betydning som næringskilde for sjøfugl. Når
det gjelder bløtbunnsfaunaen er mulige påvirkningsfaktorer knyttet til utslippstedet lokal heving av
vanntemperaturen, endrete temperaturfluktuasjoner, økt næringssalttilførsel fra dypere vann og økt
organisk tilførsel fra organismer som drepes på vei gjennom kjølevannsystemet. Dette kan føre til at
enkeltarter faller ut, selv om de avdekkete dominante artene i området trolig vil tåle disse miljøendringene.
Uansett vil disse effektene kun bli svært lokale (Kap. 3). Ut fra den bakgrunnsinforma-
29

sjonen vi har på forekomster av bunndyr og sjøfugl innenfor den aktuelle influenssonen, kan vi derfor
ikke se at det nye kjølevannutslippet vil kunne få noen effekt på de bunndyravhengige sjøfuglartene
(det vil primært si dykkender) som opptrer i området. For fiskeetende arter (dvs lommer, dykkere,
skarver, siland, måke- og alkefugler, havørn, - som også tar sjøfugl -, og til noen grad også
dykkendene) har vi ingen bakgrunnsinformasjon omkring forekomstene av aktuelle fødeobjekter av
fisk (jfr oversikten over deres prefererte næringsarter gjengitt ovenfor). De lokalitetene der vi har
avdekket mer faste (?) tilholdssteder av slike sjøfuglarter ligger imidlertid godt utenfor den antatte
influenssonen fra de aktuelle utvidete kjølevannutslippene. Følgelig kan vi heller ikke for disse
artsgruppene forvente endringer i forekomstene som kan relateres til de planlagte utvidelsene på
Tjeldbergodden.
30

5 MULIGHETER FOR OG KONSEKVENSER AV GASSOVERMETNING
Luftetårnet ved Tjeldbergodden er i all vesentlig grad et 13 m fossefall ned en 2x6 m 2 sjakt. Vi
har dessverre ingen eksakt måte å beregne utgassingen under slike forhold. Dråpedannelsen er en
vesentlig faktor og denne prosessen er styrt av energitilførselen. I arbeidet med N2 overmetning i
Tafjord (Tekle m.fl., 1980) ble det rapportert relevante forsøksresultater fra Canada. I et mindre
tårn med vesentlig mindre vannføring var utgassingen lite følsom for vannmengde, og større
transport ga en mer effektiv utlufting.
Det er uklart hvordan resultatene fra de Canadiske forsøkene kan oppskaleres til luftetårnet på
Tjeldbergodden. Det er imidlertid innlysende at en økning i vannmengde øker energitettheten til
vannet som strømmer over overløpet til fossen. Ved en økning av vannføringen fra 6,1 m 3 /s til
12,8 m 3 /s øker innløpshastigheten fra 2,2 m/s til 2,7 m/s. Dette gir en 50% økning av
energitettheten ved toppen av sjakten og større energitetthet fører til mindre dråpestørrelse.
Likevel, er den totale energitilførselen dominert av fallet ned sjakten, som beregnes å være
uendret.
Dråpestørrelsen i et fossefall er et samspill mellom påtvunget krefter og overflatespenningen.
Utgassingen er en funksjon av både overflatearealet og oppholdstid. Arealet øker som invers
kvadrat av dråpediameteren. Oppholdstiden er derimot vanskelig å beregne. Ved fritt fall er den
uendret ved økt vannføring. Vannvolumet i sjakten er bare en liten del av det totale volumet, og
både dråpekollisjoner og luftmotstanden påvirker både dråpestørrelsen og oppholdstiden.
Med disse betraktninger, konkluderer vi med at det blir en beskjeden endring av N2 overmetning
fra dagens situasjon, men at vi mangler data og metode for å kvantifisere den. En måte å bekrefte
en del av antagelsene i denne vurderingen er å måle N2 overmetningen ved dagens situasjon.
For kraftverket er det ikke planlagt noe luftesystem på samme måte som for metanolfabrikken.
For å spare pumpeenergi er det prosjektert en kondensator med vakuum på sjøvannssiden.
Beregninger av effekten mhp. gassovermetning til et slikt system er avhengig av empiriske data
fra et system som har vært (eller er) i drift. I prinsippet vil utgassing øke med redusert lufttrykk
over vannet, men det er begrenset hvor mye utgassing som kan skje gjennom en begrenset
overflate. Opplysningene som er forelagt, viser ikke om det er en stor nok overflate til å få til en
vesentlig utfluks av luft.
Utgassingen er proporsjonal med overmetningen, turbulens og overflatearealet. Lufttårnet deler
vannet opp i mange små dråper med tilsvarende økt overflate og turbulens. Selv om overmetningen
er bare 10 - 30 % er arealet stort nok til å få til en betydelig fluks. Det krever et stort
undertrykk for å få en overmetningsprosent som kan erstatte overflateøkningen i et vannfall.
Selv om N2 overmetningen i utslippsvannet er omtrent den samme som før, blir det dobbelt så
mye vann som slippes til sjøen. Det prosjekterte utslippsdypet (20 m) er 3.5 m dypere enn det
eksisterende utslippsdypet og vil ytterlig redusere virkningen av eventuell N2 overmetning.
31

5.1 Biologiske konsekvenser av gassovermetning på fisk
Det er vanskelig å tallfeste toleransegrenser for fisk fordi gassovermetnings-toleransen varierer
med fiskeart, alder, størrelse, helsetilstand, adferdsmønster og eksponeringstid. Forsøk med fisk i
oppdrettskar har vist at nitrogenovermetning kan være skadelig når konsentrasjonen overstiger 3%
av metningsnivået, og det er særlig yngel som er følsom for nitrogenovermetning. For høye
konsentrasjoner resulterer i gassblæresyke, som enten er akutt eller kronisk. Ved akutt
gassblæresyke dannes det gassbobler i blodet, de vil legge seg på utsatte steder og hindre
blodtransport. I tillegg kan det forekomme utstående øyne, blærer under overhuden, små
punktformige blødninger spesielt på finnene. Konsentrasjonen av nitrogen er normalt høyere enn
110-115% overmetning (Rosseland, 1999) når akutt dødelighet inntrer. Ved lavere overmetning
vil det bli skader på gjellevev, risiko for gjellebetennelse og dødelighet på grunn av redusert
osmoregulering. Man antar at overmetninger av nitrogen fra 103-105% kan redusere fiskens
generelle kondisjon og dermed være med på å øke faren for sykdomsutbrudd og
produksjonslidelser, men det er fortsatt en del usikkerhet omkring disse teoriene.
I forsøk utført ved SINTEF Fiskeri og havbruk er det vist at torskeyngel kan få alvorlige
symptomer ved eksponering for gassovermetning (107%). Fiskelarvene fikk utposninger på
kroppen (Figur 5.1). Med slike skader forventes fiskelaven å dø relativt raskt.
Foto:Lars Ulvan
Figur 5.1. Bildet viser en 20 dager gammel torskelarve som er eksponert for 107 %
nitrogenovermetning. Hvit pil peker på en gassutposning i huden.
32

5.2 Teknisk bakgrunn
5.2.1 Utslipp sjø
Nitrogenovermetningen i kjølevannet antas i hovedsak å være et resultat av temperaturøkning. De
aktuelle alternativene for utvidelse av metanolfabrikk samt drift av kraftverk vil ikke medføre
økning av temperaturen i samlet vannstrøm. Det forventes derfor ikke noen prosentvis økning av
vannets gassovermetning før lufting.
Kjølevannet tas inn på 60 meters dyp, via en tunnel til inntaksstasjon med renseanlegg.
Oppvarmet kjølevann til sjø luftes v.h.a. et ”luftebasseng” med h.o.h 17, overløpssjakt og åpent
avløp før det går inn i avløpsrør med 2 m diameter ut til utslippspunktet, som ligger på 16,5
meters dyp. Gassovermetningen i vannet ved utløp til sjø er beregnet til å holdes konstant ved de
ulike alternativene for utvidelse av metanolfabrikken.
Rørledning til
akvakulturanlegg
Luftetårn
Figur 5.2 Luftetårn for avløpsvann til sjø og rørledning til akvakulturanlegg (NMC).
For det planlagte kraftverket kan det på grunnlag av de fremlagte data ikke antas annet enn at
avløpsvannet vil ha en gassovermetning på 125-130% som er teoretisk beregnet i forhold til
temperaturøkningen.
5.2.2 Vann til oppdrettsanlegg
En delstrøm på maks 15000 m 3 /t til oppdrettsanlegget tas ut uten å føres gjennom ”luftebasseng”.
Vannet renner inn i en egen sjakt hvor det føres videre med en 1,6 m ledning til en tunnel som går
til akvakulturanlegget (Figur 5.2). Vannet til oppdrettsanlegget kan dermed betraktes som ikke
luftet.
33

Det er ikke nevneverdig temperaturreduksjon på vannet når det kommer fram til akvakulturanlegget.
Gassovermetningsmålinger av inntaksvannet til akvakulturanlegget har vist nitrogenmetning
på 125-130% (opplysninger fra NMC).
5.3 Konsekvenser av gassovermetning for akvakulturanlegget.
Alt vann som ble brukt i fiskeproduksjon hos akvakulturanlegget blir i dag luftet før inntak i
fiskekarene (Figur 5.3).
Akvakulturanlegget bruker kaskadeluftere som baserer seg på prinsippet “vann gjennom luft” ved
hjelp av et biofiltermedium (eksponent materiale). Her ledes en tynn vannfilm gjennom luft der
målet er en stor overflate mellom gass og væske. (Leikang og Fjæra, 2002). Kapasiteten på
lufterne gir en nitrogenmetning på 101-103% etter lufting (i overflaten av fiskekarene). Dette er
under nivået som betraktes som kritisk for fisken. På grunnlag av de foreliggende opplysninger
kan det konkluderes med at oppdrettsanlegget har en eksisterende kapasitet i sin vannbehandling
som dekker de behov som måtte komme ved eventuelle utbygginger av metanolfabrikk og gasskraftverk
som omhandles i denne utredningen.
Figur 5.3 Bildet viser to lufteenheter ved akvakulturanlegget.
5.4 Konsekvenser for gassovermetning i sjøresipienten
Når overmettet avløpsvann blandes med sjøvann vil gassmetning raskt reduseres ved hjelp av
temperaturutjevning med naturlig vann og gassinnblanding til naturlig mettet vann. Overmetning
vil derfor kun være skadelig i et begrenset volum ved utslippsområdet. (jf. Kap. 5.1)
34

Gassblæresyke er reversibel dersom fisken kommer under vanlig mettede forhold eller
kompenserer med å gå til større dyp (under 2m) uten lokal overmetning. Unnvikelsesadferd blant
villfisk er påvist i forsøk (Tekle, 1982). Når det gjelder området i nærheten av utslippsledningen
er det ikke antatt å være et betydningsfullt yngelområde for fisk. Dette sammen med at området
som inneholder skadelig overmetning, er begrenset, gir lav risiko for merkbar påvirkning på fisk.
Toleranse for gassovermetning hos laverestående organismer er noe høyere enn for fisk (Tekle,
1982). Forsøk har vist at dyreplankton utvikler symptomer på gassblæresyke ved metningnivåer
over 110%.
Beregninger for de ulike alternativene for utvidelse av metanolfabrikken og gasskraftverk vil ikke
føre til betydelige økte gassovermetningsproblemer for sjøresipienten.
35

6 KONSEKVENSER I FORHOLD TIL ISDANNELSE OG FROSTRØYK
Beregningene av kjølevannets spredning og innlagring i Kap. 2 danner grunnlag for vurderingene
av hvilke konsekvenser utslippene får for dannelse av is og frostrøyk. Beregningene viser at
midlere overtemperatur etter 50 m for hhv Alt. 1, 2 og 3 er 0.8, 0.8 og 1.0 °C. I tilfellene med
gjennombrudd til overflata og innlagring der er overtemperaturen på det høyeste 1.2 °C. I tillegg
er meteorologiske data fra Vigra (1960-2000) og målinger av temperatur og vind på Tjeldbergodden
i perioden nov 2000-okt 2001 benyttet til å vurdere risikoen for islegging og frostrøyk.
6.1 Isdannelse
Betingelsene for dannelse av is vil avhenge av både meteorologiske og hydrografiske forhold. I
norske fjorder og kystfarvann er det ofte et utpreget brakkvannslag øverst. Sjøvannet har da en
avtagende tetthet oppover mot overflata. Når kjølevannet slippes ut i 16.5 m dyp, vil det pga
oppvarmingen og at det har sin opprinnelse i 60 m dyp, være både varmere og saltere enn
omgivelsene. Beregningene viser at i de tilfellene utslippene når overflaten og innlagres der er
høyeste overtemperatur lik 1.2 °C . De høyeste overtemperaturene forekommer også i
vintermånedene (november-april).
Overflatelagets saltinnhold er viktig for om det blir islegging. Frysepunktet blir lavere med
økende saltinnhold. Sjøvann med saltinnhold på mer enn 24.7 ‰ er tyngst ved frysepunktet. Det
betyr at avkjøling fører til tyngre vann og dermed omrøring helt til frysetemperaturen er oppnådd.
Siden hele vannmassen må avkjøles, er dette en langsom prosess. Mens betingelsene for frysing
av ferskvann er til stede når hele vannmassen er avkjølt til 4 o C, må hele vannmassen av sjøvann
med S = 30 ‰ avkjøles til –1.64 o C før frysing inntrer. Vannets maksimale tetthet er derfor en vel
så viktig parameter med hensyn til islegging som frysetemperaturen, og forklarer hvorfor
islegging av sjøvann skjer vesentlig langsommere enn islegging av en innsjø.
Målinger ved Tjeldbergodden viser at saltinnholdet i overflaten er ca 32.5 ‰. Dette betyr at faren
for islegging generelt er lav ved Tjeldbergodden og at den vil reduseres ytterligere med kjølevannsutslipp
fra metanolfabrikk/gasskraftverk som når overflaten.
6.2 Frostrøyk
Når svært kald luft strømmer over åpent vann vil det inntreffe en hurtig fordampning og oppvarming
av lufta nærmest overflaten. Denne oppvarmede og fuktige luften stiger raskt, samtidig som
fuktigheten kondenseres. Frostrøyken er en form for tåke og består av små vanndråper som samlet
setter ned sikten. I spesielt kaldt vær kan frostrøyk også inneholde iskrystaller. Tettheten av frostrøyken
varierer derfor avhengig av forholdene. Betingelsene for at frostrøyk skal oppstå, avhenger
i hovedsak av temperaturforskjellen mellom luft og vann, men også av skydekke og fuktighet.
Temperaturdata fra Vigra viser at lufttemperaturen i desember og januar er lavest med en
minimumstemperatur på –11 °C. Median temperaturen for disse månedene er henholdsvis 2.0 og
2.2 °C. Målinger gjennomført på Tjeldbergodden (Figur 6.1) viser at laveste målte temperatur var
–16.1 °C den 4. februar 2001. I denne ekstreme kuldeperioden var det vind fra sørøst. De laveste
36

Lufttemperatur
30
25
20
15
10
5
0
-5
-10
-15
-20
Figur 6.1 Lufttemperatur Tjeldbergodden
Tjeldbergodden
nov-00 feb-01 mai-01 jul-01 okt-01
sjøtemperaturene forekommer vanligvis i februar/mars. Målinger fra Bud viser at middeltemperaturen
i februar og mars er henholdsvis 5 og 4.7°C.
For at frostrøyk skal bli dannet må temperaturen i luften over det åpne vannet synke til doggpunktstemperaturen.
Tilgjengelig data i denne analysen har vært begrenset og det er i hovedsak
data på luft- og sjøtemperatur, fuktighet og vind som er benyttet. Basert på disse opplysningene er
betingelsen for å få frostrøyk beregnet til at lufttemperaturen må være lavere enn ca –12 °C. Temperaturmålingene
som ble gjort på Tjeldbergodden i 2000-2001 viser at kun 4 dager hadde lavere
temperatur enn –12 °C . Videre var det 5 dager med lavere temperatur enn –11 °C. Hvis vi
benytter temperaturdata fra Vigra var lavest målte temperatur -11°C i løpet av perioden 1960-
2000.
Dette betyr at risikoen for frostrøyk generelt er liten og at man kan forvente en svak økning ved en
utvidelse av metanolfabrikken/bygging av gasskraftverk. Siden denne økningen er svært liten og
avhenger av andre forhold enn luft-/sjø-temperaturen, er økningen vurdert som ubetydelig.
37

7 REFERANSER
Altin, D. og Stokland, Ø. (2001): Tjeldbergodden. Måleprogram, Biologi og Strandsamfunn. Strand
og sjøsone. – SINTEF Rapport STF66 F0107: 1-32 + vedlegg.
Bakke, T., Berge, J.A. og Haugen, I. (1988): Miljøvirkninger av kjølevannsutslipp – En
litteraturgjennomgang. NIVA – rapport O-88143-01; ISBN 82-577-1449-6; Løpenr. 2163.
45s.
Bakke, T., Berge, J.A., Braaten, B., Moy, F., Oen, H., Pedersen, A. og Walday, M. (1992):
Kombinerte effekter av kjølevann og oppdrett på marine bunnsamfunn. Et
økosystemeksperiment. NIVA-rapport O-88143, E-89470; ISBN 82-577-2096-8; Løpenr.
2743. 201s.
Bakke, T., og Molvær, J. (1994): Evaluering av miljøkonsekvenser av utslipp fra gassmottaks- og
metanolanlegg på Tjeldbergodden. NIVA-notat O-94258. 10s.
Bustnes, J.O. og Erikstad, K.E. (1988): The diets of sympatric wintering populations of Common
Eider Somateria mollissima and King Eider S. spectabilis in Northern Norway. - Ornis
Fennica 65: 163-168.
Bustnes, J.O. og Erikstad, K.E. (1990): Size selection of common mussel, Mytilus edulis, by common
eider, Somateria mollissima: energi maximization or shell weight minimization? - Can. J.
Zool. 68: 2280-2283.
Camphuysen, C.J., Berrevoets, C.M., Cremers, H.J.W.M., Dekinga, A., Dekker, R., Ens, B.J., Have,
T.M. van der, Kats, R.K.H., Kuiken, T., Leopold, M.F., Meer, J. van der og Piersma, T.
(2002): Mass mortality of comon eiders (Somateria mollissima) in the Dutch Wadden Sea,
winter 1999/2000: starvation in a commercially exploited wetland of international
importance. - Biol. Conserv. 106: 303-317.
Cantin, M., Bedard, J. og Milne, H. (1974): The food and feeding of common eiders in the St.
Lawrence estuary in summer. - Can. J. Zool. 52: 319-334.
Cramp, S. (red.) (1985): The birds of western Palearctic, Vol. IV. - Oxford Univ. Press, Oxford.
Cramp, S. og Simmons, K.E.L. (red.) (1977): The birds of western Palearctic, Vol. I. - Oxford Univ.
Press, Oxford.
Cramp, S. og Simmons, K.E.L. (red.) (1983): The birds of western Palearctic, Vol. III. - Oxford
Univ. Press, Oxford.
Davis, J.W.F. og Dunn, E.K. (1976): Intraspecific predation and colonial breeding in Lesser Blackbacked
Gulls Larus fuscus. - Ibis 118: 65-77.
Direktoratet for naturforvaltning (1999): Nasjonal rødliste for truete arter i Norge 1998. – DN
Rapp. 1999, 3: 1-161.
Dragsund, E., Lein, R.K., Stokland, Ø., Tangen, K., Arff, J., Eidnes, G, og Berg, A. (1996):
Konsekvensutredning for gasskraftverk. Utslipp til sjø. OCEANOR-rapport OCN R-
95056.
Dunthorn, A.A. (1971): The predation of cultivated mussels by Eiders. - Bird study 18: 107-112.
Durinck, J., Christensen, K.D., Skov, H. og Danielsen, F. (1993): Diet of the common scoter
Melanitta nigra og velvet scoter Melanitta fusca wintering in the North Sea. – Ornis Fenn.
70: 215-218.
38

Eidnes, G. (1999): Tjeldbergodden. Verifisering av kjølevannseffekter. – SINTEF Rapport STF22
F99226: 1-23 + vedlegg.
Ferns, P.N. (1992): Bird life of coasts and estuaries. – Cambridge Univ. Press, Cambridge.
Fjeldså, J. 1973. Feeding and habitat selection of the horned grebe, Podiceps auritus (Aves), in the
breeding season. - Vidensk. Meddr. dansk naturh. Foren. 136: 57-95.
Frengen, O. og Thingstad, P.G. (2002): Mass occurrences of Sandeels (Ammodytes spp.) causing
diving ducks aggregations. - Fauna Norvegica 22: 32-36.
Golmen, L. (1991): Resipientgranskning ved Tjeldbergodden - Aure i Møre og Romsdal. NIVA
rapport nr. O-902202.
Guillemette, M., Himmelman, J.H., Barette, C. og Reed, A. (1993): Habitat selection by common
eiders in winter and its interaction with flock size. - Canadian J. Zool. 71: 1259-1266.
Götmark, F. (1982): Coloniality in five Larus gulls: a comparative study. Ornis Scand. 13: 211-224.
Götmark, F. (1984): Food and foraging in five European Larus gulls in the breeding season: a
comparative review. - Ornis Fennica 61: 9-18.
Haftorn, S. (1971): Norges fugler. - Universitetsforlaget, Oslo.
Kristoffersen, S. (1926): Iakttagelser over fuglelivet ved Hornsund, Svalbard, fra høsten 1923 til
våren 1924. - Norsk orn. Tidsskr. 7: 181-195.
Larsen, J.K. og Guillemette, M. (2000): Influence of annual variation in food supply on abundance of
wintering common eiders Somateria mollissima. - Marine Ecol. Prog. Ser. 2000, 201: 301-
309.
Lekang O.Y. og Fjæra S.O. (2002): Vannkvalitet i akvakultur. GAN Forlag AS. Oslo.
Lund, H. M.-K. (1961): To notiser om sjøfugl. 1. Om ærfuglføde. - Naturen 85: 16-18.
Løvenskiold, H.L. (1954): Studies on the avifauna of Spitsbergen. - Norsk polarinst. skr. 103: 1-131.
Madsen, F.J. (1954): On the food habits of the diving ducks in Denmark. - Dan. Rev. Game Biol. 2:
157-266.
Madsen, F.J. (1957): On the food habits on some fish-eating birds in Denmark. ? Dan. Rev. Game
Biol. 3: 19-83.
Melbye, A.G. (2001): Tjeldbergodden. Måleprogram, Biologi og Strandsamfunn. Hydrokarboner i
blåskjell. – SINTEF Rapport STF66 F01062: 1-10.
Nehls, G. (1989): Occurrence and food consumption of the common eider, Somateria mollissima, in
the wadden Sea of Schleswig Holstein. - Helgoländer Meeresuntersuch. 43: 385-393.
Nilsson, L. (1972): Habitat selection, food choise, and feeding habits of diving ducks in coastal
waters of South Sweden during the non-breeding season. - Ornis Scand. 3: 55-78.
Olney, P.J.S. (1967): Part II. The feeding ecology of local Mallard and other wildfowl. ? Wildfowl
Trust Ann. Rep. 18: 47-55.
Pethon, P. (1967): Food and feeding habits of the Common Eider (Somateria mollissima). - Nytt
Mag. Zool. 15: 97-111.
Player, P.V. (1971): Food and feeding habits of the Common Eider of Seafield, Edinburgh, in winter.
- Wildlife 19: 108-116.
Rosseland, B.O. (1999): Vannkvalitetens betydning for fiskehelsen. Fiskehelse og
fiskesykdommer (red. Poppe.T)Universitetsforlaget. Oslo
Salomonsen, F. (1950): Grønlands fugle. - E. Munksgaard, København.
Soot-Ryen, T. (1941): Undersøkelser over ærfuglens næring. - Tromsø Mus. Årshefte 59 (2): 1-42.
39

Stempniewicz, L. (1995): Feeding ecology of the Long-tailed Duck Clangula hyemalis wintering in
the Gulf of Gdansk (southern Baltic Sea). - Ornis Svecica 5: 133-142.
Stokland, Ø. og Melbye, A.G. (2001): Sedimentkvalitet og bløtbunnfauna. Tjeldbergodden 2000. –
SINTEF Rapport STF66 F01066: 1-21.
Tekle, T., McClimans, T.A. og Malmo, O. (1980): Tafjord K4. Luftutblåsning i bekkeinntaket og
nitrogenovermetning i avløpet. SINTEF-rapport STF60 A80029.
Tekle, T. (1982): Luftovermetning i vann fra kraftverk. Årsaksforhold, skadevirkninger og mottiltak.
SINTEF-memo datert 9 nov 1982.
Thingstad, P.G. og Hokstad, S. 1997. Konsekvenser for vannfugl og marin bunndyrfauna av en
eventuell bru og veifylling over Ramsarområdet i Kråkvågsvaet, Ørland kommune, Sør-
Trøndelag. Vitenskapsmuseet, Rapport Zool. ser. 1997,2: 50 s.+ vedlegg.
Thingstad, P.G., Arnekleiv, J.V. og Jensen, J.W. 1989. Zoologiske befaringer av aktuelle
ilandføringssteder for gass i Midt-Norge. – Universitetet i Trondheim, Vitenskapsmuseet,
Notat Zool. avd. 1989,1: 1-20.
Thingstad, P.G., Hokstad, S. og Frengen, O. 2000. Nye opplysninger om ærfuglens næringsbiologi. -
Fauna 53: 66-71.
Thingstad, P.G., Frengen, O., Stokland, Ø. og Hokstad, S. 2003. Tautra med Svaet naturreservat
og fuglefredningsområder. Ornitologisk og marinbiologisk status før bruåpningen i
veimoloen over Svaet. Vitenskapsmuseet, Rapport Zool. ser. 2003,1: 67 s. + vedlegg
Öst, M. og Kilpi, M. 1998. Blue mussels Mytilus edulis in the Baltic: good news for foraging eiders
Somateria mollissima. - Wildl. Biol. 4: 81-99.
40

Appendiks A
Utslipp i eksisterende utslippsrør pga utvidelse av
metanolfabrikk + 450 MW kraftverk

Appendiks B
Utslipp i nytt utslippsrør pga 850 MW kraftverk