En viktig arbeidsoppgave ved Havforskningsinstituttet er å forklare spredning og fordeling av en rekke biologiske og kjemiske stoffer i havet. Til dette er det hensiktsmessig å bruke spredningsmodeller. Vi kan i prinsippet benytte spredningsmodeller for alt som driver med strømmene.
Ved Havforskningsinstituttet benytter vi modeller til å beregne transport av blant annet fiskeegg og larver, lakselus, virus og bakterier, næringssalter, alger, radioaktivitet, plastpartikler og gruveslam. En nødvendig forutsetning for å modellere spredning er tilgangen på resultater fra en strømmodell med tilstrekkelig høy oppløsning i rom og tid.
Spredningsmodellene kan deles i to hovedklasser: Konsentrasjonsbaserte og partikkelbaserte. I konsentrasjonsbaserte (Eulerske) modeller løses en adveksjons- og diffusjonslikning for en konsentrasjon, på tilsvarende vis som saltholdighet og temperatur håndteres i strømmodellen. Alternativet er partikkelbaserte (Lagrangske) modeller, hvor passive partikler følger den modellerte strømmen. Ekstra spredning kan legges til ved at partiklene får et tilfeldig bidrag til bevegelsen (”random walk”). I tillegg til vertikale strømhastigheter kan vertikale prosesser som oppdrift, nedblanding samt aktiv posisjonering hos organismer altså svømming (f.eks. tiltrekning mot lys) inkluderes i partikkelkonseptet. Ved Havforskningsinstituttet benytter vi i all hovedsak Lagranske modeller for å studere spredning.
Drift av egg og larver
Ved Havforskningsinstituttet har det vært arbeidet med drift av egg og larver i flere tiår, for en rekke ulike arter. Formålet har i hovedsak vært å studere rekrutteringsprosesser inkludert miljøeffekter på tidlige livsstadier. Dette dreier seg f.eks. om nordøst-arktisk torsk, kysttorsk, norsk vårgytende sild, polartorsk, sei, makrell, ål, hummer og reke.
Spredningsmodeller brukes for å simulere spredning av planktoniske organismer som driver fritt med strømmen og har en begrenset evne til å velge sitt eget dyp. For næringssalt og planteplankton brukes ofte konsentrasjonsbaserte modeller, mens egg og larver som regel spres med partikkelbaserte modeller.
Partikler representerer egg og larver
For egg og larvedrift er partikkelkonseptet godt egnet. Slike modeller krever ikke så mye regnetid. Hver partikkel har sin egen identitet, altså vi velger hvor den starter og lagrer all informasjon underveis inkludert opplevde miljøforhold og posisjon. Dette gjør det enklere å beregne mulig overlapp med forurenset stoff dersom den driver i et forurenset område. Partikkelkonseptet passer også til individbaserte, biologiske modeller som inkluderer individuell vekst og overlevelse, som igjen avhenger av f.eks. temperatur og mattilgang.
Vertikalfordelingen bestemmer transporten
Tidligere studier har vist at vertikalfordeling av egg og larver har stor betydning for horisontal spredning og ulik miljøpåvirkning. Siden vertikalfordeling av egg er avhengig av flyteevnen, mens larvene kan svømme vertikalt, er det naturlig å håndtere disse to stadiene ulikt. Dette gjøres enkelt ved at transportmodellen flytter partikler horisontalt, mens vertikalfordeling avhenger av om partikkelen er et egg eller en larve. Vertikalfordeling av egg avhenger av tetthetsforskjellen mellom egget og vannmassene, mens larvene kan vandre vertikalt, typisk i de øvre 50 m av vannsøylen for de fleste artene. Larvenes egenbevegelse er veldig vanskelig å parametrisere i modellen, og det er derfor viktig å utføre støttende eksperimenter med larver i sjøvann.
En mulig årsak til aktiv vertikalvandring av fiskelarver er dersom både byttedyr og predatorer er til stede samtidig. Da må larvene avveie fordelene ved å stå høyt i vannsøylen for bedre å se sine byttedyr samtidig som de lettere unngår å bli spist av predatorer ved å gå lengre ned i vannsøylen. De få observasjonene som foreligger av vertikalvandring av larver gjennom ett døgn antyder en slik adferd, men med mange unntak. Flere observasjoner, med samtidige observasjoner av både byttedyr og mulige predatorer, vil være avgjørende for å forstå disse prosessene.
Smittespredning
Lakseluslarver klekkes direkte i vannmassene og utvikler seg gjennom flere stadier før de blir smittsomme og kan feste seg på en laksefisk. I denne perioden kan de bevege seg vertikalt i vannet, men ellers driver de fritt med vannstrømmene. Utgangspunktet for mengden smittsomme lakselus er mengden voksne hunnlus i oppdrettsanleggene og de aktuelle strømforholdene. Disse opplysningene mates inn i en spredningsmodell som beregner lakselusa sin posisjon.
Kunnskap om hvor mange lakselus som klekkes fra lakselus på oppdrettsfisk er avgjørende for at modellen skal gi et godt resultat. I dag rapporterer oppdretterne hvor mye lakselus de har på oppdrettsfisken og vanntemperatur hver uke. I tillegg leverer de månedlige rapporter på antall fisk. Disse opplysningene brukes til å estimere hvor mange luselarver som klekkes i timen på hvert anlegg i hele landet. Siden smittepresset som vises på lakselus.no beregnes i sanntid vil antall fisk i anlegget være unøyaktig i tilfeller der det slaktes fisk, men enda ikke er registrert i databasen. Beregningene blir derfor gjort på nytt, når mer nøyaktige tall foreligger, før tallene om lusenivået benyttes innen rådgivning.
Modellert tetthet av smittsomme lakseluslarver fra oppdrettsanlegg i Altafjorden i perioden 15. Juni til 15. Juli 2013 fra rapporten: Risikovurdering norsk fiskeoppdrett 2013
Organisk materiale fra oppdrettsanlegg
I et stort oppdrettsanlegg svømmer det mange hundre tusen fisk som blir foret jevnlig. Det aller meste av fiskeforet blir spist, men en viss andel passerer gjennom merdene og synker ned mot bunnen. Noe av overskuddsforet blir spist av villfisk, resten legger seg på sjøbunnen under anlegget. Det gjør også avføringen fra fisken. Her blir det organiske materialet spist av bunndyr som krabber, kråkeboller og sjøstjerner, eller børstemark og mikroorganismer som lever i sedimentet. Våre modeller kan gi et bilde av hvilke områder rundt oppdrettsanlegget som blir berørt av det organiske avfallet.
Store mengder organisk materiale kan endre bunnfaunaen, siden opportunistiske arter blomstrer opp og fortrenger andre arter i området. I områder med liten vannsirkulasjon er det også fare for at oksygenet i vannet brukes opp. Fra tid til annen benyttes det legemidler i fiskeforet som kan være skadelige for bunnlevende organismer, og som kan gå over i fiskens avføring. Dette er noen av grunnene til at oppdrettsanlegg ikke bør legges i nærheten av sårbare områder.
For å vite hvor langt påvirkningen fra organisk materiale strekker seg fra oppdrettsanlegget, bruker vi partikkelspredningsmodeller som er koblet til strømmodeller. Spredningsmodellen inneholder en stor mengde virtuelle partikler som slippes fra anlegget, med individuelle synkehastigheter som er basert på studier av fysiske forpartikler og fekalier (avføringsklumper). De virtuelle partiklene kan også virvles opp igjen fra havbunnen dersom den lokale strømmen er sterk nok. Slike oppvirvlingsprosesser (resuspensjon) forekommer oftest på grunt vann under kraftige vindforhold og høy bølgeaktivitet.
Spredningsmodellene brukes til å studere de økologiske konsekvensene av forpartikkel- og fekalie-utslipp både rundt enkeltanlegg og i et større område. Det kommer stadig ny kunnskap om påvirkningen av organisk materiale og forbaserte legemidler på bunndyr og andre arter. Modellene gir oss mulighet til å forstå hva denne kunnskapen betyr i praksis, for eksempel hvor store buffersoner som bør etableres rundt sårbare områder for å skjerme mot påvirkningen fra oppdrettsanlegg.
Spredning av plast
Plast i det marine miljø kan grovt sett deles inn i to kategorier som oppfører seg veldig forskjellig i vannsøylen: flytende plast som består av polymerer er lettere enn havvann, og synkende plast som består av polymerer tyngre enn havvann. På verdensbasis er 60% av polymerer som produseres i dag lettere enn havvann. Tettheten til polymeren vil i stor grad avgjøre hvor raskt plasten vil flyte (evt. synke ut) i vannsøylen som får store konsekvenser for plast-partiklenes spredningspotensial. Videre deler vi opp plast i mikroplast og makroplast, der mikroplast grovt sett består av partikler og fibrer som kun kan observeres i mikroskop eller dedikerte kjemiske analyser. På grunn av små partikler sin store overflate (i forhold til volum) vil de ha lavere synke (flyte) hastighet enn større partikler og likenes vil makroplast som pga. sitt store volum forhold til overflate raskt oppnå sin «iboende» flyte/synkehastighet og raskt flyte enten til overflaten eller ned til bunnen. En ytterligere kompliserende faktor for plassering i vannsøylen er begroing av biologisk materiale på plastens overflate, som teoretisk sett kan få en ellers flytende mikroplast-partikkel til å bli en synkende partikkel, evt. oppnå en mer nøytral oppdrift lignende ett torskeegg eller annet pelagisk fiskeegg. Videre vil turbulens for eksempel skapt av brytende bølger skape mer enn nok omrøring til å presse en ellers flytende partikkel langt ned i det øvre blandingslaget. Fragmentering av plast-partiklene grunnet UV belysning og annen mekanisk stress vil over tid vil nødvendigvis også påvirke alle disse faktorene. En stor diversitet av bakterier som utnytter hydrokarbon som næringskilde har også blitt funnet på mikroplast i havet, som over tid kan påvirke partikkelens nedbryting.
De nevnte fysiske egenskapene til forskjellige polymerer (i forhold til havvann) som nøstes opp her er i all hovedsak teoretiske betraktinger, som leder en til flere hypoteser om hvor plastpartikler vil oppholde seg i vannsøylen–der forskningsfronten ikke nødvendigvis har kommet til det punkt hvor alle disse betraktninger er bevist eller motbevist i den virkelige verden. For eksempel, hvorfor finner vi en plast polymer som i prinsippet er tyngre enn havvann flytende rundt i midten av polhavet? Eller en flytende polymer på bunnen av en fjord utenfor Svalbard? Og hvor langt vil en polyester-fiber fra klesvasken din flyte etter den er sluppet ut i havet med kloakken? Slike spørsmål bruker vi spredningsmodeller for å prøve å finne svaret på.
Spredning av bademidler
Lakselus er det største hinderet for vekst i akvakulturnæringen. Flere ulike metoder er tatt i bruk for å fjerne lus fra fisken, en av disse metodene er badebehandling i merd. I denne prosessen blir merden innelukket av en presenning og avlusningsmidler blir tilsatt direkte i sjøvannet. Etter at behandlingen er fullført, slippes presenningen, og avlusningsmidlet blir fortynnet og transportert videre med strømmen. Vi kan bruke spredningsmodeller for å gi et bilde av hvor fort fortynningsprosessen skjer, og hvor langt bademidlene transporteres før de blir fortynnet til ufarlige konsentrasjoner.
Fortynningen skjer på turbulent vis over et stort område, og det er derfor vanskelig å få et riktig bilde av konsentrasjonen i sjøen ved hjelp av fysiske vannprøver. Her er spredningsmodeller til stor hjelp. Både konsentrasjonsbaserte og partikkelbaserte modeller kan brukes til denne oppgaven, men en ulempe ved konsentrasjonsbaserte modeller er de ofte overestimerer fortynningseffekten – såkalt numerisk diffusjon. Problemet er mulig å løse, men det gjelder å være nøye med riktig bruk av slike modeller. På Havforskningsinstitutet har vi brukt partikkelbaserte modeller til å simulere kjemikalieutslipp fra oppdrettsanlegg.
Små utslippsvolumer fortynnes raskere enn store volumer, i tillegg bestemmes fortynningshastigheten av de lokale havstrømmene rundt oppdrettsanlegget. Hvor vidt en konsentrasjon er farlig eller ikke, er avhengig av hvilket medikament som benyttes, hvilken sårbar art man studerer, og hvor lang eksponeringstiden er. Slike grenseverdier studeres i laboratorieforsøk. Dersom vi i tillegg har en modell av organismens bevegelsesmønster i havet, kan vi koble denne til fortynningsmodellen. Da kan vi finne risikoen for at organismen kommer i kontakt med farlige konsentrasjoner av bademidlene. For eksempel holder mange arter seg nær havbunnen, og vil dermed ha en redusert risiko for å komme i kontakt med høykonsentrerte doser av avlusningsmidlene. Et viktig unntak er bademiddelet hydrogenperoksid, som er tyngre enn vann. Om vinteren, når sjøvannet har omtrent samme tetthet i hele vannsøylen, kan hydrogenperoksid fra en badebehandling synke ned og spre seg langs havbunnen.
Badebehandling kan alternativt skje i brønnbåt, som har mindre økologisk fotavtrykk en utslipp fra merd. For det første er utslippsvolumet ofte mindre enn en tilsvarende merdbehandling. For det andre tømmes behandlingsvannet fra brønnbåten gradvis og under fart, noe som fremskynder fortynningsprosessen. For det tredje har en brønnbåt mulighet til å transportere behandlingsvannet bort fra sårbare områder før det slippes ut.
Redningsdemonstrasjon i Sørvær.
Foto: Gunnar Sætra / Havforskningsinstituttet
Når alarmen går, for eksempel at en person har havnet i sjøen, er det Hovedredningssentralen (HRS) som leder redningsaksjonen. HRS bruker modeller fra Meteorologisk institutt (MET) for å se hvordan personen da kan ha drevet med strømmen. Men skjer ulykken nært land, langs kysten eller inne i en fjord, trenger vi å kunne beregne strømforholdene med flere detaljer og større nøyaktighet.
Når redningsaksjonen da går fra leteaksjon til søk etter antatt omkommet så overtar Politiet ansvaret for aksjonen. De kan da søke assistanse fra Havforskningsinstituttet (HI) som har et nasjonalt modellsystem som kan simulere havstrømmene hvor som helst i landet, med en oppløsning ned til 160 x 160 meter. Denne fjordmodellen er i prinsippet lik varslingsmodellen til MET, men den er så regnekrevende at det er vanskelig å produsere varsler hver dag for hele landet. En slik fjordmodell gir beregninger med bedre detaljnivå av strømforholdene. Dette gir videre større nøyaktighet i rådet om hvor det kan være lurt å lete i fjordområder. Hvis det aktuelle leteområdet er spesielt detaljert med trange sund og viker som ikke lar seg løse opp i en 160m-modell og som vil ha stor betydning for strømmene, så er det også mulig å lage strømmodell med enda bedre oppløsning. HI har eksperimentert med strømmodeller med 32m x 32m oppløsning, men disse krever en del tid for både å etablere og å lage simuleringer for. Redningsaksjonen har gått fra leteaksjon til søk etter antatt omkommet før resultatene fra en av disse modellen er klare til bruk.
Det er to måter man kan bruke denne detaljerte informasjonen om strøm på for å antyde mulige drivbaner fra et angitt hendelsespunkt. Den ene er å se hva som er typisk drift på stedet, basert på statistikk. Vi har lange modellarkiver klare til å lage slik statistikk. Den andre måten er å kjøre en dagsaktuell strømsimulering, som viser hvilken vei strømmen gikk akkurat den aktuelle dagen.
En vesentlig utfordring ved slike simuleringer er at man ofte ikke har informasjon om hvilket dyp drivbanen bør beregnes for. Som eksempel kan man ta Byfjorden utenfor Bergen. Dersom en person havner i sjøen i sundet nær Askøybroen, vil overflatestrømmen typisk føre personen utover i retning Litlesotra, en øy et hakk lengre ut mot storhavet. Men dersom personen synker dypere ned, så kan personen drive stikk motsatt vei med en kompenserende strøm som går innover mot Bergen sentrum i stedet. Dette er ganske typisk i alle norske fjorder og sund. Strømmen går én vei i overflaten, men så har man strømmer i motsatt retning lenger nede i dypet. Det er altså helt vesentlig å kunne angi hvor dypt en person, eller et annet objekt som faller i vannet, synker. Siden vi sjelden har denne informasjonen må drivbanene beregnes for flere dybder, og disse kan gi helt ulike leteområder.
Det også mulig å snu problemstillingen, og se bakover i tid fra et funnsted til hvor ulykken kan ha inntruffet. Basert på modellert strøm og funn av omkommet person eller annet som har drevet i sjøen, så kan man i prinsippet prøve å spore drivbanen tilbake i tid, f.eks. for å estimere et ulykkessted. En slik tilbakesporing er vanskelig å gjøre presist, og i hvert fall dersom det er snakk om flere dager og uker eller lengre, men noen indikasjoner kan man som regel få ut av modellsystemet.
HI har et tett og godt samarbeid med forskerkollegene i på MET for å få til bedre oppløsning på de operasjonelle modellene som MET drifter og som HRS bruker i redningsaksjoner slik at også redningsaksjoner kan ha tilgang til godt nok oppløste strømmodeller.
Strømkartet viser de gjennomsnittlige strømforholdene i overflaten av Byfjorden i Bergen, med tre ulike oppløsninger på modellen. Den øverste viser 800 meter mellom hvert punkt, og dette er den beste oppløsningen på den operasjonelle varslingsmodellen HRS i dag har tilgang til fra MET. For Byfjorden trenger vi noe som er mer presist. Den midterste modellen har 160 meter mellom hvert beregningspunkt, og det samsvarer med det nasjonale modelloppsettet som HI disponerer og kan sette i gang. Den nederste er med 32 meters oppløsning, og dette er en testversjon av modell med ekstra fin oppløsning.
