Overvåking av prosessvann oppstrøms og nedstrøms av vannrenseanlegget før og under oppstart av brønn mot Ormen Lange Landanlegg i 2014

Transkript

1 Overvåking av prosessvann oppstrøms og nedstrøms av vannrenseanlegget før og under oppstart av brønn mot Ormen Lange Landanlegg i 2014 Aquateam COWI AS Rapport nr: Prosjekt nr: O Prosjektleder: Liv Bruås Henninge Medarbeidere: Ocelie Kjønnø Frøydis K Garshol Eilen Arctander Vik Aquateam COWI AS Hasleveien 10, 0571 OSLO Postboks 6875, Rodeløkka N-0504 OSLO Telefon: Telefaks: E-post: aquateam@aquateam.no

2 Postboks 6875 Rodeløkka Rapportnummer: Oslo Hasleveien 10, 0571 Oslo Tilgjengelighet: Konfidensiell Telefon: Telefaks: Rapportens tittel Overvåking av prosessvann oppstrøms og nedstrøms av vannrenseanlegget før og under oppstart av brønner mot Ormen Lange Landanlegg i 2014 Forfatter(e) sign. Dato Antall sider og bilag 81 Ansv. sign. Liv Bruås Henninge Eilen Arctander Vik Prosjektnummer O Oppdragsgiver Norske Shell Oppdr.givers ref. Martin Jensen Rapport versjon Dato Signatur Versjon Dato: Side 2 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

3 Innholdsfortegnelse Sammendrag og konklusjon Bakgrunn Prosessanlegget på Ormen Lange Brønnstrømbehandling på Nyhamna Vannbehandlingsanlegget Vannrenseanlegg og kjemikalier Forbehandlingstrinn Biologisk rensetrinn Eksisterende utslippskrav fra renseanlegget Oppstart av brønner til land Om prøvetakingene Bakgrunnsprøvetaking Prøvetaking etter U2H april Analyseprogram Prøvetakingspunktene Miljørisikovurdering Generelle prinsipper Risikovurdering gjennomført for avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg Resultater, diskusjoner og konklusjoner Driftsdata for vannbehandlingsanlegget januar 2014 juni Endrede driftsforhold ved åpning av brønn til land Separasjon og bruk av emulsjonsbryter Bytting av filter på innløp til Rik-MEG tank Økt belastning på vannrenseanlegget ved brønnåpning til land Vannkvalitet oppstrøms og nedstrøms vannrenseanlegget Partikulært materiale Fysisk/kjemisk vannkvalitet Organisk stoff, olje, glykol og organiske syrer Nitrogenforbindelser Sulfid Organiske miljøgifter Miljøegenskaper for avløpsvannet Toksisitet for aktuelle stoffer målt i utslippsvannet PEC/PNEC beregninger Teoretisk beregning av akutt giftighet Økotoksikologiske testresultater av prosessvann Vurdering av miljørisiko Analyse av det biologiske renseanleggets yteevne Resultater fra bakgrunnsundersøkelse og under U2H Oksygenopptaksmålinger Referanser...64 Vedlegg 1. Rådata fra bakgrunnsprøvetakingen...66 Vedlegg 2. Rådata fra U2H-prøvetakingen...71 Vedlegg 3. Forsøksopplegg og resultater fra måling av oksygenopptakshastigheter (OUR) 75 Vedlegg 4. Vannrater under bakgrunn og U2H Dato: Side 3 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

4 Sammendrag og konklusjon Høsten 2009 initierte A/S Norske Shell (Shell) prosjektet åpning av brønner til land. Som en delaktivitet i dette prosjektet ble det gjennomført en miljøvurdering av de to alternativene oppstart av brønn til rigg og oppstart av brønn til land som bl.a. vurderte mulig innvirkning på vannkvalitet og rater inn på renseanlegget og miljørisiko knyttet til utslipp. Konklusjonen av skrivebordstudien var at de miljømessige fordelene ved "åpning av brønner til land" ville være større enn ulempene sammenlignet med den tradisjonelle metoden "oppstart av brønner til rigg". I 2010, 2011 og 2012 gjennomførte Shell oppstart av henholdsvis to, tre og to brønner til land. På vegne av Shell gjennomførte Aquateam en kjemisk og økotoksikologisk karakterisering av vannstrømmer i Ormen Lange Landanlegg med den intensjon å oppfylle Miljødirektoratets krav til dokumentasjon. Resultatene er sammenstilt, og sammenligninger ble gjort av kjemisk og økotoksikologiske resultater mellom normal drift i det foregående året og under oppstart av brønner til land. I 2014 åpnet Norske Shell en ny brønn (den gjenstående fra 2012 boreprogrammet), og Aquateam COWI gjennomførte en tilsvarende miljøvurdering og dokumentasjon av påvirkningen på vannrenseanlegget som foregående år. Dette dokumentet viser resultatene fra prøvetakingen gjennom vannrenseanlegget ved oppstart av en ny brønn i slutten av april 2014 sammenlignet med en ny bakgrunnsundersøkelse gjennomført i begynnelsen av april 2014 etterfulgt av rutineprøver de første fem månedene i Shell etablerte i forbindelse med oppstart av brønner mot land en arbeidsgruppe med ansvar for å koordinere offshore og onshore aktiviteter. Aquateam COWI har gjennom samarbeid med denne gruppen og Shells driftsavdeling på Nyhamna funnet fram til riktige tidspunkt for prøvetaking på ulike prøvepunkter i prosessanlegget under oppstarten av brønnen. Aquateam COWI har tatt tidsproporsjonale døgnblandprøver på vann gjennom prosessanlegget der dette har vært mulig samt supplert med stikkprøver der dette pga. analysemetode har vært nødvendig. Tidsforskyvning av prøvetakingen ble gjort for å fange periodene med den høyeste belastningen fra oppstart av brønn til land på hvert enkelt prøvepunkt. Metoden som er benyttet er i henhold til prøvetakings- og analyseprogrammet som ble forelagt Miljødirektoratet i forkant av utarbeidelsen av søknaden for oppstart av brønner til land. Denne rapporten beskriver i detalj hva som er gjort. Konklusjon Basert på undersøkelsene Aquateam har gjennomført i forbindelse med oppstart av brønner til land i 2014 kan det konkluderes med følgende: Oppstart av brønner til land ga ingen vesentlig økning i belastning til renseanlegget sammenlignet med de økninger som skyldes normale driftsvariasjoner og som fra tid til annen forekommer ved driftsforstyrrelser. Oppstart av brønner til land hadde ingen negativ innvirkning på driften av renseanlegget eller utslippsvannets kvalitet, verken mht. miljøgifter, giftighet eller mht. eksisterende konsesjonsparametere. Den forenklede miljørisikovurderingen som ble gjennomført i forkant viser at det er lav miljørisiko forbundet med utslipp av renset prosessvann fra Ormen Lange Landanlegg. PEC/PNEC er et mål på miljørisiko, dvs. om et gitt utslipp av et kjemisk stoff kan ha en potensiell negativ effekt på miljøet. Dersom PEC/PNEC > 1 er det en uakseptabel miljørisiko i henhold til EUs retningslinjer. For brønnåpningen (som Dato: Side 4 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

5 skjedde samtidig) er PEC/PNEC i utslippsområdet <1 basert på 100 gangers fortynning i nærområdet, slik Miljødirektoratet krever. Det skjer også en fortynning i kjølevann før utslippet går til resipient, men i de teoretiske beregningene er det ikke tatt hensyn til denne fortynningen. Resultatene fra økotokstesting av avløpsvannet viste lav toksisitet (L(E)C 50 > 70 % avløpsvann) av utslippsvannet for de fleste parametere både i basisundersøkelsen og under oppstart av brønner mot land. Resultater av toksisitetstester av utløpsvann fra renseanlegget viste med bakterietesten MARA for bakgrunnsundersøkelsen midlere bakterietoksisitet på 70 % mens krepsdyrtesten Acartia viste 50 % dødelig konsentrasjon (LC 50) på >100 % under «åpning av brønn til land». Det ble gjennomført toksisitetstestene som OSPAR krever benyttet for offshore testing av kjemikalier (marin alge (Skeletonema costatum), vannlevende marint krepsdyr (Acartia tonsa)). Sedimentspisende krepsdyr (Corophium volutator) og marin fisk (Cyprinidon variegatus)) ble ikke gjennomført i studien. Den marine fisketesten har ikke gitt utslag på avløpsvannet i tidligere års undersøkelser og av etiske grunner ble denne testen derfor utelatt. MARA (bakteriell screening test) var den mest følsomme av toksisitetstestene for utslippsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Teoretisk beregnet toksisitet basert på målt sammensetning av utløpsvann fra renseanlegget på Ormen Lange er sammenlignet med målt toksisitet på utløpsvann. Det er funnet godt samsvar mellom teoretisk beregnet toksisitet og målt toksisitet. Det antas derfor at man i eksisterende overvåkingsprogram har klart å identifisere de viktigste kjemiske stoffer som bidrar til toksisitet. Microtox, MARA og Skeletonema ble også benyttet til å kartlegge toksisiteten gjennom renseanlegget. Resultatene av disse målingene viser at toksiske stoffer blir effektivt fjernet i det biologiske renseanlegget. Det ble under undersøkelsene gjennomført en detaljert studie av det biologiske renseanlegget som viser meget god renseeffektivitet under åpning av brønnen mot land. Anlegget har ekstra kapasitet med tanke på økende organisk belastning så lenge anlegget opereres på en slik måte at man gradvis øker belastningen og unngår sjokkøkning av belastningen. Det ble gjennomført oksygenopptakstester (OUR = Oxygen Uptake Rate) som viste at det på det biologiske renseanlegget (MBBR) ikke var noen signifikant påvirkning av oppstart av brønner mot land. Dato: Side 5 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

6 1. Bakgrunn Ormen Lange Landanlegg på Nyhamna ble startet opp i Siden oppstart har boreriggen West Navigator vært benyttet til boring og brønnaktiviteter på Ormen Lange feltet. West Navigator utførte til og med 2009 alle brønnoppstartsoperasjoner før brønnene ble satt i produksjon mot gassbehandlingsanlegget på Nyhamna. Med denne metoden for oppstart av brønner, blir alle hydrokarboner faklet offshore fra boreriggen, mens ikke brennbare brønnvæsker gjenvinnes der det er mulig eller slippes ut overbord offshore. Shell har i denne perioden hatt en utslippstillatelse for West Navigator som gjelder utslipp offshore og følger regelverket for offshore aktivitet, mens Landanlegget til Ormen Lange-feltet har fulgt regelverket for industrivirksomhet på land. Landanlegget har hatt sin egen utslippstillatelse. Fra og med 2010 har Norske Shell benyttet en alternativ metode med oppstart av brønnene. Brønnene har blitt åpnet direkte mot land, dvs. brønnstrømmen er blitt ledet utenom boreriggen West Navigator, via rørledningen som benyttes for transport av gass og kondensat til land. Brønnstrømmen blir derved behandlet på Ormen Lange Landanlegget på Nyhamna, hvor hydrokarboner (gass, kondensat, og baseolje fra borevæsken) kan gjenvinnes og selges via gasseksport eller utskiping av flytende hydrokarboner (kondensat, baseolje). Denne formen for brønnåpning mot land kalles «Unload to Host». Aquateam har i alle disse årene gjennomført miljøvurdering av "oppstart av brønn til land" sammenlignet med "oppstart av brønn til rigg" (Henninge og Vik (2010), Henninge og Vik (2011), Henninge og Vik (2012) og Henninge og Vik (2013)). Miljøvurderingene konkluderte med at "oppstart av brønn til land" hadde klare miljøgevinster knyttet til utslipp til luft og sjø, samt redusert sikkerhetsrisiko offshore pga. mindre trafikk i luft og sjø og kortere oppholdstid offshore. Metoden gir også en økonomisk fordel knyttet til kortere riggtid. Denne metoden eliminerer behovet for offshore fakling og brenning av hydrokarboner ved oppstart av brønner og utslippene til sjø offshore elimineres. All brønnvæske føres til Nyhamna for gjenvinning for salg (baseolje), gjenbruk (MEG) og behandling. Utslippene vil reduseres offshore mens brønnvæskene må behandles på Nyhamna. Studiene konkluderte med at både produksjonsanlegget og vannrenseanlegget på Nyhamna hadde kapasitet til å håndtere de relativt små mengdene av tilleggsvæsker fra brønnoppstartsprosessen. Basert på resultatene av miljøvurderingene ble det utarbeidet søknader til Miljødirektoratet (tidligere kalt Klif), og tillatelse til oppstart av brønn til land ble gitt av Miljødirektoratet både i 2010, 2011, 2012 og Norske Shell gjennomførte oppstart av to brønner mot land i 2010, tre brønner i 2011 og to brønner i Aquateam dokumenterte effekten av dette på renseanlegget og på utslippene til sjø fra Ormen Langes landanlegg (Vik et al. (2011), Henninge og Xin (2012) og Henninge (2013)). Det ble konkludert med at oppstart av brønnene hadde minimal innvirkning på vannrenseanlegget, og at de gjeldende utslippskravene fra Miljødirektoratet ble overholdt. I 2013 søkte Norske Shell på nytt Miljødirektoratet om tillatelse til å åpne nye brønner mot land. Det ble foretatt en forenklet miljøvurdering av «oppstart av brønn til land» sammenlignet med «oppstart av brønn til rigg» (Henninge og Vik, 2013) der erfaringer fra 2010, 2011 og 2012 ble tatt med i vurderingen. Miljødirektoratet ga en ny tillatelse til Norske Shell med pålegg om å dokumentere effekten av den brønnoppstart som ville gi størst belastning på vannrenseanlegget. Kun en brønn (C2) av de planlagte to brønnene ble åpnet i Aquateam COWI har gjennomført dokumentasjonen og miljøvurderingen fra denne tilkoblingen. Resultatene er dokumentert i denne rapporten. Dato: Side 6 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

7 2. Prosessanlegget på Ormen Lange 2.1. Brønnstrømbehandling på Nyhamna Ormen Lange prosessanlegg ligger på Nyhamna i Aukra kommune. Her blir gassen fra Ormen Lange-feltet tørket og komprimert før den blir sendt til Storbritannia. Når den ubehandlede brønnstrømmen ankommer Nyhamna går den først gjennom væskefangeren. Denne fjerner væskeplugger som kan fylle og skade prosess systemene. Etter dette blir gass, kondensat, vann og frostvæske (MEG) separert ved hjelp av ulike prosesser. Gassen blir tørket før komprimering for eksport. Kondensatet (lettoljen) blir stabilisert og lagret i en m² fjellhall og eksportert med tankskip. Rik-MEG blir lagret og deretter separert (tørket) og resirkulert. Produsertvann blir behandlet i vannrenseanlegget før utslipp til sjø. Figur 1 viser designkriterier for Nyhamna prosessanlegg, avløp og vannrenseanlegg. Den nåværende mengden prosessavløpsvann i anlegget er m²/t ut av buffertank og hvorav ca. 15 m²/t kommer fra MEG regenereringssystemet. Vannbehandlingsanlegget har i dag ca. 50 % ledig kapasitet i forhold til designvannmengde (m²/t) og ca. 75 % ledig kapasitet i forhold til organisk stoff belastning (kg TOC/d). Prosessanlegg Ormen Lange landanlegg MEG avsalting Produsert vann 18 m 3 /t MEG regenerering 18 m 3 /t Vannrenseanlegg + drenssystem Ferskvann fra kommunen Til fjellager Nedbør / Brannvann / Spyling TEG regenerering Vannvask av kondensat Inntrengningsvann til fjellager Drensvann fra biologisk område Drensvann fra potensielt forurensede områder som kan inneholde MEG/TEG Drensvann fra potensielt forurensede områder <1 m 3 /t m 3 /t m 3 /t 6 m 3 /t <1 m 3 /t MPPE Buffertank 11,7 m 3 /t 11,7 m 3 /tnedbør / Brannvann / Spyling Nedbør / Brannvann / Spyling Oppsamlingsbasseng for MEG/TEG forurenset drensvann 2 m 3 /t 12 m 3 /t 2 m 3 /t Oppsamlingsbasseng for drensvann Biologisk rensing Vann/slam separasjon Observasjonsbasseng Observasjonsbasseng 21 m 3 /t Ferskvann fra kommunen 58m 3 /t (37 m 3 /t) 12 m 3 /t Til sjø Sjøvann m 3 /t Drensvann fra ikkeforurensede områder Figur 1. Ormen Lange prosessanlegg, avløpssystem og vannrenseanlegg. Figur 2 viser en skjematisk framstilling av prosessanlegget og vannrenseanlegget inklusive punkter med kjemikaliedosering. Av figuren ser man at brønnstrømmen som ankommer Nyhamna først passerer væskepluggfangerne, så et MEG-filter før den ledes inn på prosessanlegget for separering og behandling av kondensat. Blandingen av frostvæske (MEG) og vann ledes inn på Rik-MEG tankene A og B. Væsken fra Rik-MEG tankene blir så separert i MEG regenereringsanlegg (tre parallelle linjer) før vannet sendes videre til vannrenseanlegget. Her renses vannet både fysisk (MPPE oljeekstraksjonsenhet), biologisk (bakteriell nedbryting) og kjemisk (koagulering og flotasjon) før det sendes til sjø via kjølevannsstrømmen. Dato: Side 7 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

8 Figur 2. Produksjons - og vannrenseanlegget på Ormen Lange Landanlegg. Prøvetakingspunkt som er benyttet og kjemikaliedosering er avmerket. Det var ikke forventet økt produksjon av mengde vann fra den nye brønnen. Normal produksjon på Nyhamna er oppsummert i Tabell 1. Tabell 1. Normal daglig produksjon på Nyhamna Væske Daglig produksjon Kondensat 5000 m² Gass 70 mill Sm 3 MEG 1100 m² Vann 240 m² Brønnstrømmen som kommer til Nyhamna blir først separert i trefaseseparatoren vist i Figur 2 til gass, kondensat og vann/meg. Det forventes at oljeløselige komponenter i hovedsak vil følge gass og kondensatstrømmene, mens vannløselige komponenter vil følge MEG/vann blandingen. MEG/vann blandingen ledes til Rik-MEG tankene, og deretter til MEG regenereringssystemet hvor vannet blir kokt av. Rik-MEG tanken har god bufferkapasitet som muliggjør fordrøyning av mange dagers produksjon fra Ormen Lange feltet før prosessanlegget håndterer MEG- og vannstrømmene. Uorganiske komponenter (salter) og substanser med høyere kokepunkt enn vann vil i all hovedsak bli igjen i MEG fasen og komponenter med lavere kokepunkt vil følge vannet til MPPE enheten og vannbehandlingsanlegget. MEG gjenvinnes og brukes på nytt, mens vannet renses i renseanlegget før det slippes til sjø Vannbehandlingsanlegget Vannrenseanlegg og kjemikalier Figur 3 viser et flytdiagram over vannrenseanlegget som i prinsippet inneholder følgende behandlingstrinn: Dato: Side 8 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

9 Oljeekstraksjonsenhet: MPPE Makro Porøs Polymer Ekstraksjon Buffertank som mottar vann fra MPPE enheten, MEG/TEG/oljeforurenset avløpsvann og eventuelt vann fra MEG avsaltingsenhet. Det er mulighet til å gi vannet ca. 4 dagers oppholdstid i buffertanken. Biologisk renseprosess som inkluderer: o Lav Slam Produksjonsreaktorer (LSP) som skal redusere produksjonen av slam. o Biologisk behandlingstrinn bestående av to MBBR (Moving Bed Biofilm Reaktor) enheter som opereres i serie. Anlegget har to parallelle linjer. Kjemisk rensing og partikkelseparasjon bestående av: o Kjemikaliedoserings- og flokkuleringsenhet o Flotasjonsenhet (DAF Dissolved Air Flotation) for fjerning av partikler og slam. Anlegget har to DAF enheter som kan operere i parallell. Normalt benyttes bare en enhet og den andre er i beredskap. Slambehandlingssystem med slamavvanning i sentrifuge til % TS og lagring før deponering. Kjemikalietilsetningen i vannrenseanlegget er vist i Figur 3. Mengde kjemikalier som benyttes i vannrenseanlegget (PAX, fosforsyre og urea) er i hovedsak proporsjonal med mengde vann som behandles og proporsjonal med produsert slammengde. Det benyttes en polymer til slamavvanning. Mengden slam som produseres er proporsjonal med anleggets organiske belastning (kg KOF/døgn). Kjemikalieforbruket er derfor forventet å øke proporsjonalt med økning i organisk belastning inn på vannrenseanlegget. Skrivebordstudiene (Henninge og Vik, 2010 og 2011) indikerer at oppstart av brønn til land scenariet kan gi en liten økning i den organiske belastningen på anlegget (ca. 10 %) som varer kun en kort tid. Figur 4 viser prøvetakingspunktene som ble benyttet under undersøkelsene; , , og /5098. En prøveserie ble også gjennomført gjennom det biologiske renseanlegget. Det ble da tatt prøver fra hvert enkelt trinn i MBBR prosessen; fra 6000, 7000, 6001 og 7001 tankene, samt etter DAF; 0904/0914 (avhengig av hvilken DAFenhet som var i drift). I forbindelse med denne prøveserien ble det også tatt prøver av slam og rejektvann fra sentrifuge. Disse resultatene er spesielt diskutert under vurderingen av innvirkningen av oppstart av brønn til land på det biologiske renseanlegget. Dato: Side 9 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

10 PAX Figur 3. Skjematisk beskrivelse av enhetsprosessene i vannrenseanlegget. Vann inn Lagertank MPPE anlegg 5404 Buffertank Urea H 3 PO L S P Rejektvann PAX DAF slam 0904/0914 Slamlager Observasjonsbasseng Kationisk polymer 5097/98 Til sjø Vanndamp Slamprøve Rejektprøve Figur 4. Prøvetakingspunkter benyttet i vannrenseanlegget under undersøkelsene. Vannrenseanlegget er designet for en midlere og en maksimal belastning, se Tabell 2. Renseeffektiviteten av anlegget er garantert for midlere belastning. Tabell 2. Vannrenseanleggets designkapasitet. Design parametere Midlere belastning Maksimal belastning Vannføring (m 3 /d) KOF (kg/d) TOC (kg/d) BOF Dispergert olje (mg/l) 3 Optimale driftsforhold ph 6,5-8,0 NH4-N: > 0,5 mg/l (ut biologisk luftetank) PO4-P: > 0,3 mg/l (ut biologisk luftetank) Løst oksygen (DO):> 2,5 mg/l Dato: Side 10 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

11 Forbehandlingstrinn MPPE (Makro Porøs Polymer Ekstraksjon) prosessen benyttes for å kontrollere innholdet av BTEX og olje inn på det biologiske rensetrinnet. Det forventes at innløpsvannet innimellom kan inneholde uønskede høye konsentrasjoner av BTEX og olje. BTEX er giftig for bakteriene i det biologiske renseanlegget og oljen hemmer oksygenoverføringen i luftetrinnet (IUCLID, 2000). Olje brytes ned langsomt og høye oljekonsentrasjoner kan redusere effektiviteten av biologisk rensing. MPPE-ekstraksjonen skal kunne fjerne ~99 % av BTEX, PAH, NPD og alifatiske hydrokarboner (<C 20) fra utløpsvannet. MPPE-ekstraksjonen består av to ekstraksjonskolonner (VE A/B) der en av dem til enhver tid enten opereres for ekstraksjon (rensing) av inngående vann og en regenereres. Dette gir kontinuerlig drift. Det benyttes lavtrykksdamp (105 C og 0,45 bar) til regenereringen. Oljen som produseres i regenereringsfasen ledes til en faseseparator via en kondensator. I faseseparatoren separeres og gjenvinnes tung og lett olje. Figur 5 viser bilde av MPPE enheten på Ormen Lange Landanlegg (OLL). Figur 5. Foto av MPPE anlegget på Ormen Lange landanlegg (OLL) Biologisk rensetrinn Det biologiske rensetrinnet fjerner i hovedsak MEG, TEG og lett nedbrytbart organisk materiale (organiske syrer, løst olje etc.). Det biologiske rensetrinnet består av en buffertank (TB ) plassert på innløpet, to trinn lav slamproduksjonsreaktor (LSP) (TB /5056), et aerobt biologisk trinn med to parallelle linjer, hver med to MBBR reaktorer i serie (TB /6001 and TB /7001). En nivåstyringstank (TB ) brukes for å opprettholde vannivået i det biologiske trinnet. Buffertank Utløpsvannet fra MPPE renner ved selvfall til buffertanken. Buffertanken har også mottatt vann fra avsaltingsenheten da den var i drift. Nå mottar den drensvann fra MEG/TEG regenerering, forurenset vann fra åpent dreneringssystem (system 56), vann fra lokalt åpent avløp (U43) og fra offspec-kavernen (fjellhall), se Figur 1 og Figur 3. Hovedformålet med buffertanken er å utjevne hydraulisk og organisk belastning til det biologiske rensetrinnet. Tanken har et totalvolum på 1060 m 3. Normalt vil det være omtrent 400 m 3 vann tilgjengelig i tanken til å utjevne hydraulisk og organisk belastning. Dato: Side 11 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

12 For å sørge for god omblanding i tanken er buffertanken utstyrt med to mekaniske røreverk. Frekvensstyrte pumper i buffertanken pumper vannet videre til det biologiske trinnet. ph måles i buffertanken, mens temperatur og ledningsevne måles på pumpeledning fra buffertanken. LSP-reaktor Primæroppgaven til LSP-reaktoren (LSP: Low Sludge Production) er å redusere produksjonen av biologisk slam i MBBR prosessen (MBBR: Moving Bed Biofilm Reactor). LSP tilsettes nødvendig mengde næringsstoff (nitrogen som urea, og fosfor som fosforsyre) og mottar rejektvann fra slamavvanningstrinnet, samt potensielt forurenset vann fra observasjonsbasseng og avløp fra tørt rom. LSP-reaktoren består av to trinn i serie, hvert trinn med volum på 94 m 3. For optimal drift av LSP-reaktoren, må det opprettholdes en gitt hydraulisk oppholdstid. Dette gjøres ved å endre vannivået i reaktoren. MBBR reaktorer Biofilmreaktor med biomedium i bevegelse (MBBR) er et separat biologisk rensetrinn som ikke trenger returslam eller tilbakespyling av biomediet. For å sørge for optimale forhold der mikroorganismer kan gro effektivt, benytter prosessen seg av sylinderformede plastbiter (Kaldnes K1) med diameter 9,1 mm. Biomediet med biofilmen holdes i bevegelse ved lufting. Figur 6 viser et foto av nytt biomedium (venstre) og biomedium i suspensjon i MBBR reaktoren på OLL. K1 K2 K3 K1 biofilm medium: 9.1 mm Ø, 500 m 2 /m 3 i bulk Figur 6. Kaldnes biomedium, nytt (venstre) og i MBBR reaktoren på OLL (høyre). MBBR reaktorene på OLL består av to parallelle linjer med to bioreaktorer i serie. Det totale volumet på reaktorene er 1500 m 3 (500 m m 3 i hver linje) og de er ca 50 % fylt med Kaldnes K1 biomedium (totalt 750 m 3 ). Hver linje mates med vann fra LSP-reaktoren. Vannføringen måles med vannføringsmålere som er plassert ved utløpet av hvert trinn. Oksygenkonsentrasjonen måles i bioreaktorene 6000 og 6001 for å kunne styre luftmengdene fra blåsemaskinene. Oksygenkonsentrasjonen måles også i bioreaktorene 7000 og 7001 for driftsovervåking. Separasjon av tørrstoff og vann Partikkelfjerningsanlegget består av to flokkuleringskamre (CJ /7010) og to flotasjonsenheter (DAF: Dissolved Air Flotation) (CA /7013). PAX (Polymerisert aluminiumsklorid) tilsettes vannet oppstrøms flokkuleringstrinnet for å optimalisere fjerningen av biologisk slam (solids) fra vannet. Med de vannmengdene som behandles i det biologiske trinnet i dag, benyttes kun en linje med flokkulering og DAF, mens det andre trinnet er reserve. Dato: Side 12 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

13 Flokkulering Et separat flokkuleringskammer er plassert i forkant av hver av de to DAF enhetene. Ved langsom omrøring i flokkuleringskammeret vil fellingskjemikaliet som er dosert til vannet, danne store fnokker som forbedrer separasjonen av fast stoff fra vannfasen. ph måles i begge flokkuleringskamrene for å sikre optimale fellingsforhold. Flotasjon DAF (Dissolved Air Flotation) Det blir tilsatt dispergeringsvann (vann mettet med mikrobobler av luft) til DAF enheten for å løfte slammet til overflaten (flotere) der det separeres fra vannfasen. Produksjonen av dispergeringsvann skjer i dispersjonsstanken der ferskvann og luft blir blandet. Slammet skrapes bort fra overflaten i DAF enhetene inn i en trakt og pumpes deretter til slamlageret. Tørrstoffinnholdet i slammet i slamtrakten er ca. 3 %. Figur 7 viser bilder av DAF enheten. a) DAF enheten er tildekket for å hindre spredning av aerosoler b) Flotasjonsslam fjernes fra toppen av DAF enheten med et skrapeverk. c) Slamtrakten samler opp slam fra flotasjonstanken. d) Avstandsbilde av DAF Figur 7. Bilder fra DAF enheten i Ormen Lange Landanleggs vannrenseanlegg. Dato: Side 13 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

14 Observasjonsbassenget Behandlet vann renner ved selvfall fra DAF enhetene til observasjonsbassenget hvorfra det pumpes til sjø. Observasjonsbassengene (TB /5076) benyttes for å utjevne vannføringen fra flotasjonsenhetender TOC konsentrasjonen overvåkes online og kan sjekkes før utslipp til sjø. Det er to bassenger, hvert med volum 203 m 3. Dersom vannkvaliteten ikke tilfredsstiller akseptabel vannkvalitet i forhold til renseanleggets konsesjon vil vann resirkuleres til buffertanken. For å sikre god innblanding og aerobe forhold er det installert et luftesystem med to blåsemaskiner. Den ene blåsemaskinen er i drift, og den andre står i reserve. En vannmengdeproporsjonal blandprøvetaker (QN ) er installert på utløpet fra bassenget (konsesjonspunktet). Avvanning av slam Slambehandlingsdelen består en luftet slamlagringsstank (TB ), to slamsentrifuger ( /7020), og to slamcontainere (for avvannet slam). To slamsentrifuger To slamlagringstanker Figur 8. Bilder fra sentrifuger og slamlagringstanker på Ormen Lange Landanleggs vannrenseanlegg. Slamlageret har et volum på 400 m 3 og er designet for minimum 10 dagers oppholdstid. For å oppnå god blanding og aerobe forhold i tanken, er det installert et luftesystem med to blåsemaskiner. Den ene blåseren står i reserve. For å oppnå et stabilt oksygennivå i slamlageret, reguleres hastigheten på blåserne basert på oksygenmåling. De to sentrifugene (en i drift og en i reserve) mates av pumpene fra slamlagringstanken, og pumpene styres av en nivåtransmitter i lagringstanken. Slamtilførselen til sentrifugene måles ved separate vannmålere. Fellingskjemikalier (f. eks FeCl 3) og polymer blir dosert mengdeproporsjonalt inn i slamstrømmen før sentrifugering for å forbedre slamavvanningsprosessen. En statisk mikser er installert, for å sikre god innblanding av fellingskjemikalier og polymer i slammet. Tørrstoffinnholdet i slammet er kun ca. 10 % etter avvanning. Etter sentrifugering blir det avvannede slammet lagret i slamcontainer før avhenting og disponering. Rejektvannet fra avvanningsprosessen blir pumpet tilbake til LSP-reaktoren for ytterligere utnyttelse av rester av næringsstoff i den biologiske reaktoren. Dato: Side 14 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

15 Eksisterende utslippskrav fra renseanlegget Miljødirektoratets utslippskrav, er basert på søknaden om et gjennomsnittlig utslipp på 37 m 3 /t og m 3 /år (se Tabell 3). Utslippskravene gjelder prøver fra observasjonsbassenget (QN ) eller blandprøver fra automatisk prøvetaker (QN ). Tabell 3. Miljødirektoratets foreløpige utslippsgrenser for utslipp av avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg, fra Utslippskomponent Midlingstid Konsentrasjon Døgn Måned År (mg/l) (kg/døgn) 1) (kg/døgn) 2) (tonn/år) 3) Hydrokarboner totalt (THC) 1,5 1,4 0,9 0,33 Fenoler 0,4 0,5 0,3 0,11 Totalt organisk karbon (TOC) ,2 Ammonium (NH4-N) ,4 3,4 Monoetylenglykol (MEG) Trietylenglykol (TEG) 1,5 1,4 0,9 0,33 Totalt suspendert stoff (TSS) BTEX 5) PAH 5) Oktylfenol (C8) 5) Nonylfenol (C9) 5) Kvikksølv (Hg) <0,001 Stikkprøve 4) Krom (tot-cr) <0,01 Stikkprøve 4) Nikkel (Ni) <0,1 Stikkprøve 4) Totalt metallinnhold (ekskl. Hg) 5) Stikkprøve 4) Døgnmiddel: utslippsbegrensningen i mg/l og kg/døgn er maksimalverdi for et døgn, hvor analyseresultater er basert på mengdeproporsjonal døgnblandprøve. 1. Månedsmiddel: Utslippsbegrensningen i kg/døgn skal gjelde for gjennomsnitt av 30 løpende døgnverdier. 2. Årsutslipp: Utslippsbegrensningen i tonn/år beregnes som sum av 365 døgnutslipp. 3. Stikkprøve: minst en gang pr måned. Utslippsgrensen gjelder maksimal verdi. 4. Utslippsbegrensninger vil bli fastsatt når analyser av avløpsvannet ved normal drift foreligger. Inntil dette skjer vil utslippet av komponenten være begrenset av utslippene fastsatt for hydrokarboner, fenol, TOC og TSS. 5. Utslippsbegrensninger vil bli fastslått når analyser av avløpsvannet ved normal drift foreligger Oppstart av brønner til land. West Navigator har vært benyttet til brønnoppstart offshore, se Figur 9. Den har også blitt benyttet under tilkoblingen av brønner som har vært åpnet mot land siden Figur 9. West Navigator har vært brukt i boreoperasjoner og ble fram til og med 2009 også brukt under oppstart av brønner til rigg. Dato: Side 15 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

16 Forskjellen mellom oppstart av brønn til rigg og oppstart av brønn til land er relatert til brønnåpningsprosessen. Brønnen bores, kompletteres og stenges før den åpnes. Brønnåpningsprosessen er som følger: West Navigator er forbundet til brønnen og trykket økes gradvis til ventilen er helt åpen. Brønnen står åpen i ca 24 timer før den startes: o Oppstart av brønn til rigg: Væske (brønnkjemikalier, vann og kondensat) og gass separeres fra hverandre på West Navigator. Gassen, kondensat, baseolje fakles og resterende væske slippes ut til sjø (offshore). o Oppstart av brønn til land: Væske (brønnkjemikalier, vann og kondensat) og gass går via havbunnsramme D gjennom en 16 tommers rørledning direkte til 30 tommers rørledningen som går til Nyhamna. Brønnen lukkes. Brønnen stabiliserer seg i et par dager. Brønnen åpnes for produksjon og brønnvæskene sendes til Nyhamna via rørledningen (ramp-up) borekampanjen inkluderte tre brønner. På grunn av forskjellige omstendigheter ble kun to av brønnene åpnet Den tredje brønnen ble først åpnet under U2H i april Miljøvurderingen av brønnstrømsammensetningen for alle tre brønnoperasjonene som var planlagt i 2012 er rapportert i en separat forstudie (Henninge og Vik, 2012). Sammensetningen av brønnvæskene er vist i Tabell 4. Forklaring til Tabell 4: SFDIF (solids free drilling fluid): Partikkelfri borevæske som består hovedsakelig av ferskvann, MEG og NaCl. I tillegg er det tilsatt organiske syrer, vannbasert boreslam og kompletteringsvæske Brine: Består av ferskvann, MEG, NaCl tilsatt oksygenfjerner og kjemikalier for ph justering. Carrier fluid: Består av ferskvann og NaCl tilsatt kompletteringsvæske, enzymer og organiske syrer. Baseolje: Inneholder petroleumsdestillater Packer fluid: Inneholder ferskvann og MEG tilsatt oksygenfjerner og kjemikalierfor ph justering. Tabell 4. Sammensetningen av de forskjellige brønnvæskene for de tre brønnene som var planlagt åpnet i 2012 (Jensen og Combe, 2012). Åpning av den ene brønnen ble utsatt til april Bore og kompletteringsvæsker for brønnoperasjoner Produkter og mengder Enhet Packer Carrier Breaker Base oil Fluid Fluid Fluid SFDIF Brine Totalt volum m , B207 vol % 8,5 B291 vol % 0,1 0,1 Biopac g/l 20 Kaustikk soda ph (NaOH) g/l 3,00 3,00 Clairsol NS g/l 815 D- Solver HD 1) vol % 23,8 10 DF9084 vol % 2 DFE 726 g/l 2,86 EB9874 vol % 2 Ferskvann g/l ,3 703,02 Dato: Side 16 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

17 Bore og kompletteringsvæsker for brønnoperasjoner Produkter og mengder Enhet Packer Carrier Breaker Base oil Fluid Fluid Fluid SFDIF Brine NaCl g/l 169,9 105,49 NaCl 4 wt % vol % 80,9 NaCl 14 wt % vol % 67,6 NaCOOH g/l 200,2 297,29 NF-2 (MEG) g/l Noxygen Ammonium bisulfitt ml/l 0,1 0,1 Natrium bikarbonat g/l 0,3 0,3 U066 vol % 5 Xanthan gum g/l 2,86 U028 vol % 1,7 1) D-Solver HD er det samme som Chelant A Norske Shell har innen eksisterende utslippstillatelse for Ormen Lange, tillatelse til forbruk og utslipp av kjemikalier på Ormen Lange feltet i forbindelse med brønnoppstartsoperasjoner (tillatelse til bore- og brønnoperasjoner av 7. juli 2005, sist endret 29. juni 2010). Tabell 5 oppsummerer resultatene av skrivebordstudien utført av Henninge og Vik (2012) mht. forventede miljøfordeler og ulemper ved eksisterende og ny brønnoppstartingsmetode, basert på åpning av tre brønner mot land, inkludert brønn C2 der åpningen ble utsatt til april Tabell 5. Sammenstilling av fordeler og ulemper ved ny brønnoppstartprosedyre sammenlignet med tidligere prosedyre (Henninge og Vik, 2012). Sammenligning av: Oppstart av brønn til rigg (tidligere praksis) Oppstart av brønn til land (Nyhanma) Endringer i utslipp til luft og sjø og avfallsmengder Til luft Til avfall Til sjø (tonn) (tonn) TOC: kg Tot-N: 142,2 kg Offshore utslipp eliminert. Onshore utslipp marginal økning, ingen endring ift. gjeldende utslippstillatelse. CO2: NOX: 156 nmvoc: 75 CH4: 1,2 SOX: 1,5 Offshore utslipp eliminert. Ingen utslipp onshore. Industri: 40 Farlig: 153 Offshore avfall redusert. Onshore avfall økt mengde salter og slam (<0,3 % per år) HMS spørsmål Økt eksponeringstid til transport med helikopter, fartøy og arbeid på borerigg, samt eksponering til hydrokarboner om bord på boreriggen Redusert eksponeringstid (se ovenfor). Tabell 6 viser en oversikt over mengden brønnkjemikalier forventet å ankomme landanlegget ved oppstart av tre brønner mot land i Alle kjemikaliene har vært gjenstand for en nærmere vurdering på stoffnivå for å kunne vurdere miljørisiko og skjebnen til de kjemiske stoffene som forventes å ankomme Nyhamna ved gjennomføring av metoden oppstart av brønner til land. Det ble ikke laget noen egen miljøvurdering for åpning av C2-brønnen som ble utsatt fra 2012 til Det ble isteden laget en forenklet oppsummeringsrapport basert på den foregående vurdering (Henninge og Vik, 2013). Dato: Side 17 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

18 Tabell 6. Oppsummering av brønnkjemikalier som vil ankomme Nyhamna ifm. oppstart av brønn til land metoden for tre brønner som var planlagt for Miljøklassifisering (miljøgruppe) er i henhold til Felles petroleumsverk for MDir, Ptil, Helsetilsynet (Henninge, 2012). Handelsnavn Anvendelse Miljøgruppe Forbruk = Ankomst Nyhamna/Rigg B207 Chelatineringsmiddel Gul 2125 liter B291 Korrosjonshemmer Gul 71,5 liter Biopac Fortykningsmiddel Gul 180 kg Kaustkk soda ph ph regulering Gul 540 kg Stabil raffinert olje for å lette trykket av væskesøylen i Gul kg Clairsol NS brønn D- Solver HD = Chelant A Chelateringsmiddel Gul liter DF9084 Skumdemper 930 liter Brønnkomplettering DFE 726 (ferdigstillelse) Gul 25,7 kg EB8974 Emulsjonsbryter 930 liter Ferskvann Grønn kg NaCl Regulerer salinitet Grønn kg NaCl 4 vekt % i vann Regulerer salinitet Grønn liter NaCl 14 vekt % i vann Regulerer salinitet Grønn liter NaCOOH Regulerer salintitet Grønn kg NF-2 (MEG) Frostvæske Grønn kg Noxygen Ammonium bisulfitt Oksygenfjerner Grønn 18 liter Natrium bikarbonat Regulerer salinitet Grønn 54 kg U028 ph justering 425 liter U066 Løsningsmiddel Gul kg Xanthan gum Fortykningsmiddel Grønn 25,7 kg Total mengde brønnkjemikalier 471 tonn 1) 1) Antatt at tettheten på kjemikaliene = 1. Det var forventet at ca. 50 % av brønnkjemikaliene vil ankomme Nyhamna etter tre til fire (eller fem) dager etter oppstart av brønnen, og de resterende 50 % i løpet av de neste to til seks måneder. Den siste delen ankommer Nyhamna uavhengig av oppstartsmetode for brønnene. Aquateams prøvetaking startet når de første væskene ankom anlegget. I tillegg til brønnkjemikalier som ankommer Nyhamna, ble det også konkludert med at det kan være en potensiell risiko for emulsjonsproblemer i separatoren når brønnbehandlingskjemikaliene ankommer Nyhamna anlegget. I 2010 ble emulsjonsbryter benyttet under den første brønnåpningen (D7). Da lite tydet på emulsjonsproblemer, ble emulsjonsdannelsen kun overvåket under den andre brønnåpningen og emulsjonsbryter ble ikke benyttet. Også i 2011 og 2012 ble emulsjonsbryteren kun holdt i beredskap. Eventuell emulsjonsdannelse ble kontinuerlig overvåket av MI-Swaco de første dagene etter at brønnvæskene ankom Nyhamna. Emulsjonsbryteren er i gul kategori iht. Miljødirektoratets kjemikalieregelverk offshore. Emulsjonsbryteren skulle først og fremst benyttes dersom det var fare for dannelse av emulsjoner i separatoren. Det viste seg at det ble nødvendig å benytte emulsjonsbryteren under oppstart av brønner mot land i Det ble benyttet ca. 8,5 m³ emulsjonsbryter i løpet av U2H i Vurderinger av miljøkonsekvenser ved oppstart av brønner mot land (Henninge, 2012) konkluderer med følgende: Dato: Side 18 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

19 Økt belastning inn på vannrenseanlegget; vannmengder (~0,2 % økning på årsbasis), eddiksyre og maursyre (< 0,1 % økning i organisk belastning på årsbasis og 1 % på døgnbasis) er liten. Det er ikke forventet målbar endring i utslippskvaliteten pga. tilbakeføringen av brønnene til Nyhamna fordi økt mengde tilført organisk stoff er liten og fordi det forventes at >99 % ekstra tilført organisk stoff vil fjernes i det biologiske renseanlegget. Det forventes marginal økning i kjemikaliebehov (flokkulant og polymer) i vannrenseanlegget og tilhørende marginal økning i slamproduksjonen som følge av den økte belastningen (< 0,25 % på årsbasis). Det forventes en økning i brønnkjemikalier som ankommer Nyhamna, men tidligere erfaringer viser at anlegget på Nyhamna har kapasitet til å behandle brønnkjemikaliene. Det forventes ingen målbar økning i utslippskonsentrasjonen av TOC og < 0,05 % økning i mengde TOC sluppet til sjø på årsbasis. Brønnvæskene inneholder kun lett nedbrytbare organiske stoffer. Basert på disse forutsetningene antas det at kun små mengder eddiksyre, MEG og maursyre kommer inn i vannbehandlingsanlegget (<1 prosent økning?), og at MEG-konsentrasjonen inn på vannbehandlingsanlegget vil være den samme som under normal drift. Det biologiske renseanlegget er tilpasset å kunne håndtere de organiske forbindelsene som er i bønnvæskene som ankommer ved oppstart av brønner mot land. Det forventes at mer enn 99 % av ekstra tilført organisk stoff vil bli fjernet i det biologiske renseanlegget fordi: økningen i vannmengder og TOC-konsentrasjon utjevnes oppstrøms kapasiteten i det biologiske renseanlegget er god eddiksyre og maursyre er lett nedbrytbare stoffer som vannrenseanlegget mottar daglig eksisterende variasjon i belastningen på vannrenseanlegget er større enn forventet økt belastning Behandlingen av økte vannmengder som følge av oppstart av brønner mot land, forventes å medføre ca. 1 % økt bruk av vannbehandlingskjemikalier på årsbasis (for eksempel fosforsyrer, urea, aluminium klorid, jern klorid, kationisk og anionisk polymer). Det økte kjemikaliebehovet antas å øke slammengden fra vannbehandlingsanlegget med < 0,25 % på årsbasis. 3. Om prøvetakingene Det ble foretatt prøvetaking i to omganger. Prøvetaking til bakgrunnsprøvene ble foretatt i første uken av april 2014 (uke 14) og prøvetakingen når brønnvæskene ankom Nyhamna (U2H) ble foretatt i slutten av april 2014 (uke 18). Grunnen for mellomrommet mellom bakgrunnsprøvetakingen og U2H-prøvetakingen var uforutsatte forsinkelser ved tilkoblingen av brønnene Bakgrunnsprøvetaking Bakgrunnsprøvetakingen ble gjennomført av Liv Bruås Henninge og Ocelie Kjønnø fra Aquateam COWI. Prøvetakingen startet tirsdag 1. april kl 15. Det ble tatt døgnblandprøver av seks prøvepunkt. Det vil si det ble tatt ut en delprøve hver fjerde time, totalt seks delprøver i løpet av et døgn. Delprøvene ble tatt på to flasker for hvert prøvepunkt, en glassflaske for OIW og en plastflaske for andre parametere. Det ble ikke tatt delprøver på natt under bakgrunnsprøvetakingen. Isteden ble prøvetakingen på dag forlenget påfølgende dag. Det var et stopp i anlegget på morgenen onsdag 2. april. Dette medførte at det kom partikler i prøvepunktet ut av MPPE ( ) og prøvepunktet tettet seg slik at siste delprøve ikke ble tatt ut. Dato: Side 19 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

20 Stikkprøver ble tatt ut på fire prøvepunkter på ettermiddagen 2. april. Dette ble gjort senere enn planlagt pga. stoppen tidligere på dagen Prøvetaking etter U2H april 2014 Prøvetakingen under U2H ble gjennomført av Ocelie Kjønnø og Frøydis Garshol fra Aquateam COWI. Det ble tatt døgnblandprøver av seks prøvepunkt. Det ble tatt ut en delprøve hver fjerde time, totalt seks delprøver i løpet av et døgn. Delprøvene ble tatt på to flasker for hvert prøvepunkt, en glassflaske for OIW og en plastflaske for andre parametere. Prøvepunktene (ut av buffertank) og /98 (utslipp til sjø) ble tidsforskjøvet i forhold til de fire første for å få representative prøver. Delprøven som ble tatt på natt ble tatt av nattskiftet på Nyhamna. Noen av delprøvene ble uteglemt i prøvetakingen på natt. For disse ble det derfor tatt ekstra prøve påfølgende dag. Dette gjaldt prøven på plastflaske fra prøvepunktene (inn MPPE) og (ut MPPE). Siden MEG/vann-fraksjonene av brønnvæskene ble mellomlagret i MEG storage tank, ble det gjort beregninger som tilsa at vannfraksjonen nådde vannrenseanlegget lørdag 26. april kl 06:30. Aquateam COWI startet prøvetakingen den påfølgende dagen Analyseprogram Basert på tidligere års prøvetaking og Miljødirektoratets innspill har Aquateam gjennomført programmet vist i Tabell 7. Tidsproporsjonal blandprøve (fordelt over 6 tidspunkt) over et døgn ble tatt på 4 av prøvepunktene vist i Figur 2. Økotokstesten Acartia ble kun gjennomført på vannprøve fra konsesjonspunktet (stikkprøver). Microtox, Skeletonema og MARA ble testet på alle fire prøvepunktene som en indikator på endringen i toksisitet gjennom renseanlegget (stikkprøver). Økotokstester for fisk og Corophium ble ikke gjennomført. Dette fordi tidligere erfaring viser at disse er lite sensitive sammenlignet med de andre nevnte artene. Fisketester benyttes av etiske grunner kun der det er helt nødvendig. Tabell 7. Kjemisk og økotoksikologisk testprogram for prosessvann oppstrøms og nedstrøms renseanlegget før (bakgrunn) og under oppstart av brønner (U2H) mot Ormen Lange Landanlegg. Parameter Prøvetaking Antall prøver per bakgrunn/u2h Fysiske/kjemiske parametere (blandprøver) TOC Operasjonelle 6 DOC data 6 COD 6 TSS / VSS (AqT) Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, 5097, 6 THC (OIW) 0004, Tot-N 6 NH4-N 6 Sulphide (AqT) (spot) 6 MEG and TEG 6 Phenol 6 Tungmetaller (stikkprøver): As, Pb, Cd, Hg, Cu, Cr, Zn, Ni, Fe, Co, Al, Ba Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, NPD/PAH/BTEX/fenolforbindelser (stikkprøver): PAH16 / NPD Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, OIV 4 BTEX 4 Fenol og alkylfenoler 4 Dato: Side 20 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

21 Parameter Prøvetaking Antall prøver per bakgrunn/u2h VFA Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, OiV Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, MEG/TEG/Fenol/COD/TOC Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, TSS/VSS Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, Økotoksikologiske tester (stikkprøver): EC50 Microtox Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, EC50 Skeletonema Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, LC50 MARA Prøvepunkt 5202, 5204, 0922, LC50 Acartia Prøvepunkt BOF5 bionedbrytbarhet Prøvepunkt Prøvene inn og ut av MPPE (prøvepunkt 5402 og 5404, se Figur 10) ble tatt fra etablerte prøvepunkter etter 5 minutters gjennomskylling. Det antas at det skjer relativt liten tilførsel av tungmetaller fra kranene. Prøvepunktene ble ikke berørt med prøveflaskene. Prøven inn på MPPE-anlegget som kommer fra MEG-regenerering, er vurdert å være den mest representative for vann som inneholder stoffer fra brønnstrømmen inn på renseanlegget. Ubehandlet brønnstrøm fra feltet tilsettes MEG for å unngå hydratdannelse under transporten til Nyhamna, der gassen prosesseres og MEG regenereres. TEG benyttes for tørking av gass, og brukt TEG regenereres i eget regenereringstårn. Første mulige prøvepunkt av vann som kan sies å representere brønnstrømmen er etter MEG regenereringen og er innløp til MPPE (QN ). Prøvepunkt før MEG-regenerering var forventet å inneholde så mye organisk stoff at dette vill interferere for gode analyser av miljøgifter. Det ble også valgt å ta tidsproporsjonale blandprøver fra (nedstrøms MEGregenerering) og (ut fra offspec-kaverne / fjellhall), se Figur 10. Disse to vannprøvene blandes inn på MPPE. Det ble deretter tatt tidsproporsjonale prøver inn og ut av MPPE (henholdsvis og ), samt inn biologisk renseanlegg ( ) og fra konsesjonspunktet ( ) Prøvetakingspunktene De samme prøvepunktene som ble benyttet ved den innledende kjemiske og økotoksikologiske undersøkelsen i 2008 samt de foregående U2H i 2010, 2011 og 2012, ble benyttet også i Prøvepunktet QN ble byttet ut med QN da denne er samlokalisert med de øvrige prøvepunktene, men representerer den samme vannstrømmen. Det ble tatt både tidsproporsjonal prøve og stikkprøver fra disse fire punktene. Prøvepunktene (Figur 10) er: Innløp til MPPE (QN ) Utløp fra MPPE (QN ) Innløp til biologisk renseanlegg (QN ) etter buffertanken Utløp fra renseanlegget (QN ) Dato: Side 21 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

22 QN QN QN Produsertvann Prosessanlegg MPPE Buffertank Biologisk rensing QN Drensvann Observasjonsbasseng Kjølevann Figur 10. Prøvepunkter benyttet i bakgrunns undersøkelse n og under oppstart av brønn C2 til land. Tidspunkt for prøvetakingen under oppstart av brønnene til land ble avklart med drift i forhold til tidspunktene for når brønnstrømmen kom til land og når den ville ankomme de ulike prøvepunktene. For tiden tas det ved Ormen Lange stikkprøver en gang i måneden for utvalgte driftsparametere fra noen av prøvepunktene. Dette betyr at det har vært tilgjengelig historiske trender for enkelte parametere. Det ble tatt tidsproporsjonale manuelle blandprøver over ett døgn for alle driftsparametrene. I forbindelse med de to undersøkelsene i april 2014, ble det tatt prøver til TOC, OIV, KOF, TSS, tot-n, NH 4-N, tot-p, PO 4-P, MEG, TEG, og fenol til følgende klokkeslett: 07:00, 11:00, 15:00, 19:00, 23:00 og 03:00. Disse delprøvene ble tatt i samme prøveflaske og analysere ble gjennomført på blandprøven. Prøver til PAH/NPD, alkylfenoler, BTEX, tungmetaller og til økotoksikologiske undersøkelser (Microtox, Skeletonema, Acartia, MARA og BOF 5) ble tatt som stikkprøver midt i perioden Miljørisikovurdering Generelle prinsipper En miljørisikovurdering for et stoff er en sammenlikning av den beregnede terskelen for biologiske skadeeffekter (PNEC: Predicted No Effect Concentration) og forventet miljøkonsentrasjon av stoffet (PEC: Predicted Environmental Concentration). PEC/PNEC er det matematiske uttrykket for miljørisiko. Dersom forholdet har en verdi høyere enn 1, kan det være en uakseptabel risiko forbundet med utslippene. Ved PEC/PNEC < 1 anses risiko for miljøeffekter å være tolererbar. Ved utførelse av en miljørisikovurdering av et stoff behøves både spesifikke opplysninger om kjemikalie, om konsentrasjonen i utløpet, om utslippsforhold og tilhørende resipient. Der man har målte konsentrasjonsverdier i utslippet, benyttes disse som inngangskonsentrasjoner til PEC. Hvis ikke, brukes beregnede verdier basert på mengder som slippes ut. Industriavløpsvann inneholder ofte en del ukjente stoffer som kan gi gifteffekt og ulike forbindelser i utslipp kan gi samvirkende toksiske effekter. Derfor er det vanlig å angi PEC som % avløpsvann. PEC tar også hensyn til fortynningen i resipienten. Ved utslipp av f. eks avløpsvann til marint miljø er det anbefalt å benytte standard fortynningsfaktor 100 i utslippsområdet (Eus Technical Guidance Document, EU, 2003). Etter avtale med MDir er dette derfor benyttet her. Dato: Side 22 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

23 På grunnlag av alle de testresultatene som er tilgjengelig for et stoff, beregnes den maksimale konsentrasjonen som ikke forventes å gi skadeeffekter på miljøet (PNEC: Predicted No Effect Concentration). Som PNEC verdier benyttes resultater fra standardiserte økotoksikologiske tester, fortrinnsvis resultater fra kroniske tester. Her benyttes testresultatet fra den mest følsomme organismen man har testet på, samt en sikkerhetsfaktor hvor man tar hensyn til at det kan finnes organismer som er mer følsomme enn dem man har brukt i laboratorietester. Generelt gjelder at sikkerhetsfaktoren blir lavere jo flere organismer man har testet. Dersom man kun har resultater fra akutte giftighetstester (L(E)C 50-verdier) men mangler kroniske data, vil sikkerhetsfaktoren bli høy. Tidligere ble det benyttet en sikkerhetsfaktor på for utslipp til ferskvann og ved utslipp til sjøvann, men Klif har nå justert sikkerhetsfaktoren for sjøvann slik at 1000 er maksimal sikkerhetsfaktor også for utslipp til sjøvann av HOCNF testede kjemikalier (Klif, 2013). EU har detaljerte prosedyrer for beregning av PNEC (Eus Technical Guidance Documents, EU, 2003). PNEC kan beregnes for ulike miljøer, f. eks: PNEC ferskvann er basert på tester med ferskvannsorganismer. PNEC sjøvann bør fortrinnsvis baseres på tester med marine organismer, men kan beregnes ut fra PNEC ferskvann for stoffer der marine data mangler. Her inkluderes en ekstra sikkerhetsfaktor. PNEC sediment bør fortrinnsvis baseres på tester med sedimentlevende organismer, men kan beregnes ut fra PNEC sjøvann for stoffer der sedimentdata mangler. Her benyttes stoffets sediment/vann fordelingskoeffisient i beregningen. PNEC jord bør fortrinnsvis baseres på tester med jordlevende organismer, men kan beregnes ut fra PNEC ferskvann for stoffer der data fra tester med jordlevende organismer mangler. Her benyttes stoffets jord/vann fordelingskoeffisient i beregningen. PNEC mikroorganismer baserer seg på tester med slam fra biologiske renseanlegg Risikovurdering gjennomført for avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg To metoder er benyttet ved vurdering av akutt toksisitet av avløpsvannet: 1. En teoretisk vurdering basert på målt konsentrasjon av miljøgifter i avløpsvannet og kjent toksisitet av de aktuelle stoffene 2. Målt økotoksisitet i avløpsvannet, L(E)C 50 angitt som % avløpsvann. Resultatene av de to metodene er sammenlignet for å kontrollere om man har klart å ta hensyn til de viktigste stoffene ved miljørisikovurderingene. Når det gjelder avløpsvann med en blanding av ulike stoffer, er det vanlig å benytte toksisitetsenheter (TU = PEC/L(E)C 50) for hvert stoff for å bedømme utslippets samlede toksiske potensial. TU-verdien angir den fortynning av avløpsvannet som må til for å redusere toksisiteten ned til 50 % i den aktuelle toksisitetstesten. Basert på SFT (2000) er det antatt at virkningen av de ulike toksiske stoffene vil være additiv. Toksisitetsenhet for hvert enkeltstoff i blandingen ble summert for å finne toksisk enhet for blandingen (TU bland): TU bland = TU stoff 1 + TU stoff 2 + TU stoff 3+++ Avløpsvannets toksisitet blir da 100/TU bland = vol % En slik beregning er gjennomført og den beregnede verdien er deretter kontrollert mot målt toksisitet i avløpsvannet. Dersom det er godt samsvar mellom teoretisk beregnet toksisitet og målt toksisitet på utløpsvann, har man klart å identifisere de viktigste komponentene i avløpsvannet som bidrar til toksisitet. Naturvårdsverket (1996) klassifiserer industriutslipp i forhold til toksisitet som følgende: Lite toksisk: L(E)C 50 er >70 vol % Dato: Side 23 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

24 Mye toksisk: L(E)C50 er <10 vol %. For å gjøre en miljørisikovurdering blir det deretter beregnet kronisk og akutt PEC/PNEC for de enkelte komponentene i avløpsvannet basert på målt konsentrasjon (PEC) og beregnet PNEC for de kjente stoffene, slik som beskrevet i Kap I en slik miljørisikovurdering tar man hensyn til kronisk toksisitet og tilgjengelig informasjon om hvert enkelt stoffs oppførsel i resipienten som vurderes. Miljørisiko ved utslipp av ulike stoffer vurderes slik: PEC/PNEC <1: ingen toksisk PEC/PNEC > 1: toksisk effekt Det tas utgangspunkt i den høyeste PEC/PNEC-verdien for beregning av evt. Nødvendig fortynning for at utslippet totalt sett ikke skal ha toksisk effekt på marine organismer. 4. Resultater, diskusjoner og konklusjoner 4.1. Driftsdata for vannbehandlingsanlegget januar 2014 juni 2014 Aquateam COWI har gjennomgått driftsdata for de første fem månedene i Disse dekker ca. fire måneder før og en måned etter åpning av brønn mot land (U2H) for Figurene som følger er basert på måledata fra laboratoriemålinger av døgnblandprøve fra automatisk prøvetaker (prøvepunkt QN ), enkeltmålinger av prøver tatt fra observasjonsbassenget (QN ) og resultat av online målinger (QN ). Figur 11 til Figur 21 viser oversikt over utviklingen i den aktuelle perioden av konsentrasjon av enkelte nøkkelparametere (vannføring, partikler, organisk stoff, OiV, ph, temperatur, ammonium, fenol, MEG og TEG). Vannføringen ut fra anlegget lå på ca m 3 /t i april Figur 11. Resultater fra målinger av totalt suspendert stoff i avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Utslippsgrensen er 50 mg/l. Dato: Side 24 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

25 Figur 11 viser målinger av TSS i Det er ikke påvist noen negativ påvirkning fra U2H på TSS i utslippet. Figur 12. Resultater fra målinger av TOC i avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Utslippsgrensen er 100 mg/l. Figur 12 viser innholdet av TOC i utslippsvannet fra vannrenseanlegget. Det var en målt verdi over utslippsgrensen i Denne skjedde samtidig med bakgrunnsprøvetakingen. Nivået i mai har vært noe høyere enn de foregående månedene. Dette kan være en påvirkning fra U2H. Figur 13. Resultater fra ph måli nger i utslippsvann fra Ormen Lange Landanlegg. I henhold til konsesjonen skal ph i utslippsvannet ligge mellom 6 og 9. ph var innenfor konsesjonsgrensen i hele perioden. U2H hadde ingen påviselig negativ innvirkning på ph. Dato: Side 25 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

26 Figur 14. Resultater fra målinger av temperatur på utslippsvannet fra Ormen Lange Landanlegg. Temperaturen i perioden varierte mellom 18 og 22 C. Figur 15. Resultater fra målinger av ammonium (NH4-N) i utsl ippsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Utslippsgrensen er 15 mg/l. Alle målingene for ammonium lå under utslippsgrensen. U2H hadde ingen påviselig negativ innvirkning. Dato: Side 26 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

27 18) MEG konsentrasjoner i utslippsvann b) TEG målt i utslippsvann Figur 16. Resul tater fra målinger av glykoler a) MEG og b)teg i utslippsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Utslippsgrensen er 77 mg/l for MEG og 1,5 mg/l for TEG. Det har ikke vært målt noen prøver med TEG over konsesjonsgrensen i perioden. MEG har i hele perioden vært godt innenfor utslippsgrensen. Dato: Side 27 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

28 Figur 17. Resultater fra målinger av fenol i utslippsvann Utslippsgrensen for fenol er 0,4 mg/l. fra Ormen Lange Landanlegg. Alle målinger for fenol har vært innenfor utslippsgrensen i perioden. Resultatene fra måling av hydrokarboner i vann (OIV) viste alle resultater lavere enn rapporteringsgrensen på 1,5 mg/l for den aktuelle perioden. Figur 18 til Figur 21 viser resultater fra månedlige stikkprøver av miljøgifter (sum PAH, sum NPD, alkylfenoler og kvikksølv) tatt fra observasjonsbassenget ( ). Figur 18. Resultater fra målinger av sum PAH (16 EPA) i avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Dato: Side 28 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

29 Figur 19. Resultater fra målinger av sum NPD i avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. De høyeste verdiene for PAH og NPD gjennom hele perioden ble målt under prøvetakingen for bakgrunnsprøvene i Figur 18 og Figur 19. Figur 20 viser månedlige målinger av de ulike alkylfenolene. Dato: Side 29 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

30 Figur 20. Resultater fra målinger av alkylfenoler i avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Dato: Side 30 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

31 Figur 21. Resultater fra målinger av kvikksølv i avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Utslippsgrense 1 µg/l. Målingene av kvikksølv i utslippsvann viste at nivåene i hele perioden var under utslippsgrensen på 1 µg/l Endrede driftsforhold ved åpning av brønn til land Separasjon og bruk av emulsjonsbryter Figur 22 illustrerer prosessanlegget for separasjon av kondensat, gass og gjenvinning av MEG. I forbindelse med åpning av brønnene til land, ble det klargjort emulsjonsbryter som kunne benyttes på separatoren for å sikre seg mot problemer med separasjon av MEG/vann fra kondensat dersom dette skulle gi en økning i emulsjonsdannelsen, dvs. vanskeliggjøre separasjonen av kondensat fra MEG/vann blandingen. Representanter fra MI overvåket emulsjonsnivået ut av separatoren under de første dagene etter at brønnene ble koblet på rørledningen, og det ble behov for å benytte ca 8,5 m³ emulsjonsbryter. West Navigator Emulsjonsbryter Gass prosesseringeksport til UK Filter separator 0004 Kondensat/eksportmed båt A B Off spec. kaverne Storegga MEG regenerering Rik MEG tank Til MPPE Figur 22. Skisse av prosessanlegget for separasjon av olje, gass og MEG/vann og gjenvinningsanlegget for MEG. Dato: Side 31 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

32 Under åpningen av brønnene vil kjemikalier og solids som vaskes ut fra rørledningene og brønnen som har vært innestengt, transporteres til prosessanlegget. Denne blandingen utgjør en fare med tanke på dannelse av emulsjoner. I forbindelse med å vurdere bruk av emulsjonsbryteren, hadde MI-Swaco ansvaret for kjemikaliedoseringen og oppfølgingen i form av prøvetaking og analyser av vann-i-olje (ViO) og olje-i-vann (OiV) Bytting av filter på innløp til Rik-MEG tank Når nye brønner kobles til rørledningen uten opprensking først, medfører dette økte mengder med partikler i væskene. Partikkelfilteret på MEG-linjen måtte derfor skiftes en gang ekstra under U2H i 2014 sammenliknet med normal drift. Dette medførte at noe væske som lå i rørledningen blir sendt urenset til Offspec kavernen. Det er anslått at denne mengden er ca. 0,7 m² for hvert filterbytte. Det ble ikke tatt prøve av væsken ved filterbytte. Dette ble imidlertid gjort under U2H i Innholdet viste da ca. 85 % MEG/TEG og 15 % vann. Dvs at for ett filterbytte ble det tilført 595 liter MEG/TEG og 105 liter vann til Offspec tanken. Oljeinnholdet lå den gangen på 710 mg/l. Offspec tanken inneholdt 1023 m 3 vann/meg. Raten fra Offspec til vannbehandlingsanlegget var på 3,2 m 3 /t. Totalraten til MPPE var på 13,1 m 3 /t, dvs. ca. 24 % stammer fra Offspec tanken Økt belastning på vannrenseanlegget ved brønnåpning til land I den forenklede miljøvurderingen som ble gjennomført som underlag for søknaden til Miljødirektoratet (Henninge og Vik, 2013), ble det antatt at all MEG/vann ville komme inn i vannrenseanlegget via MEG regenerering. I MEG regenereringsanlegget ble salter, MEG og hoveddelen av organiske syrer (acetat) overført til MEG fasen. Belastningen på vannfasen ble derfor vurdert til relativt liten. På grunn av økning i filterbytte under operasjonen, vil kjemikalier finne veien inn i vannrenseanlegget via offspec-tanken uten at de har vært gjennom MEG regenereringsanlegget. Det ble derfor gjennomført en vurdering av hvilken betydning dette kan ha hatt for vannrenseanlegget og resipienten. I miljøvurderingen for 2012 som den forenklede miljøvurderingen er basert på (Henninge og Vik, 2012) ble det i anslagene antatt at seks ekstra filterbytter i løpet av de to første dagene etter at væskene ankommer Nyhamna, vil havne i offspec-tanken. Beregninger ble gjort for å anslå mengdene brønnkjemikalier som kommer inn til MPPE og det biologiske rensetrinnet. I virkeligheten ble det kun gjennomført ett ekstra filterbytte, så belastningen ble lavere enn beregnet. I vurderingen er det antatt at de seks filterbyttene foregikk i løpet av de to dagene da mesteparten av brønnvæskene kom tilbake til Nyhamna slik som i Det er antatt at 80 % av Packer væske og 40 % av Spent carrier væske, Brine og SFDIF ankommer Nyhamna dag 3 og henholdsvis 20 % og 10 % på dag 4. De resterende kjemikaliene vil enten bli værende igjen i brønnen, eventuelt komme tilbake til Nyhamna over de neste månedene i betydelig fortynnet form. Disse væskene og kjemikaliene vil være innblandet i den daglige produksjonen på Nyhamna. Beregningene er gjort på grunnlag av at de seks filterbyttene er foretatt i løpet av de to første dagene etter at brønnvæskene ankommer Nyhamna. Det ble beregnet hvor mye kjemikalier som vil havne inn i offspec-tanken under perioden med brønnoppstart til land, se Tabell 8. Det ekstra bidraget fra dag 3 og dag 4 vil samles i offspec før det sendes inn på MPPE og det biologiske renseanlegget, se figur 2. Tabellen viser forventet mengde kjemikalier som ankommer Nyhamna etter åpning av en og tre brønner. Væskene som ankommer renseanlegget er det tillegget som kommer for Oppstart til land sammenlignet med en normalsituasjon. Det ble antatt at 3 m 3 ble overført til offspectanken på dag 3 og tilsvarende volum på dag 4. På dag 4 regnes også konsentrasjonen av Dato: Side 32 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

33 dag 3 med. Offspec-tanken har totalt væskevolum på 1400 m 3. Væsken fra offspec-tanken utgjør 9,5 % av væsken inn på MPPE. Tabellen tar kun hensyn til bidraget fra oppstart av brønn til land. MEG og andre kjemikalier som eventuelt er til stede i disse 1400 m 3, er ikke medregnet men betraktes som bakgrunnsverdier i tanken. Det viste seg at det kun ble nødvendig med ett ekstra filterbytte under U2H-perioden. Det vil si at bidraget fra kjemikalier i offspec-tanken ble mindre en på forhånd antatt. Figur 23. Vannkvalitet i offspec -tanken ( ) TOC & MEG konsentrasjon (mg/l) på venstre akse og TEG konsentrasjon (mg/l) på høyre akse. Tidsperiode for målingene er ( ) fra januar 2014 til mai/juni Figur 23 viser TOC målt i offspec-tanken. Figuren viser at TOC normalt har ligget på mg/l første halvår av Dette var bakgrunnskonsentrasjonen da «oppstart av brønn til land» foregikk. Figuren viser at det har vært en økning av TOC inn til vannrenseanlegget fra offspec den første måneden etter oppstart av brønn til land. Dette kan være en konsekvens av U2H. Figur 12 viser variasjonen i TOC i innløpet til det biologiske renseanlegget. Buffertanken gir væsken en oppholdstid på ca. 4 dager og det antas et vannvolum på ca. 960 (totalvolum 1060 m²). De kjemiske forbindelsene vil fortynnes i tanken. Figur 24 viser endringen i konsentrasjon inn og ut av buffertank i timene etter at vannet fra offspec slippes inn i systemet (etter dag 4). Det er beregnet at konsentrasjonen i offspec-tanken reduseres i dagene etter dag 4. Konsentrasjonen ut av buffertank vil nå sitt maksimum 12 dager senere. Dato: Side 33 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

34 Konsentrasjoninn og ut av buffertank s. n o k % Innløps kons (ug/l) Figur 24. Endringer i konsentrasjonen inn og ut av buffertanken på Nyhamna. Tabell 8 viser resultatet av beregning av mulig toksisk virkning av bore- og kompletteringskjemikalier inn på det biologiske renseanlegget i forbindelse med oppstart av brønner til land. Dette var beregninger som ble foretatt på grunnlag av åpning av tre brønner samtidig. To av disse brønnene ble åpnet i 2012, og det var den tredje brønnen (C2) som ble åpnet under U2H i De aller fleste beregnede PEC/PNEC forhold er <<1. Unntakene er MEG (PEC/PNEC = >1), fettamidkarboksylat (PEC/PNEC = 475), natriumformiat (PEC/PNEC = 6,9), L-glutaminsyre, N,N-diacetsyre (PEC/PNEC = 19) og L-glutaminsyre, N,N-diacetsyre, tetranatriumsalt (PEC/PNEC = 19). Alle forbindelser med PEC/PNEC < 1 er ikke forventet å ha negativ effekt på biologien i renseanlegget. MEG og formiat er imidlertid lett nedbrytbare og av de stoffene som det biologiske anlegget får som substrat hver dag. Det er ikke tilgjengelig økotoksdata for alle forbindelsene, så for noen av forbindelsene er toksisitet beregnet på grunnlag av kjemisk informasjon om stoffene. Vannet vil også bli ytterligere fortynnet i det biologiske renseanlegget. Økotoksvurderingene indikerer at MEG kan gi en PEC/PNEC > 1. Det samme vil forekomme uavhengig oppstart av brønn til land. Bidraget fra dette vil kun være 10 %. Figur 23 og Figur 25 viser henholdsvis MEG/TEG/TOC konsentrasjon ut av offspectanken og i buffertanken det siste året. Timer Utløpskonsentrajson (ug/l) Figur 25. Vannkvalitet i buffertank ( ) TOC & MEG kons entrasjon (mg/l) på venstre akse og TEG konsentrasjon (mg/l) (høyre akse). Dato: Side 34 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

35 Figur 25 viser at det biologiske renseanlegget i perioden med oppstart av brønner til land mottok vann med MEG konsentrasjoner på opptil 2500 mg/l. MEG måles ikke rutinemessig, som vist i Figur 25. Det biologiske anlegget har mottatt høye konsentrasjoner tidligere, så det er grunn til å anta at mikroorganismene er tilpasset de høye MEG konsentrasjonene. Det er ingenting som tyder på at effektiviteten av det biologiske renseanlegget er redusert i forbindelse med oppstart av brønner til land. Tabell 8. Beregnet maks konsentrasjon av bore- og kompletteringskjemikalier som kan komme inn på det biologiske renseanlegget under brønnoppstart av tre brønner til land (Henninge og Vik, 2012). To av disse brønnene ble åpnet i Den tredje ble åpnet under U2H Bore- og kompletterings væsker PEC (Maks kons inn bio (dag 16) (µg/l)) Lavest L(E)C50, Teoretisk beregnet (mg/l) Lavest L(C50), målt (mg/l) PNEC* (mg/l) PEC/PNEC 2-(2-Butoksyetoksy) etanol 3, ,26 2-Butoksyetanol 4, ,44 2-Etylheksyl mono-dglucopyrampside 2-etylheksyl di-dglucopyranosid ,2 0,8 2-Mercaptoetyl alkohol 0, ,01 Alkylaminosyre 0,5 31 3,1 0,16 Ammonium bisulfitt 1,1 Cinnamaldehyd (kanelaldehyd) 0,0 1,6 0,2 0 Dialkyl ester Quat i Alkylenglycol 0, ,03 Fettamidkarboksylat 19 0,43 0, Fluorescein 0, ,3E-05 Glycerol 0,1 9,43E ,001 L-glutaminsyre, N,N-diacetsyre ,6 19 L-glutaminsyre, N,N-diacetsyre, tetranatriumsalt ,6 19 MEG (monoetylen glykol) mg/l TOC 1,00E >1 Mono fettsyreestere av polyglycerol 0, ,01 Organomodifisert siloxan 2,1 Polysakkarid 8, ,12 Natriumacetat 0,1 1,72E ,81E-05 Natrium bikarbonat 3,2 Natriumklorid 809 Natriumformiat ,9 Natriumhydroksid 49 Xantangummi 1, Vannkvalitet oppstrøms og nedstrøms vannrenseanlegget Partikulært materiale Suspendert stoff Resultatene av analyser utført av Aquateam COWI under besøkene i begynnelsen av april 2014 (bakgrunn) og slutten av april 2014 (U2H, åpning av brønn mot land) er sammenstilt i Figur 26. Figuren viser innhold av partikulært materiale målt i innløp ( ) og utløp fra MPPE ( ), i innløp til det biologiske renseanlegget ( ) og i utløp fra renseanlegget ( /98). Renset vann har TSS langt lavere enn Miljødirektoratet Dato: Side 35 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

36 utslippskrav (50 mg/l). Innløpet til det biologiske renseanlegget (prøve tatt i utløp fra buffertanken) hadde høyere verdier enn de øvrige prøvepunktene under U2H. Her har den biologiske nedbrytningen startet opp og det suspenderte stoffet består av mye organisk materiale. Buffertanken mottar også partikkelholdig overvann i regnværssituasjoner. Under bakgrunnsprøvetakingen skjedde det en stopp i MPPE, og utløpsprøvene ( ) inneholdt derfor mer partikler enn normalt. Som vist i figuren var størstedelen av partiklene organiske (VSS). Figur 26. Konsentrasjon av partikulært materiale i mg/l (TSS: totalt suspendert stoff; VVS: flyktig stoff, dvs. mål på organisk del av det partikulære materialet) i vannstrømmer renseanlegget. Utslippsgrense for suspendert stoff: 50 mg/l. i Fysisk/kjemisk vannkvalitet Det ble gjort noen fysisk/kjemiske målinger av vannstrømmene i renseanlegget (se Figur 27). Disse målingene viste at forholdene var som ventet i anlegget. Ingen signifikante forskjeller ble observert mellom bakgrunnsundersøkelsen og perioden etter åpning av brønner (U2H). Dato: Side 36 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

37 Figur 27. Målinger av ph, temperatur, ledningsevne og løst oksygen i vannstrømmer i renseanlegget for bakgrunnsundersøkelsen og U2H Organisk stoff, olje, glykol og organiske syrer Figur 28 viser KOF, BOF og DOC i de fire prøvepunktene i vannrenseanlegget: målinger fra bakgrunnsundersøkelsen og fra åpning av brønner mot Ormen Lange Landanlegg. MPPE trinnet fjerner BTEX og hydrokarboner. KOF og løst organisk stoff (DOC) fjernes i det biologiske rensetrinnet. Det løste organiske stoffet i det biologiske rensetrinnet er først og fremst MEG, organiske salter og spor av prosesskjemikalier. Utløpsvannet fra MPPE og derved også inn på det biologiske renseanlegget hadde ca % høyere KOF-, 68 % økning av BOF- og 50 % økning av DOC konsentrasjonen under oppstart av brønnene (U2H) enn under bakgrunnsundersøkelsen. Det biologiske renseanlegget hadde ingen problemer med å håndtere denne endringen. Driftspersonalet på Nyhamna styrer totalbelastningen (kg/h) av organisk stoff (TOC) inn på det biologiske rensetrinnet ved å justere mengde tilført fra offspec-tanken. Dato: Side 37 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

38 Mesteparten av DOC fjernes i det biologiske og det kjemiske rensetrinnet. I det kjemiske rensetrinnet fjernes organisk og kjemisk slam. Figur 12 viser at man oppnår >99 % fjerning av TOC i det biologiske rensetrinnet, selv om det korrigeres for tilførsel av kranvann som dispergeringsvann i flotasjonsenheten (DAF). Det biologiske rensetrinnet diskuteres mer detaljert i et senere kapitel. 18) KOF; kjemisk oksygenforbruk målt under bakgrunnsundersøkelsen og U2H b) BOF; biokjemisk oksygenforbruk målt under bakgrunnsundersøkelsen og U2H Dato: Side 38 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

39 c) DOC; løst organisk karbon målt under bakgrunnsundersøkelsen og U2H Figur 28. Konsentrasjon av organisk stoff målt som a) KOF, b) BOF, og c) DOC i vannstrømmer i renseanlegget ved bakgrunnsundersøkelsen og ved oppstart av brønner til land (U2H). Utslippsgrense for TOC: 100 mg/l. Figur 29 viser endringen av hydrokarboner (OiV) gjennom anlegget, basert på målinger foretatt ved bakgrunnsundersøkelsen og ved åpning av brønner til land i OIV inn til MPPE var høyere enn de andre målingene for blandprøven under U2H. Under bakgrunnsundersøkelsen ser vi at MPPE ikke klarte å fjerne så store oljemengder som de som kom inn. Utløpet var derfor på rundt 100 mg/l, hvilket ikke er akseptabelt som innløp til det biologiske rensetrinnet. Buffertanken gjør imidlertid en meget viktig jobb og utjevner denne driftsforstyrrelsen. MPPE anlegget er ikke designet for å rense så høye konsentrasjoner av hydrokarboner (OiV). Forstyrrelsen skyldes trolig en stopp som var i MPPE anlegget like før prøvetaking. Renseeffekten for OiV fra til /98 var >99 %. Utløpsvannet fra renseanlegget hadde lavere konsentrasjon av hydrokarboner enn Miljødirektoratets utløpskrav (1,5 mg/l). Rapporteringsgrensen for OiV er 0,5 mg/l og utløpsvannet hadde lavere OiV enn rapporteringsgrensen ved begge undersøkelsene. Dato: Side 39 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

40 Figur 29. Hydrokarboner (Olje i Vann, OiV) i vannstrømmer i renseanlegget. Utslippsgrense for OiV: 1,5 mg/l. Figur 30 viser MEG og TEG resultatene fra undersøkelsene. Renseeffekten for MEG og TEG fra til /98 var >99 %. MPPE fjerner ikke MEG og TEG. MEG og TEG fjernes i det biologiske rensetrinnet. Utløpsvannet fra renseanlegget hadde lavere konsentrasjon av MEG og TEG enn Miljødirektoratets utløpskrav (77 mg MEG/l og 1,5 mg TEG/l) ved begge undersøkelsene. TEG ble funnet i relativt store mengder i vann fra offspec ( ). Dato: Side 40 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

41 Figur 30. Konsentrasjon av glykoler (MEG og TEG) i vannstrømmer i renseanlegget. Utslippsgrense for MEG: 77 mg/l og for TEG: 1,5 mg/l. Innholdet av organiske salter er vist i Figur 31. Organiske salter ble kun målt i stikkprøvene. Det ble i hovedsak funnet acetat i prøvene oppstrøms det biologiske rensetrinnet, men ingenting i utslippspunktet. Det biologiske renseanlegget er veldig effektivt mht. fjerning av de organiske saltene. Alt var fjernet før utslipp. Dette stemmer bra overens med BOFmålingene. Organiske syrer inn til anlegget via MPPE var betydelig høyere under brønnåpningene. Dato: Side 41 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

42 Figur 31. Konsentrasjon av organisk e salter i vannstrømmer i renseanlegget. Dato: Side 42 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

43 Tabell 9 viser et anslag over kildene til karbon i de ulike prøvene, basert på målingene av karbonholdige forbindelser. Det er her kun tatt med de stoffene som antas å gi signifikant bidrag til C-innholdet i vannet. PAH og NPD er ikke tatt med her fordi konsentrasjonene er så lave. Tabell 9. Overslag over kilder til karbon i vannstrømmene i renseanlegget under åpning av brønner til land (U2H) i Data % karbon i forbindelsen /98 mg/l substans mg C/l mg/l substans mg C/l mg/l substans mg C/l mg/l substans 1. DOC <10 2. Hydrokarboner? 83? 11? 0,56? <0,5? 3. Benzen ,4 4,6 4,2 0,17 0,2-1) - 4. Toluen ,8 6,2 0,18 0,2-1) - 5. Etylbenzen 90 2,1 1,9 0,37 0,3 <0,02 0,0-1) - 6. Xylen ,8 3,4 0,06 0,1-1) - 7. MEG <1,0 0,2 8. TEG <1,0 0,2 9. Acetat ,8 0,3 10. Formiat ,7 5,2 1,4 <0,5 0,1 <0,5 0,1 11. Fenol <0,1 0,0 Sum % av målt TOC ) Prøveflaske ble knust under transport Tabell 9 viser at mesteparten av det organiske karbonet i vannstrømmen inn til anlegget besto av aromater (BTEX), MEG, TEG og acetat. Vannet ut fra MPPE ( ) og inn til det biologiske renseanlegget ( ) inneholdt karbon, hovedsakelig i form av MEG. Vannet ut av anlegget ( /98) inneholdt ikke rapporterbare konsentrasjoner av karbon. Andelen av DOC som kunne påvises, reduseres gjennom anlegget. Det forventes at produksjonskjemikalier, slik som korrosjonshemmer og avleiringshemmer vil kunne utgjøre noe av det karbonet som ikke er påvist inn på det biologiske rensetrinnet ( ). Her har vi kun påvist ca 85 % av det organiske stoffet. mg C/l Nitrogenforbindelser Figur 32 viser nitrogenforbindelsene i vann inn til rensing og ut av renseanlegget. Figuren viser at tot-n ut av offspec er høyere under bakgrunnsmålingene sammenlignet med U2H. Ammonium-nivået er ganske jevnt i systemet. Dato: Side 43 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

44 Figur 32. Konsentrasjon av total nitrogen (tot -N) og ammonium (NH4-N) målt på filtrert prøve i vannstrømmer i renseanlegget. Utslippsgrense for NH4-N: 15 mg/l. Det ble ikke målt tot -N på spotprøvene under bakgrunnsprøvetakingen Sulfid Figur 33 viser konsentrasjonen av sulfid i vann i prøvepunktene. Sulfidkonsentrasjonen var meget lav i utslippspunktet (< 0,01 mg/l). Oksygen tilføres i luftetanken og vannet går fra å være anaerobt til å bli aerobt. Sulfidkonsentrasjonen i innløpsvannet til renseanlegget var noe høyere under prøvetakingen for bakgrunn sammenlignet med U2H. Dato: Side 44 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

45 Figur 33. Konsentrasjon av sulfid i vannstrømmer i renseanlegget Organiske miljøgifter BTEX Figur 34 viser konsentrasjonen av BTEX i vannstrømmene. All BTEX fjernes i anlegget, mesteparten i MPPE. Det er ikke satt utslippskrav til disse stoffene, men BTEX er toksisk for det biologiske rensetrinnet og det er derfor helt kritisk at landanlegget holder god kontroll med disse stoffene slik at ikke for høye konsentrasjoner kommer inn på det biologiske rensetrinnet (< 25 mg/l i innløpet). Nivåene var godt innenfor grensene under U2H i 2014, se Figur 34. Konsentrasjonen i utløp fra renseanlegget var ikke detekterbar under bakgrunnsundersøkelsen. Prøven tatt under U2H ble dessverre knust under transport til laboratoriet og derfor ikke målt. Disse stoffene er flyktige, og vil forsvinne fra vannet også i luftetrinnet. BTEX prøver kan ikke tas på blandprøver pga. flyktigheten av disse stoffene. Figur 34. Konsentrasjon av BTEX (benzen, toluen, etylbenzen og xylen) i vannstrømmer i renseanlegget. Dato: Side 45 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

46 PAH og NPD Figur 35 viser PAH og NPD målt under bakgrunnsundersøkelsen og under åpning av brønner i april ) PAH (Polysykliske aromatiske hydrokarboner, 16 PAH) b) NPD (Naftalener, fenantrene r and dibenzotiofen er) Figur 35. Konsentrasjon av 16PAH og NPD i vannstrømmer i renseanlegget under bakgrunnsundersøkelsen og under U2H i NB! Vertikal akse er logaritmisk. Måleusikkerheten for NPD og PAH-forbindelser er generelt ± %. Som vist i Figur 35 ble > 99 % av PAH og NPD fjernet i anlegget. Det er ikke satt utslippskrav til disse stoffene. Det var ingen økning i utslippsmengden av hverken PAH eller NPD under oppstart av brønner til landanlegget sammenlignet med bakgrunnsundersøkelsen. Dato: Side 46 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

47 Fenol og alkylfenoler Figur 36 viser en sammenstilling av fenol (målt på Ormen Lange lab) og alkylfenoler (sum av C0-C9 alkylfenoler) (målt av Intertek) fra undersøkelsene i ) Fenol i mg/l målt i ulike prøvepunkter under bakgrunnsundersøkelsen og U2H b) Alkylfenoler µg/l under bakgrunnsundersøkelsen og U2H. Figur 36. Konsentrasjon av fenol og alkylfenoler i vannstrømmer i renseanlegget for bakgrunnsundersøkelsen og ved åpning av brønner mot land (U2H). Utslippsgrense for fenol er 0,4 mg/l. NB! Vertikal akse er logaritmisk for alkylfenoler. Det er ikke satt utslippskrav til alkylfenolene, men til fenol. Av målingene ser vi at fenol utgjør ca 50 % av alkylfenolene. Mer enn 99 % av fenol og C1-C9-alkylfenoler ble fjernet i det biologiske renseanlegget. Dato: Side 47 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

48 Metaller Figur 37 viser en sammenstilling av målte metallkonsentrasjoner i de fire prøvepunktene. Kvikksølv er relativt høye konsentrasjoner i innløp til MPPE. Konsentrasjonene reduseres over MPPE-enheten, usikkert av hvilken grunn. Kvikksølv er også i tidligere undersøkelser vært påvist å bli redusert over MPPE-enheten. De giftige tungmetallene bly og kadmium ble kun funnet i lave konsentrasjoner, så vidt over rapporteringsgrensen. Unntaket er ut av MPPE for bly, der konsentrasjonen var på 0,7 µg/l under U2H. Sinkkonsentrasjonen øker i buffertanken ( ) sammenlignet med inn og ut av MPPE. Samme tendens er sett ved tidligere undersøkelser. Metallene fjernes effektivt gjennom biologisk og kjemisk rensetrinn. Dette tyder på at de foreligger i partikulær form. Aluminiumskonsentrasjonen øker i utløpet. Dette skyldes at noen fnokker med aluminiumshydroksid ikke fjernes effektivt nok i renseanlegget. PAX (polymerisert aluminiumsklorid) tilsettes vannet som fellingskjemikalie for å effektivisere fjerningen av biologisk slam fra renseanlegget. Det har til tider vært høy TSS i utløpet fra anlegget og dette skyldes ikke effektiv nok separasjon av biologiske og kjemiske fnokker i separasjonstrinnet (DAF). For de fleste metallene sees en økning i konsentrasjonen over MPPE under U2H. Årsaken til dette er ikke kjent. Kvikksølvkonsentrasjonen reduseres over MPPE trinnet. Generelt ser vi en økning i metallkonsentrasjonene under U2H sammenlignet med bakgrunnsundersøkelsen. Dato: Side 48 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

49 Figur 37. Konsentrasjon av utvalgte metaller i prøvepunktene gjennom anlegget Miljøegenskaper for avløpsvannet Toksisitet for aktuelle stoffer målt i utslippsvannet Det foreligger mange ulike verdier i litteraturen for nulleffektkonsentrasjoner (PNEC). Slik som i den tilsvarende dokumentasjonen for 2010, 2011 og 2012, er det lagt vekt på å benytte offisielle verdier der slike finnes (EU, Miljødirektoratet etc.). Der slike ikke finnes, er det valgt konservative (lave) verdier der det har vært tvil om hva som skulle benyttes. Miljødirektoratets (Tidligere Klifs eller SFTs) verdier er i hovedsak enten basert på EU-RAR eller QS-sjøvann (Quality Standard verdier fra Eus vannrammedirektiv). For stoffer hvor slike verdier ikke har vært tilgjengelig, er det benyttet litteraturverdier og gjort vurderinger basert på EUs veileder for marin risikovurdering (EU, 2003). Det betyr at man her har lagt på en ekstra sikkerhetsfaktor 10 på resultater fra eldre EU-RAR for utslipp til marine forhold. Tabell 10 viser valgte PNEC-verdier og referanser for disse. Dato: Side 49 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

50 Tabell 10. Sammenstilling av bakgrunnsdata for bestemmelse av PNEC-verdier. Stoff Metaller: SFT, 2007b Bakgrunnsverdi ( g/l) PNEC ( g/l) Bly 0,05 2,2 Kadmium 0,03 0,24 Kvikksølv 0,001 0,048 Kobber 0,3 0,64 Sink 1,5 2,9 Nikkel 0,5 2,2 Polyaromatiske hydrokarboner: Referanse Bakgrunnsdokument til veileder TA-2229 og TA-2230: Veileder for klassifisering av miljøkvaliteter i fjorder og kystfarvann: metaller og organiske miljøgifter i vann og sedimenter og Veileder for risikovurdering av forurenset sediment (SFT, 2007b) Naftalen 0, ,4 EU-RAR, SFT, 2007b Kommentarer PNEC for tungmetallene er beregnet av NIVA på bakgrunn av sensitivitetsfordeling blant arter som grunnlag for Environmental Impact Faktorer (EIF) i Nordsjøen. Denne metodikken er også tillatt iht. EU (2003). Verdiene er addert til naturlige bakgrunnskonsentrasjoner. QS-sjøvann (laveste NOEC 0,12 mg/l (Coho salmon) og AF 100 Acenaftylen 0, ,13 EU-RAR, SFT, 2007b Acenaften 0, ,38 EU-RAR, SFT, 2007b Fenantren 0, ,13 EU-RAR, SFT, 2007b Antracen 0,11 QS-vannrammedir. SFT, 2007b Fluoren 0, ,25 EU-RAR, SFT, 2007b Fluoranten 0, ,12 QS-vannrammedir. SFT, 2007b Pyren 0, ,023 EU RAR, SFT, 2007b Benzo(a)- antracen 0, ,0012 EU-RAR, SFT, 2007b Krysen 0,007 EU-RAR, SFT, 2007b Benzo(b)- fluoranten Benzo(k)- fluoranten Benzo(a)- pyren Indeno-(1,2,3- cd)-pyren Dibenzo(a)- antracen Benzo(g,h,i)- perylen 0, ,03 0,027 0, ,05 0, ,002 0,03 0, ,002 QS-vannrammedir. SFT, 2007b QS-vannrammedir. SFT, 2007b QS-vannrammedir. SFT, 2007b QS-vannrammedir. SFT, 2007b QS-vannrammedir. SFT, 2007b QS-vannrammedir. SFT, 2007b BTEX: Benzen 80 EU-RAR EU-RAR, Toluen 74 EU-RAR EU-RAR, Etylbenzen 100 EU-RAR EU-RAR, Basert på laveste LC50: 64 µg/l (Ceriodaphnia dubia) og AF 500 Basert på laveste EC50 (Pseudokichneriella subcapitata): 38 µg/l og AF 100 Basert på laveste NOEC reproduksjon: 13 µg/l (Ceriodaphnia dubia) og AF 100 QS-sjøvann Basert på Daphnia magna NOEC: 1,1 µg/l og AF 10. Basert på laveste kronisk LC50: 25 µg/l (Ceriodaphnia dubia) og AF 100 QS-sjøvann Basert på Ceriodaphnia dubia NOEC: 1,2 µg/l og AF 10 Basert på laveste EC50 (Mulinea lateralis: 0,23 µg/l og AF 10 (read-across med antracen, fluoranten og benzo(a)pyren) Basert på laveste EC10 (Pseudokichneriella subcapitata): 1,2 µg/l og AF 1000 Basert på laveste LC50: 0,7 µg/l (Ceriodaphnia dubia) og AF 100 QS-sjøvann 5-rings PAH 0,03 µg/l QS-sjøvann Basert på Brachyodanio rerio NOEC: 0,27 µg/l og AF 10 QS-sjøvann Basert på Ceriodaphnia dubia NOEC: 0,5 µg/l og AF 10 QS-sjøvann 6-rings PAH 0,002 µg/l QS-sjøvann 5-rings PAH 0,03 µg/l QS-sjøvann 6-rings PAH 0,002 µg/l Dato: Side 50 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

51 Stoff SFT, 2007b Bakgrunnsverdi ( g/l) PNEC ( g/l) Referanse Xylen 1,2 Frost (2002) Alifatiske hydrokarboner: Kommentarer PNEC-sjøvann fra Frost er benyttet da verdi fra EU-RAR ikke er tilgjengelig Sum Alifater 40 Frost (2002) Environmental Impact Faktorer (EIF) i C5-C6 40 Frost (2002) Nordsjøen >C6-C8 40 Frost (2002) >C8-C10 40 Frost (2002) >C10-C12 40 Frost (2002) >C12-C35 40 Frost (2002) Alkylfenoler: Metylfenoler (C1-C3) Butyl- og pentylfenol (C4-C5) Heksyl- og heptylfenol (C6-C7) Oktylfenol (C8) Nonylfenol (C9) Organiske syrer: 2 Frost (2002) 0,64 EU-RAR p-tertbutylfenol (2008) 0,19 Frost (2002) 0,012 0,04 Formiat Acetat Propionat Butanat QS-vannrammedir SFT (2007b) Frost (2002), SFT (2007b) Henninge og Weideborg (2008) Basert på data fra TNO (Scholten et al., 1993) Basert på 21 d reproduksjon NOEC (Daphnia magna) 100 µg/l (Bringmann&Khün, 1980) C3-fenol og AF 50 Basert på laveste NOEC (Selenastrum capricornutum): 320 µg/l og AF 500 Basert på 7 dagers NOEC (dødelighet av torsk ved eksponering til 4-heptylfenol) på 190 µg/l og AF 1000 (Tollefsen et al., 1998) QS-sjøvann Basert på kronisk regnbueørret NOEC: 6,1 µg/l og AF 500 Basert på 42 dagers NOEC hormonforstyrrende effekt på fisk: 0,4 µg/l og AF10 (Niles-Richardson, 1998) QS-sjøvann (EU): 0,33 µg/l er ikke basert på hormonforstyrrende effekt og benyttes derfor ikke Fra litteraturstudie Aquateam, omregnet fra salter til syrer Metaller Det er benyttet PNEC-verdier fra Miljødirektoratet (SFT, 2007b). Miljødirektoratet har valgt å basere PNEC-verdiene på statistiske analyser av sensitivitetsfordeling blant arter for Cu, Cd, Hg, Pb og Zn som grunnlag for Environmental Impact Factors (EIF) i Nordsjøen. Disse verdiene er lagt til naturlig bakgrunnskonsentrasjon. Polyaromatiske hydrokarboner (PAH) Det er benyttet PNEC-verdier fra Miljødirektoratet (SFT, 2007b) for forurenset sediment der man har benyttet en ekstra sikkerhetsfaktor for marint miljø. Der en slik faktor mangler er det inkludert en ekstra sikkerhetsfaktor. Dette gjelder stoffene acenaftylen, acenaften, fluoren, fenantren, benzo(a)antracen og krysen. BTEX EU-RAR er de beste dokumenterte studiene for disse stoffer. For xylen er ikke verdi fra EU- RAR tilgjengelig, så Frosts verdi (som er beregnet for saltvann) er benyttet. Alifatiske hydrokarboner Det er vanskelig å finne gode verdier for hydrokarbon-toksisitet. De fleste tester er gjort på oljefraksjoner som inneholder både alifatisk og aromatiske hydrokarboner og ikke på Dato: Side 51 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

52 individuelle komponenter. Ospar (2012) har beregnet en PNEC-verdi på 70 g/l for alifatiske hydrokarboner (dispergert olje). Fenoler og alkylfenoler Miljødirektoratets verdier (SFT, 2007b) omfatter kun oktyl- og nonylfenoler, men disse PNEC-verdier er etter vår oppfatning meget høye tatt i betraktning at dette er stoffer med hormonforstyrrende effekter og som man ønsker å fjerne fra miljøet. Eus verdi for QSsjøvann (QS: Quality Standard) benyttes for oktylfenol (C8). For nonylfenol (C9) benyttes ikke verdi fra EU-RAR da denne ikke er basert på hormonforstyrrende effekter. Det benyttes i stedet en PNEC basert på laveste kjente NOEC fra test på hormonforstyrrende effekt hos fisk. PNEC-verdier fra Frost (2002) er brukt for fenol og C1-C3 og C6-C7- alkylfenoler. For C4-C5 benyttes verdi fra EUs risikovurdering av 4-tert-butylfenol. Denne er basert på laveste NOEC (Selenastrum capricornutum): 320 µg/l og sikkerhetsfaktor 500. Det foreligger imidlertid upubliserte resultater fra en kronisk fisketest som tar for seg endokrine effekter, og hvor NOEC = 10 µg/l og PNEC marin = 0,1 µg/l (Baumbusch, 2010) PEC/PNEC beregninger Ved beregning av miljørisiko (PEC/PNEC-forhold), er det valgt å presentere følgende scenarier: PEC/PNEC i ufortynnet utslipp ved målt utslippskonsentrasjon. PEC/PNEC i resipient ved videre fortynning i utslippsområdet (fortynning 1:100, standard fortynning ved utslipp til sjø iht. EU (2003) og målt konsentrasjon). Ved målinger < rapporteringsgrensen er PEC satt lik halve deteksjonsgrensen. Tabell 11 viser en oversikt over PEC/PNEC beregningene av de miljøgiftene som er funnet i avløpsvannet ut fra renseanlegget (målt i observasjonsbassenget, Miljødirektoratets konsesjonspunkt) basert på data fra undersøkelsene i Del a) inkluderer resultatene for enkeltforbindelser fra bakgrunnsundersøkelsen og del b) inneholder sammenlignende resultater inndelt i EIF komponenter, mellom data fra bakgrunnsundersøkelsen og U2H. Tabell 11. PEC/PNEC beregninger av de miljøgiftene som er funnet i avløpsvannet fra Ormen Lange Landanlegg. Røde verdier er halve deteksjonsgrensen for substanser som ikke er påvist. Stoff PEC (µg/l) PNEC (µg/l) PEC/PNEC utslippspunkt PEC/PNEC med 100 gangers fortynning Tungmetaller: Bly 0,0246 2,2 0,01 0,0001 Kadmium 0, ,24 0,01 0,0001 Kvikksølv 0,05 0,048 1,04 0,010 Kobber 0,135 0,64 0,21 0,002 Sink 3 2,9 1,03 0,010 Nikkel 1,19 2,2 0,54 0,005 PAH-forbindelser: Naftalen 1,6 2,4 0,67 0,007 Acenaftylen 0,005 0,13 0,04 0,0004 Acenaften 0,005 0,38 0,01 0,0001 Fluoren 0,005 0,25 0,02 0,0002 Fenantren 0,005 0,13 0,04 0,0004 Antracen 0,01 0,11 0,09 0,001 Fluoranten 0,01 0,12 0,08 0,001 Pyren 0,005 0,023 0,22 0,002 Dato: Side 52 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

53 Stoff PEC (µg/l) PNEC (µg/l) PEC/PNEC utslippspunkt PEC/PNEC med 100 gangers fortynning Tungmetaller: Benzo(a)antracen 0,005 0,0012 4,17 0,042 Krysen 0,005 0,007 0,71 0,007 Benzo(b)fluoranten 0,01 0,03 0,33 0,003 Benzo(j,k)fluoranten 0,005 0,027 0,19 0,002 Benzo(a)pyren 0,005 0,05 0,10 0,001 Indeno(1.2.3-cd)pyren 0,01 0,002 5,0 0,050 Dibenzo(ah)antracen 0,005 0,03 0,17 0,002 Benzo(ghi)perylen 0,005 0,002 2,5 0,025 BTEX: Benzen ,06 0,001 Toluen ,14 0,001 Etylbenzen ,10 0,001 Xylen n.a. 1,2 0,06 0,001 Fenol ,7 0,017 C1-C3 6,34 2 3,17 0,032 C4-C5 6,5 0,64 10,16 0,102 C6-C7 n.a. 0, C8 n.a. 0, C9 n.a. 0, Olje (alkaner) ,57 0,036 b) EIF komponenter, MEG og TEG for 2014 målingene. Stoff PNEC PEC PEC/(PNECx100) Bakgrunn U2H Bakgrunn U2H Tungmetaller (µg/l) Pb 2,2 0,0246 0,0557 0,0001 0,0003 Cd 0,24 0, ,001 0,0001 0,0000 Cu 0,64 0,135 0,254 0,0021 0,0040 Cr 0,64 0,125 0,126 0,0020 0,0020 Ni 2,2 1,19 0,56 0,0054 0,0025 Zn 2, ,0103 0,0138 Hg 0,048 0,05 0,025 0,0104 0,0052 PAH forbindelser (µg/l) Naftalener 2,4 2,36 1 0,0098 0,0042 PAH 2-3 rings 0,15 n.a. 0,03-0,0020 PAH 4+ rings 0,05 n.a. n.a. - - BTEX forbindelser (mg/l) Benzen 0,08 5 ikke målt 0, Toluen 0, ikke målt 1, Etylbenzen 0,1 10 ikke målt 1, Xylen 0,0012 n.a. ikke målt - - Fenol og alkylfenoler (µg/l) Fenol ,0170 0,0000 C1-C3 2 6,34 2,9 0,0317 0,0145 C4-C5 0,64 6,5 2,06 0,1016 0,0322 C6-C7 0,19 n.a. n.a. - - C8 0,012 n.a. 0,032-0,0267 C9 0,04 n.a. n.a. - - Olje (µg/l) ,0357 0,0357 MEG (mg/l) 10 0,5 0,5 0,0005 0,0005 TEG (mg/l) 10 0,5 0,5 0,0005 0,0005 Dato: Side 53 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

54 Utslippet fra renseanlegget fortynnes i kjølevann før utslippet når resipienten. Utslippet (ca 36 m 3 /time) fortynnes i kjølevann med rater ca m 3 /time, hvilket gir en fortynning på 1:320. Det er ikke tatt hensyn til denne fortynningen i den teoretiske beregningen i Tabell 11. Før utslippene havner i sjøen, vil de derfor i praksis være fortynnet i kjølevannet. PEC/PNEC er et mål på miljørisiko, dvs. om et gitt utslipp av et stoff har en negativ effekt på miljøet. Dersom PEC/PNEC > 1 er det en uakseptabel miljørisiko i henhold til EUs retningslinjer. Som vist i Tabell 11 var PEC/PNEC i utslippsområdet mindre enn 1 for alle de vurderte miljøgiftene både under bakgrunnsundersøkelsen og under U2H. For enkelte PAH forbindelser, fenol og olje er imidlertid PNEC verdiene så lave at eksisterende deteksjonsgrense for disse stoffene gjør at PEC/PNEC før fortynning blir >1. Kvikksølv og sink og alkylfenoler hadde PEC/PNEC > 1 uten fortynning med kjølevann eller i utslippsområdet Teoretisk beregning av akutt giftighet En teoretisk beregning av akutt giftighet av utslipp fra renseanlegget er gjennomført iht. Miljødirektoratets veileder for økotoksikologisk undersøkelse av industriavløp (SFT, 2000). Dette er gjort for å finne den teoretiske EC 50 for vannblandingen ut fra den kjemiske karakteristikken i utslippsvannet. Metodikken forutsetter at man vil ha additiv toksisk effekt av de ulike stoffene. Toksiske enheter for hvert stoff i blandingen (TU bland) blir summert. Resultatet for målingene foretatt under bakgrunnsundersøkelsen og U2H er kontrollert opp mot den målte toksisiteten av avløpsvannet. TU = målt konsentrasjon dividert med litteraturverdi for laveste LC 50 verdi. TU beregnes basert på akutt toksisitet fordi det er dette man også har målt på ved toksisitetsmåling av utslippsvannet. Avløpsvannets teoretiske akutte toksisitet (% avløpsvann i resipienten) blir da: 100/TU bland (vol %) Resultatet av den teoretiske beregningen er sammenlignet med målinger foretatt med følgende organismer: Mikroorgansimer (Microtox og MARA) Alger (Skeletonema costatum) Krepsdyr i vannfasen (Acartia tonsa) I følge Naturvårdsverket regnes et avløpsvann for å være lite toksisk når man kan eksponere organismer til 70 % av avløpsvannet uten at man oppnår 50 % dødelighet, mens det regnes for å være mye toksisk hvis 50 % av organismene dør når de eksponeres til 10 % av avløpsvannet. I forhold til denne definisjonen, er avløpsvannet fra Ormen Lange Landanlegg lite toksisk. Undersøkelser gjennomført av miljøstyrelsen i Danmark har vist at forskjellen i følsomhet mellom organismer er mindre i komplekse blandinger enn for enkeltstoffer. På grunnlag av dette kan man for industriutslipp benytte lavere sikkerhetsfaktorer enn man gjør i henhold til EUs veiledninger (EU, 2003). I følge Miljødirektoratet (SFT, 2000) kan man benytte sikkerhetsfaktor 10 for beregning av PNEC akutt og 20 for beregning av PNEC kronisk der man har data for akutt toksisitet på 3 nivåer i næringskjeden. Alge, bakterier, krepsdyr og fisk representerer 3 nivåer. Dato: Side 54 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

55 Tabell 12 viser en oversikt over målt PEC, beregnet TU og målt toksisitet for de miljøgiftene som er funnet i avløpsvannet ut fra vannrenseanlegget (målt i observasjonsbassenget, konsesjonspunktet) ved de to undersøkelsene i Tabell 12 viser også målt toksisitet i utslippsvannet under bakgrunnsundersøkelsen og U2H. Alle toksisitetstestene av avløpsvann viste at utløpsvannet ikke var giftig (L(E)C 50 > 70%) iht. Naturvårdsverkets karakterisering av industriutslipp. For bakgrunnsundersøkelsen er det olje og C4-C5 alkylfenoler som bidrar mest til giftigheten av avløpsvannet. Under U2H var det olje og sink som bidro mest. Tabell 12. PEC målinger og TU beregninger for miljøgifter påvist i utslippsvann fra vannrenseanlegget til Ormen Lange Landanlegg sammenlignet med målt toksisitet. For PEC lavere enn rapporteringsgrensen er halve verdien benyttet (vises i rødt). Parameter Bakgrunn 2014 U2H 2014 L(E)C 50 PEC TU PEC TU OIV (mg/l) 1 0,25 0,25 0,25 0,25 Benzen (mg/l) 0,17 0,005 0,029 - Toluen (mg/l) 0,74 0,01 0,014 - Etylbenzen (mg/l) 0,49 0,01 0,020 - Xylen (mg/l) 1,2 n.a. - MEG (mg/l) ,5 0,0005 0,5 0,0005 TEG (mg/l) ,5 0,0005 0,5 0,0005 Pb (µg/l) 28 0,0246 0,001 0,0557 0,002 Cd (µg/l) 1,5 0, ,002 0,001 0,0007 Cu (µg/l) 8 0,135 0,017 0,254 0,032 Cr (µg/l) 8 0,125 0,016 0,126 0,016 Ni (µg/l) 115 1,19 0,010 0,56 0,005 Zn (µg/l) ,05 4 0,067 Hg (µg/l) 0,7 0,05 0,071 0,025 0,036 Fenol (µg/l) ,017 - C1-C3 alkylfenoler (µg/l) 200 6,34 0,032 2,9 0,015 C4-C5 alkylfenoler (µg/l) 40 6,5 0,163 2,06 0,052 C6-C7 alkylfenoler (µg/l) 20 n.a. n.a. C8 alkylfenoler (µg/l) 13,3 n.a. 0,032 0,002 C9 alkylfenoler (µg/l) 20,7 n.a. n.a. Naftalener (µg/l) 800 2,36 0, ,001 PAH 2-3 rings (µg/l) 150 n.a. 0,03 0,0002 PAH 4+ rings (µg/l) 5 n.a. n.a. Sum TU blanding 0,696 0, /TU (vol%) beregnet >100 >100 Sammenligning mellom beregnet og målte verdier Teoretisk EC50 Vol % avløpsvann >100 >100 Microtox EC50 Vol % avløpsvann MARA Vol % avløpsvann Skeletonema EC50 Vol % avløpsvann >100 >100 Acartia LC50 Vol % avløpsvann >100 > Økotoksikologiske testresultater av prosessvann Figur 38 til Figur 42 viser de økotoksikologiske resultatene fra målingene foretatt i 2014, sammenlignet med tidligere gjennomførte undersøkelser i 2008, 2010, 2011 og Figur 41 og Figur 42 viser sammenligninger mellom ulike typer toksisitetstester. I Figur 41 er det gjort sammenligninger mellom Skeletonema, Microtox og MARA målt på alle de fire Dato: Side 55 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

56 prøvepunktene gjennom anlegget, mens Figur 42 viser sammenligning av alle toksisitetstestene gjennomført på utslippsvann fra anlegget. Høye verdier tilsvarer lav toksisitet på vannet. 100 % betyr at vannet ikke er toksisk selv når organismene eksponeres til 100 % avløpsvann. Måleresultatene er sammenlignet med beregninger basert på målte konsentrasjoner av miljøgifter og dere toksiske egenskaper. Det ble ikke analysert på fisk eller sedimentlevende organismer i 2012 og Dette fordi disse tidligere har vist seg å være lite følsomme for avløpsvannet fra Ormen Lange. Screening bakterier (Microtox og MARA) Det ble utført screening bakterietest (Microtox og MARA) på innløp MPPE ( ), utløp MPPE ( ), innløp biologisk rensanlegg ( ) og utløpsvann fra anlegget ( ). Figur 38a) viser målte Microtox resultater og Figur 38b) viser sammenlignende resultater av MARA og Microtox. MARA tester ble kun gjennomført i 2011, 2012 og MARA (Microbial Assay for Risk Assessment) (NCIMB Ltd) er en biologisk undersøkelse bestående av flere bakteriearter. Fordelen med MARA er at man får testet mange bakteriearter (11 stk) samtidig. (Gabrielson et al, 2003). Testorganismene er en blanding av ferskvanns-, brakkvanns- og saltvannsarter. Det har blitt foretatt en intra-laboratorievurdering av MARA for potensiell implementering i forbindelse med Vannrammedirektivet (Wadhia et al, 2007) ved å teste forskjellige miljøprøver. Resultatene viste sammenlignbare resultater mellom MARA og Microtox, invertebrater (Daphnia magna og Thamnocephalus platyurus), microbiotester, respirasjons-inhiberings- og nitrifikasjoninhiberingstester. a) Microtox målinger på de fire prøvepunktene fra 2008, 2010, 2011, 2012 og i Dato: Side 56 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

57 b). MARA målinger utført i 2011, 2012 og Figur 38. Resultater fra Microtox og MARA-testing av avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Resultatene for 2014 er sammenlignet med tidligere år. For resultatene fra 2010 gjelder at aprilmålingene tilsvarer bakgrunnsundersøkelser før man startet brønnproduksjon til land og august tilsvarer U2H fra oppstart av D7 og september fra U2H med oppstart av D2 til land. Microtox EC 50 for , og var meget lav < 2 % både før og etter åpning av brønner til land i 2014, som i alle tidligere år. EC 50 for utløpsvannet fra renseanlegget ( /98) var >100 % avløpsvann for begge prøvene i 2014, se Figur 38. Hvorfor Microtox testen er så følsom for prøvene oppstrøms det biologiske renseanlegget, vites ikke. Microtox skal visstnok være følsom overfor fenol som alle prøver oppstrøms det biologiske renseanlegget inneholder relativt store mengder av. MARA er ikke like følsom som Microtox oppstrøms det biologiske renseanlegget. De to testene viser omtrent samme resultat nedstrøms det biologiske renseanlegget. MARA testen er mer på linje med hva man kunne forvente for en bakterietest som ikke er adaptert til det vannet det skal behandle, mens Microtox er ekstremt følsomt. Bakteriene i det biologiske renseanlegget har i alle de årene anlegget har vært overvåket klart å behandle vannet tilfredsstillende, dvs. innløpsvannet har ikke hemmet bakterieveksten. Marin alge Figur 39 viser resultat fra 72 timers testing av veksthemming med marin alge (Skeletonema costatum) på prøvene tatt i Resultatene er sammenlignet med de ni foregående prøveseriene. Saliniteten på avløpsvannprøven ble justert til sjøvannssalinitet før testing. Prøven fra innløp MPPE var noe giftig (EC 50: 9,1 % før og 18 % avløpsvann etter åpning av brønner mot land i 2014). Utløpsvannet fra det biologiske renseanlegget var imidlertid ikke giftig. EC 50 ble funnet å være >100 %. Dato: Side 57 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

58 Figur 39. Resultater fra toksisitetstesting med marin alge (Skeletonema costatum, 72 timer) på ulike vanns trømmer i Ormen Lange Landanlegg på ulike tidspunkt. Marint krepsdyr Figur 40 viser resultat fra 48 timers testing med frittlevende marint krepsdyr (Acartia tonsa) sammenlignet med de foregående års resultater. Saliniteten på avløpsvannprøven ble justert til sjøvannssalinitet før testing. Prøven fra utløpet av det biologiske renseanlegget var ikke giftig under hverken bakgrunnsundersøkelsen og under U2H. LC 50 ble funnet å være >100 % under begge undersøkelsene i Figur 40. Resultater fra akutt toksisitetstesting med marint krepsdyr (Acartia tonsa, 48 timer) på avløpsvann fra Ormen Lange Landanlegg. Sammenligninger mellom ulike toksisitetstester Figur 41 viser sammenligninger mellom resultater oppnådd med Microtox, Skeletonema og MARA som er de toksisitetstestene som under de økotoksikologiske undersøkelsene på Dato: Side 58 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

59 Ormen Lange Landanlegg har vært gjennomført gjennom årene. Microtox er ekstremt følsom oppstrøms det biologiske renseanlegget. Skeletonema er mer følsom enn MARA oppstrøms det biologiske renseanlegget. På renset utløpsvann er MARA mer følsom enn de to andre testene. Figur 41. Sammenlignende toksisitetsresultater mello m Microtox, Skeletonema og MARA. Figur 42 viser sammenlignende resultater fra toksisitetstester utført på renset vann før utslipp til sjø fra 2008 til 2014 sammenlignet med teoretisk beregnet toksisitet. Naturvårdsverkets anbefalte vurderingskriterier for toksisitet på industriutslipp er inntegnet i figuren. MARA viser høyere giftighet enn teoretisk beregnet i 2014 målingene. Skeletonema, Acartia og Microtox viser > 100 % i prøvene ut av renseanlegget i Svært mange av de forbindelsene som inngår i beregningen av teoretisk toksisitet forekommer i konsentrasjoner lavere deteksjonsgrensen for de aktuelle stoffene. Ved beregningen benyttes halve deteksjonsgrensen og de vil få en betydning fordi PNEC for disse forbindelsene er lave. Dato: Side 59 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

60 Figur 42. Sammenligninger mellom toksisitet målt på utslipp fra vannrenseanlegget på Ormen Lange Landanlegg i 2008 til 2014 med ulike typer toksisitetstester. Bionedbrytbarhet Forholdet mellom biokjemisk (BOF 5) og kjemisk oksygenforbruk (KOF) gir en indikasjon på bionedbrytbarheten av avløpsvannet (se Tabell 13). Normalt benyttes filtrert (løst) KOF i beregningene der slike verdier er tilgjengelige. Metoden er ikke spesielt godt egnet i systemer der man har et biologisk renseanlegg som fungerer godt. Resultater fra undersøkelsene av det biologiske renseanlegget på Ormen Lange viser at anlegget har > 99 % renseeffekt mht. KOF og DOC, og BOF i utløpet er mg/l i både bakgrunns- og U2H-prøvene. DOC i utløpet var i forbindelse med undersøkelsene også svært lavt ( 15 mg/l). Dette viser at en stor andel av også vanskelige nedbrytbare forbindelser er brutt ned i dette anlegget. Resultatene i Tabell 13 indikerer at bortimot 100 % (U2H ) av det løste organiske stoffet i prøvene ble brutt ned i løpet av 5 dager. En slik vurdering baserer seg på en BOFflaske som ikke har en adaptert kultur slik man har i renseanlegget på Ormen Lange. Tabell 13. Screening av bionedbrytbarhet av vannprøver fra Ormen Lange Landanlegg i 2014, basert på BOF/KOF. Prøvepunkt Merking KOF (mg O2/l) KOF filtrert (mg O2/l) BOF 5 (mg O2/l) DOC (mg C/l) Bioned - brytbarhet (%) Bakgrunn april 2014 Inn MPPE Ut MPPE Buffertank Utløp renseanlegg <5 18, U2H april 2014 Inn MPPE Ut MPPE Buffertank Utløp renseanlegg ,8 18,9 18 <10 95 Dato: Side 60 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

61 Vurdering av miljørisiko Nødvendig fortynning av avløpsvann fra biologisk rensing Ved å ta utgangspunkt i data fra MARA-testen ved bakgrunnsundersøkelsen som gav en LC 50 på 68 % og etter U2H 2014 ga en LC 50 på 73 % avløpsvann får vi følgende PNECverdier for avløpsvannet: Bakgrunn U2H PNECakutt 6,8 % avløpsvann 7,3 % avløpsvann (sikkerhetsfaktor 10) PNECkronisk 3,4 % avløpsvann 3,7 % avløpsvann (sikkerhetsfaktor 20) De øvrige tokstestene, samt den teoretisk beregnede toksisiteten, var både under bakgrunnsundersøkelsen og U2H i 2014 på >100 % avløpsvann. Disse verdiene kan ikke brukes til å beregne PNEC Dette betyr at ved en fortynning av avløpsvannet ved tilførsel til sjø på 1:100 er det ingen risiko for akutt eller kronisk skade på miljøet enten man baserer vurderingen på en teoretisk beregning av toksisitet eller baserer vurderingen på den mest konservative målte verdien. Utslippet fra Ormen Lange landanlegg vil i tillegg fortynnes i kjølevann før utslipp og ifølge DNVs miljørisikovurdering (DNV Consulting, 2005) vil en fortynning på 1:200 være nådd umiddelbart nedstrøms utslippet. Det bør også nevnes at den teoretisk beregnede toksisiteten er basert på meget høye TU verdier beregnet ut fra høye deteksjonsgrenser Analyse av det biologiske renseanleggets yteevne Det biologiske renseanleggets funksjon er undersøkt spesielt ved bakgrunnsundersøkelsen og under åpning av brønner mot land (U2H) i Det ble foretatt målinger og analyser fra hvert trinn i prosessen, se Figur 43. I tillegg ble det gjennomført oksygenopptaksmålinger for å sjekke renseanleggets potensielle kapasitet. Vann inn Lagertank MPPE anlegg 5404 Buffertank Urea H 3 PO L S P Rejektvann PAX DAF slam 0904/0914 Slamlager Observasjonsbasseng Kationisk polymer 5097/98 Til sjø Vanndamp Slamprøve Figur 43. Vannrenseanlegget på Ormen Lange Landanlegg. Rejektprøve Resultater fra bakgrunnsundersøkelse og under U2H Tabell 14 oppsummerer de viktige analysedata fra prøvetakingen ved bakgrunnsundersøkelsen og under åpning av brønner mot land (U2H). Tabell 15 oppsummerer de viktigste driftsresultatene til det biologiske anlegget på Ormen Lange, inkludert resultatene fra tilsvarende undersøkelse foretatt tidligere. Effektiviteten for fjerning av KOF var veldig god (>99 %) både under bakgrunnsundersøkelsen og U2H. Biomassen ble målt på stikkprøver i en kort periode. Resultatene i Tabell 15 bør derfor sees på som et øyeblikksbilde over det Dato: Side 61 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

62 Tabell 14. Analysedata fra det biologiske renseanlegget under bakgrunn (B) og U2H (U) i Benevningene er mg/l for alle prøvepunkter, med unntak av biomasse biofilm som er g TS/m² biofilmareal. Temperatur er oppgitt som C. (F) betyr at prøvene er filtrert. Grå bakgrunn betyr at parameteren ikke ble tatt/analysert. Prøve ID O922 LSP Prøve Buffertank LSP 6000 MBBR 6001 MBBR 7000 MBBR 7001 MBBR 0904 (B) 0914 (U) Rejekt KM 6000 KM 6001 KM 7000 KM 7001 DAF Sentrifuge rejekt KM 6000 KM 6001 KM 7000 KM 7001 Temp (ºC) KOF (F) PO 4-P (F) M²-N (F) NO 3-N (F) NH 4-N (F) biologiske anlegget. Generelt sett fungerte det biologiske anlegget meget godt under U2H i Den spesifikke organiske belastningen var på 4,9 g KOF/m²/dag (for LSP+MBBR) under U2H, noe som er mye lavere enn den dimensjonerende verdien på 11,3 g KOF/m²dag. Biomasse (gts/m 2 ) B 24, <0,01 9,28 8,2 8,0 6,5 U <0,01 7,6 6,0 11,9 7,6 B 17, ,8 <0,01 <0,1 7, U 18, ,8 0,012 0,29 2, B 22, U 22, B 22, U 22, B 22, U 22, B 22, U 22, B 18,3 26 0,4 <0,01 <0,1 <0,015 2,0 2,0 U 19,6 24 0,03 0 <0,1 0,02 2,9 2,7 B - 88 <0,1 0,052 1,04 18,7 - - U ,84 0,15 4,26 0, B 9,57 U 9,45 B 3,65 U 1,05 B 7,29 U 8,81 B 2,07 U 4,54 TSS VSS Tabell 15. Sammendrag av driftsresultater for det biologiske anlegget (LSP og MBBR) i 2010, 2011, 2012 og Forkortelsene er: B = bakgrunn og U = U2H. Parameter Enhet U B U B U B U Kommentar Prøvetakings-dato Vannmengde m 3 /t 18,0 15,3 16,3 28,3 26,0 17,0 18,5 24-timers gjennomsnitt Innløps KOF mg/l KOF verdien inkluderer bidrag fra biomasse i LSP utløp. KOF belastning kg/d Utløps KOF mg/l ,4 18,9 Total KOF fjernet kg/d KOF renseeffekt % 99,5 99,7 99,6 99,5 98,5 99,4 99,6 Hydraulisk oppholdstid timer 93,6 110,3 103,5 59,6 64,9 99,3 91,2 Total volum Temperatur C Biomasse produksjon i MBBR kgtss/d ,5 KOF til TSS forhold: 1,01 gkof/gtss (målt i 2010) Dato: Side 62 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

63 Parameter *Spesifikk slamproduksjon Total biomasse i LSP Total suspendert biomasse i MBBR Total fastsittende (biofilm) biomasse i MBBR Enhet gkof/ gkoffjernet 2010 U 2011 B 2011 U 2012 B 2012 U 2014 B 2014 U 0,10 0,10 0,20 0,08 0,09 0,16 0,02 kgtss ,2 87,8 56,4 60,2 kgtss * kgtss 2046, * Total biomasse kgtss Teoretisk gkof/gtss/ slambelastning 0,79 0,75 0,44 1,03 1,25 0,37 0,58 dag (F/M) Spesifikk organisk biofilm-belastning gkof/ m²-dag * 7000 og 7001 reaktoren var ikke i drift under U2H. 6,76 5,24 4,49 5,92 10,05* 3,65 4,90 Kommentar total biomasse produksjon x KOF til TSS forhold / total KOF fjernet Totalt reaktorvolum: 188 m³ Totalt MBBRreaktorvolum: 1500 m³ Totalt MBBRreaktorvolum: 1500 m³; (50% fyllingsrate for bærerne, dvs 250 m²/m³). F/M=KOF belastning / total biomasse i reaktorene Organisk belastning = KOF belastning/total overflate på bærerne Oksygenopptaksmålinger Oksygenopptakshastigheten (OUR) til biomasssen i det biologiske renseanlegget ble testet både under bakgrunnsundersøkelsen og under U2H. Dette ble gjort med biomasse tatt fra de forskjellige MBBR-reaktorene, kun uten at det ble tilsatt ekstra substrat. Uten tilsetting av ekstra substrat får man et bilde av hvordan anlegget går på det tidspunkt biomassen tas ut. Forsøksopplegget og resultater er beskrevet i vedlegg 3. Vann/slamprøver fra hver av MBBR tankene, med 50 % fylling av biofilmbærere, ble fylt på en 0,65 liters erlenmeyerkolbe. En oksygenelektrode fastsatt i en gummikork ble benyttet til å forsegle kolben for å forhindre at luft ble blandet inn i slamprøven, samt å overvåke nivået av løst oksygen (DO) i prøven. Hver test gikk i 10 minutter og DO målt hvert 30. sekund. Verdiene for biomasse som er presentert som TS, er summen av verdiene av totalt suspendert stoff (TSS) i vannfasen samt total biomassekonsentrasjon på biofilmbærerne. Oksygenopptaket i MBBR var bra under alle målinger, både under bakgrunn og under U2H. Ingen signifikante forskjeller ble registrert. Dato: Side 63 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

64 Figur 44. OUR målinger (Oksygenopptaksrate) under bakgrunnsprøvetakingen og U2H i april Refer anser Aquateams laboratorium ( ): Analysedata fra bakgrunnsundersøkelsen og åpning av brønner mot land 2012, utført av Aquateam. Excel-regneark Clariant (2013): Analyseresultater fra økotoksikologiske tester av prosessvann fra bakgrunnsundersøkelsen og åpning av brønner mot land i EU (2003): Technical Guidance Document (TGD) on Risk Assessment of Chemical Substances following European Regulation and Directives. Second Edition, April EU (2008): European Union Risk Assessment Report. P-tert-butylphenol, CAS R ENV_HH. European Chemical Bureau (ECB), JRC.ISPRA, Italy. Available from: Frost, T.K. (2002): Calculation of PNEC values applied in environmental risk management of produced water discharges. FROST report project C.TEK.FO.GB41. Gabrielson. J. Kühn. I.Colque-Navarro. P. Hart. M. Iversen. A. McKenzie. D. and Möllby. R. (2003): Muliplate-based microbial assay for risk assessment and (eco) toxic fingerprinting of chemicals. Analytica Chimica Acta Henninge, L.B. (2013): Overvåkning av prosessvann oppstrøms og nedstrøms av vannrenseanlegget før o getter oppstart av brønner mot Ormen Lange Landanlegg i 2012, Aquateam rapport Henninge, L. B. and Vik, E. A. (2011): Ormen Lange Miljøvurdering av «Oppstart av brønn til rigg» sammenlignet med «Oppstart av brønn til land». 2011, Aquateam rapport no Henninge, L.B. and Weideborg, M. (2008): Determination of EIF and PNEC properties of Dato: Side 64 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

65 organic acids, Desktop study, Aquateam rapport , O Henninge, L.B. og Vik, E.A. (2013): Oppsummering av miljøvurdering av U2H 2013, Notat datert Henninge, L.B. og Vik, E.A. (2012): Ormen Lange Miljøvurdering av "Oppstart av brønn til rigg" sammenlignet med "Oppstart av brønn til land" Aquateam rapport Henninge, L.B., Vik, E.A. og Roebuck, K. (2010): Ormen Lange Miljøvurdering av Oppstart av brønn til rigg sammenlignet med Oppstart av brønn til land. Aquateam rapport Intertek Westlab ( ): Kjemiske analyseresultater for bakgrunnsprøver og U2Hprøver IUCLID (2000): International Uniform Chemical Information Database, - Existing Chemicals- 1996, -Internet version, European Chemical Bureau, European Commission, JRC Environmental Institute, Ispra Italy. Jensen, M. og Combe, C. (2012): Personlig kommunikasjon Klif (2013): Regulatory Status Produced Water. Foredrag på Produced Water Management 2013 av Anne Mari Vik Green, Tekna, Stavanger Naturvårdsverket (1996): Karakterisering av utsläpp från kemiindustri, STORK-prosjekt, Rapport Norske Shell (2011): Analysedata (drift) fra Excel regneark. OSPAR (2012) Guidelines in support of Recommendation 2012/5 for a Risk-based Approach to Management of Produced Water Discharges from Offshore Installations (OSPAR Agreement: ). Scholten, M.C.Th., Schobben, H.P.M., Karman, C.C., Jak, R.G. and van het Groenewoud (1993): De berknening van het maximaal toelaabare risico-niveau van olie componenten in water en sediment. TNO report R93/87. SFT (2000): Økotoksikologiske undersøkelser av industriavløp. SFT veileder 1750/2000. SFT (2007). Bakgrunnsdokument til veileder for risikovurdering av forurenset sediment (del A), Klassifisering av miljøkvalitet i fjorder og kystfarvann (del B). SFT rapport TA 2231/2007. Utkast datert Wadhia. K.. Dando. T. and Thompson. K.C. (2007): Intra-laboratory evaluation of Microbial Assay for Risk Assessment (MARA) for potential application in the implementation of the Water Framework Directive (WFD). J. Environ Monit Weideborg, M, og Vik, E.A. (2010): Kjemisk og økotoksikologisk karakterisering av avløpsvann - Ormen Lange Landanlegg. Revidert rapport Aquateam- rapport Dato: Side 65 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

66 Vedlegg 1. Rådata fra bakgrunnsprøvetakingen Tabell 16. Rådata fra bakgrunnsprøvetaking. Laboratoriene som har analysert prøvene er: Ormen Lange lab (O), Aquateam (A) og Intertek (I). La b Inn MPPE Ut MPPE Ut buff, inn bio Prøvepunkt Ut offspec Ut MEG regen Enhet Kons.pkt / Delprøve 1 dato + tid Delprøve 2 dato + tid Delprøve 3 dato + tid Delprøve 4 dato + tid Delprøve 5 dato + tid Delprøve 6 dato + tid : : : : : : : : : : :00 Delprøve ikke tatt : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : :00 Blandprøve TOC mg/l O DOC mg/l O KOF mg/l O , KOF(filtrert) mg/l O TSS mg/l A 0,8 81,3 14,8 26,5 4,3 5,6 VSS mg/l A 0,8 45,3 8,0 22,3 3,7 2,8 THC (OIW) mg/l O ,6 <0, Tot-N (filtrert) mg/l O 10,2 6,1 4,3 40,5 13,6 NH4-N mg/l A 7,51 8,91 8,33 <1,0 4,86 11,9 MEG mg/l L <1, TEG mg/l O <1,0 290 <1,0 Fenol mg/l O <0, Stikkprøve Date + time : : : :00 Sulfid mg/l A 0,62 0,47 0,06 0,02 As µg/l I 0,228 0,235 0,144 <0,1 Pb µg/l I 0,0487 0,264 0,145 0,0246 Cd µg/l I <0,002 0,00381 <0,002 0,00331 Hg µg/l I 3,6 1 0,15 <0,1 Cu µg/l I 0,559 0,651 0,955 0,135 Cr µg/l I 0,792 1,55 0,559 0,125 Zn µg/l I Ni µg/l I 2,74 16,8 1,69 1,19 Fe µg/l I Co µg/l I 0,238 0,233 0,196 0,0444 Al µg/l I 93, ,9 988 Ba µg/l I 10,4 15,4 13,3 3,34 PAH µg/l I ,4 1,6 NPD µg/l I ,3 Dato: Side 66 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

67 OIW (C7-C40) mg/l I ,2 <0,5 BTEX mg/l I ,27 n.a C0-C3 alkylfenoler µg/l I ,34 C4-C5 alkylfenoler µg/l I ,5 C6-C9 alkylfenoler µg/l I 4,8 3,88 n.a n.a OIW mg/l A ,7 44 3,5 MEG mg/l O <1,0 TEG mg/l O <1,0 Fenol mg/l O <0,10 Tot-N (filtrert) mg/l A ikke nok prøve ikke nok prøve ikke nok prøve ikke nok prøve Tot-P mg/l A <0,2 <0,2 <0,2 <0,2 NH4-N mg/l A 9,35 9,7 8,2 0,04 KOF mg/l O <5 KOF (filtrert) mg/l O ,4 TOC mg/l O DOC mg/l O TSS mg/l A 0,8 29, VSS mg/l A 0,8 21,3 6,5 14,5 Acetat mg/l A <0,5 Formiat mg/l A 2,7 1,1 <0,5 <0,5 Glycolat mg/l A <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 Propionat mg/l A <0,5 <0,5 1 <0,5 Sulfat mg/l A 14 5,4 16 1,8 Nitritt (NO₂-N) mg/l A 0,104 0,115 <0,01 <0,01 Nitrat (NO3-N) mg/l A 3,39 3,46 9,28 <0,1 EC50 microtox % A 1,1 1,6 4,3 >100 EC50 skeletonema % A 9,1 8,7 20 >100 LC50 MARA MTC A LC50 Acartia % A >100 Biodeg BOF5 mg/l A On site measurments ph 4,97 5,33 7,86 8,46 Ledningsevne (µs/cm) ms/ cm 0,311 0,333 2,28 1,009 Løst O2 (mg/l) mg/l - - 4,5 9,5 Temperatur ( C) C 24,6 19,8 24,7 19 Dato: Side 67 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

68 Parameter Enhet Konsentrasjon i stikkprøver Inn Ut buff, Kons.p Ut MPPE MPPE inn bio kt /98 Naftalen µg/l ,9 1,6 Sum C1-Naftalen µg/l ,5 0,57 Sum C2-Naftalen µg/l ,6 0,12 Sum C3 Naftalen µg/l ,4 0,07 Acenaftylen µg/l 0,93 0,64 <0,01 <0,01 Acenaftene µg/l 3,6 2,8 0,04 <0,01 Fluoren µg/l 4,3 3,2 0,1 <0,01 Fenantren µg/l 1,5 1,7 0,3 <0,01 Antrasen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Sum C1-Fenanten/Antrasen µg/l 0,74 1,4 0,33 n.a Sum C2-Fenanten/Antrasen µg/l 0,38 1,2 0,36 n.a Sum C3-Fenanten/Antrasen µg/l 0,05 0,31 0,07 n.a Dibenzotiofen µg/l 0,09 0,09 0,02 <0,01 Sum C1-Dibenzotiofen µg/l 0,1 0,14 0,06 n.a Sum C2-Dibenzotiofen µg/l 0,51 0,45 0,6 n.a Sum C3-Dibenzotiofen µg/l 0,02 0,02 0,02 n.a Fluoranten µg/l <0,02 0,11 0,03 <0,02 Pyren µg/l 0,02 0,16 0,04 <0,01 Benzo(a)antrasen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Krysen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Benzo(b)fluoranten µg/l <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Benzo(k)fluoranten µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Indeno(1,2,3-c,d)pyren µg/l <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Benzo(g,h,i)perylen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Benzo(a)pyren µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Dibenz(a,h)antrasen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Sum 16 EPA-PAH µg/l ,4 1,6 Sum NPD µg/l ,3 Benzen mg/l 49 8,3 0,23 <0,01 Toluen mg/l ,04 <0,02 Etylbenzen mg/l 2,1 0,53 <0,02 <0,02 p-xylen mg/l 2,8 0,7 <0,02 <0,02 m-xylen mg/l 11 2,8 <0,02 <0,02 o-xylen mg/l 6,2 1,6 <0,02 <0,02 Xylen (sum) mg/l 20 5 n.a n.a BTEX (sum) mg/l ,27 n.a Phenol µg/l <34 Sum C1 phenols µg/l ,54 C1 2-methylphenol µg/l <1,1 Dato: Side 68 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

69 Parameter Enhet Konsentrasjon i stikkprøver Inn Ut buff, Kons.p Ut MPPE MPPE inn bio kt /98 C1 3+4-methylphenol µg/l ,54 Total C2 phenols µg/l ,4 C2 4-ethylphenol µg/l <0,5 C2 2,4-dimethylphenol µg/l <0,5 C2 3,5-dimethylphenol µg/l <0,5 Total C3 phenols µg/l ,4 C3 4-n-propylphenol µg/l <0,2 C3 2,4,6-trimethylphenol µg/l ,79 C3 2,3,5-trimethylphenol µg/l <0,5 Total C4 phenols µg/l ,6 C4 4-n-butylfenol µg/l 9,9 10 5,6 <0,5 C4 4-tert-butylphenol µg/l <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 C4 4-isopropyl-3-methylphenol µg/l ,4 <0,2 Total C5 phenols µg/l ,9 C5 4-n-pentylphenol µg/l 0,43 0,28 <0,2 <0,2 C5 2-tert-butyl-4-methylphenol µg/l ,7 0,27 C5 4-tert-butyl-2-methylphenol µg/l <0,1 Sum C6 phenols µg/l 3,3 3 n.a n.a C6 4-n-hexylphenol µg/l <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 C6 2,5-diisopropylphenol µg/l 2 1,9 <0,1 <0,1 C6 2,6-diisopropylphenol µg/l 0,51 0,43 <0,1 <0,1 C6 2-tert-butyl-4-ethylphenol µg/l 0,83 0,66 <0,1 <0,1 C6 2-tert-butyl-4,6-dimethylphenol µg/l <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 Sum C7 phenols µg/l 1,5 0,88 n.a n.a C7 4-n-heptylphenol µg/l 0,24 <0,2 <0,2 <0,2 C7 2,6-dimeth-4-(1,1-dimethpropyl)phenol µg/l 1,3 0,88 <0,1 <0,1 C7 4-(1-eth-1-methpropyl)-2-methphenol µg/l <0,1 <0,1 <0,1 <0,1 Sum C8 phenols µg/l n.a n.a n.a n.a C8 4-n-octylphenol µg/l <0,2 <0,2 <0,2 <0,2 C8 4-tert-octylphenol µg/l <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 C8 2,4-di-tert-butylphenol µg/l <0,2 <0,2 <0,2 <0,2 C8 2,6-di-tert-butylphenol µg/l <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 Sum C9 phenols µg/l n.a n.a n.a n.a C9 4-n-nonylphenol µg/l <0,2 <0,2 <0,2 <0,2 C9 2-methyl-4-tert-octylphenol µg/l <0,2 <0,2 <0,2 <0,2 C9 2,6-di-tert-butyl-4-methylphenol µg/l <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 C9 4,6-di-tert-butyl-2-methylphenol µg/l <0,5 <0,5 <0,5 <0,5 Kvikksølv, Hg µg/l 3,6 1 0,15 <0,1 Aluminium, Al µg/l 93, ,9 988 Arsen, As µg/l 0,228 0,235 0,144 <0,1 Dato: Side 69 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

70 Parameter Enhet Konsentrasjon i stikkprøver Inn Ut buff, Kons.p Ut MPPE MPPE inn bio kt /98 Barium, Ba µg/l 10,4 15,4 13,3 3,34 Bly, Pb µg/l 0,0487 0,264 0,145 0,0246 Jern, Fe mg/l 2,5 2,33 1,2 0,024 Kadmium, Cd µg/l <0,002 0,00381 <0,002 0,00331 Kobber, Cu µg/l 0,559 0,651 0,955 0,135 Kobolt, Co µg/l 0,238 0,233 0,196 0,0444 Krom, Cr µg/l 0,792 1,55 0,559 0,125 Nikkel, Ni µg/l 2,74 16,8 1,69 1,19 Sink, Zn µg/l Dato: Side 70 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

71 Vedlegg 2. Rådata fra U2H-prøvetakingen Tabell 17. Rådata fra U2H. Laboratoriene som har analysert prøvene er: Ormen Lange lab (O), Aquateam (A) og Intertek (I). Enhet La b Inn MPPE Ut MPPE Ut buff, inn bio Kons.pkt Ut offspec Ut MEG regen Prøvepunkt / Delprøve 1 dato + tid Delprøve 2 dato + tid Delprøve 3 dato + tid Delprøve 4 dato + tid Delprøve 5 dato + tid Delprøve 6 dato + tid : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : : :00 Blandprøve TOC mg/l O DOC mg/l O KOF mg/l O , KOF(filtrert) mg/l O , TSS mg/l A 0,4 3,3 11,5 2,9 VSS mg/l A 0,4 2,5 9,5 2,9 THC (OIW) mg/l O ,55 <0, Tot-N (filtrert) mg/l O 14,7 14,1 <1,0 <1,0 9,3 11,8 NH4-N mg/l A 10,9 10,1 6,2 0,07 3,3 11,4 MEG mg/l O <1, TEG mg/l O <1,0 580 <1,0 Fenol mg/l O <0, Spot sample Date + time : : : :20 Sulfid mg/l A 0,52 0,34 0,04 0,01 As µg/l I 0,351 0,388 0,25 <0,3 Pb µg/l I 0,0513 0,72 0,0849 0,0557 Cd µg/l I <0,002 0, ,00449 <0,002 Hg µg/l I 3,6 0,29 0,052 <0,05 Cu µg/l I 0,904 3,46 1,04 0,254 Cr µg/l I 1,17 1,18 1,03 0,126 Zn µg/l I Ni µg/l I 5,1 69,4 1,96 0,56 Fe µg/l I ,3 Co µg/l I 0,366 0,367 0,282 0,0438 Al µg/l I Ba µg/l I 15,7 17,3 21,9 1,21 PAH µg/l I 9,1 6,8 2,3 0,53 Dato: Side 71 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

72 NPD µg/l I 2, OIW (C7-C40) mg/l I ,56 <0,5 BTEX mg/l I ,4 Flaske knust C0-C3 alkylfenoler µg/l I ,9 C4-C5 alkylfenoler µg/l I ,06 C6-C9 alkylfenoler µg/l I 2,88 4,03 0,264 0,032 OIW mg/l A ,5 6,2 MEG mg/l O <1,0 TEG mg/l O <1,0 Fenol mg/l O <0,10 Tot-N (filtrert) mg/l A 18,6 9,35 5,93 <1 Tot-P mg/l A <0,02 0,02 <0,02 0,03 NH4-N mg/l A 6,6 10,1 6 0,1 KOF mg/l O ,8 KOF (filtrert) mg/l O ,9 TOC mg/l O DOC mg/l O <10 TSS mg/l A 1,0 6,5 11,9 3,8 VSS mg/l A 0,9 4,7 7,6 3,3 Acetat mg/l A ,8 Formiat mg/l A 10 5,2 <0,5 <0,5 Glycolat mg/l A 2,2 1,4 0,6 <0,5 Propionat mg/l A 1,7 0,9 1,2 <0,5 Sulfat mg/l A ,4 Nitritt (NO₂-N) mg/l A 0,123 0,041 <0,01 <0,01 Nitrat (NO3-N) mg/l A 5,02 1,78 7,6 0 EC50 microtox % A 1,4 1,3 2,3 >100 EC50 skeletonema % A >100 LC50 MARA MT C A LC50 Acartia % A >100 Biodeg BOF5 mg/l A On site measurments ph 5,14 5,6 8,3 8,6 Ledningsevne (µs/cm) ms/ cm 0,814 0,411 1,912 1,092 Løst O2 (mg/l) mg/l Temperatur ( C) C Inn MPPE Ut MPPE Ut buff, inn bio Kons.pkt Parameter Enhet /98 Phenol µg/l Sum C1 phenols µg/l ,91 Dato: Side 72 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

73 C1 2-methylphenol µg/l ,36 C1 3+4-methylphenol µg/l ,55 Total C2 phenols µg/l 1,2 C2 4-ethylphenol µg/l <0,050 C2 2,4-dimethylphenol µg/l 0,18 C2 3,5-dimethylphenol µg/l <0,050 Total C3 phenols µg/l ,79 C3 4-n-propylphenol µg/l <0,020 C3 2,4,6-trimethylphenol µg/l ,077 C3 2,3,5-trimethylphenol µg/l <0,050 Total C4 phenols µg/l ,56 C4 4-n-butylfenol µg/l 7, <0,050 C4 4-tert-butylphenol µg/l <0,050 C4 4-isopropyl-3-methylphenol µg/l 1,5 <0,020 <0,020 Total C5 phenols µg/l ,5 C5 4-n-pentylphenol µg/l 0,26 0,72 0,071 <0,020 C5 2-tert-butyl-4-methylphenol µg/l ,2 0,093 C5 4-tert-butyl-2-methylphenol µg/l 7,4 14 1,8 <0,010 Sum C6 phenols µg/l 2,3 3,4 0,14 n.a C6 4-n-hexylphenol µg/l 0,086 0,093 0,019 <0,010 C6 2,5-diisopropylphenol µg/l 1,5 2,5 0,094 <0,010 C6 2,6-diisopropylphenol µg/l 0,44 0,66 0,025 <0,010 C6 2-tert-butyl-4-ethylphenol µg/l 0,26 0,14 <0,010 <0,010 C6 2-tert-butyl-4,6-dimethylphenol µg/l <0,010 <0,010 <0,010 <0,010 Sum C7 phenols µg/l C7 4-n-heptylphenol µg/l C7 2,6-dimeth-4-(1,1-dimethpropyl)phenol µg/l 1,6 2,4 0,055 <0,010 C7 4-(1-eth-1-methpropyl)-2-methphenol µg/l 0,039 0,095 <0,010 <0,010 Sum C8 phenols µg/l 0,23 0,28 0,057 0,032 C8 4-n-octylphenol µg/l 0,095 0,033 0,026 <0,020 C8 4-tert-octylphenol µg/l 0,056 0,11 <0,050 <0,050 C8 2,4-di-tert-butylphenol µg/l 0,079 0,14 0,031 0,032 C8 2,6-di-tert-butylphenol µg/l <0,050 <0,050 <0,050 <0,050 Sum C9 phenols µg/l 0,35 0,35 0,067 C9 4-n-nonylphenol µg/l 0,19 0,12 0,067 0,037 C9 2-methyl-4-tert-octylphenol µg/l 0,16 0,23 <0,020 <0,020 C9 2,6-di-tert-butyl-4-methylphenol µg/l <0,050 <0,050 <0,050 <0,050 C9 4,6-di-tert-butyl-2-methylphenol µg/l <0,050 <0,050 <0,050 Kvikksølv, Hg µg/l 3,6 0,29 0,052 <0,05 Aluminium, Al µg/l Arsen, As µg/l 0,351 0,388 0,25 <0,3 Barium, Ba µg/l 15,7 17,3 21,9 1,21 Bly, Pb µg/l 0,0513 0,72 0,0849 0,0557 Jern, Fe mg/l 3,5 3,24 2,17 0,0053 Dato: Side 73 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

74 Kadmium, Cd µg/l <0,002 0, ,00449 <0,002 Kobber, Cu µg/l 0,904 3,46 1,04 0,254 Kobolt, Co µg/l 0,366 0,367 0,282 0,0438 Krom, Cr µg/l 1,17 1,18 1,03 0,126 Nikkel, Ni µg/l 5,1 69,4 1,96 0,56 Sink, Zn µg/l Naftalen µg/l <0,01 <0,01 1,6 0,53 Sum C1-Naftalen µg/l n.a n.a 2,2 0,31 Sum C2-Naftalen µg/l n.a n.a 2 0,11 Sum C3 Naftalen µg/l n.a n.a 3,3 0,05 Acenaftylen µg/l 0,86 0,56 <0,01 <0,01 Acenaftene µg/l 3,7 2,7 0,04 <0,01 Fluoren µg/l 3,3 2,2 0,11 <0,01 Fenantren µg/l 1,3 1,3 0,45 <0,01 Antrasen µg/l <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Sum C1-Fenanten/Antrasen µg/l 0,58 0,91 0,49 n.a Sum C2-Fenanten/Antrasen µg/l 0,35 0,82 0,44 0,03 Sum C3-Fenanten/Antrasen µg/l 0,05 0,2 0,11 n.a Dibenzotiofen µg/l 0,06 0,06 0,02 <0,01 Sum C1-Dibenzotiofen µg/l 0,01 0,1 0,02 n.a Sum C2-Dibenzotiofen µg/l 0,31 0,55 0,23 n.a Sum C3-Dibenzotiofen µg/l 0,03 0,04 n.a n.a Fluoranten µg/l <0,02 0,03 0,04 <0,02 Pyren µg/l 0,01 0,03 0,05 <0,01 Benzo(a)antrasen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Krysen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Benzo(b)fluoranten µg/l <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Benzo(k)fluoranten µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Indeno(1,2,3-c,d)pyren µg/l <0,02 <0,02 <0,02 <0,02 Benzo(g,h,i)perylen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Benzo(a)pyren µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Dibenz(a,h)antrasen µg/l <0,01 <0,01 <0,01 <0,01 Sum 16 EPA-PAH µg/l 9,1 6,8 2,3 0,53 Sum NPD µg/l 2, Benzen mg/l 45 4,6 0,17 Toluen mg/l 65 6,9 0,18 Etylbenzen mg/l 2,1 0,37 <0,02 p-xylen mg/l 2,9 0,53 <0,02 m-xylen mg/l 11 2,1 0,04 o-xylen mg/l 6,5 1,2 0,02 Xylen (sum) mg/l 21 3,8 0,06 BTEX (sum) mg/l ,4 Dato: Side 74 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

75 Vedlegg 3. Forsøksopplegg og resultater fra måling av oksygenopptakshastigheter (OUR) I 2014 ble det kun gjennomført OUR uten tilsats av substrat på Nyhamna, såkalt unspiked OUR. OUR tester uten ekstra substrat ble gjennomført for MBBR tankene i System 39 ute i anlegget. Vann-/slamprøver fra hver av MBBR tankene, med 50% fylling av biofilmbærer, ble fylt på en 0,65 liters erlenmeyerkolbe. En oksygenelektrode fastsatt i en gummikork ble benyttet til å forsegle kolben for å forhindre at luft ble blandet inn i vann/slamprøven, samt for å overvåke nivået av oppløst oksygen (DO) i prøven. Hver test gikk i 10 minutter og DO ble målt hvert 30. sekund. Prøver ble tatt for å måle TSS i vannfasen og TS på biofilmbærerene. Det nøyaktige våte volumet ble målt for hver test, og antall biofilmbærere ble telt. Tabell 18. Sammendrag av data for OUR målinger for MBBR 6000 og 6001, uten tilsetting av ekstra substrat, under bakgrunnsundersøkelsen i MBBR 6000 MBBR O Tid (min) 2-kons Temp. O Tid (min) 2-kons Temp. (mg/l) ( C) (mg/l) ( C) 0,0 7,61 21,7 0,0 8,3 21,3 0,5 6,9 21,7 0,5 7,46 21,3 1,0 6,66 21,7 1,0 7,21 21,3 1,5 6,49 21,8 1,5 7,02 21,9 2,0 6,29 21,8 2,0 6,88 21,9 2,5 6,15 21,8 2,5 6,73 21,9 3,0 5,95 21,8 3,0 6,6 21,9 3,5 5,77 21,8 3,5 6,46 21,9 4,0 5,58 21,5 4,0 6,29 21,9 4,5 5,41 21,5 4,5 6,17 21,8 5,0 5,24 21,5 5,0 6,05 21,8 5,5 5,09 21,5 5,5 5,96 21,8 6,0 4,93 21,5 6,0 5,82 21,8 6,5 4,77 21,5 6,5 5,66 21,8 7,0 4,62 21,3 7,0 5,52 21,7 7,5 4,47 21,3 7,5 5,4 21,7 8,0 4,31 21,3 8,0 5,26 21,7 8,5 4,17 21,3 8,5 5,1 21,7 9,0 4,03 21,3 9,0 5 21,7 9,5 3,88 21,2 9,5 4,83 21,7 10,0 3,73 21,2 10,0 4,67 21,7 Temp v/start ( C) 21,8 Temp v/start ( C) 21,9 Vannvolum (ml) 510 Vannvolum (ml) 525 Antall kuler (stk) 324 Antall kuler (stk) 328 SS (mg/l) 785 SS (mg/l) 700 Biomasse (mg TS/kule) 4,91 Biomasse (mg TS/kule) 1,87 Total biomasse (g TS/l) 3,06 Total biomasse (g TS/l) 1,51 K1 fyllingsgrad (%) 49,8 K1 fyllingsgrad (%) 50,5 Plastvolum (%) 8,4 Plastvolum (%) 8,5 Dato: Side 75 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

76 Volumkuler+vann (ml) 650 Volumkuler+vann (ml) 650 Start (min) 0,0 Start (min) 0,0 Stopp (min) 10,0 Stopp (min) 10,0 DO maks (mg/l) 7,61 DO maks (mg/l) 8,30 DO min (mg/l) 3,73 DO min (mg/l) 4,67 DO snitt (mg/l) 5,34 DO snitt (mg/l) 6,11 OUR (mg O2/g TS/t) 6,96 OUR (mg O2/g TS/t) 13,21 Lineær del: Lineær del: Start (min) 2,0 Start (min) 2,0 Stopp (min) 7,0 Stopp (min) 8,0 DO maks (mg/l) 6,29 DO maks (mg/l) 6,88 DO min (mg/l) 4,62 DO min (mg/l) 5,26 DO snitt (mg/l) 5,44 DO snitt (mg/l) 6,06 OUR (mg O2/g TS/t) 5,99 OUR (mg O2/g TS/t) 9,83 Tabell 19. Sammendrag av data for OUR målinger for MBBR 7000 og 7001, uten tilsetting av ekstra substrat, under bakgrunnsundersøkelsen i MBBR 7000 MBBR O Tid (min) 2-kons Temp. O Tid (min) 2-kons Temp. (mg/l) ( C) (mg/l) ( C) 0,0 8,37 20,8 0,0 9,4 22,0 0,5 7,13 20,8 0,5 9,22 22,0 1,0 6,72 21,5 1,0 9,15 22,6 1,5 6,44 21,5 1,5 9,73 22,6 2,0 6,18 21,4 2,0 8,94 22,6 2,5 5,9 21,3 2,5 8,68 22,6 3,0 5,6 21,3 3,0 8,26 22,7 3,5 6,31 21,2 3,5 8,21 22,7 4,0 5,07 21,1 4,0 8,18 22,7 4,5 4,94 21,1 4,5 8,12 22,7 5,0 4,68 21,1 5,0 8,13 22,7 5,5 4,42 21,0 5,5 8,04 22,7 6,0 4,18 21,0 6,0 7,94 22,7 6,5 3,93 20,9 6,5 7,87 22,7 7,0 3,72 20,9 7,0 7,79 22,7 7,5 3,51 20,9 7,5 7,7 22,7 8,0 3,27 20,9 8,0 7,59 22,7 8,5 3,05 20,9 8,5 7,5 22,7 9,0 2,85 20,9 9,0 7,4 22,7 9,5 20,9 9,5 7,32 22,7 10,0 20,9 10,0 7,29 22,7 Temp v/start ( C) 21,5 Temp v/start ( C) 22,7 Dato: Side 76 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

77 MBBR 7000 MBBR Tid (min) O 2-kons Temp. O Tid (min) 2-kons (mg/l) ( C) (mg/l) Vannvolum (ml) 515 Vannvolum (ml) 540 Antall kuler (stk) 307 Antall kuler (stk) 331 SS (mg/l) 1060 SS (mg/l) 973 Biomasse (mg TS/kule) 3,74 Biomasse (mg TS/kule) 1,06 Total biomasse (g TS/l) 2,61 Total biomasse (g TS/l) 1,35 K1 fyllingsgrad (%) 47,2 K1 fyllingsgrad (%) 50,9 Plastvolum (%) 7,9 Plastvolum (%) 8,6 Volumkuler+vann (ml) 650 Volumkuler+vann (ml) 650 Temp. ( C) Start (min) 0,0 Start (min) 0,0 Stopp (min) 9,0 Stopp (min) 10,0 DO maks (mg/l) 8,37 DO maks (mg/l) 9,73 DO min (mg/l) 2,85 DO min (mg/l) 7,29 DO snitt (mg/l) 5,07 DO snitt (mg/l) 8,21 OUR (mg O2/g TS/t) 13,00 OUR (mg O2/g TS/t) 9,93 Lineær del: Lineær del: Start (min) 2,0 Start (min) 2,0 Stopp (min) 8,0 Stopp (min) 8,0 DO maks (mg/l) 6,31 DO maks (mg/l) 8,94 DO min (mg/l) 3,27 DO min (mg/l) 7,59 DO snitt (mg/l) 4,75 DO snitt (mg/l) 8,11 OUR (mg O2/g TS/t) 10,74 OUR (mg O2/g TS/t) 9,16 Tabell 20. Sammendrag av data for OUR målinger for MBBR 6000 og 6001, uten tilsetting av ekstra substrat, under U2H i MBBR 6000 MBBR O Tid (min) 2-kons Temp. O Tid (min) 2-kons Temp. (mg/l) ( C) (mg/l) ( C) 0,0 8,6 22,4 0,0 9,52 22,4 0,5 4,12 22,4 0,5 8,2 22,4 1,0 3,5 22,4 1,0 7,9 23,0 1,5 3,05 22,4 1,5 7,7 23,0 2,0 2,6 22,4 2,0 7,6 22,9 2,5 2,2 22,4 2,5 7,5 22,9 3,0 3,0 7,4 22,9 3,5 3,5 7,3 22,9 4,0 4,0 7,2 22,8 4,5 4,5 7,1 22,8 5,0 5,0 7 22,8 Dato: Side 77 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

78 MBBR 6000 MBBR O Tid (min) 2-kons Temp. O Tid (min) 2-kons Temp. (mg/l) ( C) (mg/l) ( C) 5,5 5,5 6,9 22,8 6,0 6,0 6,8 22,8 6,5 6,5 6,7 22,7 7,0 7,0 6,6 22,7 7,5 7,5 6,5 22,7 8,0 8,0 6,4 22,7 8,5 8,5 6,35 22,7 9,0 9,0 6,25 22,6 9,5 9,5 6,15 22,6 10,0 10,0 6,1 22,6 Temp v/start ( C) 22,4 Temp v/start ( C) 23 Vannvolum (ml) 530 Vannvolum (ml) 530 Antall kuler (stk) 299 Antall kuler (stk) 318 SS (mg/l) 287 SS (mg/l) 387 Biomasse (mg TS/kule) 4,85 Biomasse (mg TS/kule) 0,54 Total biomasse (g TS/l) 2,47 Total biomasse (g TS/l) 0,58 K1 fyllingsgrad (%) 46,0 K1 fyllingsgrad (%) 48,9 Plastvolum (%) 7,7 Plastvolum (%) 8,2 Volumkuler+vann (ml) 650 Volumkuler+vann (ml) 650 Start (min) 0,0 Start (min) 0,0 Stopp (min) 2,5 Stopp (min) 10,0 DO maks (mg/l) 8,60 DO maks (mg/l) 9,52 DO min (mg/l) 2,20 DO min (mg/l) 6,10 DO snitt (mg/l) 4,01 DO snitt (mg/l) 7,10 OUR (mg O2/g TS/t) 57,50 OUR (mg O2/g TS/t) 32,49 Lineær del: Lineær del: Start (min) 0,5 Start (min) 2,0 Stopp (min) 2,5 Stopp (min) 10,0 DO maks (mg/l) 4,12 DO maks (mg/l) 7,60 DO min (mg/l) 2,20 DO min (mg/l) 6,10 DO snitt (mg/l) 3,09 DO snitt (mg/l) 6,81 OUR (mg O2/g TS/t) 21,56 OUR (mg O2/g TS/t) 17,81 Dato: Side 78 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

79 Tabell 21. Sammendrag av data for OUR målinger for MBBR 7000 og 7001, uten tilsetting av ekstra substrat, under U2H i MBBR 7000 MBBR O Tid (min) 2-kons Temp. O Tid (min) 2-kons Temp. (mg/l) ( C) (mg/l) ( C) 0,0 8,33 22,1 0,0 9,6 22,0 0,5 7,57 22,1 0,5 7,9 22,0 1,0 7,42 22,4 1,0 7,8 22,2 1,5 7,1 22,4 1,5 7,7 22,2 2,0 6,81 23,6 2,0 7,6 22,2 2,5 6,55 23,6 2,5 7,5 22,2 3,0 6,3 23,1 3,0 7,4 22,2 3,5 6,07 23,1 3,5 7,3 22,1 4,0 5,83 23,1 4,0 7,2 22,1 4,5 5,56 23,1 4,5 7,15 22,1 5,0 5,3 23,1 5,0 7,05 22,1 5,5 5,1 23,1 5,5 7 22,1 6,0 4,8 23,1 6,0 6,9 22,1 6,5 4,6 23,1 6,5 6,8 22,0 7,0 4,3 23,1 7,0 6,7 22,0 7,5 4,1 23,1 7,5 6,6 22,0 8,0 3,9 23,1 8,0 6,55 22,0 8,5 3,6 23,1 8,5 6,5 22,0 9,0 9,0 6,4 22,0 9,5 3,1 23,1 9,5 6,3 22,0 10,0 2,9 23,1 10,0 6,25 22,0 Temp v/start ( C) 23,6 Temp v/start ( C) 22,2 Vannvolum (ml) 500 Vannvolum (ml) 530 Antall kuler (stk) 303 Antall kuler (stk) 317 SS (mg/l) 360 SS (mg/l) 413 Biomasse (mg TS/kule) 4,52 Biomasse (mg TS/kule) 2,33 Total biomasse (g TS/l) 2,38 Total biomasse (g TS/l) 1,47 K1 fyllingsgrad (%) 46,6 K1 fyllingsgrad (%) 48,8 Plastvolum (%) 7,8 Plastvolum (%) 8,2 Volumkuler+vann (ml) 650 Volumkuler+vann (ml) 650 Start (min) 0,0 Start (min) 0,0 Stopp (min) 10,0 Stopp (min) 10,0 DO maks (mg/l) 8,33 DO maks (mg/l) 9,60 DO min (mg/l) 2,90 DO min (mg/l) 6,25 DO snitt (mg/l) 5,46 DO snitt (mg/l) 7,15 OUR (mg O2/g TS/t) 12,60 OUR (mg O2/g TS/t) 12,53 Dato: Side 79 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

80 MBBR 7000 MBBR Lineær del: Lineær del: Start (min) 1,0 Start (min) 1,0 Stopp (min) 8,5 Stopp (min) 10,0 DO maks (mg/l) 7,42 DO maks (mg/l) 7,80 DO min (mg/l) 3,60 DO min (mg/l) 6,25 DO snitt (mg/l) 5,46 DO snitt (mg/l) 6,98 OUR (mg O2/g TS/t) 11,82 OUR (mg O2/g TS/t) 6,44 Dato: Side 80 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1

81 Vedlegg 4. Vannrater under bakgrunn og U2H 2014 Tabell 22. Oppsummering fra Figur 45 og Figur 46. Målepunkt Vannrater (m³/t) Bakgrunn U2H Vann fra Offspec 3,3 3,2 Vann fra buffer 39 og inn i bioreaktorene 17 18,5 MEG regen vann fra MPPE inn til vannrens 15 13,1 Vann ut fra observasjon 39 ut til sjø 36 37,5 Figur 45. Vannrater under bakgrunnsprøvetakingen Figur 46. Vannrater under U2H. Dato: Side 81 : 81 Rapport nr: Versjon nr: 1