Miljøforhold relatert til bruk av avisingsmidler ved Honningsvåg lufthavn

Miljøforhold relatert til bruk av avisingsmidler ved Honningsvåg lufthavn aquateam Jordforsk rapport nr. 11/01, Aquateam rapport 00-024 Mars 2001

2 Senter for jordfaglig miljøforskning Hovedkontor: 1432 Ås Tel. 64 94 81 00 Fax 64 94 81 10 Besøksadr.: Saghellinga, NLH Avd. Bodø Vågønes forskningsstasjon 8001 Bodø Tel. 75 58 32 22 Fax. 75 58 80 99 Tittel: Miljøforhold relatert til bruk av avisingsmidler ved Honningsvåg lufthavn Forfatter(e): Lars J. Hem, Per Kraft, Mona Weideborg og Roger Roseth Dato: Tilgjengelighet: Prosjekt nr.: Arkiv nr.: 08.03.01 Lukket 3396 6.00.10 Rapport nr.: ISBN-nr.: Antall sider: Antall vedlegg: 11/01 ISBN 9 3 Oppdragsgiver: Luftfartsverket Stikkord: Avising, lufthavn, miljø Kontaktperson(er): Tone Bjerkestrand Fagområde: Miljøgeologi Sammendrag: Etter oppdrag fra Luftfartsverket har Jordforsk og Aquateam vurdert miljømessige forhold og behov for tiltak ved bruk av avisingsmidler ved Honningsvåg lufthavn. Vurderingene er basert på erfart og antatt framtidig forbruk av flyavisingsmidler. Det benyttes pr. i dag ikke baneavisingsmidler. I vurderingen er det lagt til grunn antatt gjennomsnittlig forbruk og antatt maksimalforbruk per sesong. Forventet middelforbruk av glykol er 0,4 tonn glykol/sesong og antatt maksimalforbruk til 0,8 tonn glykol/sesong. Vurderingene omfatter spredningsforhold, selvrensing i vegetasjon, jordsmonn og løsmasser samt tilførsel og virkning i resipienten. Dagens bruk av flyavisingsmidler er ikke i konflikt med andre brukerinteresser i området, og vil ikke skade resipienter. Det er ikke behov for tiltak ved Honningsvåg lufthavn. Dersom det ikke gjennomføres tiltak, vil nedbrytningskapasiteten mhp. baneavisingskjemiaklier tilsvare et forbruk på ca 3,1 tonn formiat. Land/fylke: Finmark Kart 1:50 000: Målestokk Kommune: Honningsvåg Økon. kart 1:5 000: Økonomisk kart Sted/Lokalitet: Honningsvåg lufthavn UTM-koordinater UTM-koordinat Ansvarlig leder Prosjektleder...... Øistein Vethe Per Kraft

INNHOLD 3 1. INNLEDNING... 6 1.1. GENERELT... 6 1.2. HONNINGSVÅG LUFTHAVN... 6 2. FORBRUK AV AVISINGSKJEMIKALIER... 7 2.1. BANEAVISING... 7 2.2. FLYAVISING... 7 3. SPREDNING OG AVRENNING... 7 3.1. BANEAVISING... 8 3.2. FLYAVISING... 8 4. RESIPIENTBESKRIVELSE... 8 5. VURDERINGER AV FORURENSNING OG MILJØRISIKO VED FORVENTET FORBRUK OG UTSLIPP AV AVISINGSMIDLER... 9 6. VURDERING AV TÅLEGRENSER FOR BANEAVISINGSMIDLER... 9 7. FORSLAG TIL TILTAK... 9 VEDLEGG... 10 VEDLEGG 1: OM ULIKE AVISINGSMIDLER (PRODUKTER, STOFFER, ADDITIVER, VIRKNINGER I RESIPIENTEN)... 10 VEDLEGG 2: GENERELT OM SAMMENHENGER MELLOM FORBRUK/SPREDNING OG BELASTNING/NEDBRYTING I LØSMASSER... 17 VEDLEGG 3: REFERANSER... 20

Forord 4 Foreliggende rapport er utarbeidet av Jordforsk i samarbeid med Aquateam etter oppdrag fra Luftfartsverket. Opplysninger og data er fremskaffet av Luftfartsverket (Miljøavdelingen, miljøkoordinator i region Finnmark og kontaktpersonen ved lufthavnen) og oppdragstakere i fellesskap.

5 Sammendrag Etter oppdrag fra Luftfartsverket har Jordforsk og Aquateam vurdert miljømessige forhold og behov for tiltak ved bruk av fly- og baneavisingsmidler ved Honningsvåg lufthavn. Avisingskjemikaliene er basert på glykol (flyavising) og formiat (baneavising). Flyavisingskjemikaliene inneholder i tillegg enkelte giftige tilsetningsstoffer. I vurderingen er det lagt til grunn antatt gjennomsnittlig forbruk og antatt maksimalforbruk per sesong av flyavisingskjemikalier. Forventet middelforbruk av glykol er 0,4 tonn glykol/sesong og antatt maksimalforbruk til 0,8 tonn glykol/sesong. Det benyttes pr. i dag ikke baneavisingsmidler ved lufthavnen. Luftfartsverket har likevel ønsket en miljøvurdering av et evt. fremtidig forbruk av baneavisingskjemikalier. Da man ikke har særlig erfaring med bruk av avisingskjemikalier ved lufthavnen, har vi valgt å ikke stipulere et evt. fremtidig forbruk av baneavisingskjemikalier. I stedet er det beregnet hvor mye kjemikalier som kan benyttes før resipientens tålegrense overskrides. Dersom det ikke gjennomføres tiltak, vil nedbrytningskapasiteten tilsvare et forbruk på ca 3,1 tonn formiat. Vurderingene omfatter spredningsforhold, selvrensing i vegetasjon, jordsmonn og løsmasser samt tilførsel og virkning i resipienten. Behov for tiltak er vurdert på grunnlag av mulige negative virkninger i resipientene. Ved vurdering av naturlig selvrensing er jord/løsmasser og klimaforhold vurdert opp mot belastning/spredning av avisingskjemikaliene. Flyene avises på et eget område av oppstillingsplattformen foran terminalbygget. Flyavisingsvæske derfra vil ha direkte avrenning til dreneringsgrøfter, og videre til Skipsfjorden, nærmere bestemt en liten vik vest for lufthavnen. All avrenning fra lufthavnen til sjøresipienten vil foregå innenfor lufthavnområdet. Dagens bruk av flyavisingsmidler er ikke i konflikt med andre brukerinteresser i området, og vil ikke skade resipienten. Det er ikke behov for tiltak ved Honningsvåg lufthavn.

6 1. Innledning 1.1. Generelt I 1997 overtok Luftfartsverket 26 regionale flyplasser som fram til da hadde vært i kommunal eie. De fleste av disse flyplassene har ikke utslippstillatelser i tilknytning til sine aktiviteter. Luftfartsverket har satt seg som mål å søke Statens forurensningstilsyn (SFT) om nødvendige utslippstillatelser innen utgangen av 2000. Som et underlag for dette har Luftfartsverket engasjert Jordforsk og Aquateam til å foreta en vurdering av miljøforhold relatert til bruk av avisingsmidler ved ovennevnte flyplasser samt flyplassene Båtsfjord, Alta, Kirkenes og Svalbard. Vurderingene er i utgangspunktet gjort som rene skrivebordsstudier basert på bl.a. informasjon om antatt fremtidig kjemikalieforbruk, utslipps- og resipientforhold og brukerinteresser tilknyttet resipientene. Det er foretatt befaring til de flyplassene hvor dette var ansett som nødvendig. Det er ikke foretatt befaring ved Honningsvåg lufthavn. Der hvor resipientenes tålegrenser er lavere enn dagens/antatt fremtidig kjemikalieforbruk, er det utarbeidet forslag til tiltak for å kunne bruke de nødvendige mengdene kjemikalier. 1.2. Honningsvåg lufthavn Honningsvåg lufthavn ligger nord for Honningsvåg tettsted og syd for Skipsfjorden som vist på figur 1. Figur 1: Kartutsnitt Honningsvåg lufthavn m/omegn M 1 : 50 000 Widerøe trafikkerer lufthavnen. Antall flybevegelser er 8 pr. dag. Lengden på rullebanen er ca. 900 m. Grunnen på flyplassen består av steinfylling og fjell. Fra flyplassen er det naturlig

7 avrenning til Skipsfjorden. Det er ingen brukerinteresser knyttet til løsmasser eller grunnvann ved lufthavnen. Det er ingen verneområder ved lufthavnen eller spesielle brukerinteresser til Skipsfjorden. 2. Forbruk av avisingskjemikalier 2.1. Baneavising For å gi mest mulig sikker avgang og landing må rullebanene ha en tilfredsstillende friksjon. For å oppnå dette vinterstid, benytter Luftfartsverket baneavisingskjemikalier i tillegg til brøyting og kosting. Tidligere ble urea brukt til dette formålet. Luftfartsverket har i de senere år gått over til å benytte andre baneavisingskjemikalier ved de flyplassene hvor urea har hatt en negativ miljøeffekt (Gardermoen, Fornebu, Sola og Evenes). Disse baneavisingskjemikaliene er basert på acetat og formeat og bruker vesentlig mindre oksygen enn urea ved nedbrytning. De virker heller ikke som gjødselsstoffer. Bruken gir derfor mindre negative miljøvirkninger. Av operative/sikkerhetsmessige hensyn besluttet Luftfartsverket i 1999 at også øvrige flyplasser skulle fase ut bruken av urea til fordel for ovennevnte kjemikalier fra og med vintersesongen 1999/2000. På det nåværende tidspunkt benyttes de to formeatbaserte kjemikaliene Safeway SF (fast stoff) og Aviform (væske) ved Luftfartsverkets flyplasser. Ingen av disse kjemikaliene inneholder tilsetningsstoffer som betraktes som miljøskadelige. I fremtiden kan det imidlertid være aktuelt å benytte andre baneavisingskjemikalier, basert på formeat, acetat eller urea. Baneavisingsmidler benyttes normalt ikke på rullebanen på Honningsvåg lufthavn, kun sand. Luftfartsverket har likevel ønsket en miljøvurdering av et evt. fremtidig forbruk av baneavisingskjemikalier. Da man ikke har særlig erfaring med bruk av avisingskjemikalier ved lufthavnen, har vi valgt å ikke stipulere et evt. fremtidig forbruk av baneavisingskjemikalier. I stedet er det beregnet hvor mye kjemikalier som kan benyttes før resipientens tålegrense overskrides. 2.2. Flyavising Av sikkerhetsmessige grunner må fly være fri for snø og is når de tar av. Derfor avises flyene med egne flyavisingsvæsker før avgang. Det er Widerøe som foretar flyavisingen ved lufthavnen. For øyeblikket er det Kilfrosts type I-væske som benyttes til dette. Årsmiddelforbruket er anslått til 0,4 tonn glykol/sesong basert på de siste årsforbruk, og maksimalt ukeforbruk er anslått til 0,14 tonn. Maksimalt sesongforbruk anslås til 0,8 tonn glykol. I vurderingene er det forutsatt en økning i flytrafikken på 10 % i forhold til dagens nivå. Dette innebærer et forbruk i en normalsesong på ca. 0,45 tonn glykol, et forbruk i en maksimalsesong på 0,9 tonn glykol, og et maksimalt ukeforbruk på 0,15 tonn glykol. 3. Spredning og avrenning Vurdering av spredning og belastning er gjort på bakgrunn av lokale forhold sammenholdt med resultater fra spredningsstudier gjennomført ved andre lufthavner, først og fremst ved Oslo lufthavn, Gardermoen. Generelle forhold omkring spredning og naturlig nedbryting er

8 beskrevet i vedlegg 2. Vurdering og beregning av forhold omkring spredning, fortynning og naturlig nedbryting vil være det viktigste grunnlaget for å vurdere forurensning og miljørisiko ved bruk av avisingmidlene. Figur 2 viser området hvor flyavisingen foregår samt deponi for glykolholdig snø og dreneringsveiene for fly- og baneavisingskjemikalier. 3.1. Baneavising Hele rullebanen vil avises og avisingsmidlene vil fordele seg relativt jevnt i banens lengderetning. Baneavisingsmidler vil spres til begge banesider og i stor grad følge med brøytet og frest snø og fordeles ut til inntil 60 70 m fra banekant (fresebredde). Baneavisingsmidler vil spres til begge banesider og i stor grad følge med brøytet snø. Baneavisingsmidler som følger regn eller smeltevann fra rullebanen vil infiltrere langs baneskulder. Som en sannsynlig forutsetning for en belastningsberegning har vi antatt at 50 % av tilført formiat infiltrerer på en sone med 10 m bredde langs begge banesider. Resterende avisingsmidler infiltrerer over en vesentlig større bredde. Infiltrasjonen langs baneskulder vil foregå gjennom sand/grus akkumulert langs banen (strøsand spredt med sweeper). Kantarealene langs banene har et usammenhengende og til dels sparsomt vegetasjonsdekke av gras. Infiltrert vann vil drenere gjennom underliggende steinfylling og renne av på fjell mot Skipsfjorden. All drenering/avrenning til sjøresipienten vil foregå innenfor lufthavnområdet. 3.2. Flyavising Flyene avises på et eget område av oppstillingsplattformen foran terminalbygget. Tidligere spredningsstudier har vist at 10-20 % av glykol forbrukt ved flyavising følger flyet og spres under taksing samt under og etter avgang. Hoveddelen av dette vil spres diffust over et stort område, og ca. 5 % vil spres langs rullebanen. Miljøeffekten av flyavisingsvæsken som spres under taxing og avgang vurderes som neglisjerbar og er ikke nærmere omtalt i rapporten. Andelen som følger brøytesnø vil variere betydelig med værforholdene. Som en sannsynlig forutsetning for en belastningsberegning vil vi anslå at opptil 5 % av glykolforbruket følger brøytesnøen. De øvrige 80 % vil renne av flyene på avisingsplassen sammen med smeltet sne. Flyavisingsvæske derfra vil ha direkte avrenning til drensgrøfter som går parallelt rullebanen og som munner ut i Skipsfjorden, nærmere bestemt en liten vik vest for lufthavnen. Drensgrøftene ligger innenfor lufthavnområdet. 4. Resipientbeskrivelse Grunnen på flyplassen består av steinfylling og fjell. Grunnen på flyplassen betraktes som et medium for nedbrytning av avisingsmidler. Også myr/våtmark og drensgrøfter innenfor lufthavnas område betraktes som deler av et rensesystem ved spredning, fortynning og nedbryting av avisingsmidler, og ikke som en resipient med vannkvalitetsmål. Primærresipient for overvann inneholdende fly- og baneavisingskjemikalier er Skipsfjorden. Vannutskiftingen er god, med en tidevannsforskjell på ca. 2 m. Resipientens tilstand er ikke klassifisert, men utenfor havneområdene i Honningsvåg og Kamøyvær er tilstanden god (Huru, 1995). Det samme antas å være tilfelle i Skipsfjorden ved lufthavnen, da det ikke er vesentlige utslipp fra fiskeindustri eller kommunal kloakk.

9 5. Vurderinger av forurensning og miljørisiko ved forventet forbruk og utslipp av avisingsmidler Avrenning fra flyavisingen vil i et maksimalår utgjøre 800 kg BOD 5, noe som tilsvarer et utslipp fra ca. 35 pe. Et overslag over hvor mye som kan slippes ut i fjorden vil være meget usikkert uten støtte i en resipientundersøkelse (tålegrensevurdering). Det er imidlertid all grunn til å anta at utslippet kan være vesentlig høyere enn i et maksimalår uten at dette vil utgjøre noen fare for miljøet, men noen kvantifisering er ikke mulig. Tilførselen av tilsetningsstoffer i flyavisingsmidlene vil følge glykol til utslipp i sjøresipienten. Her vil de fortynnes og spres. PEC/PNEC-verdien vil ligge under 1 for de to aktuelle tilsetningsstoffene (S3 og S4) ved 10 gangers fortynning i sjøresipienten også for perioder med forbruk opp mot antatt maksimalforbruk av flyavisingsmidler. Det er derfor ingen fare for miljøskadelig virkning av utslippet. 6. Vurdering av tålegrenser for baneavisingsmidler Forutsatt at områdene langs rullebanen sås til med gress og gjødsles, anslås det at områdene har kapasitet til å bryte ned maksimalt ca. 0,2 kg BOD 5 /m 2 pr. sesong (0,3 kg COD/m 2 pr. sesong). Dette tilsvarer 5,4 tonn COD pr. sesong på et areal som utgjøres av 10 meter på hver side av rullebanen. Maksimal nedbrytingskapasitet tilsvarer et forbruk på 31 tonn formiat, 10 tonn acetat eller 5 tonn urea pr. sesong (ved nedbrytning av urea er det forutsatt at kapasiteten for nedbrytning av COD er den samme som ved nedbrytning av lett nedbrytbart organisk materiale). Med gjødsling, men uten tilsåing, anslås nedbrytningskapasiteten til 0,2 kg COD/m 2 pr. sesong. Uten gjødsling vil nedbrytningskapasiteten være begrenset av tilgangen på næringssalter i grunnen, og trolig være ca 10 % av maksimal kapasitet, dvs ca 3,1 tonn formiat. Et overslag over hvor mye baneavisingsmidler som kan slippes ut i fjorden vil være usikkert uten støtte i en resipientundersøkelse (tålegrensevurdering). Det er imidlertid all grunn til å anta at utslippet kan være i størrelsesorden 400 kg BOD 5 (tilsvarer 200 pe.) i et maksimalår uten at dette vil utgjøre noen fare for miljøet, men noen kvantifisering er ikke mulig. Et utslipp på 400 kg BOD 5 tilsvarer ca 1,5 tonn formiat. 7. Forslag til tiltak Det er ikke behov for tiltak ved Honningsvåg lufthavn.

10 Vedlegg Vedlegg 1: Om ulike avisingsmidler (produkter, stoffer, additiver, virkninger i resipienten) Generelt om miljørisikovurderinger En miljørisikovurdering av et stoff er en sammenlikning av den beregnede terskelen for biologiske skadeeffekter (PNEC: Predicted No Effect Concentration) og de reelle miljøkonsentrasjonene av kjemikaliet/ulike komponentene i stoffet (PEC: Predicted Environmental Concentration). PEC/PNEC er det matematiske uttrykket for miljørisiko. Dersom forholdet har en verdi høyere enn 1, er det 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 kjemikaliet, om utslippsforhold og tilhørende resipient. Der man har målte verdier for PEC i utslippet, benyttes disse. Hvis ikke brukes beregnede verdier. Der utslippet allerede pågår, brukes målte verdier. Ved planlagte utslipp er det en stor fordel med pilotforsøk. Har man ikke dette, kan verdiene beregnes, men de blir da mer usikre og sikkerhetsfaktorer inkorporeres. 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 høyde for at det 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, men mangler kroniske data, vil sikkerhetsfaktoren bli høy. Normalt benyttes da en sikkerhetsfaktor på 1000. EU har detaljerte prosedyrer for beregning av PNEC (EU s Technical Guidance Documents, 1996). I en miljørisikovurdering inngår også vurderinger av: stoffets mobilitet i miljøet: hvorvidt stoffet vil fordele seg til luft, vann eller jord stoffets nedbrytbarhet enten ved opplysninger om halveringstider eller resultater fra bionedbrytbarhetstester potensiale for akkumulering i en organisme og evne til å oppkonsentreres i næringskjeden (biomagnifisering)

11 Ulike avisingsmidler Det foreligger per i dag en rekke avisingsmidler. De mest aktuelle er ført opp i tabell 1. Handelsproduktene Kilfrost er basert på glykol som frysepunktnedsettende stoff. De øvrige produktene benyttes til baneavising og er basert på acetat eller formiat. Tabell viser prosentinnholdet av glykol, acetat eller formiat i handelsproduktet. Tabell 1 : Frysepunktsnedsettende stoffer i avisingsmidler Produkt Hovedforbindelse % oksygenforbrukende virkestoff Kilfrost I Monopropylenglykol 80% glykol Kilfrost II Monopropylenglykol 50% glykol Clearway 1 Kaliumacetat 30% acetat Clearway 2 Natriumacetat trihydrat 44% acetat Clearway 3 Kaliumacetat 30% acetat Aviform L50 Kaliumformiat 26,5 % formiat Safeway SD Kaliumacetat 60 % acetat Safeway SF Natriumformiat 64 % formiat Safegrip Kaliumacetat 30% acetat Monopropylenglykol (MPG) (C 3 H 8 O 2, molvekt 76,11) er fullstendig løselig i vann, er lett biologisk nedbrytbart, har ikke potensiale for bioakkumulering og har meget lav toksisitet. Stoffet tas likevel med i denne vurderingen ettersom utslippet i vassdraget vil være betydelig, og nedbrytning av dette kan tenkes å føre til anaerobe forhold i sedimentene ved utslippet samt redusert oksygeninnhold i elva nedstrøms utslippet. PNEC er beregnet til 19 mg/l. For MPG er kjemisk oksygenforbruk 1,69 g COD/g MPG og biokjemisk oksygenforbruk 0,9 g BOD/g MPG. MPG brytes ned via andre organiske forbindelser som melkesyre og pyrodruesyre under aerobe forhold. Mellomproduktene ved aerob nedbrytning anses også å ha lav giftighet og brytes lett ned. Dersom MPG brytes ned under anaerobe forhold kan mellomprodukter som n- propanol, propionat, acetat, merkaptaner og metan dannes. Av disse mellomproduktene er merkaptan mest uheldig fordi dette er en giftig gass som kan gi luktulemper (råtten løk). Oversikt over egenskaper for ulike nedbrytingsprodukter er summert i tabell 1. Acetat (Ac) og formiat er begge små, lettnedbrytbare organiske molekyl med lav giftighet. Begge er organiske anioner som opptrer i likevekt med sin respektive syre; acetat med eddiksyre og formiat med maursyre (som er en sterkere syre enn førstnevnte). Begge komponentene er vannløselige og vil ikke adsorberes til partikkeloverflater i særlig grad, bioakkumulering er derfor ikke forventet. Både acetat og formiat opptrer i naturlige jordprofil. Potensialet for adsorpsjon er liten for de organiske forbindelsene fordi de har negativ ladning. For formiat er biokjemisk oksygenforbruk i størrelsesorden 0,02 0,27 mg BOD 5 /mg formiat og kjemisk oksygenforbruk 0,35 mg COD/mg formiat. I våre beregninger har vi benyttet 0,27 mg O/mg formiat som BOD 5 verdi, noe som samsvarer best med våre forsøk og erfaringer fra Gardermoen. PNEC for kaliumformiat er beregnet til 0,54 mg/l på bakgrunn av resultater fra en 48 timers Daphnia magna test (LC 50 = 540 mg/l). Den målte toksisiteten til dette stoffet i laboratorietester skyldes antakelig oksygenforbruk eller lav ph-verdi heller enn rene

12 toksiske effekter. Dette betyr at man ved vurdering av tålegrenser for dette stoffet bør vurdere oksygenforbruket heller enn PNEC-verdien. For acetat er kjemisk oksygenforbruk 1,07 mg COD/mg acetat og biokjemisk oksygenforbruk 0,7 mg BOD 5 /mg acetat. Resultater fra toksisitetstester i laboratorieskala viser svært varierende resultater. Som for formiat skyldes den målte toksisiteten til acetat i laboratorietester antakelig oksygenforbruk eller lav ph-verdi heller enn rene toksiske effekter. Dette betyr at man ved vurdering av tålegrenser for dette stoffet bør vurdere oksygenforbruket heller enn PNEC-verdien. Urea har meget lav toksisitet, er bioakkumulerbar og brytes lett ned. PNEC for urea er beregnet til 9,1 mg/l på bakgrunn av resultater fra en 96 timers fisketest (Barillius barna) test (LC 50 = 9100 mg/l). I basisk miljø vil det imidlertid kunne dannes ammoniakk (NH 3 ) som er toksisk i meget lave konsentrasjoner, spesielt overfor fisk. F.eks. ved ph 9, vil fra 10 til 35% av ammonium i vannet foreligge som ammoniakk. PNEC for ammoniakk er beregnet til 0,4 µg/l basert på NOEC (4 µg/l) fra en kronisk fisketest med ørret, Salmo trutta. Det er imidlertid lite sannsynlig at man vil få så høye ph-verdier at NH 3 dannes ved nedbrytning av urea. Teoretisk oksygenforbruk vil være 2,13 mg ThOD/mg urea, men målt kjemisk oksygenforbruk er 0. Det skjer innledningsvis en nedbrytning til ammonium/ammoniakk som ikke krever oksygen, men videre skjer det omdanning til nitrat ved hjelp av nitrifiserende bakterier dersom slike bakterier er tilstede i miljøet. Biologisk oksygenforbruk er 2,0 mg BOD 5 /mg urea. Et utslipp av urea vil øke innholdet av nitrogen i resipienten. Nitrogen er normalt det næringssaltet som er begrensende for algevekst i sjøvann, og i enkelte tilfeller også i ferskvann, og et økt nitrogeninnhold i vannet kan derfor medføre en økt algevekst. Ved nedbryting av avisingsmidler kan det dannes og akkumuleres nedbrytingsprodukter i jord og vann. Tabell 2 gir en oversikt over egenskaper for avisingskjemikaliene og de mest aktuelle nedbrytingsproduktene. Tabell 2: Oversikt over egenskapene til avisingskjemikalier, og deres nedbrytningsprodukter Stoff Betydning ved utslipp Propylenglykol Kan ha betydning ved utslipp fordi nedbrytningen krever mye oksygen, ikke bioakkumulerende, lav giftighet, bionedbrytbart. n-propanol*? propionat*? merkaptan* Nedbrytningsprodukt ved anaerobe forhold, ikke bioakkumulerende?, giftig, oksideres raskt dersom oksygen gjøres tilgjengelig. metan*? Formiat Kan ha betydning ved utslipp fordi nedbrytningen krever oksygen, ikke bioakkumulerende, lav giftighet, bionedbrytbart. Acetat* Kan ha betydning ved utslipp fordi nedbrytningen krever mye oksygen, ikke bioakkumulerende, lav giftighet, bionedbrytbart. * mulige nedbrytningsprodukter av propylenglykol under anaerobe forhold Tilsetningsstoffer

13 Generelt De av tilsetningsstoffene i flyavisingsvæskene som benyttes, og som kan tenkes å ha miljømessig betydning, er beskrevet i tabell 3. Tabell 3 Oversikt over egenskapene til stoffene i de glykolholdige avisingsvæskene som kan ha miljømessig betydning. Stoff Miljørisikoklasse 1) Betydning ved utslipp S3 R51/53 Kan ha betydning ved utslipp, kan ikke utelukke at stoffet er bioakkumulerende, giftig, men bionedbrytbart over tid. S4 R51/53 Kan ha betydning ved utslipp. Giftig, ikke bionedbrytbart, ikke bioakkumulerende. S8 R51/53 Kan ha betydning ved utslipp, kan ikke utelukke at stoffet er bioakkumulerende, giftig, men bionedbrytbart over tid, nedbrytningsproduktene kan være giftige. 1) Klassifisert i henhold til EU (Pedersen et al., 1994). Ingen av baneavisingskjemikaliene (Safeway SF og Aviform) som benyttes av Luftfartsverket inneholder tilsetningsstoffer som betraktes som miljøskadelige. Tabell 4 viser en oversikt over økotoksikologiske data for de tre miljøskadelige tilsetningsstoffene i flyavisingsvæskene som bakgrunn for beregning av PNEC-verdiene.

14 Tabell 4 Oversikt over økotoksikologiske data for tilsetningsstoffer i flyavisingsvæskene som kan ha miljømessig betydning. S3 Tilsetningsstoff Vannløselighet g/l Bionedbryt ning 5 >80% (OECD 302B) 1) 71% (OECD 306) 2) Fullstendig nedbrytbart 3) Bioakkumule ring log P ow =1,86 1) logp ow = 0 2) BCF >100 6) Toksisitet Bakteri Alge er EC 50 EC 50 mg/l mg/l 160 1) Pelagisk krepsdyr EC 50 mg/l Bentisk krepsdyr LC 50 mg/l 0,7 2) 2,0 2) 872 mg/kg 2) Fisk LC 50 mg/l Sikkerhetsfak tor PNEC mg/l 1,6 1) 1000 0,0016 (overfl.v) 0,002 (gr.v) S4 20 Ikke nedbrytbart (OECD 302B) 1,3) S8 37% (BODIS) 2) 4) ca. 10% 3) log P ow =1,44 1) log P ow = 0-1,2 2) BCF >100 6) log P ow = 0-2,4 2) >100 1) 20 1) 41 7) 69,9 2) 122 2) NOEC = 3 5) 1,9 2) 4) 2) 4) 7,1 NOEC = 0,1 5) 504 130 1) mg/kg 2) 759 mg/kg 2) 4) 1000 50 1000 50 0,02 0,06 (revidert verdi) 0,0019 0,002 (revidert verdi) 1) Data fra leverandøren (SwedaKjemi, 1998). Tester av tilsetningsstoffene utført ved Fresenius (GLP godkjent laboratorium). 2) Data fra Det Norske Veritas (1997), gjelder marine organismer. Tester utført ved Terra Environment (GLP godkjent laboratorium). 3) Data fra nedbrytningsforsøk i anaerobt miljø, Aquateam (Hem og Weideborg, 1999). 4) En blanding av 40% av S8 i glykol er analysert. 5) Data fra kronisk Daphnia magna test, Aquateam (Sverdrup&Fürst, 1999a,b). Tester utført ved KM Lab (GLP godkjent laboratorium). 6) Generell beskrivelse i NIVA-rapport (Tobiesen, 1996). 7) Data fra Mictotox-testing (Cancilla et al., 1997). S3 Ved beregning av PNEC er det tatt utgangspunkt i data fra leverandøren. Testene er utført i henhold til GLP (OECDs prosedyre for Good Laboratory Practice ). Den beregnede PNEC-verdien er usikker, ettersom den bare er basert på resultater fra akutte tester, men vi regner med at det kan aksepteres å bruke disse verdiene med så vidt høy sikkerhetsfaktor som 1000. Dette er i henhold til EUs retningslinjer for risikovurdering av kjemikalier. PNEC-verdien er beregnet til 1,6 μg/l ved utslipp til overflatevann, og 2,0 μg/l ved utslipp til grunnvann. S3 er lett bionedbrytbart ifølge resultater fra ready og inherent bionedbrytbarhetstester. Stoffet er også nedbrytbart i anaerobt miljø (Hem og Weideborg, 1999). Data fra måling av oktanol-vann-fordelingskoeffisient (log P ow ) på det aktuelle stoffet antyder at stoffet ikke er

15 bioakkumulerbart, mens uspesifiserte data fra bioakkumuleringsforsøk med fisk (BCF) på denne typen stoffer antyder at disse kan akkumuleres i vannlevende organismer. Data fra akutte toksisitetstester viser at stoffet er akutt toksisk. Stoffet klassifiseres etter miljørisikosetning R51/53: Giftig for vannlevende organismer/kan forårsake uønskede langtidsvirkninger i vannmiljøet. S4 Ved beregning av PNEC ble det først gjort en beregning på bakgrunn av akutte toksisitetsdata fra leverandøren. PNEC ble da beregnet til 0,02 mg/l. Denne verdien ble så revidert til 0,06 mg/l på bakgrunn av resultatene fra en kronisk Daphnia magna test (Sverdrup & Fürst, 1999a). Bruk av resultater fra kronisk test vil gi en sikrere PNEC-verdi enn data fra akutt test, og foretrekkes i henhold til EU (1996). Daphnia magna reproduksjonstest går over 3 uker (OECD 211). I en slik test vil man bestemme en NOEC-verdi (no observed effect concentration), og vil således benytte lavere sikkerhetsfaktorer ved beregning av PNEC. Ettersom det i tillegg til kronisk test også finnes NOEC-data fra algetest (DNV, 1997) samt akutte data fra andre tester, benyttes sikkerhetsfaktor 50 ved beregning av PNEC. S4 er ikke funnet å være bionedbrytbar i aerobt miljø. Data fra måling av oktanol-vannfordelingskoeffisient (log P ow ) på stoffet antyder at stoffet ikke er bioakkumulerbart. Data fra akutte toksisitetstester viser at stoffet er akutt toksisk. Stoffet klassifiseres etter miljørisikosetning R51/53: Giftig for vannlevende organismer/kan forårsake uønskede langtidsvirkninger i vannmiljøet. S8 Leverandøren har hittil ikke fremskaffet data for testing. Ved beregning av PNEC ble det først gjort en beregning på bakgrunn av akutte toksisitetsdata fra Det Norske Veritas (DNV). PNEC ble først beregnet til 0,0019 mg/l. Denne verdien ble så bekreftet (PNEC = 0,002 mg/l) på bakgrunn av resultatene fra en kronisk Daphnia magna test (Sverdrup & Fürst, 1999b). Bruk av resultater fra kronisk test vil gi en sikrere PNEC-verdi enn data fra akutt test, og foretrekkes i henhold til EU (1996). Daphnia magna reproduksjonstest går over 3 uker (OECD 211). I en slik test vil man bestemme en NOEC-verdi (no observed effect concentration), og vil således benytte lavere sikkerhetsfaktorer ved beregning av PNEC. Ettersom det i tillegg til kronisk test også finnes NOEC-data fra algetest (DNV, 1997) samt akutte data fra andre tester benyttes sikkerhetsfaktor 50 ved beregning av PNEC. PNEC er beregnet til 0,002 mg/l. S8 er en noe upresis beskrivelse av en gruppe stoffer. En må kunne forvente at toksisiteten og nedbrytbarheten til de ulike komponentene varierer betydelig. S8 er en stoffgruppe med flere likheter med lineære alkylbenzensulfonater (LAS). Det ser ut til at S8 er mindre nedbrytbare enn LAS. S8 er ikke funnet å være lett bionedbrytbar. Data fra måling av oktanol-vann-fordelingskoeffisient (log P ow ) på det aktuelle stoffet antyder at stoffet ikke er bioakkumulerbart, mens data fra bioakkumuleringsforsøk med fisk (BCF) på denne typen stoffer antyder at denne typen stoffer kan akkumuleres i vannlevende organismer. Data fra akutte toksisitetstester viser at stoffet er akutt toksisk. Stoffet klassifiseres etter miljørisikosetning R51/53: Giftig for vannlevende organismer/kan forårsake uønskede langtidsvirkninger i vannmiljøet.

16 Tålegrenser for tilsetningsstoffer i grunnvann Aquateam har gjennomført miljørisikovurderinger for tilførsel/utslipp av tilsetningsstoffer fra avisingsmidler til Gardermoen renseanlegg, renseanlegget HIAS samt direkte utslipp til resipientene Leira og Sogna (Hem og Weideborg, 1999, Weideborg og Hem, 1999, Weideborg og Hem, 2000, Nordal et al., 2000). Det aksepteres ikke at konsentrasjonen i en resipient (innblandet ved utslippspunktet) overstiger PNEC-verdien. Ved vurdering av toksisiteten av utslipp til grunnvann burde det ideelt sett benyttes organismer som lever i grunnvann. Resultater fra slike tester foreligger imidlertid ennå ikke for disse stoffene. Vi regner derfor med at PNEC fra tester med krepsdyr i ferskvann kan være representative for grunnvann. For de tre tilsetningsstoffene er PNEC for S4 og S8 basert på krepsdyrtester. PNEC for S3 er basert på fisketest. Som vist i tabell 2, ligger NOEC fra krepsdyrtest imidlertid i samme område som for fisk. De høyeste konsentrasjonene i vann som kan aksepteres uten risiko for miljøet er : S3: 2 µg/l S4: 60 µg/l S8: 2 µg/l

17 Vedlegg 2: Generelt om sammenhenger mellom forbruk/spredning og belastning/nedbryting i løsmasser Baneavising Baneavisingsmidler vil spres jevnt langs rullebanens lengde. De fleste rullebaner har takfall med lik avrenning/snøbrøyting til begge sider. Videre spredningsmønster til arealene langs banekant vil avhenge av terrengutforming og rutiner for brøyting samt klimatiske variasjoner. Undersøkelser ved Gardermoen har vist at hoveddelen av baneavisingsmidlene vil spres med brøytesnø/snøfresing ut til 20 50 m fra banekant, avhengig av aktuell kastelengde ved snøfresing. Deler av baneavisingsvæsken vil renne av banen og eventuelt infiltrere langs baneskulder. Dette gjelder særlig for områder der deler av vinternedbøren kommer som regn. Sekundærspredning som følge av overflateavrenning på tett mark/is/tele er utbredt og skyldes begrenset infiltrasjonskapasitet i snøsmeltingsperioden. Det er vanlig med betydelig isdannelse langs rullebanen som følge av fortynning og innfrysing av overvann med avisingsvæske ved temperaturer like under nullpunktet. Overvann med baneavisingsmidler vil normalt spres over et stort areal. God spredning/fortynning gir normalt gunstige betingelser for naturlig nedbryting i jordsmonn og underliggende løsmasser. Flyavising Avising av fly foregår vanligvis på eget, avgrenset område i tilknytning til flyoppstillingsplass og gate-området. Ved de regionale lufthavner er det ingen separasjon og gjenvinning av glykol fra avisingen. Undersøkelser ved Gardermoen har vist at ca 5-10 % av forbrukt glykol følger flykroppen bort fra avisingsområdet og spres diffust over et stort område. Det meste av glykol som spres diffust vil drive av flyene langs rullebanen og spres relativt jevnt ut til 30 40 m fra banekant. For mindre fly, som benyttes ved regionale lufthavner, kan dette forholdet være noe ulikt forholdene ved Gardermoen. Etter vår vurdering vil ikke diffust spredt glykol utgjøre noen miljømessig betenkelig belastning ved de regionale lufthavnene. Glykol som renner av flyene på avisingsområdet vil drenere i væskeform til kanten av tett flate ved avisingsområdet eller transporteres bort med brøytesnø. Andelen som følger brøytesnø ved hver avisingsepisode vil bla avhenge av nedbørsmengde, temperatur og type avisingsvæske (I eller II). Forholdet vil derfor variere betydelig mellom de ulike lufthavner og mellom de ulike år. Andelen av forbrukt glykol som følger brøytesnø må vurderes for hver enkelt lufthavn. Glykol som renner av fra avisingsområdet vil, der det ikke er tekniske installasjoner og oppsamling/transport, infiltrere langs kanten av tette flate. Glykol som følger brøytesnøen vil følge smeltevann og infiltrere eller renne av fra snølager. Belastning og nedbryting Hoveddelen av avisingsmidler som renner av med overvann gjennom vintersesongen vil danne et islag langs banesystemene eller innlagres i telelaget fram til vårsmelting og teleløsning. Avisingsvæske som følger brøytesnø vil smelte ut i forbindelse med vårsmelting

18 eller også ved selektiv utsmelting i mildværsperioder. Hoveddelen av glykolen i et snølager vil smelte ut med det første smeltevannet om våren. Fullstendig nedbrytning (det vil si nedbrytning til karbondioksid og vann) av organiske forbindelsene krever at en viss mengde oksygen eller andre oksyderende stoffer (mangan- og jernoksyder, sulfat, nitrat) er tilgjengelige. I umettet sone er det rikelig tilgang på oksygen fordi porene i denne sonen inneholder både luft og vann. I mettet sone vil alle porene være vannfylte. Fordi diffusjonen av oksygen ned i grunnvannet er langsom vil det lettere kunne oppstå oksygenmangel i denne sonen. Oksygenbehovet, for fullstendig nedbrytning (KOF, kjemisk oksygenforbruk), til avisingskjemikalier er vist i tabell 5. Dette er også en omregningstabell for å omsette verdier oppgitt som mengde organisk forbindelse, DOC (løst organisk karbon), biokjemisk oksygenforbruk (BOF 5 ), og kjemisk oksygenforbruk (KOF, dette er det samme som COD, chemical oxygen demand, og ThOD theoretical oxygen demand). Tabell 5: Oksygenbehov ved fullstendig nedbrytning av 1 mg/l løsning av ulike organiske forbindelser. Omregningstabell. Organisk forbindelse Molvekt (g/mol) Mengde (mg/l) DOC (mg/l) BOF 5 (mg/l) Oksygenbehov, KOF, mg/l Propylenglykol 76 1,00 0,47 0,9 1,68 Formiat 60 1,00 0,40 0,27 0,35 Acetat 46 1,00 0.,26 0,7 1,07 Urea 1,00 2,0 2,13 Hvordan jorda langs rullebane og flyoppstillingsplattform fungerer som rensemedium for organiske forbindelser i avisingsmidler er avhengig av flere faktorer enn oksygentilgang. Viktige forhold vil være; tilgjengelighet av næringsstoffer (nitrogen, fosfor) temperatur kornstørrelse og strømningforhold i jorda oppholdstid i umetta sone over grunnvannsnivå For all vekst, også mikrobiell, må det være et visst forhold mellom karbon, nitrogen og fosfor. Dersom karbontilførselen er for stor i forhold til tilgjengeligheten av nitrogen og fosfor vil nedbrytningseffektiviteten hemmes og man kan eventuelt få andre negative effekter som økt slimproduksjon med fare for tiltetting av porer. Som en tommelfingerregel regner man at forholdet mellom korbon, nitrogen og fosfor børe være: 100:10:1. Mikroorganismer som finnes naturlig i jord har vist seg å være i stand til å bryte ned avisingskjemikalier. Nedbryting i umettet sone i jord er en biofilmprosess der mikroorganismene er festet på mineralkornene. For på en enkel måte å estimere hvor stor andel av avisningskjemikaliene som nedbrytes under ulike forutsetninger trenger vi enkle modeller. På grunnlag av empiriske målinger av nedbrytning av både acetat og glykol i undergrunnsjord fra Gardermoen har vi kommet fram til at man kan tillate seg å beskrive nedbrytningen som en 1.ordens reaksjon: Ct () = Ct ( ) e kt 0

19 Der C(t) er restmengder i jord ved tiden t, k er nedbrytningskoeffisienten (utrykk for nedbrytningshastigheten, enhet for eksempel dag 1 ), t 0 er starttiden. Nedbryting av formiat følger en annen nedbrytingsveg enn acetat. Rent teoretisk vil nedbrytingen av formiat gå noe langsommere, men laboratorieforsøk har vist rask nedbryting av formiat. Det er behov for å undersøke dette nærmere. Forhold omkring naturlig nedbryting og tålegrenser for formiat er til vurdering/utredning ved Oslo Lufthavn Gardermoen. Naturlig nedbryting vil foregå i vegetasjonsdekket, i jordsmonn og underliggende løsmasser. Nedbrytingen vil i hovedsak foregå på våren etter vårsmelting og teleløsning. Nedbrytingskapasiteten må vurderes avhengig av vegetasjonsdekket, næringstilstanden i jorda, løsmassenes sammensetning og tykkelse over underliggende grunnvann. For beregning av prosent nedbrytning under feltforhold har vi forutsatt belastning med mineralnæring (nitrogen og fosfor) til stede. Vi forutsetter med andre ord at det tilføres tilstrekkelig mineralsk N til å unngå begrensning av mikrobiell tilvekst. Undersøkelser har vist at nedbrytingskapasitet i jord/løsmasser (grasdekke over sand) ved Gardermoen er i størrelsesorden 0,5-0,7 kg KOF/m 2 pr. sesong (0,2 0,3 kg DOC/m 2 ). Dette tilsvarer 0,3-0,5 kg BOD 5 /m 2 pr. sesong. Mellomprodukter i nedbrytningen av de ulike stoffene vil også påvirke valg av "tålegrenser" (= naturlig nedbrytingskapasitet). Det er lite som tyder på at dette er et problem i forhold til propylenglykol, acetat og formiat. For tilsetningsstoffene (se tabell vedlegg 1) er dette mer uvisst. Ingen av tilsetningsstoffene ser, ved aktuelle konsentrasjoner, ut til å ha en negativ virkning på nedbrytningen av de aktive komponentene i avisingskjemikaliene.

20 Vedlegg 3: Referanser Cancilla, D.A., Holtkamp, A., Matassa, L. and Fang, X. (1997): Isolation and characterization of Microtox active components from aircraft de-icing/anti-icing fluids. Environmental Toxicology and Chemistry, Vol. 16, No. 3, pp 430-434. Cornell JS, Pillard DA, Hernandez MT (2000) Comparative measures of the toxicity of component chemicals in aircraft deicing fluid. Env Tox Chem 19:1465-1472. Det Norske Veritas (1997): Ecotoxicological results from testing on additives. Vedlegg til møtereferat av 04.08.97. EPA (2000): Airport deicing operations preliminary data summary. EPA 821-R-00-001. EU (1996): "Technical Guidance Documents in Support of the Commission Directive 93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and the Commission Regulation (EC) 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances", Part I-IV, Luxembourg. French, H. (1999): Transport and degradation of deiceing chemicals in a heterogeneous unsaturated soil, PhD thesis, Agricultural University of Norway, 136p. Glomnes, R. (1997): Assessment of aerobic biodegradability in sea water of additive Sodium petroleum sulphonate. Terra Environment Test Report 60346/1052/biodeg. Hem, L.J., og Weideborg, M. (1999): Tester og miljørisikovurderinge av glykol med tilsetningsstoffer ved tilførsel til Gardermoen renseanlegg. Aquateam-rapport 99-015. Hem, L. J. and Weideborg, M. (1999): Degradation and toxicity of additives to de-icing fluids. Test performed to see the effect of discharge of water containing de-icing fluids to Gardermoen wastewater treatment plant. Aquateam report 99-016 (open). Hem, L. J., Weideborg, M. and Schram E. (2000): Degradation and toxicity of additives to deicing fluids; the effect of discharge of such fluids to municipal wastewater treatment plants. Proceedings, WEF and Purdue industrial wastes technical conference, St. Louis, May 21-24. Huru, H. (1995): Forurensningstilstanden i havner og fjorder i Finnmark. Rapport nr. 1-1995, Prosjektet gode sjøresipienter, Miljøvernavdelingen, Fylkesmannen i Finnmark. Kraft, P. og Roseth, R. (1997): Rensekapasitet for avisingskjemikalier i jord. Søyleforsøk og fullskala feltforsøk. OSL-rapport RA 0010. Kraft, P. og Roseth, R. (1999): Spredning av avisingskjemikalier langs takse- og rullebaner ved Oslo Lufthavn Gardermoen. Jordforskrapport 27/99. Nordal, O., Roseth, R., Weideborg, M. og Hem, L.J. (2000): Tålegrenser for Sogna. Belastning fra avisingskjemikalier i overvann. Jordforsk rapport nr. 31/2000. Pedersen, F., Tyle, H., Niemelä, J.R., Guttmann, B., Lander, L.. and Wedebrand, A. (1994): Environmental Hazard Classification. Data collection and interpretation guide. TemaNord rapport 1994:589.

21 Roseth, R. og Kraft, P. (1999). Nedbryting av avisingskjemikalier tålegrenser i jord. Oppsummering av erfaringer fram til sommer 1999. Jordforsk notat 13/99, 1/7 1999. Roseth, R. (1999): Nedbrytingskapasitet i jord langs bane øst- Oslo Lufthavn. Teknisk Jordforsknotat 19/99. SFT (1997): Klassifisering av miljøkvalitet i ferskvann. Sverdrup, L. E. & Fürst, C.S. (1999a): Final report prepared for Aquateam AS. Chronic toxicity test results with Daphnia magna for the test substance benzotriazole. KM Lab report R 061-99. Sverdrup, L. E. & Fürst, C.S. (1999b): Final report prepared for Aquateam AS. Chronic toxicity test results with Daphnia magna for the test substance sodium petroleum sulphonate. KM Lab report R 062-99. SwedaKjemi (1998): Dokumentasjon vedr. økotosikologisk testing av tilsetningsstoffer. Town, C. & al. (1993). "Distribution of 1-aminobenzotriazole in male rats after administration of an oral dose." Xenobiotica, 23:4, 383-390. Tobiesen, A. (1996): Miljøvurdering av tilsetningsstoffer i avisingsprodukter for fly og flyplasser. NIVA rapport LNR 3560-96. Weideborg, M. og Hem, L.J. (2000): Tålegrenser i Leira ved direkte utslipp av glykolholdig overvann fra Gardermoen. Aquateam-rapport 99-041. Weideborg, M. og Hem, L.J. (1999): Miljørisikovurdering av glykol med tilsetningsstoffer ved tilførsel til Hedemarken Interkommunale VAR-selskap (HIAS). Aquateam-rapport 99-43.