Miljø- og utslippsvurdering av utslipp fra Weifa Fikkjebakke

(1)

Miljø- og utslippsvurdering av utslipp fra Weifa Fikkjebakke

- Målinger i oktober/november 2014

Aquateam COWI AS Rapport nr: 14-045 Prosjekt nr: O-14062 Prosjektleder: Liv Bruås Henninge Medarbeider: Elisabeth Lyngstad

Line Diana Blytt

(2)

Dato: 18.12.2014 Side 2 : 49 Rapport nr: 14-045 Versjon nr: 4

Postboks 6875 Rodeløkka Rapportnummer: 14-045

0504 Oslo

Hasleveien 10, 0571 Oslo Tilgjengelighet: Konfidensiell

Telefon: 22 35 81 00 Telefaks: 22 35 81 10 www.aquateam.no [email protected]

Rapportens tittel Dato

Miljø- og utslippsvurdering av utslipp fra Weifa Fikkjebakke - Målinger i oktober/november 2014

18.12.2014

Antall sider og bilag

49

Forfatter(e) sign. Ansv. sign.

Liv Bruås Henninge

Line Diana Blytt Elisabeth Lyngstad

Prosjektnummer

O-14062

Oppdragsgiver Oppdr.givers ref. Sgnatur

Weifa Fikkjebakke Kjellaug Danielsen Vegard Heggem

Rapport versjon Dato Signatur

Versjon 1 16.12.2014

Versjon 2 16.12.2014

Versjon 3 17.12.2014

Versjon 4 18.12.2014

(3)

Innholdsfortegnelse

Forkortelser ... ... ... 4

1. Bakgrunn... ... ... 5

2. Produksjon og utslipp fra Weifa Fikkjebakke ... ... 5

2.1. Produksjon av metformin HCl og metformin granulat... 5

2.2. Beskrivelse av kildene til utslipp til vann ... ... 6

2.2.1. Vask i synteseavdelingen ... ... .... 7

2.2.2. Vask i granuleringsavdelingen... ... .. 7

2.2.3. Endinger i prosessen... ... ... 8

2.3. Utslippsscenarier... ... ... 9

3. Utslippstillatelse ... ... ... 9

4. Miljøvurdering av utslipp... ... ...10

4.1. Generelle prinsipper ... ... ...10

4.2. Vurdering av økotoksikologiske data for kjemikalier ...10

4.3. Vurdering av økotoksikologiske data for avløpsvann ...11

5. Kommunalt renseanlegg og resipient ... ...11

5.1. Resipientbeskrivelse ... ... ...12

5.2. Kil renseanlegg ... ... ...13

5.3. Fortynningstall benyttet i beregningene ... ....14

5.4. Sannsynlighetsvurdering av scenarier ... ...15

6. Litteraturvurdering av økotoksikologiske egenskaper ... ..15

6.1. Butanol, metformin og DMA ... ... ...15

6.2. Hjelpestoffer ... ... ...18

6.3. Teoretisk oksygenforbruk ... ... ...21

6.4. For miljøberegninger ... ... ...21

7. Prøvetakingsprogram ... ... ...22

7.1. Prøvetaking ... ... ...22

7.2. Volummåling ... ... ...22

7.3. Analyseparametere ... ... ...23

7.4. Prøvetakingsplan ... ... ...24

8. Prøvetaking ... ... ...27

8.1. Gjennomføring av prøvetakingen ... ... ....27

8.2. Volumberegninger ved bruk av IBC... ... ...27

9. Beregninger av utslipp... ... ...27

10. Beregninger... ... ...29

10.1. Utslippskonsentrasjoner benyttet i beregningene ...29

10.2. PEC/PNEC-beregninger... ... ...30

10.3. Oksygenforbruk... ... ...30

11. Bruk av vaskemidler ... ... ...31

12. Resultat og diskusjon ... ... ...33

13. Tålegrense for miljø... ... ...33

14. Konklusjoner og anbefalinger ... ... ...35

15. Referanser ... ... ...36

Vedlegg 1. Alle analyseresultater ... ... ...38

Vedlegg 2. Utslippsberegninger... ... ...46

Vedlegg 3. Beregning av dypvannsvolum i Kilsfjorden ... ...49

(4)

Forkortelser

CMG Granuleringsblander

DCDA Dicyandiamid

DMA Dimetylamin

DMA HCl Dimetylamin HCl

FBD Filter Bed Dryer

IBC Intermediate Bulk Container KOF Kjemisk oksygenforbruk

L(E)C⁵⁰ LC⁵⁰ = Konsentrasjon av testforbindelsen som tar livet av 50 % av organismene EC⁵⁰ = Konsentrasjon av testforbindelsen som gir negativ effekt for 50 % av organismene

Log Pow Fordelingskoeffisient mellom oktanol og vann. Dersom log Pow > 3 regnes forbindelsen som bioakkumulerbar.

MIC Mikrobiell iniberingskonsentrasjon

MS Magnesiumstearat

pe Personekvivalenter. 1 pe defineres som den mengden organisk stoff som brytes ned biologisk med et biokjemisk oksygenforbruk over fem døgn (BOF⁵) på 60 gram oksygen. For et renseanlegg dimensjoneres renseanlegget for maksimal ukebelastning.

PEC Antatt konsentrasjon i miljøet (Predicted Environmental Concentration)

PEG Polyetylenglykol

PNEC Antatt null-effektkonsentrasjon (Predicted No Effect Concentration)

PVP Polyvidon

RA Renseanlegg

Simultanfelling Biologisk renseprosess med kjemikaliedosering i aktivt slam ThOD Teoretisk oksygenforbruk

TOC Totalt organisk karbon Tot-N Total nitrogeninnhold TSS Totalt suspendert tørrstoff

VSS Flyktig suspendert tørrstoff (volatile suspended solids) = glødetap

(5)

1. Bakgrunn

Weifa Fikkjebakke produserer metformin HCl og metformin granulat (metformin HCl og hjelpestoffer) for salg. Av Miljødirektoratet ble de sommeren 2014 pålagt å gjennomføre en tredjepartsvurdering av utslipp til vann. Miljødirektoratet aksepterte at Weifa utførte prøvetaking selv og analyser på de komponenter de har GMP-godkjent laboratorium for.

Målingene omfattet volummålinger, prøvetaking, analyse og beregninger av utslippsmengder pr. døgn eller pr. uke. Prøveprogram, beregninger og rapportering ble utført av Aquateam COWI som en tredjepartsvurdering (Henninge og Lyngstad, 2014).

Høsten 2014 gjorde Weifa betydelige forbedringer i prosessen for å redusere utslipp til kommunalt nett. Det ble derfor foretatt en ny vurdering av utslippsnivåene i oktober og november 2014 som presenteres i denne rapporten.

Avløpsvannet fra Weifas fabrikk på Fikkjebakke i Kragerø innholder organiske løsemiddel- og farmasirester, og dette slippes på kommunalt nett.

I denne rapporten er det gjennomført en vurdering av mulige miljøeffekter for utslippet av forbindelsene metformin og butanol til vann basert på bionedbrytbarhet, toksisitet og bioakkumulerbarhet. Det er også gjort en konsekvensvurdering av spredning av farmasirestene i miljøet via det lokale renseanlegget, herunder renseeffekt, nedbrytning og fordeling i slam og avløpsvann fra renseanlegget. I tillegg er det utført en vurdering av utslippet til resipient basert på stoffenes nedbrytbarhet.

Prosjektet har inkludert både litteraturgjennomgang og teoretiske beregninger. Vurderingene er basert analyseresultater fra en prøveperiode i oktober og november 2014. Weifa har , etter Aqt sin veiledning, stått for prøvetaking og analyser, og videreformidlet analyseresultatene til Aquateam COWI for bearbeiding av resultatene.

2. Produksjon og utslipp fra Weifa Fikkjebakke

2.1. Produksjon av metformin HCl og metformin granu lat

Metformin HCl (pulver) syntetiseres i en reaksjon mellom dimetylamin HCl (DMA) og dicyandiamid (DCDA) som foregår under oppvarming i butanol. Det benyttes et overskudd av DMA for å bruke opp all DCDA.

DMA + DCDA Metformin

Etter rengjøring av produktet for eventuelle biprodukter, blir store deler av metforminproduksjonen tilsatt hjelpestoffer i granulatavdelingen. Hjelpestoffene som benyttes til granulering er vist i Tabell 1.

(6)

Dato: 18.12.2014 Side 6 : 49 Rapport nr: 14-045 Versjon nr: 4 Tabell 1. Hjelpestoffer til metformingranulat.

Hjelpestoff Struktur¹⁾

Polyvidon (PVP)

Polyetylenglykol (PEG) Sorbitol

Magnesiumstearat 1) Fra Wikipedia

2.2. Beskrivelse av kildene til utslipp til vann

Utslipp til kommunalt avløp skjer hovedsakelig fra vask av prosessutstyr. Figur 1 viser et forenklet flytskjema over synteseprosessen og Figur 2 viser et forenklet flytskjema over granuleringsprosessen på Fikkjebakke. Prøvepunktene er vist i grønt. I Tabell 2 er det angitt de ulike punktene i anlegget der utslipp kan skje.

Figur 1. Forenklet flytskjema over synteseavdelingen på Fikkjebakke (Weifa, 2014).

(7)

Dato: 18.12.2014 Side 7 : 49 Rapport nr: 14-045 Versjon nr: 4 Figur 2. Forenklet flytskjema over granuleringsavdelingen på Fikkjebakke (Weifa, 2014).

Utslippene fra Weifa føres til det kommunale avløpsnettet. Butanol slippes kun ut fra synteseavdelingen. Metformin slippes ut fra flere prosesser som foregår i ulike deler av fabrikken. Disse slippes på kommunalt nett uavhengig av hverandre i tid. I denne rapporten er det beregnet et felles utslipp basert på uke (snitt), dag (snitt) og dag (maks).

2.2.1. Vask i synteseavdelingen Vask av filterskid (1S)

Etter overføring av prosessløsning fra løsetank til reaktor, via filterskid, blir filterskid vasket.

Filterskid vil etter overføring inneholde noe butanol og rester av utgangsstoffene til syntesen.

Etter drenering av filterskid blir filterskid vasket i henhold til vaskeprogram i styresystemet.

Dette utføres etter hver overføring, 21 ganger /uke.

Vask av nutchfiltre/filtrattank (2S)

Nutchtørke vaskes når filter i nutchtørke er tett. Dette måles ved å måle tiden det tar å presse væske over filterkake ned til topp av filterkake. Vaskingen er delt i to trinn, der vann fra det første vaskevannet samles opp og sendes til destruksjon. Vask nr to slippes til avløp.

Destillasjonsgryten (3S)

Ved avdestillering og gjenvinning av butanol tappes destillasjonsresten på IBC-er og sendes til avfallsmottak. Destillasjonsgryten forvaskes med vann, som også tappes på IBC som sendes til avfallsmottak. Etter dette skylles tanken med 6900 liter vann, som slippes til kommunalt nett. Dette avløpsvannet inneholder rester av butanol og dermed også KOF.

Skylletrinnet med tilhørende utslipp til vann gjennomføres på hver femte destillasjon, dvs. 2 ganger/uke. Vaskevannet fra destillasjonstanken tar ca 7-10 minutter å tømme ut på det kommunale ledningsnettet.

2.2.2. Vask i granuleringsavdelingen

Utslipp fra granulatavdelingen til kommunalt nett foregår i forbindelse med vask av utstyr.

Utstyret, som inneholder rester fra produksjonen av produktet, vaskes med rent vann.

Vaskevann fra granuleringsavdelingen vil medføre utslipp av metformin og hjelpestoffer.

Identifiserte utslippskilder til vann er ved vasking av filter i FBD (6G), FBD (svevetørke) (7G), CMG (granulat blander) (8G) og vask av kontainere (9G). Vaskefrekvens varierer for det forskjellige utstyret, se Tabell 2.

(8)

2.2.3. Endinger i prosessen

Resultene fra tredjepartsvurderingen som ble foretatt, 26.06-04.07.2014 (Henninge og Lyngstad, 2014),viste overskridelse av kortidsgrense for butanol. Følgende endringer erforetatt i prosessene. :

• Uke 28/28/30: Sommerstopp i Granulatproduksjon.

• Uke 30: Filterskid (1S) - implementerte ekstra forvask som samles opp og sendes til destruksjon

• Uke 30: Destillasjonsgryte (3S) - endret frekvens for skylling til hver 5. batch, dvs. 2 ganger/uke ved full produksjon

• Uke 31: CMG (8G) - implementerte ekstra forvask

På grunn av disse endingene er utslippenes hyppighet endret, samt vannmengdene og utslippskonsentrasjonene redusert. Figur 2 og Tabell 2 viser oversikt over prøvepunktene, anslått mengder vaskevann som slippes til kommunalt nett og Aqauteam COWIs foreslåtte analyseparametere.

Tabell 2. Utslipp til kommunalt nett fra vask av utstyr i Weifas synteseavdeling (S) og granulatavdeling (G) på Fikkjebakke.

Pkt Utslippskilder fra vask av utstyr

Antatt forurensing i utslippet

Hyppighet for vask

Anslåtte mengder (l/vask)

Foreslåtte analyser av avløp¹⁾

1 (S) Filter som filtrerer utgangsstoffene før syntese (7 µm)

Butanol, utgangsstoffer, partikler

21 ganger i uken (dvs.

hvert skift) 2000

Butanol, DMA+

DCDA, TSS+

gløderest, TOC, Tot-N, pH, KOF 2 (S) Nutchtørke Metformin 1,5 ganger i

uken (dvs.

hvert 14. skift) 1000

Metformin, butanol, DMA+DCDA, biprodukter, TOC, Tot-N, KOF 3 (S) Destillasjonsgryte Butanol,

forurensinger, metformin

2 ganger i uken (dvs.hver femte

batch) 6900

Butanol, metformin, DMA+DCDA, biprodukter, Tot-N, TOC, KOF

4 (S) Destillasjonstårn 1 gang i året Samles opp og destrueres 5 (G) Comill (mølle) Samles opp og destrueres

6 (G) Filter i FBD Metformin,

hjelpestoffer 3 filtere/døgn,

5 dager/uke 125 l/vask/filter Metformin,

hjelpestoffer, TOC, tot-N, KOF

7 (G) FBD (Fluid bed

tørke) Metformin,

hjelpestoffer Hver 9. uke 1450 Metformin,

8 (G) CMG

granulatblander Metformin,

hjelpestoffer 1 gang i uken 300 Metformin,

9 (G) Vaskemaskin for

kontainere Metformin,

hjelpestoffer Etter 14

gangers bruk 950 Metformin,

10 Lab) Analyserester Samles opp og destrueres

11 Diffuse utslipp fra vask av gulv og utstyr

Metformin, hjelpestoffer, utgangsstoffer, biprodukter, partikler

Vask av gulv og utstyr hver uke

1) I revidert måleprogram er analyseparametre redusert.

(9)

2.3. Utslippsscenarier

I beregningene er det benyttet liknende utslippsscenarier som beskrevet i Henninge og Lyngstad (2014). De er endret noe pga. endrede utslippsforhold. Disse er summert i Tabell 3.

I tillegg er det gjort beregninger basert på gjennomsnittlig ukesutslipp basert på Weifas rapporterte halvårsutslipp for 2014.

Tabell 3. Utslippsscenarier fra Weifa Fikkjebakke.

Pkt Utslippskilder fra vask av utstyr Antall utslipp

Uke

(snitt) Dag

(snitt) Dag (maks)

1 (S) Filterskid 21 3 3

2 (S) Nutchtørke 1,5 0,21 1

3 (S) Destillasjonsgryte 2 0,3 1

4 (S) Destillasjonstårn - - -

5 (G) Comill (mølle) - - -

6 (G) Filter i FBD 15 2,14 3

7 (G) FBD (Fluid bed tørke) 0,11 0,02 1

8 (G) CMG granulatblander 1 0,14 1

9 (G) Vaskemaskin for kontainere 1,5 0,21 1

10 (Lab) Analyserester - - -

11 Diffuse utslipp fra vask av gulv og utstyr - - -

3.

Utslippstillatelse

Den midlertidige utslippstillatelsen til Weifa Fikkjebakke er vist i Tabell 4.

Tabell 4. Utslippstillatelse til Weifa Fikkjebakke (Miljødirektoratet, 2014)

Kilde Komponent

Utslippsgrenser

Korttidsgrense Langtidsgrense Maks tillatt

(kg/uke)

Maks tillatt utslipp siste halvår 2014

(kg) Gjelder fra-til

Prosessutslipp Metformin 8 135 (270:2) 01.07.14-31.12.14

Butanol 18 300 (600:2) 01.07.14-31.12.14

Oljeavskiller Olje 15 mg/l¹⁾

pH 5,5-9,5

1) Gjelder i ufortynnet avløpsvann etter oljeavskiller

Måleprogrammet i denne rapporten inkluderer ingen oljeanalyser da Weifa ikke har oljeutskiller. Weifa mottar fyringsolje til fyrkjelen. Det kommer en tankbil med fyringsolje som monterer en slange på bilen som kobles til slangetilkoblingene som leder til Weifas tanker.

Slangetilkoblingene er innenfor oppsamlingskar under tankfarm slik at eventuell lekkasje fra koblingen mellom slange og Weifas system vil bli fanget opp i oppsamlingskaret. Hvis det derimot er hull på slangen eller at det lekker fra koblingen mellom bil og slange eller fra bilen selv, så er det ingen oppsamling. Eventuell lekkasje vil renne ned i avløpskommene og avløpsnettet som ender i et rør ut i bekken. Det samme gjelder for bilene som leverer butanol. Utslipp fra prosessen inne i lokalene, vil derimot samles i separat nettverk for oppsamling.

Weifa tar imot en bil med fyringsolje ca hver 14 dag og butanol ca hver 5 uke.

Det vil si at Weifa ikke har noen oljeutskiller, kun et oppsamlingskar i tilfelle uhell. Dette skal da ikke gå til kommunalt nett. Evt. oljesøl på selve gårdsplassen (utenfor oppsamlingskaret)

(10)

vil bare gå rett i overvannet og til bekk. Det er derfor vurdert som ikke hensiktsmessig å få tatt noen prøve av dette.

4. Miljøvurdering av utslipp 4.1. Generelle prinsipper

I en miljøvurdering for et stoff sammenliknes den beregnede terskelen for biologiske skadeeffekter (PNEC = Predicted No Effect Concentration) med forventet miljøkonsentrasjon av stoffet (PEC = Predicted Environmental Concentration). PEC/PNEC-forholdet er det matematiske uttrykket for miljørisiko. Den angir om det er sannsynlig om en gitt utslippsmengde i miljøet vil kan kunne gi effekt (konsekvens). 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. I en miljørisikovurdering av et stoff behøves både spesifikke opplysninger om forbindelsen, 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 avløpsvann til marint miljø, er det anbefalt å benytte standard fortynningsfaktor 100 i utslippsområdet (EUs Technical Guidance Document, EU, 2003).

På grunnlag av alle de testresultatene som er tilgjengelig for et stoff, beregnes den maksimale konsentrasjonen som ikke forventes å gi skadeeffekter på miljøet, dvs. PNEC.

Som PNEC verdier benyttes resultater fra standardiserte økotoksikologiske tester, fortrinnsvis resultater fra kroniske tester. Her benyttes testresultatet fra den mest følsomme organismen som er testet, samt en sikkerhetsfaktor der det tas 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)C50-verdier), men mangler kroniske data, vil sikkerhetsfaktoren bli høy.

4.2. Vurdering av økotoksikologiske data for kjemikalier Økologiske egenskaper defineres som følgende:

• Kronisk giftighet

o Ikke kronisk giftig: NOEC > 1 mg/l o Kronisk giftig: NOEC < 1 mg/l

• Akutt giftighet:

o Ikke klassifisert som giftig: L(E)50 > 100 mg/l o Skadelig: L(E)50 = 10-100 mg/l

o Giftig: L(E)50 = 1-10 mg/l o Veldig giftig: L(E)50 = <1 mg/l

• Bioakkumulerbarhet:

o Bioakkumulerbar: log Pow > 3 o Ikke bioakkumulerbar: log Pow <3

• Bionedbrytbarhet (28d, marin test) o Lett nedbrytbar >60 %

o Inherent nedbrytbar: 20-60 % o Ikke nedbrytbar: <20 %

(11)

For kjemikalier som benyttes offshore, har man innført en fargekategorisering basert på de økotoksikologiske egenskapene. Inndelingen er som følger:

Grønn:

• Forbindelser som er på OSPARs Plonor-liste (Pose Little or no Risk to the Environment). Gjelder forbindelser som finnes naturlig i sjøvann eller andre godt dokumenterte forbindelser

Gul:

• Forbindelser som ikke defineres som svarte eller røde og som ikke er på OSPARs Plonor-liste.

• Forbindelser med følgende egenskaper:

o Bionedbrytbarhet >60 %, og giftighet >10 mg/l eller Log Pow <3 o Bionedbrytbarhet 20-60 % og giftighet >10 mg/l og Log Pow <3 o Uorganiske forbindelser: giftighet >1 mg/l

Rød:

• Kjemikalier som bør erstattet av hensyn til miljøet

o Bionedbrytbarhet <20 %

o Bionedbrytbarhet 20-60 % og Log Pow >3 (giftighet irrelevant) o Bionedbrytbarhet 20-60 % og giftighet <10 mg/l (log Pow irrelevant) o Giftighet <10 og log Pow >3 (Bionedbrytbarhet irrelevant)

o Uorganiske forbindelser: giftighet <1 mg/l Svart

• Kjemikalier som ikke skal brukes og som er forbudt

o Bionedbrytbarhet <20 % og log Pow > 5 o Bionedbrytbarhet <20 % og giftighet <10 mg/l

• Hormonforstyrrende forbindelser, organohalider, radioaktive forbindelser, etc.

• Forbindelser på Prioritetslisten (St.meld.nr.21 (2004-2005))

• Forbindelser på OSPARs liste «Chemicals for Priority Action».

Det europeiske regelverket har litt andre grenseverdier.

4.3. Vurdering av økotoksikologiske data for avløpsvann

I følge Naturvårdsverket i Sverige regnes et avløpsvann for å være lite toksisk når man kan eksponere organismer til en fortynning som inneholder 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 en fortynning som inneholder 10 % av avløpsvannet.

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 PNECakutt og 20 for beregning av PNECkronisk der man hardata for akutt toksisitet på 3 nivåer i næringskjeden. Alge, krepsdyr og fisk representerer 3 nivåer.

5. Kommunalt renseanlegg og resipient

Weifas fabrikker på Fikkjebakke industriområde har utslipp av avløpsvann til Kil renseanlegg, som igjen har utslipp til Kilsfjorden, se Figur 3 a, b og c. Skjærgården utenfor Kragerø sorterer under vannregionen Vest-Viken og Kragerøvassdraget vannområde.

(12)

Dato: 18.12.2014 Side 12 : 49 Rapport nr: 14-045 Versjon nr: 4 Figur 3. Rødt merket i figur A (maps.google) (A), er plassering av fabrikk i Fikkjebakke.

Oversikt over Kragerøvassdraget vannområde (www.vannportalen.no) med skjærgård, resipienter og renseanlegg i B og C.

5.1. Resipientbeskrivelse

Det er utført miljøundersøkelser i kiler og fjordområdene rundt Kragerø. For Kilsfjorden finnes en offentlig undersøkelse fra Miljødirektoratet fra 2002 (Helland, og Gjøsæter, 2002), og en fra 2009 skrevet av Rådgivende Biologer knyttet til en utslippssøknad til Kjølebrønnskilen i Kilsfjorden, (Tveranger og Johansen 2009). Fjorden har vært resipient for utslipp fra varierende industri gjennom flere tiår, men undersøkelsen fra 2002 tyder på at sedimenter ikke har forhøyede verdier av miljøgifter.

A

B

C

(13)

Kilsfjorden varier fra 25 m til 100 m dybde med terskler og har et smalt utløp til ytre vannmasser. Kilsfjorden som resipienten er sårbar med hensyn på stagnerende bunnvann og oksygensvinn og utvikling av hydrogensufid (H S). Siden Kilsfjorden er en terskelfjord, kan den ha årelang tilstedeværelse av anoksisk miljø fra 50 m og ned til bunnen dersom det ikke har vært terskeloverskylling på noen år. Terskelen inn til Kilsfjorden er på 25 m ved Tåtøy. Generelt gir tidevann god vannutskiftning to ganger om dagen ned mot 5-10 m i terskelfjorder, men vannmasser dypere enn 35 m som er innestengt bak terskel vil være sjiktet og ha oksygensvinn. Siden tidevannsvariasjonene er liten i Kragerø, med forkjell på midlere høyvann og lavvann <22 cm, vil dette ytterligere redusere vannutskiftning i dypvannet i Kilsfjorden.

Kil renseanlegg er innerst i Kilsfjorden ved Andersvik med en utslippsledning som er plassert ut av fjordens innerste del til et djupbasseng ved Lyngdalen på ca. 30 m dyp. I 2002 var det tatt sediment og biotaprøver i denne delen av Kilsfjorden. Blåskjell fra Kilsfjorden var ikke forurenset av metaller eller PAH og PCB. Konsentrasjonene i skjellene var på bakgrunnsnivå, eller det man normalt finner i områder uten punktutslipp. Sedimentene i dypbassenget i Kilsfjorden og Kalstadkilen kan karakteriseres som organisk rikt mudder med lukt av H S. Stor tilførsel av organisk materiale har ført til stort oksygenforbruk og ved mangel på oksygen vil det dannes H2S.

Av registrerte naturtyper har Kilsfjorden ålegress med et samlet areal under 25 000 m², se Figur 4. Det er ikke registrert gyteområder for torsk i fjordsystemet.

Figur 4. Forekomst av naturtyper i Kilsfjorden, spe sielt ålegress er identifisert (www.naturbase.no).

5.2. Kil renseanlegg

Kil renseanlegg (ra) er et primærfellingsanlegg og ble oppgradert i 1993 fra simultanfellingsanlegg til kjemisk renseprosess og er dimensjonert for 2300 pe. Kil ra er videre dimensjonert for vannmengder Qdim og Qmaxdim på henholdsvis 73 m³/time og 146 m³/time. Anlegget har én linje med rist, luftet sandfang og sedimentasjon hvor man benytter PAX14. Volum i anlegget er oppført i Tabell 6 (Torp, 2014). Hydraulisk oppholdstid i anlegget er ikke opplyst, men kan beregnes basert på Qdim.

Anlegget tar 12 kontrollprøver i året av avløpsvann på inn- og ut-prøver som analyseres for KOF og totalt fosfor (tot-P). I 2012 tilfredsstilte ikke renseanlegget midlere utløpskonsentrasjonene for organisk stoff (KOF), og driftsstabiliteten var variabel. Kravet til renseeffekt er 55 %, men i 2012 klarte de kun 38 %. Løst organisk stoff vil ikke renses i et avløpsanlegg som er basert på kjemisk renseprosess, og det er grunn til å anta at hele utslippet fra Fikkjebakke vil passere renseanlegget urenset. En viss andel flyktige

(14)

forbindelser vil kunne drive av i sandfanget, men dette vil ikke utgjøre en mengde som har betydning for utslippsmengden og utslippskonsentrasjon til resipient. Avdunsting av flyktige forbindelse er en arbeidsmiljøutfordring på renseanlegget.

Figur 5. Kil renseanlegg, foto Asplan Viak AS.

Renseanlegget var belastet med gjennomsnittlig vannmengde på 705 m³/dag i 2013 som i snitt tilsier 29 m³/t, se Tabell 5. Utslippet fra Weifa Fikkjebakke varierer i tid, men den gjennomsnittlige raten på 29 m³/t er benyttet som fortynning av utslippet fra fabrikken før det ankommer renseanlegget. Fortynningsvolumet er antatt å være det samme uavhengig av utslippsvolum av vann fra fabrikken. Dette fordi vannvolumene er til dels ukjente eller de er relativt lave, maks. 6,9 m³ fra vask av destillasjonskolonnene.

Volumer i renseanlegget er vist i Tabell 6. Dersom man antar at utslippsmengden fra Weifa blander seg fullstendig med det kommunale avløpsvannet i anlegget (278 m³) før det slippes ut til resipient, vil dette tilsvare en ytterligere fortynning (278 m³ + 29 m³ = 307 m³). Dersom utslippet kun blander seg med halvparten av avløpsvolumet i renseanlegget vil det tilsvare et volum på 139 m³ + 29 m³ = 168 m³. Som worst case antas det at de 29 m³ går ufortynnet som en plug-flow gjennom anlegget (evt. at det går i overløp).

Tabell 5. Vannføringen til Kil renseanlegg (fra rådata fra årsrapportene 2011-2013).

Vannføring til Kil RA (m³/dag)

År 2011 2012 2013

Gjennomsnitt 960 759 705

Minimumsverdi 481 424 246

Maksimumsverdi 2341 1294 1503

Antall målinger 12 12 11

Tabell 6. Volum i renseanlegget og hydraulisk oppholdstid som er basert på Qdim på 73 m³/time.

Rensetrinn Antall Volum (m³) Hydraulisk oppholdstid (timer)

Sandfang 1 35 0,5

Sedimentering 1 243 3,3

Totalt 278 3,8

5.3. Fortynningstall benyttet i beregningene

I beregningen av forventet konsentrasjon ved utslippsområdet i fjorden (PEC) er det benyttet at utslippsvannet i hver batch først fortynnes med kommunalt avløpsvann (29 m³/t) før det

(15)

ankommer renseanlegget. I renseanlegget fortynnes avløpet ytterligere i 278 m³ vann før utslipp (fullstendig innblanding) eventuelt i 139 m³ (halv innblanding) eller ingen innblanding.

I tillegg fortynnes utslippet 100 ganger i utslippsområdet.

5.4. Sannsynlighetsvurdering av scenarier

I denne rapporten er det forutsatt tre ulike utslippsscenarier som angir ulike fortynninger til resipient. Scenariet der alt utslipp skjer ved den minst fortynningen, dvs. som plug-flow gjennom anlegget eller direkte utslipp i overløp, vil være minst sannsynlig. Dette scenariet vil kunne inntreffe ved havari på renseanlegget, havari på pumpestasjon, ved brudd i ledningsnett eller ved en styrt overløpssituasjon som ved ekstrem vannmengde (ekstremnedbør, snøsmelting osv.). Ved ekstreme vannmengder, vil anlegget måtte styre store mengder vann utenom renseanlegget. Direkte utslipp som varer over 12 timer av denne kategorien vil Aquateam COWI anslå inntreffer en gang i året. I tillegg må dette inntreffe når Weifa har sitt utslipp for å kunne betrakte dette som et worst-case scenario.

Det mest sannsynlige utslippsscenariet vil være ett sted mellom full innblanding med avløpsvann i renseanlegget og direkte utslipp. Hva som er mest sannsynlig fortynning, vil være umulig å anslå uten nærmere undersøkelser.

6. Litteraturvurdering av økotoksikologiske egenskaper 6.1. Butanol, metformin og DMA

Tabell 7 og Tabell 8 viser fysisk/kjemiske egenskaper til metformin HCl og løsemiddelet.

Både butanol og metformin HCl er registrert i ECHA (European Chemical Agency). Det er ikke oppgitt PNEC-verdier for metformin HCl.

For metformin HCl er det oppgitt at forbindelsen er skadelig for vannlevende organismer med langtidseffekter (H412: Harmful to aquatic life with long lasting effects).

Tabell 7. Resultat av litteratursøk for butanol og metformin.

n-butanol Metformin Metformin HCl Dimetylamin (DMA)

CAS 71-36-3 657-24-9 1115-70-4 124-40-3

Formel C4H9OH C4H11N5 C⁴H¹¹N⁵

HCl C2H7N

Mw (g/mol) 74,12 129,16 165,61

Tetthet (g/cm³ v/20°C) 0,81¹⁾

Smeltepunkt (°C) -90²⁾ 232²⁾ 222-226³⁾ -93⁴⁾

Kokepunkt (°C) 117,2¹⁾ 7-9⁴⁾

Løselighet i vann 9,1 ml/100 ml (25 °C)²⁾ Løselig²⁾ 3,54 kg/l⁴⁾

pKa 16,1 12,4³⁾ 10,64⁴⁾

EU RAR Nei Nei Nei

Plonor Ja Nei Nei

Log Pow 0,88¹⁾

ECHA Ja Nei Ja Ja

- PNEC (sjøvann) (mg/l) 0,0082 Ikke oppgitt 0,006

Tilhørende sikkerhetsfaktor 500 100

- PNEC (STP) (mg/l) 2476 Ikke oppgitt 100

Tilhørende sikkerhetsfaktor 1 10

(16)

n-butanol Metformin Metformin HCl

Dimetylamin (DMA) - PNEC (marint sediment) (mg/kg tv) 0,0178 Ikke oppgitt

Tilhørende sikkerhetsfaktor

ECHA biodeg Ikke oppgitt

- BOD 5 (%) 68

- BOD 15 (%) 92

1) EnviChem (2014) 2) Merck (1996) 3) ECHA (2014) 4) Wikipedia (2014)

Tabell 8. Resultat av økotoksikologisk litteraturs øk for de undersøkte forbindelsene.

Forbindelse Test Resultat og art

Butanol

Mikroorganismer - EC50(mg/l)

2 800 (15 min Microtox)¹⁾

10 614 (Biodegradation inhibition)¹⁾ 3 370 (Microtox)¹⁾

Alge – EC50(mg/l) LOEC (mg/l) NOEC (mg/l)

8500 (Chlorella pyrenoidosa )¹⁾ 100 (Microcystis aeruginosa)¹⁾

875 (8 d, Scenedesmus quadricauda)¹⁾ 100 (8 d, Microcystis aeruginosa)¹⁾ Krepsdyr – LC50(mg/l)

EC50(mg/l)

2100 (96 t, Nitocra spinipes)¹⁾ 1880 (24 t, Daphnia magna)¹⁾ 1900 (96 t, Nitocra spinipes)¹⁾

Fisk – LC50(mg/l)

1900 (24 t, Semotitus atromaculatus)¹⁾ 1910 (96 t, Pimephales promelas)¹⁾ 1200 (48 t, Leucistus idus melanotus)¹⁾ 1900 (24 t, Carassius auratus)¹⁾ 1730 (96 t, Pimephales promelas)¹⁾ 2250 (96 t, Alburnus alburnus )¹⁾ 1730 (96 t, Pimephales promelas)¹⁾

Metformin HCl

Mikroorganismer - MIC (mg/l) 100 000 (Anabaena)²⁾

>1 000 000 (Paramecium caudatum)²⁾ Alge – EC50(mg/l)

Krepsdyr – EC50(mg/l) NOEC (mg/l)

130 (48 t, Daphnia)²⁾ 78 (48 t, Daphnia)²⁾ Fisk – NOEC (mg/l) 982 (Bluegill)²⁾

Metformin

Mikroorganismer - EC50(mg/l) 233 (3 t, aktivt slam, respirasjonshemming)³⁾

>250 (24 t, aktivt slam, nitrifikasjonshemming)³⁾ Alge – EC50(mg/l) >320 (72 t, Desmodesmus subspicatus)³⁾

110 (7 d, Lemna minor)³⁾ Krepsdyr – EC50(mg/l)

NOEC

64 (48 t, Daphnia magna)³⁾ 32 (21 d, Daphnia magna)³⁾ Fisk – NOEC 982 (96 t, Lepomis macrochirus)³⁾

12 (34 d, Danio rerio)³⁾ 1) Envichem, 2014

2) Center for drug evaluation and research, 2002 3) FASS, 2014

Figur 6 er hentet fra Fent et al. (2006) og antyder at den laveste L(E)C50-verdien for metformin ligger på ca 60 mg/l. Det er vist akutte L(E)C50-verdier for tre trofiske nivåer.

Fra www.fass.se er PNEC for metformin oppgitt til å være 1200 µg/l. Denne verdien er basert på giftighet for fisk, se bakgrunnstall i Tabell 8. Sikkerhetsfaktoren som er brukt er 10 da det er oppgitt verdier for tre langtidsstudier (NOEC). Her oppgis også forbindelsen å være potensielt persistent (ikke nedbrytbar) samt ikke bioakkumulerbar.

(17)

Dato: 18.12.2014 Side 17 : 49 Rapport nr: 14-045 Versjon nr: 4 Figur 6. Akutt toksisitet for 24 farmasøytiske forbindelser, inkludert metformin. L(E)C50 er vist

for planteplankton, bunndyr, dyreplankton og fisk (Fent et al., 2006).

Tabellene under viser de beregnede økotoksikologiske egenskapene til metformin og butanol.

Tabell 9. Økotoksikologiske egenskaper beregnet fra strukturformel basert på QSAR (EPIweb v4.10).

EPI Suite Butanol Metformin

Sannsynlighet for rask bionedbrytning

Linear Model Brytes raskt ned (0,9794) Brytes raskt ned (0,6861) Non-linear model Brytes raskt ned (0,9927) Brytes raskt ned (0,7640) Ultimate Survey Model Dager – Uker (3,4937) Uker (2,9137) Primary Survey Model Dager (4,1393) Dager – uker (3,6614) MITI Linear Model Brytes raskt ned (0,8014) Brytes ikke raskt ned (0,3287) MITI Non-linear Model Brytes raskt ned (0,9369) Brytes ikke raskt ned (0,2379) Anaerobic Linear Model Brytes raskt ned (0,6495) Brytes raskt ned (0,6769)

Lett bionedbrytbar? Ja Nei

Bioakkumuleringspotensiale

log Pow (exp.) 0,88 -

log Pow (est) 0,84 -2,64

Adsorpsjonskoeffisient

Log Koc (MCI metode) 0,54 1,428

Log Koc (Kow metode) 1,00 -0,666

Flyktighet

Halveringstid i elv (dager) 2,42 3,63E+10

Halveringstid i innsjø (dager) 29,41 3,96E+11

Giftighet (Ecosar)

Fisk LC50 96 t (mg/l) 669 27737

Daphnid LC50 48t (mg/l) 341 1928

(18)

EPI Suite Butanol Metformin

Grønnalge EC50 96t (mg/l) 163 4625

Fisk ChV 30d (mg/l) 58 8361

Daphnid ChV (mg/l) 25 94

Grønnalge ChV (mg/l) 34 1041

Fisk sjøvann LC50 96t (mg/l) 836 -

Mysid reke LC50 96t (mg/l) 1363 -

Fisk sjøvann ChV (mg/l) 45 -

Mysid reke ChV 96t (mg/l) 166 -

Jordorm LC50 14d (mg/l) 170 -

Ved utslipp av lett nedbrytbare forbindelser vil nedbrytningen i utslippsområde forbruke oksygen. Dette kan resultere i at tilgjengelig oksygen brukes opp, og at oksygenmangelen vil kunne resultere i at vannlevende organismer dør.

Kjemisk oksygenforbruk er sammenstilt for enkeltforbindelsene, og et oksygenforbruk for dette avløpsvannet er stipulert basert på sammensetning. Teoretisk oksygenforbruk (ThOD) er ideelt sett det samme som kjemisk oksygenforbruk (KOF). ThOD kan beregnes både med og uten nitrifikasjon. I beregningene er det antatt at molekylet blir fullstendig mineralisert, dvs. sluttproduktene for C er CO2, H er H2O, S til SO3, N er NH3, NO2 eller NO3 (avhengig av nitrifikasjon).

6.2. Hjelpestoffer

Det er fire hjelpestoffer som tilsettes metformin HCl ved produksjon av granulat, se Tabell 1.

Det er gjort et enkelt litteratursøk i de "vanligste" databasene, men det var lite økotoksikologisk informasjon å finne. Stoffene er ikke registrert i de offisielle amerikanske og europeiske miljødatabasene med unntak av PEG, som var registrert i ECHA-databasen.

Informasjon om forbindelsene er gitt i Tabell 10 og Tabell 11.

Tabell 10. Hjelpestoffer til metformingranulater.

Hjelpestoff Polyvidon

(PVP) Polyetylenglykol (PEG) Sorbitol Magnesiumstearat

Struktur¹⁾

Formel (C6H9NO)n C2nH4n+2On+1 C6H14O6 Mg(C18H35O2)2

CAS 9003-39-8 25322-68-3 50-70-4 557-04-0

Molar masse (g/mol) 2 500 -

2 500 000 ukjent 182,17 591,27

Innhold i granulat (%) 3,7 0,9 1,85 0,9

Vann-løselighet²⁾ Løselig Løselig Løselig Uløselig

ECHA

- PNECferskvann (mg/l)

- PNECsjøvann (mg/l) 0,188

0,0188 Økotoksisitet (mg/l)

- Fisk, LC50, 96t 188

(Lepomis macrochirus)

- Krepsdyr LC50, 48t 357

(Daphnia magna)

- Alge, EC50, 72t 56

(Pseudokirchnerella subcapitata) 1) Fra Wikipedia

2) Fra Merck Index

(19)

Det er foretatt beregninger av miljøegenskapene basert på strukturformel. For polymerene PVP og PEG er det benyttet fem og ti repiterende enheter (n=5 og n=10). Dette er mindre enn i virkeligheten. PVP har 22 – 22 500 repiterende enheter. Antallet for PEG er ukjent.

Tabell 11 viser de beregnede økotoksikologiske egenskapene til hjelpestoffene i metformingranulatet. Giftigheten til magnesiumstearat kunne ikke beregnes pga tilstedeværslen av magnesiumionet.

Tabell 11. Økotoksikologiske egenskaper beregnet fra strukturformel basert på QSAR (EPIweb v4.10).

EPI Suite Polyvidon

(PVP) Polyetylen-glykol (PEG)

Sorbitol Mg-stearat (n=5) (n=10) (n=5) (n=10)

Sannsynlighet for rask bionedbrytning

Linear Model Bionedbrytes raskt Bionedbrytes ikke raskt Bionedbrytes

raskt Bionedbrytes raskt Non-linear model Bionedbrytes raskt Bionedbrytes ikke raskt Bionedbrytes

raskt Bionedbrytes ikke raskt Ultimate Survey Model Måneder Gjenstridig Uker Uker-måneder Dager Uker -

måneder Primary Survey Model Dager Timer-

dager Dager - uker Timer - dager Dager - uker MITI Linear Model Bionedbrytes ikke

raskt Bionedbrytes raskt Bionedbrytes

raskt Bionedbrytes raskt MITI Non-linear Model Bionedbrytes ikke

raskt Bionedbrytes

raskt Bioned-brytes

ikke raskt Bionedbrytes

raskt Bionedbrytes ikke raskt Anaerobic Linear Model Bionedbrytes ikke

raskt Bionedbrytes ikke raskt Bionedbrytes

raskt Bionedbrytes raskt

Lett bionedbrytbar? Nei Nei Ja Nei Ja Nei

Bioakkumulerings- potensiale

log Pow (exp.) - - - - -2,2 -

log Pow (est) 0,3 0,1 -2,3 -3,7 -3,0 14,3

Adsorpsjonskoeffisient

Log Koc (MCI metode) 4,9 14,5 1,0 1,0 1,0 7,9

Log Koc (Kow metode) 0,9 0,5 -1,5 -2,6 -1,6 8,4

Flyktighet

Halveringstid i elv (dager) 1,8E+18 1,7E+33 4,9E+09 7,6E+18 4,5E+07 1,3 Halveringstid i innsjø

(dager) 2,0E+19 1,8E+34 5,4E+10 8,2E+19 4,9E-08 23

Giftighet (Ecosar)

Fisk LC50 96 t (mg/l) 2212 7425 1 420 000 46 500 000 4 730 000 - Daphnid LC50 48t (mg/l) 5344 19495 544 000 15 800 000 1 710 000 - Grønnalge EC50 96t

(mg/l) 48 155 300 000 7 530 000 872 000 -

Fisk ChV 30d (mg/l) 1,4 4,1 86 667 2 450 000 268 000 -

Daphnid ChV (mg/l) 97 315 17 475 355 000 45 546 -

Grønnalge ChV (mg/l) 22 66 8 450 109 000 17 398 -

Fisk sjøvann LC50 96t

(mg/l) 1920 6435 1 740 000 56 600 000 5 780 000 -

Mysid reke LC50 96t

(mg/l) 71 224 23 700 000 1 960 000 000 128 000 000 -

Fisk sjøvann ChV (mg/l) - - 13 672 193 000 29 444 -

(20)

EPI Suite Polyvidon

(PVP) Polyetylen-glykol (PEG)

Sorbitol Mg-stearat (n=5) (n=10) (n=5) (n=10)

Mysid reke ChV 96t

(mg/l) - - 7 330 000 908 000 000 48 900 000 -

Jordorm LC50 14d (mg/l) - - 1 156 3 087 1 048 -

Polyvidon (PVP)

Beregninger viser at et PVP-molekyl bestående av fem repiterende enheter, ikke har potensiale for bioakkumulering. Det vil si at forbindelsen er vannløselig, og vannløseligheten øker med økende antall repiterende enheter. Siden molekylene har en molar masse på mellom 2500 og 2 500 000, vil den være for stor til å kunne tas opp i organismer via biologiske membraner.

PVP regnes ikke som lett nedbrytbar. Det vil si at forbindelsen kan oppholde seg lenge i miljøet før den er fullstendig nedbrutt.

PVP med fem repiterende enheter er kronisk giftig for fisk. Den er også skadelig for andre vannlevende organismer. Beregningene viser også at giftigheten reduseres med økende antall repiterende enheter i polymeren. Dette kan bety at intermediatene av nedbrytning kan være mer giftig enn utgangsstoffene.

Polyetylenglykol (PEG)

Beregningene viser at PEG er vannløselig og ikke har potensiale for bioakkumulering. Små polymerer brytes lett ned, men lengre polymere kan være tungt nedbrytbare. PEG er ikke klassifisert som giftig, basert på beregningsresultatene. ECHA viser at forbindelsen kan være skadelig for alger.

Sorbitol

Beregningene viser at sorbitol er vannløselig og ikke har potensiale for bioakkumulering. Den er også lett nedbrytbar. Den kan heller ikke klassifiseres som giftig, basert på beregningsresultatene.

Magnesiumstearat

I følge beregningen så er magnesiumstearat lite vannløselig og har en høy log Pow-verdi.

Dette tyder på at forbindelsen kan bære bioakkumulerbar. Beregningene viser også at forbindelsen ikke er lett nedbrytbar.

Selv om magnesiumstearat er lite vannløselig, vil det trolig over tid kunne dissosiere til magnesium- og stearationer i vann. Magnesium finnes naturlig i sjøvann (ca 0,13%). Stearat vil oppnå likevekt med stearinsyre avhengig av pH i vannet. Både stearinsyre og stearat vil kunne metaboliseres og benyttes av eksponerte organismer som energikilde. Stearinsyre er en av de vanligste fettsyrene i naturen, og fettsyrer er blant de beste energikildene som finnes. Stoffet vil derfor trolig ikke biomagnifiseres eller akkumuleres i organismer i så høye konsentrasjoner at det vil kunne påføre organismer skade.

Det udissosierte molekylet er lite nok til å kunne passere biologiske membraner. Hvorvidt det vil akkumuleres i fettvev i den tilstand er ukjent.

Konklusjon miljøvurdering av hjelpestoffene

Av de fire tilsetningsstoffene er det polyvidon som bør vies størst oppmerksomhet.

(21)

6.3. Teoretisk oksygenforbruk

Tabell 12 viser beregnede verdier for oksygenforbruk (ThOD tilsvarer målt KOF), karboninnhol (TOC) og nitrogeninnhold (Tot-N). Beregningene er foretatt baseret på strukturformlene.

Tabell 12. Beregnede verdier for teoretisk oksygenf orbruk (ThOD), karboninnhold (TOC) og nitrogeninnhold (tot-N) basert på strukturformler.

Substans

Teoretisk TOC Teoretisk Tot-N ThOD (NH ) ThOD (NO3) (mg C / mg

substans)

(mg N / mg substans)

(mg O /mg substans)

Butanol 0,65 - 2,590 2,590

Metformin 0,37 0,54 0,743 3,221

DMA 0,53 0,31 2,129 3,549

DMA HCl 0,29 0,17 1,177 1,962

DCDA 0,29 0,67 0,000 3,045

PVP 0,65 0,13 2,015 2,591

Mg-stearat 0,73 - 2,787 2,787

Sorbitol 0,40 - 1,142 1,142

PEG (n=10) 0,52 - 1,745 1,745

6.4. For miljøberegninger

Tabell 13 viser et sammendrag av økotoksdata for de undersøkte forbindelsene både basert på litteraturdata og beregnede verdier. Butanol kan kategoriseres som gult kjemikalie (iht.

offshoreindustriens kategorisering) da det er lett nedbrytbart og ikke giftig eller bioakkumulerbart. Metformin (HCl) kategoriseres som rød da den regnes som persistent.

Tabell 13. Oppsummering av økotoksdata.

Giftig het Lett bionedbrytbar?

Bio- akkumulerbar?

Farge- kategori Kronisk Akutt

Butanol Litteratur - Ikke giftig Ja Nei

QSAR Ikke giftig Ikke giftig Ja Nei Gul Metformin Litteratur Ikke giftig Skadelig Nei Nei

Rød

QSAR Ikke giftig Ikke giftig Nei Nei

Metfomin HCl Litteratur - Ikke giftig - -

PVP Litteratur - - - -

QSAR Ikke giftig Skadelig Nei Nei Gul

PEG Litteratur - Skadelig - -

Gul/rød QSAR Ikke giftig Ikke giftig Nei¹⁾ Nei

Sorbitol Litteratur - - - -

QSAR Ikke giftig Ikke giftig Ja Nei Gul

Mg-stearat Litteratur - - - -

QSAR - - Nei Ja ?

1) Kommer an på størrelsen på polymeren

Både butanol og metformin, som det er forventet at det vil slippes ut mest av, er vannløselige (log Pow <3). De vil derfor følge vannfasen gjennom renseanlegget og ingenting er forventet å havne i slammet. Siden renseanlegget ikke har et biologisk rensingtrinn, er det antatt 0 % bionedbrytning før utslipp til resipient.

(22)

Der det finnes tilgjengelig PNEC verdier fra EUs risikovurderinger, benyttes disse. Dette gjelder for butanol som har en PNEC på 8,2 µg/l og DMA med PNEC = 6 µg/l (ECHA, 2014).

For metformin er det beregnet PNEC basert på QSAR-verdiene, se Tabell 14. PNEC- verdiene benyttet i videre beregninger er vist i Tabell 15. Det er benyttet PNEC verdiene fra litteraturen. For DMA er det ikke gjort noen litteraturundersøkelse, kun ECHA-søk. PNEC for sjøvann benyttes.

Tabell 14. Beregnet PNEC-verdier for butanol og metformin. NOEC eller L(E)C50-verdien som er benyttet er uthevet. Målt giftighet er foretrukket fremfor QSAR.

For-

bindelse Resultat

Akutt giftighet (L(E)C50, mg/l)

Kronisk giftighet

(ChV = NOEC, mg/l) Sikkerhetsfaktor PNEC (µg/l) Alge Krepsdyr Fisk Alge Krepsdyr Fisk

Butanol Litteratur 8500 1880 1200 - - - 1000 1200

QSAR 163 341 669 34 25 45 10 2500

Metformin Litteratur ~100 ~60 982 110 32 12 10 1200

QSAR 4 625 1 928 27 737 1041 94 8361 10 9400

Tabell 15. Antatt nulleffektskonsentrasjon (PNEC) benyttet i miljøanalysen.

PNEC benyttet i PEC/PNEC-beregninger (µg/l)

Butanol Metformin DMA

PNEC (µg/l) 8,2¹⁾ 1200²⁾ 6¹⁾

1) Fra ECHA 2) Fra FASS

7. Prøvetakingsprogram

7.1. Prøvetaking

Weifa har i dag ingen prøvetakingspunkter hvor det er mulig å benytte automatiske prøvetakere, og det er ikke mulig å ta prøve av samlet avløpsvann. Avløpsvann fra hver av prosessene med utslipp til kommunalt nett, samles i IBC-tanker eller dunker, og det tas ut en representativ prøve av dette volumet. Det er viktig med en meget god omblanding av hele dette volumet før uttak av prøve. Det ble brukt en mikser for dette i minst 30 sekunder. Det ble tatt ut flere mindre delprøver som ble tatt på forskjellige nivåer og steder fra dunken.

Det er viktig at alt utstyr som benyttes i forbindelse med prøvetaking er helt rent og at det rengjøres mellom hver gang. Dette for å unngå kontaminering av prøvene. Det blir benyttet nye dunker/IBC for oppsamling, og det blir brukt en dunk for hvert prøvested. Før hver nye prøve, ble dunken rengjort godt.

Prøvene bør tas ut av samme person, evt. av noe få for hvert prøvepunkt. Dette for å sikre at prøvene blir tatt ut på samme måte hver gang slik at menneskelige variasjoner reduseres.

Det er nøye at samme prosedyre følges hver gang. En detaljert prosedyre er utarbeidet av Weifa for hvert prøvepunkt og godkjent av Aquateam COWI.

For hver prøve blir det fylt ut en rapport «Rapport fra prøvetaking» som dokumenterer prøvetakingen.

7.2. Volummåling

Det finnes ingen måling av mengden avløpsvann ut fra de forskjellige prosessene før avløpet slippes til kommunalt nett. Mange av prosessene er imidlertid automatisk styrt slik at volumene skal være like hver gang. Det er ikke mulig for operatørene å overstyre dette. Det er nivåsensorer i tanker som styrer inn- og utpumping av mengden vann til vask. Det ble i tillegg målt volum på den mengden avløpsvann som samles i IBC eller tank for prøvetaking,

(23)

for hvert utslippspunkt. Ved større volumer i IBC/tank kan dette gjøres ved å måle høyden på væskenivået og benytte denne til å regne ut volum avløpsvann.

7.3. Analyseparametere

Aktuelle analyseparametere for prøvetakingsuken er:

• Metformin

• Biprodukter av metforminsyntesen

• Utgangsstoffene i syntesen: DMA og DCDA

• Butanol

• Hjelpestoffene

• TSS+gløderest: totalt suspendert tørrstoff og gløderest

• TOC: totalt organisk karboninnhold

• Tot-N: Totalt nitrogeninnhold

• KOF: kjemisk oksygenforbruk

• pH

Analyse for metformin, DCDA, og butanol utføres av Weifas laboratorium. For disse analysene trengs det et prøvevolum på 100 ml.

Prøvene for totalt suspendert tørrstoff og gløderest, totalt organisk karboninnhold, totalt nitrogeninnhold, kjemisk oksygenforbruk, pH og DMA sendes til Eurofins i Moss. Prøvene som sende til ekstern lab oppbevares kjølig etter uttak, og prøver som skal analyseres for pH og TSS+gløderest sendes i kjølebag til lab samme dag med ekspress over natt. Disse analysene må påbegynnes innen 24 timer etter prøveuttak. Prøver som blir tatt ut på fredag og lørdag (og evt. søndag), skal ikke analyseres for disse parameterne (pH, TSS+glødetap), og kan fryses frem til de kan sendes til lab på mandag,

Weifas laboratorium har ingen godkjent metode for å analysere kvantitativt på mengde hjelpestoffer når granulatet er løst i vann, og det er vanskelig å finne et eksternt laboratorium for disse analyseparameterne. Mengden hjelpestoff i prøvene blir derfor beregnet og ikke analysert. Metformin HCl blir tilsatt hjelpestoffer i granulatavdelingen. Utslippene fra granulatavdelingen kommer fra metformin-granulat (inkludert hjelpestoffer) som sitter på vegger i utstyr etter at mest mulig er skrapet ut. Det som ikke er skrapet ut, vil vaskes ut med vann. Beregning av mengde hjelpestoffer vil gjøres på følgende måte:

• Laboratoriet til Weifa analyserer mengde metformin i vannprøvene.

• Det er kjent fra resepten og sporingen hvor mye hjelpestoffer og metformin som er tilsatt.

• Mengden hjelpestoffer i granulat som ikke er skrapt ut beregnes utfra antakelsen at det vil ha samme konsentrasjon som i produktet.

En oversikt over analyseparameterne er vist i Tabell 16.

(24)

Dato: 18.12.2014 Side 24 : 49 Rapport nr: 14-045 Versjon nr: 4 Tabell 16. Oversikt over analyseparametere, laboratorier og prosedyrer.

Parameter Laboratorium Metode Prøveflaske

Metformin Weifa Intern HPLC^a glassflaske - 250 ml

Biprodukter fra metforminsyntesen Weifa Intern HPLC^b glassflaske - 250 ml DMA Eurofins Derivatisering / LC-MS/MS plastflaske - 250 ml

DCDA Weifa Intern HPLC^b glassflaske - 250 ml

Butanol Weifa Intern, HSGC^c glassflaske - 250 ml

TSS+gløderest Eurofins NS 4733 plastflaske - 1000 ml

TOC Eurofins NS EN 1484 plastflaske - 1000 ml

Tot-N Eurofins NS 4743 plastflaske - 1000 ml

KOF Eurofins Spektrofotometrisk plastflaske - 1000 ml

pH Eurofins NS-EN ISO 10523 plastflaske - 1000 ml

a) Metodereferanse: Ph.Eur./USP/In house/syn\5412,5422,5427,5428mrin-2014-02 Ph. Eur.-metode (HPLC) med små interne endringer. Metoden er formelt validert for bestemmelse av Metformin HCl.

b) Metodereferanse: Ph.Eur./USP/In house/syn\5412,5422,5427,5428mrin-2014-02. Ph. Eur.-metode (HPLC) med små interne endringer. Metoden er formelt validert og godkjent av EDQM.

c) Metodereferanse: Ph.Eur. In house/syn\5412,5422,5427,5428mrin-2014-02. Egenutviklet Headspace GC-metode, basert på Ph. Eur.-metode. Metoden er formelt validert og godkjent av EDQM.

I tillegg til å måle på utgangsstoffene DCDA (biprodukt A) og DMA (biprodukt F) i synteseavdelingen, kan det være aktuelt å analysere på andre biproduketer, se under.

Biprodukt B Biprodukt C Biprodukt D Biprodukt E

C4H8N8 C5H10N6 C3H6N6 C3H9N5

7.4. Prøvetakingsplan

Prøvetakingen som foregikk i oktober og november 2014, gikk over en lenger periode enn en uke. Likevel er tallene benyttet til å beregne ukesutslipp samt årsutslipp dersom dette utslippet hadde representert ett helt år.