Miljørisikovurdering - Utslipp til sjø av smøreolje fra
dewatering-pumpe på Draugen
Aquateam - norsk vannteknologisk senter as Rapport nr: 13-031 Prosjekt nr: O-13088 Prosjektleder: Mona Weideborg Medarbeidere: Eilen Arctander Vik
Liv Bruås Henninge
Postboks 6875 Rodeløkka Rapportnummer: 13-031 0504 Oslo
Hasleveien 10, 0571 Oslo Tilgjengelighet: Åpen
Telefon: 22 35 81 00 Telefaks: 22 35 81 10 www.aquateam.no
Rapportens tittel Dato
Miljørisikovurdering - Utslipp til sjø av smøreolje (Turbo T32) fra dewatering-pumpe på Draugen.
02.08.2013
Antall sider og bilag
26
Forfatter(e) sign. Ansv. sign.
Mona Weideborg
Liv Bruås Henninge
Liv Bruås Henninge Eilen Arctander Vik
Prosjektnummer
O-13088
Oppdragsgiver
A/S Norske Shell
Oppdr.givers ref.
Katrine Torvik Mark Silverstone Trym Edvardsson
Rapport versjon Dato Signatur
Versjon 1 02.08.13
Innholdsfortegnelse
Forord ... 4
Sammendrag... 5
English Summary ... 7
1. Bakgrunn... 9
2. Metodikk... 9
2.1. Hovedaktiviteter ... 9
2.2. Datakvalitet ...10
2.3. Miljørisikovurdering – Generelle prinsipper...10
2.4. Fargekategorier...11
2.5. Enkeltstoffer i produkt – nedre grense for miljøvurdering...11
3. Produktbeskrivelse ...12
4. Tekniske og operasjonelle forhold ...13
4.1. Dewatering-pumpen i sjøvannssirkulasjonssystemet...13
4.2. Utslipp av smøreolje...14
5. Mengder i utslipp og videre fortynning ...14
5.1. Resipient ...14
5.2. Utslippsscenarier for TURBO T32 smøreolje...15
5.3. Fortynning i resipienten ...15
6. Miljørisikovurdering og fargekategorisering ...16
6.1. Miljøegenskaper benyttet i vurderingene ...16
6.2. Fargeklassifisering ...19
6.3. PEC ...19
6.4. PNEC ...19
6.5. Miljørisikovurdering ...19
7. Konklusjoner og anbefalinger ...21
8. Referanser ...22 Vedlegg 1 Specification of dilution factors for the Draugen Turbo T32 spill risk assessment 24
Forord
Denne rapporten er utarbeidet av Mona Weideborg, Eilen Arctander Vik og Liv Bruås Henninge, Aquateam. Følgende fagpersoner i Shell har gitt verdifulle innspill til rapporten:
Mathijs Smit: Økotoksikologi og fortynningsfaktorer for utslippet James Dawick: Økotoksikologi og kjemikalieegenskaper
Kolbjørn Nerland: Tekniske og operasjonelle forhold ved Draugen
Sabrina Manicardi, Shell Lubricants: Informasjon om sammensetningen av produktet Det har vært gjennomført 5 telefonmøter og utstrakt kommunikasjon mellom Aquateam, Norske Shell og kjemikalieleverandøren for å sikre at informasjonen som er fremskaffet og benyttet er korrekt.
Sammendrag
Det ble i 2012 rapportert sluppet ut 930 kg av smøreoljen Shell Turbo 32 fra Draugen- plattformen. Norske Shell hadde i 2012 et økt forbruk og utslipp av den aktuelle smøreoljen som følge av tekniske problemer i kjøleren i dewatering-pumpen i betongsokkelen på Draugen-plattformen som resulterte i økt utslipp til sjø. Kjøleren i pumpen ble reparert i november 2012. Smøreoljen ble ved årsrapportering til Klif klassifisert som svart fordi den blant annet inneholder en mineralbasert baseolje som manglet økotoksikologisk dokumentasjon iht. HOCNF (Harmonised Offshore Notification Format).
Aquateam har på vegne av AS Norske Shell gjennomført en vurdering for å gjennomgå fargeklassifiseringen og for å vurdere risikoen for miljøet ved bruk og utslipp av dette produktet. Kjemikalieleverandøren har bistått med å få fremskaffet kjemikalieinformasjom som har muliggjort en slik vurdering.
Produktet Turbo T32 består av 99,5 % av en mineralbasert smøreolje tilsatt små mengder (0,5 %) av enkeltstoffer som leverandøren mottar som 4 stoffblandinger (med tilsammen 26 tilsetningsstoffer/forurensninger). Hovedkomponenten består av en baseolje med C20-C50 alifater (hovedsaklig C30-C40), og med lavt innhold av aromater (typisk <2 % aromatiske hydrokarboner; < 3% (w/w) DMSO ekstrakt iht IP346) som er tilnærmet uløselig i vann og har en viskositet på 32 cSt.
Det er gjennomført en fargeklassifisering i henhold til norsk regelverk og en miljørisikovurdering i henhold til EUs retningslinjer. Økotoksikologiske og andre relevante data er samlet inn fra litteratur og søkedatabaser, hovedsakelig ECHA. 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 og utrykker forholdet mellom forventet konsentrasjonen i miljøet (i dette tilfellet havet utenfor Draugen) og den høyeste konsentrasjonen som antas ikke å kunne gi negative miljøeffekter. Dersom dette forholdet >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 benyttes spesifikke opplysninger om kjemikaliet, kjemikaliets konsentrasjon i vannet som slippes ut, sikkerhetsfaktorer, utslippsforholdene og den tilhørende resipient (havet utenfor plattformen).
I miljørisikovurderingen er det benyttet to ulike scenarier med følgende konsentrasjonsnivåer og mengder smøreolje (produktet) i sjøvann som slippes til sjø:
Normalsituasjon: 10-35 ml/t, hvorav 35 ml/l benyttes i vurderingen 0,08 mg/l og
~210 kg/år. Ved fortynningsfaktor 1000 blir PEC= 0,08 µg/l
«Worst case» lekkasjerate: 2 L/dag (83 ml/t) 0,2 mg/l og ~520 kg/år. Ved fortynningsfaktor 1000 blir PEC = 0,2 µg/l
PNEC 10 mg/l for hovedkomponenten i Turbo T32 er benyttet i miljørisikovurderingen.
Denne verdien er basert på Daphnia magna LC50 > 10 000 mg/l med sikkerhetsfaktor (AF) 1000.
Hovedkomponenten, smøreoljen, har en bionedbrytbarhet >20%, er ikke giftig for vannlevende organismer, men har potensiale for bioakkumulering. Den lave vannløseligheten medfører at baseoljen er lite tilgjengelig for pelagiske organismer. Oljen vil
derimot kunne feste seg til partikler og ende opp i sedimentene hvor bioakkumulering via sedimentspisere er mulig. De iboende miljøegenskapene indikerer at smøreoljen bør klassifiseres som rød.
Turbo T32 inneholder 7 mulige svarte enkeltstoffer som tilsammen utgjør en ubetydelig del av produktet (<0,25 %). Kun ett av tilsetningsstoffene utgjør >0,1 % av produktet. På bakgrunn av tilgjengelig informasjon om enkeltstoffene i Turbo T32 bør produktet klassifiseres som rødt. Ved et årlig utslipp på 210 kg Turbo T32 vil det slippes ut 0,5 kg svarte kjemikalier, og ved en «worst case» lekkasjerate med utslipp 520 kg Turbo T32 vil det slippes ut 1,3 kg svarte kjemikalier.
Basert på «worst case» lekkasjerate vil PEC/PNEC << 1 for alle komponentene ved bruk av en konservativ fortynningsfaktor 1000. Dette betyr at miljørisikoen forbundet med utslippet er neglisjerbart. PEC/PNEC for sedimentlevende organismer ved utslipp av baseolje viser også PEC/PNEC <<1.
Det er konkludert med at utslipp av Turbo T32 ikke forventes å medføre risiko for vann- og sedimentlevende organismer i området ved Draugen. Miljørisikoen anses som neglisjerbar.
Produktet bør imidlertid klassifiseres som rødt og inneholder svært lave mengder av enkeltstoffer som er bioakkumulerbare og/eller persistente. Det anbefales derfor at Shell forsøker å erstatte produktet med et gult produkt.
English Summary
In 2012, 930 kg of the lubricant oil Shell Turbo T32 was discharged to the sea from the Draugen platform. In 2012, the consumption of the lubricant was increased due to an internal leakage from the cooler of the pump resulting in an increased discharge to sea. In the 2012 annual report to Norwegian Environmental Authorities, the Lubricant was classified as black because it contains a mineral base oil which lacks ecotoxicological documentation according to the HOCNF (Harmonised Offshore Notification Format) requirements.
On behalf of Norske Shell, Aquateam, has assessed the Colour classification of this product and evaluated the environmental risk associated with the use and discharge of the product.
The Chemical supplier has supported Aquateam’s work by providing detailed chemical information, making this evaluation possible.
Turbo T32 consists of 99.5% of a mineral based lubricant oil containing small amounts of additives and impurities (0.5 %, 26 single substances). The main component consists of base oil with C20-C50 aliphatics and low content of aromatics (typical <2% of aromatic hydrocarbons; <3% (w/w) DMSO extract, according to IP346). The oil is insoluble in water and has viscosity of 32 cSt.
The Colour classification was performed in line with Norwegian regulations. The environmental risk assessment was carried out mainly following the Guidelines described in the EU TGD. The data was collected from literature and chemical databases, mainly from ECHA. The risk assessment included a comparison of the PNEC (Predicted No Effect Concentraion) and the expected environmental concentration (PEC: Predicted Environmental Concentration) PEC/PNEC is the mathematical expression for environmental risk or the ratio between the estimated concentration in the environment and the concentration below which it is unlikely that negative environmental effects will occur. Generally if PEC/PNEC >1, the risk is assessed to be unacceptable. If PEC/PNEC <1, the risk is anticipated to be tolerable.
When assessing the environmental risk of a substance, intrinsic properties of substance, the concentration in the outlet, safety factors, discharge conditions, and information on the recipient (the sea outside the offshore installation) are used.
In the current environmental risk assessment two different scenarios were used with the following concentration levels and amounts of lubricating oil (product) in sea water discharged to sea:
Normal Situation: 10-35 ml/h of which 35 ml/h has been used in the evaluation:
0.08 mg/l and ~ 210 kg/year discharged. PEC with dilution factor 1000 = 0.08 µg/l
"Worst case” leakage rate: 2 L/ day (83 ml/h): 0.2 mg/l and ~ 520 kg/year discharged. PEC with dilution factor 1000 = 0.2 µg/l
A PNEC of 10 mg/l was used in the environmental risk assessment of the main component in Turbo T32. This value is based on Daphnia magna LC50> 10,000 mg/l with an assessment factor (AF) 1000.
The main component, the lubricant base oil, has a biodegradability > 20%, is not toxic to aquatic organisms, but has the potential to bioaccumulate. The low water solubility indicates that the base oil is not bioavailable for pelagic organisms. The base oil will however be able to adsorb to particles in the plume and end up in sediments where bioaccumulation via sediment reworkers is possible. The intrinsic environmental properties of the chemical indicate that the base oil should be classified as red.
Turbo T32 contains 7 possible black substances that make up a negligible portion (<0.25 %) of the product. Only one of the additives constitute > 0.1 % of the product. On the basis of available information on the single substances in Turbo T32, the product should be classified as red. Annual discharge of 210 kg Turbo T32 will discharge 0.5 kg black chemicals, and by a "worst case" discharge of 520 kg Turbo T32 will discharge 1.3 kg black chemicals.
Based on the “worst case” leakage rate PEC/PNEC << 1 for all components using a conservative dilution factor of 1000. The results from the risk assessment indicate that the risk of the discharge is negligible for both pelagic and sediment-dwelling organisms.
It is concluded that the discharge of Turbo T32 is not expected to represent a negative environmental risk for water- and sediment-dwelling organisms in the area of Draugen.
Discharges are considered negligible. This product should be classified as red but contains a small amount of bioaccumulative and/or persistent additives. It is therefore recommended that Shell attempts to replace the product with a yellow product.
1. Bakgrunn
I brev datert 12. juli 2013 kritiserer Miljødirektoratet A/S Norske Shell for utslipp av smøreoljen Shell Turbo T32 fra Draugen-plattformen i Nordsjøen.
Shell hadde i 2012 et økt forbruk og utslipp av den aktuelle smøreoljen som følge av en teknisk feil i kjøleren på dewatering-pumpen i betongsokkelen på Draugen-plattformen.
Smøreoljen er hittil klassifisert som svart i rapporteringsøyemed fordi den blant annet inneholder en mineraloljebasert baseolje som mangler økotoksikologisk dokumentasjon iht.
HOCNF (Harmonised Offshore Notification Format).
En søknad om midlertidig tillatelse til utslipp i forbindelse med bruk av smøreolje på Draugenfeltet ble oversendt Miljødirektoratet 19. juli 2013.
Aquateam ble bedt om å gjennomføre en klassifisering av smøreoljen og miljørisikovurdering knyttet til bruken av ovennevnte produkt. Parallelt med dette undersøker Shell mulighetene for alternative smøreoljer med bedre iboende miljøegenskaper og en vurdering av mulighetene til å skifte ut pumpen tidligere enn planlagt.
Denne rapporten er ment som grunnlag i Miljødirektoratets behandling av utslippssøknaden.
2. Metodikk
2.1. Hovedaktiviteter
Prosjektet har hatt følgende hovedaktiviteter:
1. Innsamling og gjennomgang av tilgjengelige miljødata om alle enkeltstoffene i produktet, både hovedkomponent, tilsetningsstoffer og forurensninger. Det er gjort litteratursøk på alle stoffene. Mangler og usikkerhet i data er vurdert. Det er fokusert på kritiske parametere som påvirker miljørisikovurderingen, f.eks. sikkerhetsfaktorer, bionedbrytbarhet og spredningsdata. Der eksperimentelle data ikke er tilgjengelig er det gjort teoretiske beregninger (QSAR).
2. Basert på innsamlet informasjon om enkeltstoffer i produktet er det gjort en fargekode-klassifisering av stoffene i produktet.
3. Gjennomgang av tekniske forhold mht. bruk, utslipp til sjø, utslippsdybde og fortynning i resipient. Informasjon fra Shell om tekniske forhold mht. utslipp og utslippsdyp er gjennomgått og fortynningsfaktor er valgt.
4. Gjennomføring av en miljørisikovurdering av utslipp av Turbo T32 basert på innsamlet informasjon av kjemiske og økotoksikologiske egenskaper og bruken av produktet på Draugen. Miljørisikovurderingen er i hovedsak gjennomført iht. EUs regelverk for slike risikovurderinger (EU, 2003). Miljørisikovurderingen er basert på normal bruk av kjemikaliet og på en «Worst case» lekkasjerate.
All sensitiv informasjon er behandlet konfidensielt i denne rapporten (navn og CAS-numre på tilsetningsstoffene og produktsammensetninger).
Det har vært gjennomført fem telefonmøter og utstrakt kommunikasjon mellom Aquateam, Norske Shell og kjemikalieleverandøren(e) for å sikre at informasjonen som er fremskaffet og benyttet er mest mulig korrekt. Usikkerheten i dataene har også vært vurdert.
Daphnia magna tester med formulert produkt og med baseoljen for å gi ytterligere informasjon er under gjennomføring av Shell. Resultatene fra disse testene vil bli ettersendt når de foreligger.
2.2. Datakvalitet
Datakvaliteten varierer. For velkjente stoffer er offisielle data fra EU, OECD eller andre offisielle kilder benyttet. Kvaliteten på testresultatene er vurdert etter REACH Klimisch system (ECHA, 2011). Klimisch codes (KC) er:
KC1: Pålitelige resultater uten restriksjoner: Internasjonalt aksepterte testprosedyrer, testing er gjort i henhold til GLP (OECDs system for god laboratoriepraksis).
KC2: Pålitelige resultater med restriksjoner: For det meste ikke gjennomført i henhold til GLP, men testing er godt dokumentert og vitenskapelig akseptabel.
KC3: Ikke pålitelig. Testene er ikke godt dokumentert og vitenskapelig akseptable.
KC4: Ikke dokumenterbare resultater. Studier uten tilstrekkelige detaljer, resultater fra bøker, sammendrag, etc.
Data klassifisert som KC1 eller KC2 er i hovedsak benyttet. For substanser klassifisert i ECHAs database (som omfatter kjemikalier vurdert av EU innenfor REACH), er ECHA benyttet som referanse, og originalreferanse er ikke angitt.
2.3. Miljørisikovurdering – Generelle prinsipper
Fokus i miljørisikovurderingen har vært på beregninger av miljørisiko for pelagiske organismer, men generelle vurderinger av miljørisikoen for sedimentlevende organismer er gjennomført der dette er relevant.
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 og utrykker forholdet mellom konsentrasjonen i miljøet (i dette tilfellet havet utenfor Draugen) og den høyeste konsentrasjonen som antas å ikke kunne gi negative miljøeffekter. Dersom forholdet har en verdi >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 benyttes spesifikke opplysninger om kjemikaliet, konsentrasjonen i utløpet, sikkerhetsfaktorer, 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. PEC tar også hensyn til fortynningen i resipienten.
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 laboratorietesten. Generelt sett vil sikkerhetsfaktoren bli 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 være høy. Tidligere ble det av EU benyttet en sikkerhetsfaktor på 1 000 for utslipp til ferskvann og 10 000 ved utslipp til sjøvann men sikkerhetsfaktoren for sjøvann er nå justert slik at 1000 er maksimal sikkerhetsfaktor også for utslipp til sjøvann for HOCNF testede kjemikalier (Klif, 2013; OSPAR 2012). EU har detaljerte prosedyrer for beregning av PNEC (EUs Technical Guidance Documents, EU, 2003). PNEC kan beregnes for ulike miljøer, f. eks:
PNECferskvanner basert på tester med ferskvannsorganismer.
PNECsjøvann bør fortrinnsvis baseres på tester med marine organismer, men kan beregnes ut fra PNECferskvannfor stoffer der marine data mangler. Her inkluderes en ekstra sikkerhetsfaktor.
PNECsediment bør fortrinnsvis baseres på tester med sedimentlevende organismer, men kan beregnes ut fra PNECsjøvann for stoffer der sedimentdata mangler. Her benyttes stoffets sediment/vann fordelingskoeffisient i beregningen.
2.4. Fargekategorier
I Norge kategoriseres kjemikalier som benyttes offshore i fire fargekategorier avhengig av deres iboende miljøegenskaper.
Miljømessig akseptable substanser o Grønn
Plonor-liste (Pose Little or no Risk to the Environment) o Gul
Bionedbrytbarhet >60 %, og giftighet >10 mg/l eller Log Pow <3 Bionedbrytbarhet 20-60 %, giftighet >10 mg/l og Log Pow <3 Uorganisk og giftighet >1 mg/l
Substanser som av miljøhensyn bør byttes ut o Rød
Bionedbrytbarhet <20 %
Bionedbrytbarhet 20-60 % og Log Pow >3 (Giftighet irrelevant) Bionedbrytbarhet 20-60 % og giftighet <10 mg/l (Log Pow irrelevant) Giftighet <10 og Log Pow >3 (Bionedbrytbarhet irrelevant)
Uorganisk og giftighet <1 mg/l
Substanser som ikke bør brukes – annet enn der utslippstillatelse gis etter søknad ut fra sikkerhetsmessige/tekniske forhold
o Svart
Bionedbrytbarhet <20 % og Log Pow >5 Bionedbrytbarhet <20 % og giftighet <10 mg/l
Hormonforstyrrende stoffer, organo-halogener, radioaktive forbindelser osv
Gule kjemikalier som er moderat nedbrytbare (BOD28 <60 %) er videre klassifisert etter nedbrytningsproduktenes miljøskadepotensial som følger:
Y1 – Forventet å være fullstendig bionedbrytbare
Y2 – Forventet å brytes ned til stoffer som ikke er miljøskadelige Y3 – Forventes å brytes ned til stoffer som kan være miljøskadelige 2.5. Enkeltstoffer i produkt – nedre grense for miljøvurdering
REACH har satt krav til merking av enkeltstoffer i produkter. Nedre grense for kravene til merking iht. REACH avhenger av stoffenes helse- og miljøegenskaper, og er som følgende:
Alle stoffer som utgjør mer enn 1 % av et produkt skal merkes.
Stoffer som kan være skadelig for helse/miljø og som utgjør mer enn 0,1 % av et produkt skal merkes.
o Dette gjelder stoffer som er klassifisert som giftige, bioakkumulerbare og persistente (PBT), meget bioakkumuerbare og meget persistente (vPvB), forekommer på SVHC-listen (substances of very high concern), kreftfremkallende, mutagene eller reproduksjonsskadelige (CMR) eller stoffer som er farlige for vannmiljøet. Av stoffer som er farlige for vannmiljøet gjelder følgende:
o Akutt giftige: L(E)C50 1 mg/l
o Kronisk giftige: L(E)C50 1 mg/l og stoffet er ikke lett bionedbrytbart (<60 % etter 28 d) og/eller log Pow>4.
o Kronisk giftige kat. 2: L(E)C50:>1 til 10 mg/l og stoffet er ikke lett bionedbrytbart (<60 % etter 28 d eller forholdet BOD5/COD <0,5) og/eller log Pow>4, med mindre den kroniske giftigheten NOEC>1
I vurderinger som er gjennomført for produktet Turbo T32 er alle enkeltstoffene inkludert, også de som finnes i meget lave konsentrasjoner (< 0,0001 %). Dette er mer detaljert enn hva som kreves i følge REACH. Det er ikke vanlig å vurdere stoffer i lavere konsentrasjoner enn 0,1 %, men i dette tilfellet er dette gjort som en ekstra sikkerhet.
3. Produktbeskrivelse
Produktet Turbo T32 består av 99,5 % av en mineralbasert smøreolje tilsatt små mengder (0,5 %) av enkeltstoffer som leverandøren mottar som 4 stoffblandinger. Tabellen under viser en oversikt over sammensetningen av produktet. Hovedkomponenten består av en mineraloljebasert baseolje med C20-C50 alifater (hovedmengden C30-C40), et lavt innhold av aromater (<2 % aromatiske hydrokarboner; <3 % (w/w) DMSO ekstrakt iht IP346) og en viskositet på. 32 cSt.
Produktet benyttes i driften av dewatering-pumpen. Smøreoljen forbrukes og lekker ut til sjøvannet pga lekkasjer gjennom tetninger. Kapittel 4 gir en mer detaljert beskrivelse av tekniske og operasjonelle forhold. Hovedkomponenten, smøreoljen er tilnærmet uløselig i vann. Av enkeltstoffene er tilnærmet halvparten løselig i vann.
Tabell 1. Sammensetning av Turbo T32.
Stoffblanding Sammensetni ng av produktet (%)
Type stoff /løselighet Antall
enkeltstoffer i hver av
stoffblandingene
Merking
Hovedkomponent 99,5 Mineralbasert smøreolje, C20 – C50 (<2 %
aromatiske hydrokarboner;
<3 % (w/w) DMSO ekstrakt iht IP346)
Tilnærmet uløselig i vann
11)
Ikke
merkepliktig
Delkomponent A
0,5
Blanding av organiske
stoffer 10
T, N; R36/38 R61 R62 R50/53 Delkomponent B Blanding av organiske
stoffer
3 Ikke klassifisert som farlig Delkomponent C Blanding av organiske
stoffer
6 Xn; R38 R41
R65 Delkomponent D Blanding av organiske
stoffer
8 Xi, N; R36/37/38 R51/53 R10 1) Er en blanding av ukjent antall komponenter C20-C50.
4. Tekniske og operasjonelle forhold
4.1. Dewatering -pumpen i sjøvannssirkulasjonssystemet
System for sjøvanns-sirkulering har som formål å opprettholde et akseptabelt oksygennivå, og følgelig et lavt H2S-nivå i sjøvannet i skaftet, samt å hindre temperaturøkning i vannet på grunn av varmen fra konduktorer, J-rør og oljeceller. Figur 1 viser en skisse av systemet for sjøvannssirkulasjon. Nivåene som er vist i skissen viser meter under havoverflaten.
Vanndypet på Draugen er 251 m. Systemet består av gjennomføringer i skaftveggen. Det er tre gjennomføringer på nivå 239 m, og tre på 7,9 m. Gjennomgangene på de to forskjellige nivåene er lokalisert med 120° mellomrom.
Under produksjon vil varme fra J-rørene og lederørene skape konveksjonsstrømninger i sjøvannet. Kaldt sjøvann strømmer ned langs skaftets vegger, det oppvarmede vannet i midten strømmer oppover. På denne måten oppstår det en naturlig sirkulasjon som mikser og distribuerer sjøvannet i skaftet. Da Draugen plattformen ble startet opp, mente man at denne strømningen var nok til å få til den nødvendige gjennomstrømningen. Dette viste seg ikke å være tilfelle, og det ble installert et pumpesystem som skulle bidra til å øke sirkulasjonen og fjerning av sjøvann fra skaftet. Dette systemet er kalt «Dewatering- systemet». I dag har man en pumpe som ble levert av FRAMO i 2008 (ikke to som indikert i figuren).
Figur 1. Skisse av sjøvannssirkulasjonssystemet (kilde: Norske Shell).
Pumpen er en nedsenket sentrifugalpumpe som flytter vann fra innvendig skaft til sjø via et røropplegg som munner ut 10 m under havnivå. Vann pumpes ut på tre ulike steder slik figuren viser. Pumperaten er på 390 m3/t, hvorav 320 m3/t pumpes ut til sjø og det resterende volumet dumpes tilbake i skaftet. Nytt vann trekkes naturlig inn fra sjøen i bunnen av betongskaftet. Pumperatene ble kontrollert 24.07.2013 av fagansvarlig for mekanisk på Draugen.
Vanntemperaturen i skaftet er på ca. 16 – 17 °C, mens den i sjøen utenfor utslippspunktet ligger på ca. 10 °C.
Pumpen benytter smøreoljen for smøring og elektrisk isolering og er en del av design- spesifikasjonen for pumpen. Pumpen har et forbruk av smøreolje under normal drift som forbrukes over pumpens tetninger og går ut i sjøvannet.
4.2. Utslipp av smøreolje
Lekkasjerate under normal drift av pumpen vil variere mellom 10 ml/t til 35 ml/t. Ved slitasje på tetningene vil lekkasjeraten øke. Smøreoljen har en tetthet på 0,86 g/ml og med en total pumperate på 390 m3/h og hvorav 320 m3/t blir sendt til sjø representerer dette en beregnet konsentrasjon i utslippsvannet på ca. 0,08 mg/l og et utslipp på 35 ml/t.
5.
Mengder i utslipp og videre fortynning
5.1. Resipient
Draugenfeltet (blokk 6407/9) på Haltenbanken ligger 140 km nord for Kristiansund.
Produksjonen på feltet startet 1993. Figur 2 viser Draugenplattformen som var den første som ble bygget på Haltenbanken. Feltet har en fallende produksjonsprofil. Vanndypet i dette området er på 240-290 m. Vannproduksjonen er økende og pga. tekniske utfordringer har man per dags dato ikke kommet i gang med re-injeksjon av produsert vann. I 2013 forventes Draugen å produsere 31 000 m3vann/d. Produsertvannet har en temperatur på ca. 60 °C og slippes til sjø 35 m under havoverflaten.
Injeksjonsvann tas inn på et vanndyp på 70 m.
Figur 2. Draugen -plattformen (Kilde: Norske Shell) .
5.2. Utslippsscenarier for TURBO T32 smøreolje
I 2013 forventes et utslipp av ovennevnte smøreolje på 20 L per måned eller ~210 kg/år, men som en «worst case» lekkasjerate mht. en miljørisikovurdering er det valgt å benytte 2 L/dag eller 60 L per måned. Det vil forekomme variasjoner i pumperate og variasjoner i lekkasjen fra det settes inn en ny tetning og til tetningen må skiftes. Disse to ulike scenariene gir følgende konsentrasjonsnivåer og mengder smøreolje i sjøvann som slippes til sjø:
Normalsituasjon: 35 ml/t 0,08 mg/l og ~210 kg/år
«Worst case» lekkasjerate: 2 L/dag eller 83 ml/t 0,2 mg/l og ~520 kg/år
«Worst case» lekkasjerate er benyttet til miljørisikovurderingen.
5.3. Fortynning i resipienten
Det slippes ut vann fra to steder på Draugen; sjøvann som pumpes fra skaftet og produsertvann. Fra skaftet er vanntemperaturen på sjøvannet som inneholder baseoljen 16- 17 °C eller 6-7 °C høyere enn sjøvannet som det slippes ut i. Det pumpes ut 320 m3/h fordelt på tre ulike steder på 10 m vanndyp, se Figur 1.
Det er utført modellering av spredning og fortynning av produsert vann fra Draugen, og det er naturlig å tenke seg at utslippet av sjøvann med smøreoljen vil stige til overflaten pga.
høyere temperatur enn omliggende sjøvann. Utslippet av produsertvann stiger raskere til overflaten enn sjøvannet med smøreolje, men det er naturlig å tenke seg at begge utslippene vil følge samme retning i vannmassene.
Ved utslipp fra offshore plattformer er det vanlig å benytte fortynningsfaktor 1000 som en standard fortynningsverdi 500 m fra utslippspunktet (CHARM modellen). I risikovurderingen av utslipp av vannet fra dewatering-pumpen som inneholder smøreoljen Turbo T32 er det også benyttet en fortynningsfaktor på 1000.
Det er gjennomført en forenklet (konservativ) modellering av fortynningen av dette utslippet og av produsertvannutslippet fra Draugen, se Vedlegg 1. I denne beregningen er det ikke tatt hensyn til salinitet- og temperaturforskjellene mellom sjøvann i resipienten og sjøvann fra skaftet eller produsert vann som slippes ut. Den første fortynningen som følge av turbulent blanding av utslippsvannet og sjøvannet er ikke tatt med. Det er sannsynlig at sjøvannsutslippet pga pumpetrykket vil skyves ut i vannmassene slik at det vil skje en signifikant fortynning. I tillegg er det antatt at 320 m3/h slippes ut fra ett utslippspunkt og ikke tre som i realiteten. Basert på denne modellen er det for utslipp fra dewatering-pumpen på Draugen beregnet følgende fortynningsfaktorer på 500 m avstand:
Maksimum: 14 000 Gjennomsnitt: 2 500 Minimum 220
Produsertvannet som slippes ut har en temperatur på ca. 60 °C og en mengde på ~1300 m3/h (> 3 ganger større vannmengder enn fra skaftet) på 35 m dyp. Det er naturlig å tenke seg at utslippet av sjøvann med baseoljen vil stige til overflaten pga. høyere temperatur enn omkringliggende sjøvann. Pga. temperaturforskjellen er det sannsynlig at utslippet av produsertvann stiger raskere til overflaten enn utslippet av sjøvannet som inneholder Turbo T32, og det er sannsynlig at de to utslippene blandes, også fordi begge utslippene vil følge samme retning i vannmassene. Denne prosessen er ikke tatt med i den forenklede modelleringen.
6. Miljørisikovurdering og fargekategorisering
6.1. Miljøegenskaper benyttet i vurdering ene
Tabell 2 viser en oversikt over viktige data for den økotoksikologiske vurderingen av hovedkomponenten og tabell 3 viser en oversikt over egenskapene til de enkelte tilsetningsstoffene/forurensningene i produktet.
Ulike komponenter av baseoljen vil ha ulik vannløselighet. I våre beregninger velger vi en konservativ QSAR-verdi (for en C20-forbindelse) basert på 1-benzyl-4,8-dimetyldodekan: 0,1 µg/l.
Det ble funnet 31 % bionedbrytbarhet fra «ready» bionedbrytbarhetstest i ferskvann (OECD 301F). Ved bruk av korreksjonsfaktor 0,7 (som anbefalt av CHARM) for sjøvann er bionedbrytbarhet ved utslipp til sjø beregnet til å være 22 %. Andre bionedbrytbarhetstester gjort med liknende mineraloljer bekrefter at bionedbrytbarheten ligger i overkant av 20 %.
Det foreligger en rekke resultater fra oktanol/vann fordelingskoeffisienter (log Pow). De fleste er høyere enn log Pow 5. Eksperimentelle verdier er ikke relevante for vurdering av bioakkumuleringspotensiale. Slike tester kan ikke benyttes for stoffer som er hydrofobe.
Teoretisk beregnet verdi med programmet Kowin er log Pow 6,1. Ettersom det ikke foreligger noen ekspertuttalelse for dette stoffet anslår vi det til å ha potensiale for bioakkumulering, men det er en viss usikkerhet knyttet til dette. Den lave vannløseligheten medfører at baseoljen er lite tilgjengelig for vannlevende organismer. Oljen vil derimot kunne feste seg til partikler og ende opp i sedimentene hvor bioakkumulering via sedimentspisere er mulig.
Det foreligger data fra akutte toksisitetstester med vannlevende organismer. L(E)C50ligger her i området >1000 mg/l. Dette er forventet da oljen er lite vannløselig og testene er gjort med «water accomodated fraction» (WAF). Oljen er ikke giftig for vannlevende organismer ved utslipp til sjø. Testene er gjort med ferskvannsorganismer, men det er ikke forventet store forskjeller i giftighet for marine og ferskvannslevende organismer.
Det foreligger en rekke data fra økotoksikologiske tester av mineraloljer. Det har vært vanlig å benytte 0,04 mg/l som PNEC for dispergert olje i produsert vann (EIF- beregninger).
Senere er verdien 0,07 mg/l (Smit et al., 2009; OSPAR, 2012) foreslått benyttet av OSPAR i nye retningslinjer for risikovurdering av produsertvann-utslipp. Disse verdiene stammer fra nederlandske undersøkelser (Scholten et al., 1993) hvor man har gjort tester på oljer med høyere innhold av aromater. Disse testene er ikke representative for baseoljen i Turbo T32.
PNEC er uansett betydelig høyere enn løseligheten av oljen i vann, slik at mineraloljen ikke vil være giftig for vannlevende organismer. Petrotox-modellen (Redman et al., 2012) beskriver akvatisk toksisitet av komplekse petroleumsprodukter. Smøreoljer (>C15) er generelt uløselig i vann. 21 resultater fra toksisitetstesting som omfatter alger, Daphnia og fisk viser at smøreolje ikke er giftig. I våre beregninger benyttes PNEC 10 mg/l. Denne verdien er basert på Daphnia magna LC50 > 10 000 mg/l med sikkerhetsfaktor (AF) 1000.
Sikkerhetsfaktor 1000 foreskrives av OSPAR. Som vist i tabell 2 foreligger det data fra testing med fisk og alger hvor L(E)C50 er angitt til >100 mg/l, fordi dette er høyeste testdose benyttet i de aktuelle testene. Vi har likevel valgt å basere oss på Daphnia magna testen da denne verdien synes å være mest realistisk og er referert i Redman et al. (2012). Petrotox- modellen er for øvrig utviklet av CONCAWE for å beregne ulike oljeprodukters toksisitet for akvatiske organismer.
En pågående Daphnia magna test på produktet og på baseoljen vil kunne gi redusert usikkerhet i PNEC.
Oljen har meget lav løselighet i vann. Det forventes derfor ved utslipp at noe av oljen vil bli bundet til partikler og ende opp i sedimentene. Det er her beregnet en PNECsediment: 10 000 mg/kg TS basert på log Pow = 6 og 1 % karbon i sedimentet.
Tabell 2. Data til bruk for fargeklassifisering og miljørisikovurdering av hovedkomponent i Turbo T32.
Parameter Verdi Kommentarer
Stoff Mineralolje C20– C50, (<2 % aromatiske hydrokarboner; <
3% (w/w) DMSO ekstrakt iht IP346)
EU klass Ikke klass.
lkke klassifiert mht. miljjøeffekter iht. EU Dangerous Substances Directive (67/548/EC) eller EU regulation( EC No. 1272/2008)
Maks. kons. (%) 99,5
Molekylvekt 252 Basert på C20
Vannløselighet (mg/l) 0,0001 Basert på C20 (QSAR/SPARC for 1-benxzyl- 4,4-dimetyldodekan)
Bionedbrytbarhet (% etter 28 d) 22
«Inherently» bionedbrytbar ifl. CONCAWE Basert på ferskvannstest (OECD 301 F) og med korreksjonsfaktor 0,7 for marin
bionedbrytning
32 OECD 306. Resultater fra nærstående baseolje
Log Pow >6
Mangler ekspertuttalelse. Log Pow ikke velegnet for å bestemme
bioakkumuleringspotensial for hydrofobe stoffer. Som «worst case» antas at stoffet er bioakkumulerbart.
Fordelingskoeffisient vann/sediment (Kd)
(l/kg) 10001) Worst case basert på log Pow 6 og 1% C
(foc=0,01) i sedimentet1) Akutt giftighet:
Fisk LC5096 t (mg/l) >100 WAF, OECD 203, KC1 Daphnia magna LC5048 t (mg/l) >10000 WAF, OECD 202, KC2 Alge EC5072 t (mg/l) >100 WAF, OECD 201, KC2
PNEC sjøvann (mg/l) >10 mg/l Basert på Redman et al. (2012)
PNEC sediment (mg/kg TS) >100002) Beregnet teoretisk fra EU TGD (EU, 2003)
Fargekode Rød
Bionedbrytbarhet 20-60%
Sannsynlig potensiale for bioakkumulering L(E)C50>10 mg/l
1) Log Koc = 0,81*log Pow +0,1, Kd = Koc *foc 2) PNEC-sed = PNEc-vann *Kd
Tabell 3 viser en oversikt over mengder og økotoksikologiske data for tilsetningsstoffer og forurensninger i produktet. Tilsetningsstoffene er tilsatt via de 4 blandingene i produktet.
Stoffene er her gitt et tilsetningsstoff nr. Opplysninger om navn og CAS-nummer, bakgrunnsdata for beregning av PNEC finnes i et EXCEL-regneark som etter behov kan gjøres tilgjengelig for Miljødirektoratet under forutsetning av at dataene behandles konfidensielt.
Tabell 3. Additiver og forurensninger i Turbo T32.
Nr
EU klass
Økotoksikologiske egenskaper SVHC/
OSPAR bekym - rings -
lister
Kommentarer Kons.
(%)
Vannl.
(mg/l)
Bio - ned.
(%) Log
Pow
Bioak k. pot.
PNEC sjøv.
(mg/l) 1 R22, R43,
R50/53
0,1-0,15 9,5 0,0 4,2 ja 0,00002 nei Sannsynligvis svart, PNEC:
ECHA
2 R52/53 <0,1 nei Ingen info
3 R53 <0,1 nei Ingen info
4 R61, R62 <0,1 1000000 >20 -0,8 nei 3,2 nei Reproduksjonsskadelig og teratogent, muligens svart, PNEC: ECHA
5 R38, R43, R51/53
<0,1 0,0122 >20 7,6 ja 0,001 nei PNEC basert på R51, sannsynligvis rødt
6 Ikke klass. <0,1 0,00162 22,0 6,1 ja nei Sannsynligvis rødt
7 Ikke klass. <0,1 nei
8 R22, R34, R43, R51/53
<0,1 0,4526 >60 5,80 ja 0,001 nei PNEC basert på R51, sannsynligvis rødt
9 Ikke klass. <0,1 nei
10 R20, R38, R41, R50
<0,01 0,0001 nei PNEC basert på R50,
sannsynligvis rødt
11 R65, R66 <0,01 15 61,0 3,3-6 ja 1,00 nei
12 R37/38, R51/53, R65
<0,01 0,01-100 9,0 2,8- 6,5
ja 0,007 nei Sannsynligvis svart PNEC: EC-50 7 mg/l og AF 1000
13 Ikke klass. <0,01 nei
14 R36/38 <0,01 <20 Ikke
biokk
Ikke giftig
nei Lite data funnet, fra CCR 16 R10, R20,
R36/37/38, R51/53
<0,01 57,1 100,0 3,65 ja 0,12 nei Sannsynligvis rødt sprikende res. Bionedbr. PNEC: ECHA 17 R51/53,R65 <0,01 <0,1-100 77,0 2,1-6 ja 0,10 nei Sannsynligvis rødt. PNEC:
NOEC 0,5 mg/l og AF5 18 R22, R34,
R50
<0,01 0,14 >60 6,6 ja Giftig nei Lite data, kun QSAR Cut-off for tilsetningsstoffer/forurensninger <0,001%:
191) R23/24/25, R33, R50/53
<0,001 26 - 40 0,0001 nei PNEC: ECHA. Kan være
svart 20 R22, R34 <0,001 <0,1 Lett
bioned
1,0 nei PNEC: ECHA
21 R10, R37, R51/53
<0,001 48-49 0,001 nei PNEC: ECHA. Kan være rødt
22 R10, R37, R51/53, R65
<0,0001 27-50 Ikke persist
ent
Ikke bioak
k
0,018 nei PNEC basert på R51. Kan være rødt
23 R22, R40, R50/53
<0,0001 31-34 Lett/in herent bioned
0,0024 nei PNEC: ECHA Kan være svart 24 R10, R20/21,
R38
<0,0001 68 0,3270 nei PNEC: ECHA
251) R36/27/38, R50/53
<0,0001 <0,1 76,6 BCF = 37
0,0001 nei PNEC: ECHA Kan være svart
26 Ikke klass. <0,0001 nei
151) R22, R34, R50/53, R62, R63
<0,0001 5,7 >20 5,7 ja 0,0003 ja Svart
hormonfortstyrrende kat. 1 PNEC: ECHA
1) Er forurensninger i produktet
6.2. Farge klassifisering
Til sammen består produktet etter vår vurdering av < 0,25 % svarte stoffer og > 99,7 % røde stoffer (figur 3). Ved et årlig utslipp på 210 kg Turbo T32 vil det slippes ut 0,5 kg svarte stoffer, og ved en «worst case» lekkasjerate med utslipp 520 kg Turbo T32 vil det slippes ut 1,3 kg svarte stoffer.
Figur 3. Andel (%) røde og svarte kjemikalier sluppet ut med Turbo T32.
På bakgrunn av tilgjengelig informasjon om enkeltstoffene i Turbo T32 bør produktet klassifiseres som rødt. Det inneholder 7 mulige svarte enkeltstoffer som tilsammen utgjør en ubetydelig del av produktet. Kun ett av tilsetningsstoffene utgjør >0,1 % av produktet.
6.3. PEC
PEC (Predicted Environmental Concentration) for utslipp under normalsituasjonen er 0,08 µg/l og for en «worst case» lekkasjerate: 0,2 µg/l. Her er fortynningsfaktor 1000 benyttet.
Nedbrytning i vann og adsorpsjon til partikler er ikke inkludert i PEC-beregningen.
For de 26 enkeltstoffene er PEC beregnet ut fra utslipp av Turbo T32 og det prosentvise innholdet i produktet (se tabell 4 for de enkelte PNEC-verdiene for normalsituasjon og «worst case» lekkasjerate).
6.4. PNEC
PNEC (Predicted No Effect Concentration) og referanser er vist i tabell 3. Der ECHA har oppgitt PNEC-marine er disse verdiene benyttet. For stoffer hvor disse verdiene ikke foreligger har vi gjort beregninger basert på akutte data og kroniske giftighetsdata som beskrevet i kapittel 2. Der det ikke har vært økotoksdata tilgjengelige er PNEC anslått basert på giftighetsklassifisering (R50, R51):
R50: PNEC=0,1 µg/l R51: PNEC=1 µg/l 6.5. Miljørisikovurdering
PEC/PNEC-vurderinger for ulike utslippsscenarier, produkt og enkeltstoffer er vist i tabell 4.
Hovedvekten er lagt på utslipp til vann, men PEC/PNEC for sedimentlevende organismer er beregnet for hovedkomponenten, da denne er ekstremt lite vannløselig og vil sannsynligvis feste seg til partikler og ende opp i sedimentet.
Tabell 4. PEC/PNEC beregninger for hoved - og enkeltkomponenter i Turbo T32.
Nr Maks. kons (%) PNEC sjøvann (mg/l)
PEC (mg/l) PEC/PNEC
Normal Worst
case
Normal Worst case Base-
olje
99,49 10 8E-5 2E-4 8E-06 2E-5
Base- olje – sed1)
99,49 10000
mg/kg TS
0,08 mg/kg TS
0,2 mg/kg TS
8E-06 2E-05
1 0,15 0,00002 1,2E-7 3,6E-7 0,006 0,015
2 0,1 8E-7 2E-7
3 0,1 8E-7 2E-7
4 0,1 3,2 8E-7 2E-7 2,5E-08 6,3E-8
5 0,1 0,001 8E-7 2E-7 8E-5 2E-4
6 0,1 8E-7 2E-7
7 0,1 8E-7 2E-7
8 0,1 0,001 8E-7 2E-7 8E-5 2E-4
9 0,1 8E-7 2E-7
10 0,01 0,0001 8E-8 2E-08 8E-5 2E-4
11 0,01 1 8E-8 2E-08 8E-9 2E-8
12 0,01 0,007 8E-8 2E-08 1,1E-6 2,9E-6
13 0,01 8E-8 2E-08
14 0,01 Ikke giftig 8E-8 2E-08
16 0,01 0,12 8E-8 2E-08 6,7E-8 1,7E-7
17 0,01 0,1 8E-8 2E-08 8E-8 2E-7
18 0,01 0,0001 8E-8 2E-08 8E-5 2E-4
19 0,001 0,0001 8E-10 2E-09 8E-6 2E-5
20 0,001 1 8E-10 2E-09 8E-10 2E-09
21 0,001 0,001 8E-10 2E-09 8E-7 2E-6
22 0,0001 0,018 8E-11 2E-10 4,4E-09 1,1E-8
23 0,0001 0,0024 8E-11 2E-10 3,3E-08 8,3E-8
24 0,0001 0,327 8E-11 2 E-10 2,4E-10 6,1E-10
25 0,0001 0,0001 8E-11 2E-10 8E-7 2E-6
26 0,0001 8E-11 2E-10
15 0,0001 0,0003 8E-11 2E-10 2,7E-7 6,7E-7
1) PNEC-sed = PNEC-vann *Kd, PEC-sed = PEC-vann*Kd
PEC/PNEC << 1 for alle komponentene ved bruk av fortynningsfaktor 1000. Dette betyr at miljørisikoen forbundet ved dette utslippet er neglisjerbar. PEC/PNEC uten fortynning er høyere enn 1 kun for ett tilsetningsstoff, nr 1. Dette betyr at et utslipp kan ha en effekt begrenset til utløpet for utslippet, men det vil skje en rask fortynning.
PEC/PNEC for sedimentlevende organismer ved utslipp av baseolje viser også PEC/PNEC
<<1.
7. Konklusjoner og anbefalinger
Utslipp av Turbo T32 forventes ikke å medføre risiko for vann- og sedimentlevende organismer i området ved Draugen. Utslippet anses som neglisjerbart. Produktet er imidlertid klassifisert som rødt og inneholder små mengder enkeltstoffer som er bioakkumulerbare og/eller persistente. Det anbefales derfor at Shell forsøker å erstatte produktet med et gult produkt.
8. Refer anser
BIOWIN (2000): The Biodegradation Probability Program (Biowin) estimates the probability for the rapid aerobic biodegradation of an organic chemical in the presence of mixed populations of environmental microorganisms. US EPA Biowin v4.01.
CCR (2013): http://webnet.oecd.org/ccrweb/ChemicalDetails.aspx?ChemicalID=2FDFD145- C1B4-46BB-A1ED-B2D59C2CE320
ECHA (2011): Guidance on information requirements and chemical safety assessment.
Chapter R. 4: Evaluation of available information. Vs 1.1, December 2011.
ECHA (2013): European Chemicals Agency’s Dissemination portal with information on chemical substances registered under REACH. European Chemicals Agency Annankatu 18, P.O. Box 400, FI-00121 Helsinki, Finland.
ECOSAR (2004): Calculation tool to theoretically calculate the aquatic toxicity. Ecosar v0.99h.
EU (2003): Technical Guidance Document on Risk assessment. Part II ECB, EUR 20418 EN/2.
IUCLID (2000): International Uniform Chemical Database. Existing chemicals Internet version. European Chemical Bureau, European Commission, JRC Environmental Institute, Ispra, Italy.
Klif (2013): Regulatory Status Produced Water. Foredrag på Produced Water Management 2013 av Anne Mari Vik Green, Tekna, Stavanger.
KOWWIN (2003): Calculation tool to theoretically calculate the log Pow. US EPA Kowwin v1.67.
OECD’s test procedures 117, 107, 201, 202, 203, 211, 301 B, C, D, F, 306.
OSPAR (2010): OSPAR Guidelines for Completing the Harmonised Offshore Chemical Notification Format (HOCNF). Reference number 2010-5).
OSPAR (2011): OSPAR List of Chemicals for Priority Action (Revised 2011). Ref number 2004-12)
OSPAR (2013): List of Substances of possible Concern. Internett
OSPAR (2012): OSPAR list of substances used and discharged offshore which are considered to pose little or no risk to the environment (PLONOR). OSPAR Agreement 2012- 06 (Replacing agreement 2004-10).
OSPAR (2012): OSPAR Guidelines in support of Recommendation 2012/5 for a Risk-based Approach to the Management of Produced Water Discharges from Offshore installations.
OSPAR Agreement 2012-7.
Redman, A.D., Parkerton, T.F., McGrath, J.A., Di Toro, D.M. (2012): Petrotox: An aquatic
toxicity model for petroleum substances. Environ Toxicol Chem, 31: 2498-2506.
Scholten, M.C.Th., Schobben, H.P.M., Karman, C.C., Jak, R.G. and van het Groenewoud (1993): De berekening van het maximaal toelaabare risico-niveau van olie componenten in water en sediment. TNO report R93/87.
Shell (2013): Shell Turbo T32. Environmental fate and ecotoxicity Informatiuon on highly refined mineral oil. Confidential information from Shell Health Risc Science Team July 2013.
Smit, M.G.D., Bechmann, R.K., Hendriks, A.J., Skadsheim, A., Larsen, B.K., Baussant, T., Bamber, S. and Sanni, S. (2009): Relating biomarkers to whole-organism effect using species sensitivity distributions: A pilot study for marine species exposed to oil. Environ Toxicol Chem, 28: 1104-1109.
Smit, M.G.D. (2013): Dilution factors for the Draugen Turbo T32 spill risk assessment.
Informasjon om fortynning av utslipp fra Draugen. E-post 31.07.13.
Vedlegg 1 Specification of dilution factors for the Draugen Turbo T32 spill risk assessment
The hazard assessment module of the CHARM model is using a dilution factor of 1000 at 500 m from the discharge location as a standard average value for offshore dilution conditions. For the risk assessment on the leakage of the Turbo T32 synthetic oil it is proposed to use this factor of 1000 as a default. However, in order to indicate how this factor of 1000 relates to the range of dilution factors that might occur at the Draugen location an analytical model to establish dilution factors was used. This model has been published by Rye et al. (1996) and has been proposed for risk assessment with CHARM.
Dilution calculated by this model is a function of the discharge rate (Q0in m3/s), the distance from the discharge source (x in meter), the horizontal diffusion velocity (V in m/s), the vertical diffusion coefficient (Kz in m2/s) and the ambient current (U in m/s). The parameter V expresses the side spread of the release, while Kz expresses the vertical mixing ability. The latter is a function of sea conditions determined by winds and waves.
Table 1 presents a parameter set representative for average offshore conditions. Based on this parameter set and information on local current conditions from the Draugen location, ranges of possible dilution factors for the Draugen produced water and dewatering pump are assessed.
Table 1. Parameters for typical offshore dilution.
V= 0.01 Diffusion velocity (typical between 0.004 - 0.016 m/s)
Kz= 0.005 Vertical mixing (typical between 0.01(rough) - 0.0005 (calm) m2/s) U= 0.1 Horizontal current velocity (typical between 0.01 - 2.0 m/s)
Based on historical measurements reported in Marthinsen and Behrens (1992) current conditions at the Draugen location can be assessed.
Figure 1. Current velocity probabilities for the period 1980 to 1984 at Draugen
Based on the measured data Oen et al. (1998) proposed a representative current of 12 cm/s.
The same value has been used here. To represent minimum and maximum current velocities: 2 cm/s and 25 cm/s have been selected.
Dilution factors for both the produced water discharge and the discharge from the dewatering pump have been determined. Results are presented in the tables 2 and 3 below.
Maximum dilution at 500 m occurs at rough sea, slow currents and strong winds. Minimum dilution occurs at calm sea, fast currents and no wind. It must, however, be noted that the presented dilution figures are conservative estimates since any initial turbulent mixing when the effluent leaves the discharge pipe is ignored by this model. In addition, the effluent from the dewatering pump is assumed to be discharged from one discharge point instead of three.
Table 2. Dilution estimates at 500m for the dewatering pump discharge (320 m3/h) at different conditions.
Dilution situation Diffusion velocity
Vertical mixing
Horizontal current velocity
Discharge Volume
(m3/s)
Distance Dilution at 500 m
Average dilution 0.01 0.005 0.12 0.089 500 2516
Maximum dilution 0.016 0.01 0.02 0.089 500 13943
Minimal dilution 0.004 0.0005 0.25 0.089 500 220
Oseberg reference values
(Rye et al. 1996) 0.013 0.01 0.05 0.089 500 7165
Table 3. Dilution estimates at 500m for the produced water discharge (1292 m3/h) at different conditions.
Dilution situation Diffusion velocity
Vertical mixing
Horizontal current velocity
Discharge Volume
(m3/s)
Distance Dilution at 500 m
Average dilution 0,01 0,005 0,12 0,359 500 623
Maximum dilution 0,016 0,01 0,02 0,359 500 3453
Minimal dilution 0,004 0,0005 0,25 0,359 500 55
Oseberg reference values
(Rye et al. 1996) 0,013 0,01 0,05 0,359 500 1775
The produced water discharge point is located 35 meters below sea level and the dewatering pump discharge point is located at 10 meters below sea level. Depending on the dilution conditions it is likely that at some occasions the produced water plume and the water plume from the dewatering pump will overlap. For the different dilution conditions table 4 presents the plume heights and widths at 500 m.
Table 4. Estimates of plume height and width at different dilution regimes.
Dilution situation Plume height (m) at 500m
Plume width (m) at 500m
Average dilution 13 144
Maximum dilution 45 1386
Minimal dilution 3 28
Oseberg reference values
(Rye et al. 1996) 28 450
The results presented in table 4 indicate that during average dilution the two discharge plumes will not overlap at 500m distance. Figure 2 illustrates the location of the two plumes at average dilution conditions. At 1875 m from the discharge point the plumes are starting to overlap. Again it must be noted that depending on the discharge arrangement that determines the flow velocity in the discharge pipe and the local current conditions will determine the turbulence of the discharge. Turbulence is not included in this model but will increase initial dilution. Also effects of temperature and salinity that influences the buoyancy of the plumes are not included. It is expected that the produced water plume rises faster
compared to the plume of the dewatering pump effluent due to the higher temperature of the produced water discharge and that overlapping of the plumes will happen closer to the discharge points.
Figure1. Plume locations for the produced water discharge (dotted) and the dewatering pump discharge (solid) for average dilution conditions. Influences of initial mixing, and differences in temperature and salinity are not includedin this simplified model .
Reference
Marthinsen I., H.L. Behrens (1992), Ressurs rapport som grunnlag for Draugen. Oppdatert og komplettert miljøkonsekvensutredning. Utarbeidet for Norske Shell A/S. CMS rapport 119- 921.
Oen, A.M., Kelly, A. og E.A. Vik (1998), Miljørisikovurdering av lekkasje av injeksjonsvann på Draugen. Aquateam Rapport No, 98-074.
Rye H., M. Reed, A. Melbye & S. Johnsen (1996), An Intercomparison Between Field Measurements and Three Different Calculation Models for Estimates of Dilution Factors, In:
Produced Water 2, Reed M. & Johnsen S. (eds), Environmental Science Research Volume 52, 1996, pp 257-269.
-50 -45 -40 -35 -30 -25 -20 -15 -10 -5 0
0 200 400 600 800 1000 1200
de pth
distance
