Vedlegg 3 - Tilstanden i Sogna og Leira som følge ... - Oslo Lufthavn

Konsekvensvurdering av 

tilstanden i Sogna og Leira 

som følge av utbygging av 

terminal 2 ved Oslo lufthavn 

aquateam 

Aquateam - Norsk vannteknologisk senter A/S 

Rapport nr: 08-023 

Prosjekt nr: O-08046 

Prosjektleder: Mona Weideborg 

Dato: 25.09.08 Side 1 : 34 Rapport nr: 08-023 Versjon: 1

aquateam RAPPORT 

Postboks 6875 Rodeløkka Rapportnummer: 08-023 

0504 Oslo Tilgjengelighet: Fortrolig 

Telefon: 22 35 81 00 

Telefaks: 22 35 81 10 

Rapportens tittel Dato 

Konsekvensvurdering av tilstanden i Sogna og Leira som 

følge av utbygging av terminal 2 ved Oslo lufthavn 

25.09.08 

Antall sider og bilag 

Forfatter(e) sign. Ansv. sign. 

Mona Weideborg 

Oppdragsgiver 

Oslo lufthavn 

aquateam 

Dato: 25.09.08 Side 2 : 34 Rapport nr: 08-023 Versjon: 1 

34 

Bjarne Paulsrud 

Prosjektnummer 

O-08046 

Oppdr.givers ref. 

Jostein Skjefstad 

Ekstrakt 

Aquateam har på vegne av Oslo lufthavn gjennomført en konsekvensvurdering av den betydningen utbygging 

av ny terminal ved Oslo lufthavn vil kunne ha for resipientene Sogna og Leira. Ulike scenarier ved 1. byggetrinn 

(2012) og 2. byggetrinn (2018) er vurdert. Det kan konkluderes med følgende: 

• For Sogna er det kun spredning av glykol med tilsetningsstoffer fra flyene som kan ha betydning. Flere 

flybevegelser gir mer glykol. 

• Absolutt ”worst case” scenario er tilførsel av glykol tilsvarende maksverdi målt i Sogna før etablering av 

oppsamling av ”first flush” (15 mg/l glykol i 2006, 24 mg/l i 2012 og 26 mg/l i 2018). Dette vil kunne 

føre til ugunstige forhold som følge av oksygensvikt for de organismene som lever i Sogna og Leira. 

Man vil ved utbygging av terminal 2 også kunne risikere kronisk effekt av tilsetningsstoffer på miljøet i 

Sogna og Leira dersom utslippet varer over 10 døgn, men ikke akutt effekt (fiskedød). 

• Reell ”worst case” scenario er tilførsel av glykol tilsvarende maksverdi målt i Sogna i 2007 etter 

etablering av oppsamling av ”first flush” (3,5 mg/l glykol i 2007, 5,6 mg/l i 2012 og 6,1 mg/l i 2018). En 

utbygging av terminal 2 vil ikke ha noen negative effekter på miljøet i Sogna med mindre utslippene 

varer mer enn 10 dager. Dette scenariet vil ikke ha noen negative effekter på miljøet i Leira. 

• Normalsituasjons-scenario (

Innhold 

aquateam 

1. Innledning ...........................................................................................................4 

2. Forbruk av avisingsmidler i dag og i framtiden ...................................................6 

3. Betydningen for Sogna .......................................................................................8 

3.1. Sogna – tilstand og miljømål......................................................................................8 

3.2. Tilførsler til Sogna - utslippsscenarier......................................................................10 

3.3. Risikovurdering ved økt tilførsel av avisingsvæske .................................................11 

3.3.1. Økt tilførsel av organisk stoff ............................................................................11 

3.3.2. Tilsetningsstoff..................................................................................................12 

4. Betydningen for Leira........................................................................................14 

4.1. Leira – tilstand og miljømål ......................................................................................14 

4.2. Kort beskrivelse av Gardermoen renseanlegg.........................................................16 

4.3. Betydning for renseprosessen .................................................................................17 

4.4. Tilførsel til Leira - utslippsscenarier .........................................................................19 

4.5. Betydning for Leira av tilrenning fra Sogna..............................................................22 

5. Øvrige aktiviteter...............................................................................................24 

6. Konklusjon ........................................................................................................24 

7. Litteratur............................................................................................................25 

Vedlegg 1. Om ulike avisingsmidler (produkter, stoffer, additiver, virkninger i resipienten)27 

Vedlegg 2. Generelt om sammenhenger mellom forbruk/spredning og 

belastning/nedbryting i løsmasser..........................................................................................32 


1. Innledning 

aquateam 

Aquateam ble engasjert av Oslo lufthavn til å gjennomføre en konsekvensvurdering av den 

betydningen utbygging av ny terminal ved Oslo lufthavn vil ha for resipientene Sogna og 

Leira. 

Elva Leira er resipient for renset avløpsvann fra Gardermoen renseanlegg. Renseanlegget 

mottar glykolholdig overvann (B- og C-fraksjoner) fra flyavisingsplattformene, formiatholdig 

overvann fra baneavising, spillvann fra flyplassområdet, samt avløpsvann fra Ullensaker og 

Nannestad kommuner. 

Overvann fra vestre rullebane ledes normalt til infiltrasjon i grunnen. Under smelteperioder 

avlastes systemet via overløp til 3 kulverter til elva Sogna. Kulvertene har utløp i tre raviner 

vest for lufthavnen. Sogna munner ut i elva Leira, slik at både Sogna og Leira er å betrakte 

som resipienter for avrenningsvann fra rullebanen. 

First flush” ved snøsmelting langs rullebanen ledes til samlekum (midlertidig pumpestasjon 

OV1 for overvann) som fører overvannet til fordrøyningsbasseng for glykolholdig vann fra 

avisingsplattformen. 

Resipientene er vurdert både mht oksygenforbrukende stoffer (glykol og formiat), giftighet av 

de tilsetningsstoffene som finnes i de avisingsproduktene som for tiden benyttes, tilførsel av 

næringssalter og organisk stoff fra spillvann, samt mulig bakterieforurensning og 

oljeforurensning. Det er forutsatt at det ikke vil bli benyttet fly- eller baneavisingskjemikalier 

som er mindre miljøvennlige enn dagens produkter. 

En miljørisikovurdering (PEC/PNEC beregning) er gjennomført for tilsetningsstoffene. 

”Worst case”- scenarier og ett normalsituasjons-scenario for følgende to tidspunkter er 

vurdert: 

1. byggetrinn i 2012 

2. byggetrinn i 2018 

Dette innbefatter konsekvensvurderinger av 

• Tilførsler av oksiderbart materiale fra glykol og formiat samt tilsetningsstoff til Leira 

via Gardermoen renseanlegg. 

• Tilførsler av oksiderbart materiale fra glykol og formiat, samt tilsetningsstoff til Sogna 

via kulvertene, og videre fortynning i Leira. 

• Tilførsel av oljeholdig overvann til resipientene (spesielt relatert til grunnvann) 

• Tilførsel av økt spillvannsmengde. Betydning for resipientene. 

De data som nylig er utarbeidet i forbindelse med overvannsvurderingene fra utbygging av 

ny terminal, er benyttet (OSL, 2008 a, b). Det er benyttet foreliggende informasjon om 

utbygging av terminal 2, mulige spredningsveier for overvann, og de mengder av ulike 

produkter fly- og baneavisingsmidler som benyttes og som planlegges benyttet, samt OSLs 

regnskap for vannbalanse (som omfatter naturlig infiltrasjon, kunstig infiltrasjon samt 

utslippsledning til Leira). 

Det er benyttet bakgrunnsmateriale fra Aquateams øvrige risikovurderinger av utslipp av 

avisingsmidler via Gardermoen renseanlegg (Weideborg og Rusten, 2008; Hem og andre, 

2002), samt de resipientvurderinger, tålegrensevurderinger og tilførselsvurderinger som vi 

tidligere har gjort for Sogna (Nordal og andre, 2000; Weideborg og Roseth, 2002, 


aquateam 

Weideborg, 2004; 2006 a,b) og for Leira (Weideborg og Hem, 2000, Weideborg og Nedland, 

2003; Mikkelsen, 2007), samt de vurderingene som er gjort av ulike typer avisingsprodukter 

(Weideborg, 2002; 2007a,b; 2008a,b). 

Dette prosjektet omfatter kun den betydningen etableringen av terminal 2 vil kunne ha i 

driftsfasen, og omfatter ikke byggeperioden. Konsekvenser av framtidige klimaendringer er 

ikke inkludert. 


2. Forbruk av avisingsmidler i dag og i framtiden 

aquateam 

En oversikt over mengde glykol og formiat benyttet pr. i dag og stipulerte mengder for 2012 

og 2018 er vist i tabell 1. For beregning av hva som spres med flyene er det anslått at ca. 

15% spres langs rullebanen og 5% følger flykroppen ut av nedbørfeltene. Det anslås at 80% 

av glykolen som benyttes, er type I-væske (80% glykol, benyttes til vanlig de-icing) og 20% 

type II væske (50% glykol, benyttes til preventiv anti-icing). Anslagene er basert på ren 

glykol. Av det som spres langs rullebanen, går 65% til vestre rullebane og 35% til østre 

rullebane. 

Tabell 1. Oversikt over mengde glykol og formiat benyttet pr. i dag og stipulerte mengder for 

2012 og 2018. 

Parameter 

Monopropylenglykol: 

2005-2007 2012 2018 

Forbrukt glykol 

(tonn/år) 

1006 1375 1550 

Oppsamlingsgrad (%) 81 80 80 

Oppsamlet glykol 

(tonn/år) 

815 1100 1240 

Glykol til renseanlegg 

C-glykol (tonn/år) 1) 

88 (middel 2001-2007, 140 155 

beregnet ut fra KOF) 

Glykol som spres langs 

vestre rullebane 

(tonn/år) 

Formiat: 

Forbrukt formiat 

(tonn/år) 

Oppsamlet formiat til 

renseanlegg (tonn/år) 

Formiat som spres 

langs vestre rullebane 

(tonn/år) 

98 143 151 

334 - - 

86,5 131-197 (beregnet ut 

fra 46-69 tonn KOF/år) 

Ingen endringer som følge av utbyggingen 

157-237 (beregnet ut 

fra 55-83 tonn KOF/år) 

1) Kun C-glykol går til anlegget som avløpsvann. B-glykolen benyttes som karbonkilde ved Gardermoen 

renseanlegg og A-glykolen kjøres vekk til andre renseanlegg. 


aquateam 

Tabell 2. Oversikt over mengde tilsetningsstoffer benyttet pr. i dag og stipulerte mengder for 

2012 og 2018 ved bruk av eksisterende og nye flyavisingsprodukter. 

Parameter 2007 2012 2018 

Produkter fra leverandør 1: 

100% glykol (kg/år) 583(S3/S13) 798 (S3/S13) 899 (S3/S13) 

Tilsetningsstoffer som 57 (S3/S13) 83 (S3/S13) 88 (S3/S13) 

spres langs vestre 

rullebane (kg/år) 

Tilsetningsstoffer som 

ledes til Gardermoen 

renseanlegg (kg/år) 

51 (S3/S13) 81 (S3/S13) 90 (S3/S13) 

Produkter fra leverandør 2: 

100% glykol (kg/år) 1046 (S3/S13) 

1430 (S3/S13) 

1642 (S3/S13) 

8 (E) 

11 (E) 

12 (E) 

Tilsetningsstoffer som 101 (S3/S13) 

spres langs vestre 1 (E) 

rullebane (kg/år) 

1) 

149 (S3/S13) 

1,1 (E) 1) 

157 (S3/S13) 

1,3 (E) 1) 

Tilsetningsstoffer som 

går til Gardermoen 

renseanlegg (kg/år) 

92 (S3/S13) 

3. Betydningen for Sogna 

aquateam 

3.1. Sogna – tilstand og miljømål 

Overvann fra vestre rullebane ledes normalt til infiltrasjon i grunnen. Under smelteperioder 

avlastes systemet via overløp til 3 kulverter til elva Sogna. Kulvertene har utløp i tre raviner 

vest for lufthavnen (Figur 1). 

Nordre 

kulvert 

Midtre 

kulvert 

Søndre 

kulvert 

OSLs 

prøvestasjon 

Sogna 

Vikka 

0 1 2 3 km 

Figur 1. Lokalisering av Sogna og kulvertene i forhold til Oslo lufthavn. 


aquateam 

Økologisk tilstand og mål for vannkvaliteten i Sogna er tidligere vurdert (Weideborg, 2006b) i 

henhold til EUs vannrammedirektiv. Sogna er sideelv til Leira, og ligger i 

Leira/Nitelva/Glommavassdraget under marin grense. Nedbørsfeltet er 10 km, hvorav ca. 

halvparten er jordbruksareal. Det er ingen innsjøer i nedbørsfeltet. Elva er liten og tilhører 

kun en vanntype og en statusklasse. Den er relativt sakteflytende med en gjennomsnittlig 

vannføring på målestasjon nederst i elva på 0,34 m 3 /s (se figur 2 for variasjon i vannføring). 

Høydeforskjell ved utspring og utløp er liten. Elva er typifisert som en liten-middels, kalkrik, 

turbid, sakteflytende elv. 

Vannføring (m 3 /s) 

4,00 

3,50 

3,00 

2,50 

2,00 

1,50 

1,00 

0,50 

0,00 

gj.sn. 0,34 

m 3 /s 

1997 1998 1999 2000 

2001 

Figur 2. Døgnverdier for vannføring (m 3 /s) i Sogna ved målestasjonen ved samløpet med Vikka. 

Den økologiske tilstanden i Sogna er spesielt dårlig når det gjelder begroingsalger og 

næringsalter (SFTs tilstandsklasse V: meget dårlig). Dette skyldes delvis jordbruksaktiviteter 

og delvis naturgitte forhold. Elva er periodevis sterkt partikkelførende, delvis som følge av 

aktiv erosjon i ravinene i nedbørsfeltet og delvis som følge av jord- og skogbruksaktiviteter. 

Det er lite fisk og bunndyr i Sogna pga tilslamming av habitater og gyteplasser. 

Man regner ikke med at aktiviteten ved lufthavnen har noen vesentlig betydning for tilstanden 

i Sogna i dag, da denne vil overskygges av øvrige aktiviteter i nedbørfeltet. 

Forslag til vannkvalitetsmål for Sogna (årsgjennomsnittsverdier basert på ukentlige målinger 

nederst i vassdraget ved OSLs målestasjon ved samløpet med Vikka) er sammenstilt i tabell 

3. 


aquateam 

Tabell 3. Forslag til vannkvalitetsmål for Sogna (årsgjennomsnittsverdier) (Weideborg, 2006 b). 

Opplysninger om dagens tilstand klassifisert etter SFT (1997) er også inkludert i tabellen. 

Parameter Dagens tilstand (2004 - 2005) Mål 

Total fosfor 149 µg P/l (SFTs klasse V) 40 µg P/l (SFTs klasse III), 20 µg P/l 

langsiktig mål 

Løst fosfat 15 µg P/l 3 µg P/l 

Total nitrogen 2 mg N/l (SFTs klasse V) Ingen tallbaserte mål (N reduseres ved 

P-reduserende tiltak) 

Total organisk karbon 3,8 mg TOC/l (SFTs klasse III) 3,5 mg TOC/l (SFTs klasse II) 

Termotolerante koliforme 245 TKB/100 ml (SFTs klasse 50 TKB/100 ml (SFTs klasse II) 

bakterier 

IV) 

Tungmetaller Meget god (SFTs klasse I) Fortsatt meget god (SFTs klasse I) 

Partikler 300 mg SS/l (SFTs klasse V) Ingen tallbaserte mål, men antropogene 

tilførsler bør reduseres/kontrolleres 

Begroingsalger Dårlig/meget dårlig (klasse IV/V) Meget god/god (klasse I/II) 

Fisk Få arter og individer Ørret tilbake i Sogna. 

I tillegg skal heller ikke rester av avisingskjemikalier (glykol, formiat og betenkelige 

tilsetningsstoffer) påvises i Sogna ved OSLs målestasjon i konsentrasjoner høyere enn 

tålegrensene. Konsentrasjon av tilsetningsstoffet S3/S13 skal i utgangspunktet være lavere 

enn 2 µg/l (kronisk PNEC for vannlevende organismer). Konsentrasjoner opp til 50 µg/l 

(basert på økotoksikologiske tester av avrenningsvannet) kan aksepteres i korte perioder 

(opp til 10 dager pr. år), da stoffet er lett bionedbrytbart, og således ikke vil akkumuleres i 

sedimentene over tid. Det skal ikke kunne dokumenteres oksygensvinn i Sogna som følge 

av tilført glykol og formiat. 

Det har vært forsøkt å angi en målbar tålegrense for Sogna for tilførsel av organisk stoff fra 

lufthavnen, men dette er vanskelig ettersom det naturlige KOF-innholdet varierer betydelig 

med nedbør og avrenning, og varierer nedover i vassdraget. Som en foreløpig grenseverdi 

for organisk stoff ble det i forbindelse med sammenstilling og vurdering av vannkvalitetsdata 

fra avisingssesongen 2004/2005 (Weideborg, 2006a) foreslått at de samlede KOF-tilførslene 

fra lufthavnen i avisingsperioden ikke bør utgjøre mer enn 2 % av de beregnede totale årlige 

tilførslene til Sogna oppstrøms lufthavnen. I avisingssesongen 2004/2005 utgjorde dette i 

størrelsesorden 4 tonn KOF. Dette utgjør en belastning i KOF som kan sammenliknes med 

årlig tilførsel av urenset kloakk fra 90-100 personer. Ved en vannføring i Sogna på ca 11 mill 

m 3 /år vil tilskuddet fra lufthavnen i gjennomsnitt være 0,3-0,4 mg KOF/l etter innblanding i 

Sogna. Sett over året gir et tilskudd av 4 tonn KOF fra lufthavnen til Sogna en ubetydelig 

økning i KOF i Sogna (men konsentrerte utslipp over kort tid kan selvsagt ha negativ effekt). 

Banearealet som avises, vil ikke øke som følge av utbygging av terminal 2. Det vil heller ikke 

skje noen endring i avrenningsveier, etc. som vil kunne øke avrenningen til Sogna fra 

lufthavn-området. Det er heller ikke beregnet å skje økt utslipp av oljeholdig overvann, 

partikler, tungmetaller, bakterier, organisk stoff fra andre kilder eller næringssalter til Sogna 

som følge av etablering av terminal 2. 

Terminal 2 vil imidlertid føre til større flytrafikk og dermed større spredning av 

flyavisingskjemikalier fra flyene til Sogna. Det betyr at mengden og konsentrasjonen av 

glykol (og av organisk stoff) og tilsetningsstoffer som når Sogna, kan øke i forhold til i dag. 

3.2. Tilførsler til Sogna - utslippsscenarier 

Tabell 4 viser noen utvalgte scenarier for utslipp fra Oslo lufthavn til Sogna. Ettersom OSL 

leder vekk ”first flush” ved snøsmelting langs rullebanen, er det valgt å utelate tilsvarende 

beregninger av ”worst case” som har vært gjort ved øvrige lufthavner (15% av den glykolen 

som teoretisk kan komme ut i resipienten, kan ende opp i resipienten i en uke med 

minstevannføring). Det er i stedet benyttet mer realistiske scenarier basert på ”worst case” 


aquateam 

målinger i Sogna. Absolutt ”worst case” er den høyeste konsentrasjonen av glykol som noen 

gang er målt i Sogna, mens realistisk ”worst case” er den høyeste konsentrasjonen som er 

målt etter etablering av oppsamlingssystem for ”first flush” (OV1). Normalsituasjonen er hva 

som vanligvis måles i vintersesongen (glykolkonsentrasjon lavere enn deteksjonsgrensen). 

Vi regner med minstevannføringen (300 l/s) i alle scenariene ettersom dette er den reelle 

vannføringen i Sogna i store deler av året. Det er for Sogna ikke beregnet økninger som 

følge av klimatiske endringer, men det kan forventes større variasjoner i nedbørforhold på 

Østlandet de neste 50 årene: 15% økning av nedbør vår og høst og tørrere somre med opptil 

15% mindre nedbør (OSL, 2008b). Grunnvannstilsig i nedbørfeltet til Sogna gjør imidlertid at 

minstevannføringen forventes å være konstant og ikke lavere enn 300 l/s. Det anslås at 

denne vil være lik i perioden 2007-2018. Det antas også at avrenningen til Sogna fra vestre 

rullebane vil være lik i denne perioden. 

Tabell 4. Scenarier for utslipp av glykol fra Oslo lufthavn til Sogna. 

Parameter 

Scenario 1: 

2005- 

2007 

2012 2018 

Absolutt worst case: Det tas utgangspunkt i den høyeste konsentrasjonen av glykol som er 

målt i Sogna (før etablering av oppsamling av ”first flush” i OV1); 15 mg/l. Frekvens: 10 dager 

/år 

Konsentrasjon av glykol (mg/l) 15 24 26 

Konsentrasjon av lett oksiderbart materiale (mg KOF/l) 25 40 44 

Konsentrasjon S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 1 (µg/l) 7,9 12,6 14 

Konsentrasjon S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 2 (µg/l) 14 22 24 

PNEC S3/S13 (µg/l) 2 2 2 

PEC/PNEC S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 1 4 6 7 

PEC/PNEC S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 2 

Scenario 2: 

7 11 12 

Reell worst case: Det tas utgangspunkt i den høyeste konsentrasjonen av glykol som er målt i 

Sogna i 2007 (etter etablering av oppsamling av ”first flush” i OV1); 3,5 mg/l. Frekvens: 10 dager 

/år 

Konsentrasjon av glykol (mg/l) 3,5 5,6 6,1 

Konsentrasjon av lett oksiderbart materiale (mg KOF/l) 5,9 9,5 10,3 

Konsentrasjon S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 1 (µg/l) 1,8 2,9 3,1 


PNEC S3/S13 (µg/l) 2 2 2 

PEC/PNEC S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 1 0,9 1,5 1,6 


Scenario 3: 

1,7 2,7 2,9 

Normalsituasjon: Målt konsentrasjon er under deteksjonsgrensen som er 0,5 mg glykol/l 



Konsentrasjon S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 1 (µg/l)

aquateam 

lever i Sogna, spesielt gjelder dette dersom utslippet skjer i periode hvor Sogna er islagt og 

vannføringen er lav. Den lave temperaturen gjør imidlertid at nedbrytningen (og dermed 

oksygensvinnet) forventes å gå langsomt. 

Sogna inneholder en del organisk materiale som skyldes naturlige tilførsler av humus. De 

siste årenes overvåking av vannkvaliteten i Sogna har vist høye KOF-konsentrasjoner (ca. 

50 mg KOF/l) ved målestasjonen både i perioder hvor det ikke har vært benyttet glykol, ikke 

er påvist glykol i kulvertene og i perioder hvor det har vært påvist avrenning av glykol. 

Ettersom klimatiske endringer forventes å føre til perioder med økt nedbør og høyere 

temperatur i framtiden vil nok kjemisk oksygenforbruk i Sogna øke, og det vil være større 

KOF-variasjoner enn i dag. Dette betyr at moderate tilførsler i korte tidsrom av organisk stoff i 

form av glykol ikke forventes å innvirke negativt på organismesamfunnet i Sogna. 

Scenario 2 vil kunne aksepteres dersom det skjer kortvarige utslipp. Det kan dermed 

konkluderes med at en utbygging av terminal 2 ikke vil kunne ha noen negative effekter på 

miljøet i Sogna. Dette må imidlertid ses i sammenheng med tilførsel av tilsetningsstoff. Se 

kap. 3.3.2 nedenfor. Det forventes ikke at utbygging av terminal 2 vil kunne føre til en 

overskridelse av tålegrensene for Sogna som innebærer at de samlede KOF-tilførslene fra 

lufthavnen i avisingsperioden ikke bør utgjøre mer enn 2 % av de beregnede totale årlige 

tilførslene til Sogna oppstrøms lufthavnen. 

Scenario 3 vil ikke ha noen negative effekter på organismesamfunnet i Sogna. 

3.3.2. Tilsetningsstoff 

Som vist i tabell 4 er det risiko for miljøet for scenariene 1 og 2 basert på risikovurdering iht 

EUs TGD (EU, 2003), siden PEC/PNEC er større enn 1. En beskrivelse av metodikken som 

benyttes ved en risikovurdering, er vist i innledningen i Vedlegg 1. Tilsetningsstoffet S3/S13 

er lett bionedbrytbart, og vil derfor brytes ned i løpet av avisingssesongen. Det har vært 

gjennomført toksisitetstester med avrenningsvann fra Gardermoen hvor det ble anslått en 

EC50 verdi på 0,5 mg/l av S3/S13, og dermed en akutt PNEC ifølge SFTs retningslinjer for 

industriavløpsvann (SFT, 2000) på 50 µg/l. Følgende tålegrense for denne typen stoffer er 

foreslått (Weideborg, 2006b): 

• Det bør i hovedsak ikke detekteres høyere verdier enn 2 µg/l S3/S13 i målestasjonen 

i Sogna. 

• Overskridelser opp til akutt PNEC 50 µg/l kan aksepteres i korte perioder (opp til 10 

dager pr. år), da stoffet er lett bionedbrytbart, og har ikke potensial for 

bioakkumulering, slik at stoffet ikke vil akkumuleres i sedimentene over tid. 

Dette betyr at for Scenario 1 (absolutt worst case) vil man ved utbygging av terminal 2 kunne 

risikere kronisk effekt på miljøet i Sogna, men ikke akutt effekt på miljøet (fiskedød). Bruk av 

produkter fra leverandør 1 gir noe bedre resultater enn bruk av produkter fra leverandør 2 i 

beregningen, men forskjellen er relativt liten. Vi regner imidlertid med at det er meget lite 

sannsynlig et utslipp av glykol som tilsvarer mer enn 15 mg/l målt i Sogna vil kunne 

forekomme etter at systemet for oppsamling av ”first flush” (OV1) er etablert. 

Dersom man noen få dager overskrider kravet om at det ikke skal detekteres glykol i Sogna 

(for eksempel Scenario 2; 3,5 mg/l glykol, slik som målt i 2007), vil ikke dette medføre noen 

negativ risiko for miljøet i Sogna. 

Man må imidlertid være oppmerksom på at analyseparametere og analysefrekvens er meget 

viktig for å vurdere tilstanden i Sogna. For å vurdere om tålegrensene er overskredet, må det 

foreligge nok analysedata fra relevante prøver. Det kan synes som om glykol ikke alltid er 


aquateam 

noen god parameter for å vurdere hvor mye av tilsetningsstoffet S3/S13 som kommer ut i 

Sogna. Selv i prøve hvor det ikke ble detektert glykol, ble det funnet S3/S13 i 

konsentrasjoner høyere enn PNEC-verdien. Dette skyldes at stoffet er overflateaktivt, binder 

seg til partikulært materiale og vil gjenfinnes i prøver med mye partikler, dvs. i prøver i 

begynnelsen av perioder med høy avrenning. Det bør derfor analyseres på dette stoffet med 

jevne mellomrom i avisingsperioder, og heller knytte dette til perioder med sterk avrenning og 

mye partikler i prøvene enn til prøver med høy glykolkonsentrasjon. 

Man må være oppmerksom på at eventuelle forurensninger fra flyavisingsvæske ikke bare 

kan tilføres Sogna via kulvertene, men kan også falle av flyene og spres i hele nedbørfeltet til 

Sogna (dette er inkludert i foreliggende beregninger). Man har detektert S3/S13 i prøver 

oppstrøms øvre kulvert, riktignok i meget lave konsentrasjoner. 


4. Betydningen for Leira 

aquateam 

4.1. Leira – tilstand og miljømål 

Leira påvirkes av aktiviteter ved Oslo lufthavn ved at utløpet fra Gardermoen renseanlegg 

går til Leira ved samløpet med Tveia. Sogna munner ut i elva Leira, slik at tilførslene til 

Sogna fra Oslo lufthavn også har betydning for Leira. Se kart figur 3. 

Figur 3. Oversiktskart over Leiravassdraget. Fra Weideborg og Nedland (2003). 


aquateam 

Leiravassdraget strekker seg fra fjellområder i Oppland med det høyeste liggende punktet 

812 meter over havet og munner ut i nordre del av Øyeren (102 m.o.h.). Vassdraget er 98 

km langt, og har et samlet nedbørfelt på ca. 659 km 2 . De øvre delene av nedbørfeltet er 

skog- og fjellområder. Fra Maura og til Øyeren er det mye bebyggelse (17 km 2 tettsteder) og 

jordbruksarealer (133 km 2 ). Ved Vålaugsmoen i Nannestad passerer Leira den marine 

grense (205 m.o.h.) Elva passerer ingen innsjøer på denne strekningen. Ca. 16 % av 

nedbørsfeltet utnyttes i forbindelse med drikkevanns-forsyning. Nedbørsfeltet består 

anslagsvis av 57% skog- og fjellområder, 20% jordbruksområder, 20% areal av 

vannforekomster og 2,6% tettsteder. 

Økologisk tilstand og mål for vannkvaliteten i Leira er tidligere vurdert (Weideborg og 

Nedland, 2003) iht EUs vannrammedirektiv. Ut fra konsentrasjonen av total fosfor kan 

vannkvaliteten i Leira i dag klassifiseres som meget god øverst i nedbørsfeltet, god ved 

Kringlerdalen og meget dårlig i områdene nedstrøms Krokfoss. Konsentrasjonen av 

tarmbakterier er også meget høy i de nedre delene av elva. Tallbaserte mål for fosfor og 

bakterier er vist i tabell 5. Det er ikke satt tallbaserte mål for organisk stoff i Leira. Som 

navnet sier er Leira sterkt partikkelførende. Til tross for betydelige tiltak i nedbørsfeltet i de 

senere år kan det ikke spores noen tilsvarende reduksjon i fosforkonsentrasjon. Årsaken til 

dette kan være at Leira inneholder mye partikler og partikulært bundet fosfor som skyldes 

naturlig erosjon i nedbørsfeltet, og at perioder med høy nedbør vil ha stor betydning for 

beregnet årskonsentrasjon. Det er imidlertid stor usikkerhet med hensyn til hvor mye av 

erosjonen som er naturlig. Det høye bakterietallet skyldes jevnt høy konsentrasjon av 

bakterier i tørrværsperioder i sommerhalvåret. 

Utløpet fra Gardermoen renseanlegg i hadde i 2001 lav fosforkonsentrasjon (ca. 0,19 mg 

P/l), slik at det den gang ble vurdert å være lite å hente på optimalisering av driften ved 

renseanlegget. Fosforkonsentrasjonen i utløpsvannet fra renseanlegget er fortsatt lav (se 

tabell 8). 

Målet er at Leira skal være godt egnet til bading og rekreasjon, fritidsfiske, drikkevann for dyr 

på beite og egnet til jordvanning oppstrøms Kringlerdalen. Nedstrøms Kringlerdalen, skal 

Leira være egnet til bading og rekreasjon, fritidsfiske og jordvanning. 

Tabell 5. Oversikt over mål for vannkvalitet i de ulike vassdragene og i tilløpselvene, 

sammenliknet med tallverdier for total fosfor og termotolerante koliforme bakterier (TKB) målt i 

2001 og 2006 (Mikkelsen, 2007; Weideborg og Nedland, 2003). 

Total fosfor(µg P/l) TKB (ant./100 ml) Tallbaserte mål 3) 

Lokalitet 

2001 1) 

2006 2) 

2001 1) 

2006 2) 

Total fosfor TKB 

Leira fra 

Kringlerdalen til 

Krokfoss 

Leira fra Krokfoss til 

Frogner 

(µg P/l) (ant./100 ml) 

70 34 520 447

Vannføring (m 3 /s) 

aquateam 

2018 som følge av klimatiske endringer, men det kan forventes større variasjoner i 

nedbørforhold på Østlandet de neste 50 årene: 15% økning av nedbør vår og høst og tørrere 

somre med opptil 15% mindre nedbør (OSL, 2008b). 

120,0 

100,0 

80,0 

60,0 

40,0 

20,0 

0,0 

2001 

2000 

Vannføring Leira ved Krokfoss 2000 og 2001 

01.01.2001 

01.02.2001 

01.03.2001 

01.04.2001 

01.05.2001 

01.06.2001 

01.07.2001 

01.08.2001 

01.09.2001 

01.10.2001 

01.11.2001 

01.12.2001 

Dato 

Figur 4. Vannføring i Leira ved Krokfoss 2000, 2001 og 2006 (NVE). Øverste figur er fra 

Weideborg og Nedland (2003). Nederste figur er fra overvåkingsrapport for 2006 (Mikkelsen, 

2007). 

4.2. Kort beskrivelse av Gardermoen renseanlegg 

Et flytskjema for Gardermoen renseanlegg (GRA) er vist i figur 5. Foruten de prosessene 

som er vist i figuren; sandfang, forsedimentering, biologisk rensing, kjemisk felling 

(prepolymerisert aluminiumklorid), flotasjon og UV-bestråling (i sommerhalvåret), er det nå 

også etablert et biologisk forbehandlingsanlegg for C-glykol. Elva Leira er resipient for 

renset avløpsvann. 


aquateam 

Figur 5. Forenklet flytskjema for vannbehandlingsdelen i hovedanlegget ved Gardermoen 

renseanlegg (OSL, 2008a). 

C-glykolen (< 0,2% glykol) samles opp og tilføres GRA der det vesentlige av det organiske 

stoffet nedbrytes biologisk i et forbehandlingsanlegg (to aerobe reaktorer) før vannet 

behandles sammen med annet avløpsvann. 

B-glykolen (0,2-3% glykol) samles opp og transporteres i egen ledning til GRA hvor det 

benyttes som ekstern karbonkilde i denitrifikasjonstrinnet i renseanlegget. 

I 2006 var minste avløpsmengde ved Gardermoen renseanlegg 3876 m 3 /d. Denne verdien 

benyttes her som en ”worst case” verdi ved beregning av konsentrasjon av tilsetningsstoff 

inn på anlegget. 

4.3. Betydning for renseprosessen 

Tabell 6 viser nåværende og estimerte tilførsler (OSL, 2008a) til Gardermoen renseanlegg 

for noen relevante parametere. 

Tabell 6 Nåværende og estimerte framtidige tilførsler (80-persentiler) til Gardermoen 

renseanlegg (OSL, 2008a). 

År Kilde 

2006 

2012 

2018 

Vannmengde, 

m 3 /d 

KOF, 

kg/d 

SS, 

kg/d 

Total N, 

kg/d 

Total P, 

kg/d 

C-glykol 870 1 100 - - - - - - - - - 

Formiatholdig overvann 1 730 310 - - - - - - - - - 

Spillvann, OSL 1 090 1 090 582 88 19 

Avløpsvann, UK + NK 1) 

5 180 4 600 1 418 262 41 

Evt. overføring fra KRA 1) 

3 470 1 880 950 120 19 

SUM, eks. KRA 8 870 7 100 2 000 350 60 

SUM, inkl. KRA 12 340 8 980 2 950 470 79 

C-glykol 1 300 2 340 - - - - - - - - - 


Spillvann, OSL 1 430 1 430 763 114 24 

Avløpsvann, UK + NK 

6 185 5 493 1 693 313 49 

Evt. overføring fra KRA 4 143 2 245 1 134 143 23 

Sum, eks. KRA 13 915 9 913 2 456 427 73 

SUM, inkl. KRA 18 059 12 158 3 590 571 96 

C-glykol 1 300 2 340 - - - - - - - - - 


Spillvann, OSL 1 726 1 726 921 138 29 


År Kilde 

Vannmengde, 

m 3 /d 

KOF, 

kg/d 

SS, 

kg/d 

Total N, 

kg/d 

aquateam 

Total P, 

kg/d 

Avløpsvann, UK + NK 7 385 6 559 2 022 374 59 

Evt. overføring fra KRA 4 947 2 680 1 355 171 27 

Sum, eks. KRA 15 592 11 402 2 942 512 87 

SUM, inkl. KRA 20 539 14 082 4 297 683 114 

1) UK: Ullensaker kommune, NK: Nannestad kommune, KRA: Kløfta renseanlegg. 

Det er flere miljøgifter i vanlig spillvann som kan medføre at mikroorganismene i 

renseanlegget slås ut, men her gjøres kun en vurdering av konsekvensene av økt mengder 

S3/S13 som følge av økte glykolmengder. 

Tabell 7 viser oversikt over scenarier for utslipp til renseanlegget. Som ”worst case” er det 

her benyttet daglig tilførsel av C-glykol fortynnet i minste vannføring inn på avløpsanlegget, 

3876 m 3 /d (Skjefstad, 2007a). Som normalsituasjon er verdier fra tabell 6 benyttet. 

Tabell 7. Scenarier for utslipp til Gardermoen renseanlegg. Verdiene i parentes er fra 

leverandør av produkter med høyest innhold av tilsetningsstoff. 

År Scenarier 

2006 

2012 

2018 

Vannmengde 

m 3 /d 

KOF 

kg/d 

Glykol 

kg/d 

Ved minstevannføring 3876 1.100 651 

Normalsituasjon, eks. 

KRA 

Normalsituasjon, inkl. 

KRA 

8.870 7.100 

12.340 8.980 



KRA 


KRA 

13.915 9.913 

18.059 12.158 



KRA 


KRA 

15.592 11.402 

20.539 14.082 

S3/S13 

kg/d 

0,371 

(0,605) 

0,789 

(1,28) 

0,789 

(1,28) 

Sc. 1 

S3/S13 

µg/l 

worst 

case 

96 

(156) 

204 

(330) 

204 

(330) 

Sc.2 

S3/S13 

µg/l 

normalsituasjon 

42 

(68) 

30 

(49) 

57 

(93) 

44 

(71) 

51 

(82) 

38 

(62) 

PNEC for S3/S13 til renseanlegg anslås til ca. 10-20 mg/l basert på EC50 = 200-300 mg/l i 

nitrifikasjonstest (og 160 mg/l i en uspesifisert bakterietest) med sikkerhetsfaktor 10 som 

angitt i EUs retningslinjer (TGD). Man må merke seg at det benyttes lavere 

sikkerhetsfaktorer ved vurdering av effekt på renseanlegg enn generelt ved utslipp til vann. 

Ettersom alle PEC-verdiene både ved dagens og framtidige forhold, og ved bruk av de ulike 

typene produkter ligger lavere enn 1 mg/l, vil PEC/PNEC

4.4. Tilførsel til Leira - utslippsscenarier 

aquateam 

Ved utslipp fra Gardermoen renseanlegg vurderes tilførsler av økt mengde lett nedbrytbart 

organisk stoff fra glykol og eventuelt giftig tilsetningsstoff, økt mengde lett nedbrytbart 

organisk stoff fra formiat, økt mengde spillvann (mer fosfor, nitrogen, bakterier, organisk stoff 

og partikler) til Leira. 

Tilsetningsstoffet S3/S13 er lett bionedbrytbart. Undersøkelser har vist at dette nedbrytes 

raskt i biologiske renseanlegg, både aerobt og anaerobt (Hem og Weideborg, 1999) Tabell 8 

viser en oversikt over kvaliteten på innløp og utløp fra Gardermoen renseanlegg i 2005 og 

2006. Det forventes samme kvalitet på utslippene 2012 og 2018, men tilførslene til 

renseanlegget vil øke slik som beskrevet i tabell 6, og vannmengden vil øke. 

Resultatene for vanndelen av hovedanlegget er vist i tabell 8 for årene 2005 og 2006. I 

virkeligheten henger forrenseanlegget og hovedanlegget sammen slik at 

innløpskonsentrasjonene for organisk stoff i tabellen ikke er representativ for de totale 

innløpskonsentrasjonene når forrenseanlegget tilføres C-glykol. Renseeffektene for BOF5 og 

total KOF (TKOF) tar heller ikke hensyn til tilførsel av C-glykol. Utløpskonsentrasjonene 

ligger godt under rensekravene for sekundærrensing, nitrogenfjerning og fosforfjerning i 

avløpsforskriften. De ligger også godt under de opprinnelige kravene om årsmiddelverdier ≤ 

10 mg BOF7/l, ≤ 0,2 mg total P/l og minst 70 % fjerning av total N. 

Tabell 8. Renseresultater for hovedanlegget ved GRA for årene 2005 og 2006. 

2005 BOF5 

Innløpskonsentrasjoner: 

TKOF SS Total N NH4-N Total P 

Middel, mg/l 172 681 298 51,6 36,3 8,09 

Median, mg/l 168 671 270 52,1 36,5 7,98 

80-persentil, mg/l 207 849 358 60,0 42,9 9,49 

Maksimum, mg/l 273 1 286 690 88,4 60,1 14,6 

Antall prøver 52 355 127 352 301 347 

Utløpskonsentrasjoner: 

Middel, mg/l 3,2 25 5,5 7,04 0,32 0,18 

Median, mg/l 2 23 6,0 6,60 0,05 0,15 

80-persentil, mg/l 2 27 7,0 11,4 0,38 0,24 

Maksimum, mg/l 19 73 11,0 23,2 6,24 0,62 

Antall prøver 52 355 126 352 300 347 

Årlig renseeffekt, % 98,0 95,9 97,7 86,3 - - - 97,7 

2006 BOF5 

Innløpskonsentrasjoner: 


Middel, mg/l 240 751 246 45,6 33,0 8,17 

Median, mg/l 246 748 253 46,7 32,5 8,22 

80-persentil, mg/l 295 1.002 285 59,3 40,6 10,1 

Maksimum, mg/l 497 3.254 500 96,2 64,2 17,0 

Antall prøver 50 358 202 358 30,6 357 

Utløpskonsentrasjoner: 

Middel, mg/l 2,2 25 3,5 7,07 0,42 0,15 

Median, mg/l 2,0 23 3,0 6,59 0,07 0,13 

80-persentil, mg/l 2,0 29 5,0 9,62 0,36 0,22 

Maksimum, mg/l 13 155 10,0 18,4 10,6 0,51 


2006 BOF5 

aquateam 


Antall prøver 50 358 202 358 306 357 

Årlig renseeffekt, % 99,0 96,7 98,2 84,0 - - - 98,0 

Konsentrasjon av organisk stoff, partikler og næringssalter etter innblanding i Leira som følge 

av utslipp fra Gardermoen renseanlegg er vist i tabell 9. 

Som absolutt ”worst case” (Scenario 1) er det her benyttet en vannføring på 3876 m 3 /d ut av 

renseanlegget fortynnet i minste vannføring i Leira på 1 m 3 /s (86400 m 3 /d). 

Maksimalverdiene av målte konsentrasjoner i 2006 er benyttet. Vi regner med at worst case 

(Scenario 1) vil være tilsvarende i 2012 og 2018. 

Som normalsituasjon (Scenario 2) er fortynning av vannmengdene i tabell 7 i 10 m 3 /s 

(864000 m 3 /d) i Leira benyttet. Her er middelkonsentrasjoner av målingene i 2006 benyttet. 

Det forutsettes at konsentrasjonen av de ulike stoffene i utløpet fra renseanlegget ikke vil 

være høyere i 2012 og 2018 enn i 2006. Det forutsettes også at minste- og 

middelvannføringen i Leira vil være tilnærmet den samme. 

Tabell 9. Økt konsentrasjon av organisk stoff, partikler og næringssalter etter innblanding i 

Leira som følge av utslipp fra Gardermoen renseanlegg. Sc. 1 er minstevannføring i Leira på 1 

m 3 /s og Sc. 2 er middelvannføring på 10 m 3 /s. U: utløp fra renseanlegg. Vannkvaliteten i Leira 

ved Krokfoss er også inkludert i tabellen. 

2006 

GRA, 

Middel, 

mg/l 

GRA, 

Maks, 

mg/l 

Leira 1)) 

mg/l 

2012 

GRA, 

Middel, 

mg/l 

GRA, 

Maks, 

mg/l 

Leira 1) 

mg/l 

2018 

GRA, 

Middel, 

mg/l 

BOF5 TKOF SS Total N NH4-N Total P 

U Sc 1 Sc 2 U Sc 1 Sc 2 U 

Sc 

1 

Sc 2 U Sc 1 Sc 2 U Sc1 Sc 2 U Sc 1 Sc 2 

2,2 0,03 25 0,35 3,5 0,05 7,07 0,1 0,42 0,006 0,15 0,002 

13 0,6 155 7 10,0 0,43 18,4 0,8 10,6 0,5 0,51 0,02 

- 

TOC: gjsn 

5,2 (2,7-12) 

19,8 (

aquateam 

Som vist i tabell 9, vil ikke det tilskuddet som kommer fra Gardermoen renseanlegg av 

organisk stoff, partikler eller næringssalter ha noen betydning for Leira i en normalsituasjon 

(middelvannføring), men tilskuddet fra renseanlegget vil øke noe i framtiden. 

I perioder med minstevannføring vil tilførslene ligge innenfor de vanlige målte 

konsentrasjonsvariasjonene både i dag og framover. Det forventes ingen negativ påvirkning 

på Leira av nitrogenforbindelsene. 

Fosfor er det næringsstoffet som bestemmer vekst av alger og makrovegetasjon, og 

tilskuddet av fosfor fra renseanlegget er i seg selv meget lavt. Man har imidlertid satt relativt 

ambisiøse mål for fosfor i Leira: 40 µg P/l i området Kringlerdalen Krokfoss og 50 µg P/l fra 

Krokfoss til Frogner (tabell 5). I perioder med lav vannføring i Leira vil bidraget fra 

renseanlegget gi 20 µg P/l etter utblanding i Leira. Det anses ikke at denne andelen vil øke 

fram til 2018. Økt vannmengde fra renseanlegget vil gi økt vannføring i Leira, slik at det ikke 

forventes at vannkvaliteten i Leira blir verre som følge av utbyggingen av terminal 2, forutsatt 

at man tar utgangspunkt i dagens kvalitet. I perioder med middelvannføring vil bidraget fra 

Gardermoen renseanlegg kun utgjøre 2 µg P/l og i 2012 og 2018 vil bidraget utgjøre 3 µg P/l. 

Dette er konsentrasjoner som finnes i naturlig uforurenset vann. 

Det forventes imidlertid at det vil skje forbedring av vannkvaliteten pga tiltak utenfor 

lufthavnen, og da kan økningen i vannmengde fra Gardermoen ha negativ betydning for 

vannkvaliteten. Dette betyr at man må fokusere på reduksjon av fosfortilførslene fra 

Gardermoen renseanlegg. 


4.5. Betydning for Leira av tilrenning fra Sogna 

aquateam 

Ved tilførsel av vann fra Sogna (300 l/s) i en periode med minstevannføring i Leira (1000 l/s), 

skjer det en fortynning på 3/10 i det området hvor Sogna/Vikka munner ut i Leira. Dersom de 

samme utgangskonsentrasjonene benyttes som omtalt i tabell 4, er de scenariene som 

beskrevet i tabell 10 aktuelle. 

Tabell 10. Scenarier for utslipp av glykol og tilsetningsstoffer til Leira via Sogna. 

Parameter 

Scenario 1: 

2005- 

2007 

2012 2018 

Absolutt worst case: Det tas utgangspunkt i den høyeste konsentrasjonen av glykol som er 

målt i Sogna (før etablering av oppsamling av ”first flush” i OV1); 15 mg/l (stipulert 

konsentrasjon i Leira 4,5 mg/l) Frekvens. 10 dager /år 


Konsentrasjon av lett oksiderbart materiale (mg KOF/l) 7,6 12 13 



PNEC S3/S13 (µg/l) 2 2 2 



Scenario 2: 

2,1 3,4 3,8 

Reell worst case: Det tas utgangspunkt i den høyeste konsentrasjonen av glykol som er målt i 

Sogna i 2007 (etter etablering av oppsamling av ”first flush” i OV1); 3,5 mg/l. Frekvens: 10 dager 

/år (stipulert konsentrasjon i Leira 1,05 mg/l) Frekvens. 10 dager /år 





PNEC S3/S13 (µg/l) 2 2 2 



Scenario 3: 

0,5 0,8 0,9 

Normalsituasjon: Målt konsentrasjon er under deteksjonsgrensen som er 0,5 mg glykol/l. 3/10 

fortynning i Leira 



Konsentrasjon S3/S13 ved bruk av produkter fra leverandør 1 (µg/l)

aquateam 

De øvrige scenariene vil ikke kunne ha negative innvirkninger på miljøet i Leira. Dette gjelder 

både med hensyn til tilførsler av organisk stoff og tilsetningsstoffer. 


5. Øvrige aktiviteter 

aquateam 

Det forventes ikke å være andre aktiviteter enn de som er beskrevet, som kan påvirke Sogna 

og Leira. En økt aktivitet ved fylling av drivstoff forventes å kunne utgjøre en risiko for 

forurensning av områdene rundt fyllingsområdet og dermed en risiko for grunnvannet. Det 

gjøres her ingen scenarieberegninger, da det forutsettes at oljeholdig overvann vil bli 

behandlet på en slik måte at det ikke skjer forurensning av grunnvannet. 

Det forventes ikke at økt tilførsel av spillvann til Leira gir økte bakterietilførsler, da utløpet fra 

Gardermoen renseanlegg desinfiseres ved UV-bestråling i sommerhalvåret. 

6. Konklusjon 

Det kan konkluderes med følgende: 

• For Sogna er det kun spredning av glykol med tilsetningsstoffer fra flyene som kan ha 

betydning. Flere flybevegelser gir mer glykol. 

• Absolutt ”worst case” scenario er tilførsel av glykol tilsvarende maksverdi målt i 

Sogna før etablering av oppsamling av ”first flush” (15 mg/l glykol i 2006, 24 mg/l i 

2012 og 26 mg/l i 2018). Dette vil kunne føre til ugunstige forhold som følge av 

oksygensvikt for de organismene som lever i Sogna og Leira. Man vil ved utbygging 

av terminal 2 også kunne risikere kronisk effekt av tilsetningsstoffer på miljøet i 

Sogna og Leira dersom utslippet varer over 10 døgn, men ikke akutt effekt (fiskedød). 

• Reell ”worst case” scenario er tilførsel av glykol tilsvarende maksverdi målt i Sogna i 

2007 etter etablering av oppsamling av ”first flush” (3,5 mg/l glykol i 2007, 5,6 mg/l i 

2012 og 6,1 mg/l i 2018). En utbygging av terminal 2 vil ikke ha noen negative 

effekter på miljøet i Sogna med mindre utslippene varer mer enn 10 dager. Dette 

scenariet vil ikke ha noen negative effekter på miljøet i Leira. 

• Normalsituasjons-scenario (dagens situasjon

7. Litteratur 

aquateam 

Alabaster, J.S. and Lloyd, R. (1984): Water quality criteria for freshwater fish. 2 nd ed. 

Butterworths, London, 361 s. 

EU (2003): "Technical Guidance Documents in Support of the Commission Directive 

93/67/EEC on Risk Assessment for New Notified Substances and the Commission 

Regulation (EC) 1488/94 on Risk Assessment for Existing Substances", Part I-IV, 

Luxembourg. 

Hem, L.J., Weideborg, M. and Schram, E. (2000): Degradation and toxicity of additives to deicing 

fluids; the effect of discharge of such fluids to municipal wastewater treatment plants. 

Proceedings from 2000 WEF and Purdue Univ. Industrial Wastes Technical Conference, St. 

Luis, May 21-24. 

Hem, L.J. og Weideborg, M. (1999): Tester og risikovurdering av glykol med tilsetningsstoffer 

ved tilførsel til Gardermoen renseanlegg. Aquateam rapport 99-015. 

Hem, L.J., Kelley, A.E., Myhrstad, J.A., Paulsrud, B. og Weideborg, M. (2002): Glykol som 

karbonkilde ved biologisk nitrogenfjerning ved RA-2, Nordre Follo ra og Lillehammer ra. 

Konsekvenser for renseanleggene og resipientene. Felles rapport Aquateam og DNV. 

Aquateam prosjektnr. O-02052. 

Henninge, L. B. og Weideborg, M. (2008): Giftighet av mulige nedbrytningsprodukter av 

alkoholetoksilater. Aquateam-notat 31.07.08, O-08046. Konfidensielt. 

Jordforsk og Aquateam (2000-2001): Miljøforhold relatert til bruk av avisingsmidler ved 29 

lufthavner (29 delrapporter for Luftfartsverket). 

Jordforsk og Aquateam (2001-2002): Miljøforhold relatert til bruk av avisingsmidler ved 8 

stamflyplasser (8 delrapporter for Luftfartsverket). 

Mikkelsen, H.E. (2007): Overvåking av vannkvalitet og biologiske forhold. Leira 

m/tilløpselver. Årsrapport 2006. ANØ rapport 27/07. 

Nordal, O., Roseth, R., Weideborg, M. og Hem, L.J. (2000): Tålegrenser for Sogna. 

Belastning fra avisingsmidler i overvann. Jordforsk rapport nr. 31/2000. 

OSL (2008a): Hovedplan vannhåndtering. Delrapport Gardermoen renseanlegg. K-43145. 

Felles rapport Aquateam, COWI og Aquarosim. 

OSL (2008b): Hovedplan vannhåndtering. Delrapport hydrologi og klima. K-43145. Felles 

rapport Aquateam, COWI og Aquarosim. 

SFT (1997): Klassifisering av miljøkvalitet i ferskvann. SFT veiledning 97/04. 

Skjefstad, J. (2007a): Informasjon om tilførsel av additiv til Leira og Sogna (pers. medd.) 

Skjefstad, J. (2007b): Opplysninger om nedbrytning av KOF ved Oslo lufthavn, Gardermoen 

(pers. medd.) 

Weideborg, M. og Hem, L.J. (1999): Miljørisikovurdering av glykol med tilsetningsstoffer ved 

tilførsel til Hedemarken Interkommunale VAR-selskap (HIAS). Aquateam-rapport 99-43. 


aquateam 

Weideborg, M. og Hem, L.J. (2000): Tålegrenser for Leira ved direkte utslipp av glykolholdig 

overvann fra Gardermoen. Aquateam-rapport 99-041 (Konfidensiell) 

Weideborg, M. (2002): Miljøfaglig vurdering av tilsetningsstoffer i flyavisingsmidler som 

nyttes av OSL. Mulighet for overgang til mer miljøvennlige kjemikalier. Aquateam notat til 

OSL, datert 27.05.02. O-02055. 

Weideborg, M. og Roseth, R. (2002): Resipientvurdering av Sogna. Tålegrenser og 

miljørisikovurdering ved belastning fra avisingskjemikalier I overvann. Aquateam-rapport 02- 

037. (Konfidensielt). 

Weideborg, M. og Nedland, K.T. (2003): Årsrapportering av vannkvalitet, tilførsler og tiltak i 

Leira 2001. Aquateam-rapport 02-049. 

Weideborg, M. (2004): Påvirkning på Sogna av avrenning fra Oslo lufthavn. Resultater fra 

avisingssesongen 2003/2004. Aquateam-rapport 04-022. 

Weideborg, M. (2006a): Påvirkning på Sogna av avrenning fra Oslo lufthavn. Resultater fra 

avisingssesongen 2004/2005. Aquateam-rapport 05-031. 

Weideborg, M. (2006b): Sogna – Økologisk tilstand og miljømål. Aquateam-rapport 05-091. 

Weideborg, M. (2007a): Miljøvurdering av tilsetningsstoffer i nytt flyavisingsprodukt. 

Aquateam notat 27.04.07 

Weideborg, M. (2007b): Miljøvurdering av nytt avisingsmiddel vurdert brukt ved Avinors 

lufthavner. Aquateam notat 22.06.07. 

Weideborg, M. (2007c): Discharge of de-icing agents from airports to nearby water recipients 

in relation to the Water Framework Directive. Presentation at the SAE meeting, Sevilla, 

Spain, 28 – 30 September 2007. 

Weideborg, M. og Rusten, B. (2008): Miljørisikovurdering ved bruk av endret type II 

avisingsvæske. Konsekvenser for renseanleggene Gardermoen, NRA og Nordre Follo. 

Aquateam-rapport 08-006. 

Weideborg, M. (2008): Miljømessig sammenlikning av to type I-flyavisingsmidler. Aquateamnotat 

20.06.08, O-05057. 


aquateam 

Vedlegg 1. Om ulike avisingsmidler (produkter, stoffer, additiver, 

virkninger i resipienten) 

Generelt om miljørisikovurderinger 

En miljørisikovurdering av et stoff er en sammenlikning av den beregnede terskelen for 

biologiske skadeeffekter (PNEC: Predicted No Effect Concentration) og de reelle 

miljøkonsentrasjonene av kjemikaliet/ulike komponentene i stoffet (PEC: Predicted 

Environmental Concentration). PEC/PNEC er det matematiske uttrykket for miljørisiko. 

Dersom forholdet har en verdi høyere enn 1, er det uakseptabel risiko forbundet med 

utslippene. Ved PEC/PNEC < 1 anses risiko for miljøeffekter å være tolererbar. Ved utførelse 

av en miljørisikovurdering av et stoff behøves både spesifikke opplysninger om kjemikaliet, 

om utslippsforhold og tilhørende resipient. 

Der man har målte konsentrasjonsverdier for PEC i utslippet, benyttes disse. Hvis ikke 

brukes beregnede verdier basert på mengder som slippes ut. PEC inkluderer også 

fortynning i resipienten. Ved utslipp av f.eks avløpsvann til elv/bekk fortynnes avløpet i den 

vannmengden som passerer utslippspunktet. Som en ”worst case” er det her vanlig å bruke 

mistevannføringen i elva eller bekken. Ved utslipp i en større innsjø eller til fjord er det vanlig 

å benytte standard fortynningsfaktor 10 i utslippsområdet, dersom man ikke kjenner de lokale 

strømninger, etc. 

På grunnlag av alle de testresultatene som er tilgjengelig for et stoff, beregnes den 

maksimale konsentrasjonen som ikke forventes å gi skadeeffekter på miljøet (PNEC: 

Predicted No Effect Concentration). Som PNEC verdier benyttes resultater fra standardiserte 

økotoksikologiske tester, fortrinnsvis resultater fra kroniske tester. Her benyttes testresultatet 

fra den mest følsomme organismen man har testet på, samt en sikkerhetsfaktor hvor man tar 

høyde for at det finnes organismer som er mer følsomme enn dem man har brukt i 

laboratorietester. Generelt gjelder at sikkerhetsfaktoren blir lavere jo flere organismer man 

har testet. Dersom man kun har resultater fra akutte giftighetstester, men mangler kroniske 

data, vil sikkerhetsfaktoren bli høy. Normalt benyttes da en sikkerhetsfaktor på 1000. EU har 

detaljerte prosedyrer for beregning av PNEC (EU’s Technical Guidance Documents, EU, 

2003). PNEC kan beregnes for ulike miljøer: 

• PNECferskvann er basert på tester med ferskvannsorganismer. 

• PNECsjøvann bør fortrinnsvis baseres på tester med marine organismer, men kan 

beregnes ut fra PNECferskvann for stoffer der marine data mangler. Her inkluderes en 

ekstra sikkerhetsfaktor. 

• PNECsediment bør fortrinnsvis baseres på tester med sedimentlevende organismer, 

men kan beregnes ut fra PNECsjøvannn for stoffer der sedimentdata mangler. Her 

benyttes stoffets sediment/vann fordelingskoeffisient i beregningen. 

• PNECjord bør fortrinnsvis baseres på tester med jordlevende organismer, men kan 

beregnes ut fra PNECferskvannn for stoffer der data fra tester med jordlevende 

organismer mangler. Her benyttes stoffets jord/vann fordelingskoeffisient i 

beregningen. 

• PNECmikroorganismer baserer seg på tester med slam fra biologiske renseanlegg. 


aquateam 

Ulike avisingsmidler 

Det foreligger pr. i dag en rekke avisingsmidler. Flyavisingsmidler er basert på glykol som 

frysepunktnedsettende stoff. Baneavisingsmidler er basert på acetat, formiat eller urea. 

Monopropylenglykol (MPG) (C3H8O2, molvekt 76,11) er fullstendig løselig i vann, er lett 

biologisk nedbrytbart, har ikke potensiale for bioakkumulering og har meget lav toksisitet. 

Stoffet tas likevel med i denne vurderingen ettersom utslippet i vassdraget vil være betydelig, 

og nedbrytning av dette kan tenkes å føre til anaerobe forhold i sedimentene ved utslippet 

samt redusert oksygeninnhold i elva nedstrøms utslippet. PNEC er beregnet til 19 mg/l. For 

MPG er kjemisk oksygenforbruk 1,69 g KOF/g MPG og biokjemisk oksygenforbruk 0,9 g 

BOF5/g MPG. 

MPG brytes ned via andre organiske forbindelser som melkesyre og pyrodruesyre under 

aerobe forhold. Mellomproduktene ved aerob nedbrytning anses også å ha lav giftighet og 

brytes lett ned. Dersom MPG brytes ned under anaerobe forhold, kan mellomprodukter som 

n-propanol, propionat, acetat, merkaptaner og metan dannes. Av disse mellomproduktene er 

merkaptan mest uheldig fordi dette er en giftig gass som kan gi luktulemper (råtten løk). 

Oversikt over egenskaper for ulike nedbrytingsprodukter er summert i tabell V1.1. 

Acetat (Ac) og formiat er begge små, lettnedbrytbare organiske molekyl med lav giftighet. 

Begge er organiske anioner som opptrer i likevekt med sin respektive syre; acetat med 

eddiksyre og formiat med maursyre (som er en sterkere syre enn førstnevnte). Begge 

komponentene er vannløselige og vil ikke adsorberes til partikkeloverflater i særlig grad. 

Bioakkumulering er derfor ikke forventet. Både acetat og formiat opptrer i naturlige jordprofil. 

Potensialet for adsorpsjon er liten for de organiske forbindelsene fordi de har negativ ladning. 

For formiat er biokjemisk oksygenforbruk i størrelsesorden 0,02 – 0,27 mg BOF5/mg formiat 

og kjemisk oksygenforbruk 0,35 mg KOF/mg formiat. I foreliggende beregninger er det 

benyttet 0,27 mg O/mg formiat som BOF5 – verdi, noe som samsvarer best med våre forsøk 

og erfaringer fra Gardermoen. PNEC for kaliumformiat er beregnet til 0,54 mg/l på bakgrunn 

av resultater fra en 48 timers Daphnia magna test (LC50 = 540 mg/l). Den målte toksisiteten 

til dette stoffet i laboratorietester skyldes antakelig oksygenforbruk eller lav pH-verdi heller 

enn rene toksiske effekter. Dette betyr at man ved vurdering av tålegrenser for dette stoffet 

bør vurdere oksygenforbruket heller enn PNEC-verdien. 

For acetat er kjemisk oksygenforbruk 1,07 mg KOF/mg acetat og biokjemisk oksygenforbruk 

0,7 mg BOF5/mg acetat. Resultater fra toksisitetstester i laboratorieskala viser svært 

varierende resultater. Som for formiat skyldes den målte toksisiteten til acetat i 

laboratorietester antakelig oksygenforbruk eller lav pH-verdi heller enn rene toksiske effekter. 

Dette betyr at man ved vurdering av tålegrenser for dette stoffet bør vurdere 

oksygenforbruket heller enn PNEC-verdien. 

Urea har meget lav toksisitet, er bioakkumulerbar og brytes lett ned. PNEC for urea er 

beregnet til 9,1 mg/l på bakgrunn av resultater fra en 96 timers fisketest (Barillius barna) test 

(LC50 = 9100 mg/l). I basisk miljø vil det imidlertid kunne dannes ammoniakk (NH3) som er 

toksisk i meget lave konsentrasjoner, spesielt overfor fisk. F.eks. ved pH 9, vil fra 10 til 35% 

av ammonium i vannet foreligge som ammoniakk. Erfaringer fra naturlige forhold har vist at 

fisk ikke tåler høyere ammoniakkkonsentrasjoner enn 25 µg/l (Alabaster og Lloyd, 1984). 

Spesielt bør man unngå ekstra tilførsler av nitrogen i vassdrag med høy pH-verdi, da det er 

fare for at det kan dannes ammoniakkgass i slike konsentrasjoner at vannet blir giftig for fisk. 

Teoretisk oksygenforbruk vil være 2,13 mg ThOD/mg urea, men målt kjemisk oksygenforbruk 

er 0. Det skjer innledningsvis en nedbrytning til ammonium/ammoniakk som ikke krever 

oksygen, men videre skjer det omdanning til nitrat ved hjelp av nitrifiserende bakterier 


aquateam 

dersom slike bakterier er til stede i miljøet. Biokjemisk oksygenforbruk er 2,0 mg BOF5/mg 

urea. 

Et utslipp av urea vil øke innholdet av nitrogen i resipienten. Nitrogen er normalt det 

næringssaltet som er begrensende for algevekst i sjøvann, og i enkelte tilfeller også i 

ferskvann, og et økt nitrogeninnhold i vannet kan derfor medføre en økt algevekst. 

Ved nedbryting av avisingsmidler kan det dannes og akkumuleres nedbrytingsprodukter i 

jord og vann. Tabell V1.1 gir en oversikt over egenskaper for avisingskjemikaliene og de 

mest aktuelle nedbrytingsproduktene. 

Tabell V1.1. Oversikt over egenskapene til avisingsmidler og deres nedbrytningsprodukter. 

Stoff Betydning ved utslipp 

Propylenglykol Kan ha betydning ved utslipp fordi nedbrytningen krever mye oksygen, ikke 

bioakkumulerende, lav giftighet, bionedbrytbart. 

n-Propanol 1) 

Kan ha betydning ved utslipp fordi nedbrytningen krever mye oksygen, ikke 

bioakkumulerende, lav giftighet, lett bionedbrytbar under anaerobe forhold. 

Propionat 1) 

? 

Merkaptan 1) 

Nedbrytningsprodukt ved anaerobe forhold, ikke bioakkumulerende?, giftig, 

oksideres raskt dersom oksygen gjøres tilgjengelig, kan forårsake dårlig lukt 

(løklukt) 

Metan 1) 

? 

Formiat Kan ha betydning ved utslipp fordi nedbrytningen krever oksygen, ikke 


Acetat 1) 

Kan ha betydning ved utslipp fordi nedbrytningen krever mye oksygen, ikke 


Urea Nedbrytning/omsetning krever mye oksygen, ikke bioakkumulerende, lav giftighet, 

bionedbrytbart. Ved høy pH kan det dannes ammoniakk som har høy akutt 

giftighet. 

1) mulige nedbrytningsprodukter av propylenglykol under anaerobe forhold 

Tilsetningsstoffer 

De to tilsetningsstoffene i flyavisingsvæskene som benyttes (her kalt S3 og S13), og som 

kan tenkes å ha miljømessig betydning, er beskrevet i tabell V1.2. De to stoffene har om lag 

samme miljøegenskaper, slik at de er beskrevet under ett. 

Det finnes også meget små mengder av et annet tilsetningsstoff i ett av 

flyavisingsproduktene, her kalt stoff E, hvor man ikke helt kan se bort fra negative 

miljøegenskaper. 

Ingen av baneavisingskjemikaliene som benyttes av Avinor, inneholder tilsetningsstoffer som 

betraktes som miljøskadelige. 


Additiv S3/S13: 

aquateam 

Tabell V1.2. Oversikt over økotoksikologiske data for tilsetningsstoffer i flyavisingsvæskene 

som kan ha miljømessig betydning. 

Tilsetningsstoff 

Vannløselighet 

g/l 

Bionedbrytning 

S3/S13 5 >80% 

(OECD 

302B) 1) 

71% 

(OECD 

306) 2) 

Fullst. 

nedbrytb 3) 

Bioakkumulering 

log Pow 

=1,86 1) 

logPow 

= 0 2) 

Toksisitet 

Bakter Alge 

ier 

EC50 

mg/l 

160 1) 

200- 

300 5) 

EC50 

mg/l 

0,7 2) 

Pelagisk 

krepsdyr 

EC50 mg/l 

Bentisk 

krepsdyr 

Dato: 25.09.08 Side 30 : 34 Rapport nr: 08-023 Versjon: 1 

2,0 2) 

NOEC. 

0,1 4) 

LC50 

mg/l 

872 

mg/kg 

2) 

Fisk 

LC50 

mg/l 

1,6 1) 

Sikker 

hetsfaktor 

1000 

50 

PNEC 

mg/l 

0,0016 

(overfl.v) 

0,002 

(gr.v) 

1) Data fra leverandøren (SwedaKjemi, 1998). Tester av tilsetningsstoffene utført ved Fresenius (GLP godkjent 

laboratorium). 

2) Data fra Det Norske Veritas (1997), gjelder marine organismer. Tester utført ved Terra Environment (GLP 

godkjent laboratorium). 

3) Data fra nedbrytningsforsøk i anaerobt miljø, Aquateam (Hem og Weideborg, 1999; Hem og andre, 2000). 

4) Data fra Analycen Ecotox (GLP godkjent laboratorium). Referert i Weideborg (2004) 

5) Data fra Aquateam. Nitrifikasjonshemming. Referert i Weideborg (2004) 

Ved beregning av PNEC for S3/S13 er det tatt utgangspunkt i data fra akutte og kroniske 

toksisitetstester med vannlevende organismer. Beregningene er gjort i henhold til EUs 

retningslinjer for risikovurdering av kjemikalier (EU, 2003). 

Ved utledning av PNEC fra resultater fra akutte tester benyttes sikkerhetsfaktor 1000. PNECverdien 

er beregnet til 1,6 μg/l ved utslipp til overflatevann, og 2,0 μg/l ved utslipp til 

grunnvann. Beregning av PNEC basert på resultater fra kronisk krepsdyrtest (og med 

sikkerhetsfaktor 50) gir samme resultat; 2,0 μg/l. 

S3/S13 er lett bionedbrytbart ifølge resultater fra ”ready” og ”inherent” 

bionedbrytbarhetstester. Stoffet er også nedbrytbart i anaerobt miljø (Hem og Weideborg, 

1999). En litteraturundersøkelse har konkludert med at slike stoffer brytes ned til andre 

stoffer med tilsvarende giftighet, men som mineraliseres i løpet av dager/uker (Henninge og 

Weideborg, 2008). 

Data fra måling av oktanol-vann-fordelingskoeffisient (log Pow) på det aktuelle stoffet antyder 

at stoffet ikke er bioakkumulerbart, mens uspesifiserte data fra bioakkumuleringsforsøk med 

fisk (BCF) på denne typen stoffer antyder at disse kan akkumuleres i vannlevende 

organismer. Data fra akutte toksisitetstester viser at stoffet er akutt toksisk. Stoffet 

klassifiseres etter miljørisikosetning R51/53: ”Giftig for vannlevende organismer/kan 

forårsake uønskede langtidsvirkninger i vannmiljøet”. 

Additiv E: 

Stoffet E er lett løselig i vann, er ikke bioakkumulerende (Log Pow

aquateam 

E er i seg selv ikke særlig giftig, men har en del egenskaper som kan slå uheldig ut ved 

utslipp til vann, noe som er sterkt påpekt i EUs risikovurdering. E kompleksbinder metaller i 

ferskvann, slik at man kan få en økt konsentrasjon av for eksempel giftige tungmetaller i 

vannfasen, da tungmetaller kan remobiliseres fra sedimentene. Vannet kan således bli mer 

giftig pga økt konsentrasjon av tungmetaller. EU har ikke gitt noen grenseverdi for 

konsentrasjon for når det ikke vil kunne skje remobilisering av tungmetaller fra sedimentene, 

men angir at det totalt sett ikke er forventet at stoffet vil kunne influere på mobiliteten av 

tungmetaller i en slik grad at dette vil kunne medføre risiko for vannmiljøet. E kan også 

medvirke til økt algevekst (eutrofiering av resipientene). SFT har ikke noe forbud eller planer 

om å inkludere stoffet i OBS-liste etc., og stoffet ble ikke vurdert å være merkepliktig i 

henhold til EUs regelverk. 

Tålegrenser for tilsetningsstoffer i vann 

Aquateam har tidligere gjennomført miljørisikovurderinger for tilførsel/utslipp av 

tilsetningsstoffer fra avisingsmidler til Gardermoen renseanlegg, renseanlegget HIAS samt 

direkte utslipp til resipientene Leira og Sogna (Hem og Weideborg, 1999, Weideborg og 

Hem, 1999, Weideborg og Hem, 2000, Nordal et al., 2000; Weideborg, 2004). Det 

aksepteres ikke at konsentrasjonen i en resipient (innblandet ved utslippspunktet) overstiger 

PNEC-verdien. Ved vurdering av toksisiteten av utslipp til grunnvann burde det ideelt sett 

benyttes organismer som lever i grunnvann. Resultater fra slike tester foreligger imidlertid 

ennå ikke for disse stoffene. Man regner derfor med at PNEC fra tester med krepsdyr i 

ferskvann kan være representative for grunnvann. Den høyeste konsentrasjonen i vann som 

kan aksepteres uten risiko for miljøet er: 

S3/S13: 2 µg/l 


aquateam 

Vedlegg 2. Generelt om sammenhenger mellom forbruk/spredning 

og belastning/nedbryting i løsmasser 

Baneavising 

Baneavisingskjemikalier vil spres jevnt langs rullebanens lengde. De fleste rullebaner har 

takfall med lik avrenning/snøbrøyting til begge sider. Videre spredningsmønster til arealene 

langs banekant vil avhenge av terrengutforming og rutiner for brøyting samt klimatiske 

variasjoner. Undersøkelser ved Gardermoen har vist at hoveddelen av baneavisingsmidlene 

vil spres med brøytesnø/snøfresing ut til 20 – 50 m fra banekant, avhengig av aktuell 

kastelengde ved snøfresing. Deler av baneavisingsvæsken vil renne av banen og eventuelt 

infiltrere langs baneskulder. Dette gjelder særlig for områder der deler av vinternedbøren 

kommer som regn. 

Sekundærspredning som følge av overflateavrenning på tett mark/is/tele er utbredt og 

skyldes begrenset infiltrasjonskapasitet i snøsmeltingsperioden. Det er vanlig med betydelig 

isdannelse langs rullebanen som følge av fortynning og innfrysing av overvann med 

avisingsvæske ved temperaturer like under nullpunktet. 

Overvann med baneavisingskjemikalier vil normalt spres over et stort areal. God 

spredning/fortynning gir normalt gunstige betingelser for naturlig nedbryting i jordsmonn og 

underliggende løsmasser. 

Flyavising 

Avising av fly foregår vanligvis på eget, avgrenset område i tilknytning til flyoppstillingsplass 

og gate-området. Ved de regionale lufthavner er det ingen separasjon og gjenvinning av 

glykol fra avisingen. 

Undersøkelser ved Gardermoen har vist at ca 5-10 % av forbrukt glykol følger flykroppen 

bort fra avisingsområdet og spres diffust over et stort område. Det meste av glykol som spres 

diffust, vil drive av flyene langs rullebanen og spres relativt jevnt ut til 30 – 40 m fra banekant. 

For mindre fly, som benyttes ved regionale lufthavner, kan dette forholdet være noe ulikt 

forholdene ved Gardermoen. Etter vår vurdering vil ikke diffust spredt glykol utgjøre noen 

miljømessig betenkelig belastning ved de regionale lufthavnene. 

Glykol som renner av flyene på avisingsområdet, vil drenere i væskeform til kanten av tett 

flate ved avisingsområdet eller transporteres bort med brøytesnø. Andelen som følger 

brøytesnø ved hver avisingsepisode vil bla avhenge av nedbørsmengde, temperatur og type 

avisingsvæske (I eller II). Forholdet vil derfor variere betydelig mellom de ulike lufthavner og 

mellom de ulike år. Andelen av forbrukt glykol som følger brøytesnø må vurderes for hver 

enkelt lufthavn. 

Glykol som renner av fra avisingsområdet vil, der det ikke er tekniske installasjoner og 

oppsamling/transport, infiltrere langs kanten av tette flate. Glykol som følger brøytesnøen vil 

følge smeltevann og infiltrere eller renne av fra snølager. 

Belastning og nedbryting 

Hoveddelen av avisingsmidler som renner av med overvann gjennom vintersesongen vil 

danne et islag langs banesystemene eller innlagres i telelaget fram til vårsmelting og 

teleløsning. Avisingsvæske som følger brøytesnø vil smelte ut i forbindelse med vårsmelting 

eller også ved selektiv utsmelting i mildværsperioder. Hoveddelen av glykolen i et snølager 

vil smelte ut med det første smeltevannet om våren. 


aquateam 

Fullstendig nedbrytning (det vil si nedbrytning til karbondioksid og vann) av organiske 

forbindelsene krever at en viss mengde oksygen eller andre oksyderende stoffer (mangan- 

og jernoksyder, sulfat, nitrat) er tilgjengelige. I umettet sone er det rikelig tilgang på oksygen 

fordi porene i denne sonen inneholder både luft og vann. I mettet sone vil alle porene være 

vannfylte. Fordi diffusjonen av oksygen ned i grunnvannet er langsom vil det lettere kunne 

oppstå oksygenmangel i denne sonen. Oksygenbehovet for fullstendig nedbrytning (KOF, 

kjemisk oksygenforbruk) av avisingsmidler er vist i tabell V2.1. Dette er også en 

omregningstabell for verdier oppgitt som mengde organisk forbindelse, DOC (løst organisk 

karbon), biokjemisk oksygenforbruk (BOF5), og kjemisk oksygenforbruk (KOF, dette er det 

samme som COD: chemical oxygen demand, og i praksis ThOD: theoretical oxygen 

demand). 

Tabell V2.1. Oksygenbehov ved fullstendig nedbrytning av 1 mg/l løsning av ulike organiske 

forbindelser. Omregningstabell. 

Organisk forbindelse 

Molvekt 

(g/mol) 

Mengde 

(mg/l) 

DOC 

(mg/l) 

BOF5 

(mg/l) 

KOF 

(mg/l) 

Propylenglykol 76 1,00 0,47 0,9 1,68 

Acetat 1) 

60 1,00 0,26 0,7 1,07 

Formiat 1) 

46 1,00 0,40 0,27 0,35 

Urea 1,00 2,0 2,13 

1)Dette gjelder ren formiat og acetat. Man bør merke seg at oksygenforbruk for saltene av acetat og formiat som 

benyttes i ulike produkter har andre verdier, f.eks ThOD: 

Kaliumformiat: 0,19 mg O2/aktivt stoff 

Natriumformiat: 0,24 mg O2/aktivt stoff 

Kaliumacetat: 0,65 mg O2/aktivt stoff 

Natruimacetat: 0,78 mg O2/aktivt stoff 

Hvordan jorda langs rullebane og flyoppstillingsplattform fungerer som rensemedium for 

organiske forbindelser i avisingsmidler, er avhengig av flere faktorer enn oksygentilgang. 

Viktige forhold vil være; 

• tilgjengelighet av næringsstoffer (nitrogen, fosfor) 

• temperatur 

• kornstørrelse og strømningsforhold i jorda 

• oppholdstid i umettet sone over grunnvannsnivå 

For all vekst, også mikrobiell, må det være et visst forhold mellom karbon, nitrogen og fosfor. 

Dersom karbontilførselen er for stor i forhold til tilgjengeligheten av nitrogen og fosfor vil 

nedbrytningseffektiviteten hemmes, og man kan eventuelt få andre negative effekter som økt 

slimproduksjon med fare for tiltetting av porer. Som en tommelfingerregel regner man at 

forholdet mellom karbon, nitrogen og fosfor børe være:100:10:1. 

Mikroorganismer som finnes naturlig i jord, har vist seg å være i stand til å bryte ned 

avisingsmidler. Nedbryting i umettet sone i jord er en biofilmprosess der mikroorganismene 

er festet på mineralkornene. For på en enkel måte å estimere hvor stor andel av 

avisningskjemikaliene som nedbrytes under ulike forutsetninger, trengs enkle modeller. På 

grunnlag av målinger av nedbrytning av både acetat og glykol i undergrunnsjord fra 

Gardermoen har man kommet fram til at man kan tillate seg å beskrive nedbrytningen som 

en 1.ordens reaksjon: 

Ct Ct e kt − 

() = ( ) 

0 


aquateam 

Der C(t) er restmengder i jord ved tiden t, k er nedbrytningskoeffisienten (utrykk for 

nedbrytningshastigheten, enhet for eksempel dag –1 ), t0 er starttidspunktet. 

Nedbryting av formiat følger en annen nedbrytingsveg enn acetat. Rent teoretisk vil 

nedbrytingen av formiat gå noe langsommere, men laboratorieforsøk har vist rask nedbryting 

av formiat. Det er behov for å undersøke dette nærmere. Forhold omkring naturlig nedbryting 

og tålegrenser for formiat er til vurdering/utredning ved Oslo Lufthavn Gardermoen. 

Naturlig nedbryting vil foregå i vegetasjonsdekket, i jordsmonn og underliggende løsmasser. 

Nedbrytingen vil i hovedsak foregå om våren etter vårsmelting og teleløsning. 

Nedbrytingskapasiteten må vurderes avhengig av vegetasjonsdekket, næringstilstanden i 

jorda, løsmassenes sammensetning og tykkelse over underliggende grunnvann. For 

beregning av prosent nedbrytning under feltforhold er det forutsatt at mineralnæring (nitrogen 

og fosfor) er til stede. Det forutsettes med andre ord at det tilføres tilstrekkelig mineralsk N til 

å unngå begrensning av mikrobiell tilvekst. Nyere undersøkelser (Skjefstad, 2007) har vist at 

nedbrytingskapasitet i jord/løsmasser (grasdekke over sand) ved Gardermoen er i 

størrelsesorden 1,5-2 kg KOF/m 2 pr. sesong (0,6 – 0,9 kg DOC/m 2 ). Dette tilsvarer 0,9-1,5 kg 

BOF5/m 2 pr. sesong. 

Mellomprodukter i nedbrytningen av de ulike stoffene vil også påvirke valg av "tålegrenser" 

(= naturlig nedbrytingskapasitet). Det er lite som tyder på at dette er et problem i forhold til 

propylenglykol, acetat og formiat. For tilsetningsstoffene (se tabell V1.2 i vedlegg 1) er dette 

mer uvisst. 

Ingen av tilsetningsstoffene, ved aktuelle konsentrasjoner, ser ut til å ha en negativ virkning 

på nedbrytningen av de aktive komponentene i avisingsmidlene.

Vedlegg 3 - Tilstanden i Sogna og Leira som følge ... - Oslo Lufthavn

Create successful ePaper yourself

Delete template?

Save as template?