Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand

2. Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer

2.1 Biologisk nedbrydning, basale begreber
2.2 Abiotisk nedbrydning
2.3 Nedbrydningskinetik
2.3.1. Første-ordens nedbrydning
2.3.2 Grafisk bestemmelse af 1.-ordens nedbrydningsrater
2.4 Metoder til bestemmelse af nedbrydningsrater
2.4.1 Laboratorieforsøg
2.4.2 In-situ injektionseksperimenter
2.4.3 Feltobservationer
2.4.4 Isotopteknik kontra kemiske analyser
2.4.5 Fordele og ulemper ved metoderne

2.1 Biologisk nedbrydning, basale begreber

I dette afsnit beskrives basale begreber og hovedtræk af naturligt forekom-mende bakteriers omsætning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand.

I hvilken udstrækning biologisk nedbrydning finder sted, vil afhænge af de naturligt forekommende mikroorganismers egenskaber, det eller de miljøfremmede stoffers egenskaber og det fysisk-kemiske miljø. Den basale forudsætning for, at en mikrobiel nedbrydning kan finde sted, er, at der er mikroorganismer til stede, og at det miljøfremmede stof er tilgængeligt for disse organismer.

Forekomst af mikroorganismer
Naturligt forekommende mikroorganismer i umættede og mættede jordlag består hovedsageligt af bakteriepopulationer, der er tilpasset de ofte substratfattige vilkår. Bakterierne forekommer typisk i væsentligt større antal i overfladenære jordlag end i mere dybtliggende jordlag. I den umættede zone kan bakterierne forekomme i rumligt adskilte populationer, og såvel antal, artssammensætning og aktivitet kan variere betydeligt selv inden for korte afstande. I grundvandszonen findes hovedparten af bakterierne bundet til sedimentet.

Substrat
Ved nedbrydning af et miljøfremmed stof som primærsubstrat udnytter mikroorganismerne stoffet som eneste kulstof- og energikilde. Stoffet indgår dels som elektrondonor i en energifrigørende redox-proces (se efterfølgende), dels som kulstofkilde, ved at stoffet i en oxideret form kan assimileres (optages og udnyttes) af organismerne.

Ofte vil stofferne optræde i blandinger. Ved sekventiel nedbrydning omdannes de lettest nedbrydelige stoffer, og først når disse er opbrugt, påbegyndes nedbrydningen af de mere svært nedbrydelige stoffer.

Co-metabolisme
I visse tilfælde kan nedbrydning af stoffer ske ved co-metabolisme, det vil sige en proces, hvor stoffet ikke indgår som energi eller kulstofkilde, men hvor nedbrydningen er katalyseret af enzymer dannet ved omsætning af et primært substrat. Et eksempel herpå er nedbrydning af trichlorethylen ved aerob omsætning af toluen som primært substrat.

Mineralisering
Nedbrydning af miljøfremmede stoffer kan være mere eller mindre fuldstændig. Når miljøfremmede stoffer omsættes som primært substrat, vil de ofte, men ikke nødvendigvis, mineraliseres fuldstændigt til kuldioxid og vand. Forudsat gunstige betingelser for mikroorganismerne i øvrigt, vil mineraliseringsgraden bl.a. være betinget af stoffernes kemiske struktur og redox-forholdene.

Under naturlige forhold vil der ofte være forskellige typer af bakterier involveret i mineralisering af et stof. Eksempelvis kan fuldstændig mineralisering af visse chlorerede forbindelser under anaerobe forhold være afhængig af et "konsortie" af bakterier, hvor nedbrydningsproduktet dannet af en type bakterier tjener som substrat for en anden type bakterier i "konsortiet".

Fuldstændig omsætning af miljøfremmede stoffer ved co-metabolisme forudsætter, at der er en tilstrækkelig mængde primært substrat tilstede.

Ved nedbrydning af miljøfremmede stoffer kan den mikrobielle vækst medføre mangel på næringsstoffer. Da omsætningen af organisk stof kræver relativt meget kvælstof, kan der især opstå kvælstofmangel.

Redoxprocesser
Redoxforholdene er af afgørende betydning for, om et stof nedbrydes, og hvordan det nedbrydes.

Ved redox-processer opnår bakterierne energi ved at oxidere organisk stof (fx forureningskomponenter) og reducere de såkaldte elektronacceptorer. Processerne beskrives bl.a. af Kjeldsen et. al. (1996).

Under aerobe forhold vil mikrobiel nedbrydning af organisk stof ske ved oxidation af stoffet med O₂ som elektronacceptor under dannelse af vand og CO₂.

Under anaerobe forhold er de mest almindelige elektronacceptorer NO₃^-, SO₄^2- og CO₂ (methan-produktion), der alle er vandopløselige, samt Fe(III) og Mn(IV), der er knyttet til sediment-fasen. De pågældende redox-processer, med halvelektrode reaktioner, er angivet på figur 2.1.

Figur 2.1
Redox-stige for forskellige processer (efter Wiedemeier et al., 1996a).

***FIGUR 2.1 MANGLER***

Energiudbyttet ved de forskellige redox-processer er meget forskelligt, alt efter hvilken elektronacceptor der indgår i processen, se figur 2.1. Der fås dermed en termodynamisk rækkefølge af processerne, fra aerobe processer med størst energiudbytte til methanogene processer, som giver det mindste energiudbytte. I takt med nedbrydningen af et miljøfremmed stof, vil der forbruges af elektronacceptorer, og hvis disse opbruges, vil der ske et skift i redox-miljø.

I den mættede zone kan udviklingen af redox-sekvenser ofte observeres nedstrøms kraftige forureningskilder. De mest reducerende forhold (fx methanogene forhold) findes tættest ved forureningskilden, hvor koncentrationen af organisk stof er størst, hvorimod oxiderende forhold (aerobe eller nitratreducerende) findes i udkanten af forureningsfanen, hvor koncentrationen af organisk stof er lav.

Under anaerobe forhold kan visse chlorerede forbindelser nedbrydes ved reduktiv dechlorering, hvor omsætning af et primært substrat som kulstofkilde sker med den chlorerede forbindelse som elektronacceptor; se figur 2.1. Herved dannes dechlorerede forbindelser, der evt. igen reduceres indtil en direkte mikrobiel oxidation af nedbrydningsproduktet kan finde sted. Et eksempel herpå er reduktiv dechlorering af tetrachlorethylen og trichlorethylen.

Tilpasning, lagfase
Ved introduktion af et miljøfremmed stof opløst i infiltrationsvand eller grundvand vil mikroorganismerne ofte skulle tilpasse sig de ændrede vilkår før en væsentlig nedbrydning af stoffet kan finde sted. Denne tilpasningsperiode (lagfase) kan bl. a. være en følge af, at der skal opbygges andre enzymsystemer, overførsel af arveanlæg og opvækst af bakterier, der er i stand til at udnytte det pågældende stof. Lagfasens varighed kan variere betydeligt fra lokalitet til lokalitet.

Fysisk-kemiske forhold
En væsentlig nedbrydning af et givent stof, efter en eventuel lag-periode, forudsætter, at der opretholdes gunstige forhold for den mikrobielle aktivitet, specielt tilstrækkelig tilførsel af elektronacceptorer, jf. ovenfor.

Det optimale pH-interval er 6 - 7. Ved omsætning af organisk stof kan der opstå sure forhold, og ved pH < 5 kan den naturlige nedbrydning blive begrænset.

Temperaturforholdene i (primært) grundvand er relativt konstante i intervallet 8 - 10°C. I overfladenære jordlag og magasiner vil temperaturen kunne variere årstidsafhængigt, og ved lavere temperaturer i vinterhalvåret, kan nedbrydningshastigheden i overfladenære lag være nedsat.

Toksiske stoffer
Forekomst af toksiske stoffer kan hæmme den biologiske aktivitet. Det miljøfremmede stof (fx 1,2-dibromethan) kan i sig selv være toksisk overfor visse mikroorganismer. Ligeledes kan nedbrydningen af miljøfremmede stoffer føre til dannelsen af toksiske nedbrydningsprodukter, der ved ophob-ning kan hæmme eller blokere nedbrydningen.

I mange tilfælde vil høje koncentrationer af det miljøfremmede stof være toksiske for mikroorganismerne. I disse tilfælde vil nedbrydning først kunne ske, når forureningskoncentrationen er mindsket på grund af processer som fx fortynding, sorption og dispersion.

Tilgængelighed
Som hovedregel vil stoffer i fri fase samt stoffer, der er kraftigt sorberet til organisk stof eller mineraler, ikke være umiddelbart tilgængelige for en biologisk nedbrydning.

I praksis kan stoffer i meget lave koncentrationer ligeledes betragtes som "utilgængelige" for en biologisk nedbrydning, idet det energimæssigt ikke vil være favorabelt for mikroorganismerne at nedbryde stoffet, før en vis mængde (tærskelværdi) er tilstede.

2.2 Abiotisk nedbrydning

Definitioner
Nedbrydning, hvor mikroorganismer eller enzymer ikke er involveret, betegnes abiotisk eller kemisk nedbrydning. Under naturlige forhold vil nedbrydning af mange stoffer ske ved såvel abiotisk, som ved biologisk betingede processer.

Eksperimentelt kan man skelne mellem biologisk nedbrydning og abiotiske processer ved at udføre kontrolforsøg, hvor alle biologiske processer er stoppet, idet mikroorganismerne er fjernet eller dræbt, fx ved tilsætning af biologiske hæmmere, autoklavering eller radioaktiv bestråling. De nedbrydningsprocesser, som finder sted i kontrolforsøget, må så tilskrives abiotiske processer. Ved nedbrydningsprocesser i jord eller sediment kan et fald i koncentrationen af udgangsstoffet imidlertid også skyldes sorption, udvaskning eller fordampning. For at skelne abiotisk nedbrydning fra sorption er det derfor afgørende, at der tages højde for fordampning og udvaskning, og at der påvises dannelse af nedbrydningsprodukter.

Abiotisk omsætning fører sjældent til fuldstændig nedbrydning, og i nogle tilfælde er omsætningsprodukterne mere toksiske end udgangsproduktet. Eksempelvis reduceres hexachlorethan abiotisk i anaerobe sedimenter til tetrachlorethylen, der er mere toksisk. Tetrachorethylen kan reagere yderligere, men med en meget lavere nedbrydningshastighed. Det er generelt sådan, at de forbindelser, der omdannes abiotisk, navnligt er de mere ustabile (fx substituerede phenoler, nitroaromater samt halogenerede organiske stoffer).

De abiotiske processer i grundvandszonen er generelt komplicerede og ikke velundersøgte. Beskrivelser findes dog bl.a. i Wiedemeier et. al. (1996) og i Kjeldsen et. al. (1996).

Hydrolyse/dehydrohalogenering
Hydrolyse og dehydrohalogenering er væsentlige abiotiske nedbrydningsprocesser. Ved hydrolyse erstattes en halogensubstituent med en hydroxyl (OH^-) gruppe. Dehydrohalogenering er en proces som involverer halogenerede alkaner. Et halogen fjernes fra et carbonatom, efterfulgt af fjernelse af et hydrogenatom fra nabo carbonatomet. Ved denne totrinsreaktion produceres en alken.

Fotolyse
I jordoverfladen foregår abiotisk nedbrydning ved fotolytiske eller fotokemiske processer, hvor lys (navnlig UV-stråler) får processen til at forløbe.

Oxidation/reduktion
Under anaerobe (iltfrie), kun svagt reducerende forhold, kan Mn(III), Mn(IV) eller Fe(III) oxidere visse organiske stoffer (fx substituerede phenoler). I mere reducerede anaerobe miljøer kan der ske abiotisk reduktion ved at allerede reducerede jern- og svovlforbindelser (Fe(II/III)oxider, Fe(II)carbonater, Fe(II)sulfider og H₂S) reagerer med organiske stoffer.

Processen er som hovedregel langsom, reaktionstiderne øges imidlertid væsentligt når organisk stof indgår i reaktionerne som elektronbærere; Kjeldsen og Christensen, 1996. Fra perkolatfanen ved Grindsted losseplads er der således rapporteret meget hurtig nedbrydning af fx tetrachlormethan (1.-ordens nedbrydningsrate > 1 d^-1), som tilskrives abiotiske processer, der er påvirket af de allerede reducerede jernforbindelser; Rügge, K., 1997.

Reduktiv dechlorering
I flere tilfælde er der rapporteret eksempler på nedbrydning (især af chlorerede opløsningsmidler), som i det væsentlige er sket ved abiotisk reduktiv dechlorering. Processen er imidlertid ikke velundersøgt.

2.3 Nedbrydningskinetik

Flere matematiske modeller, inkl. såkaldte 0.-ordens, 1.-ordens og 2.-ordens approksimationer, kan benyttes til at estimere nedbrydningshastigheden af forureningskomponenter. Matematiske beskrivelser af nedbrydningskinetik kan blandt andet findes i Kjeldsen og Christensen (1996), Lynch og Poole (1979) samt Alexander (1985).

Denne rapport omhandler alene 1.-ordens approksimationen, som er en god tilnærmelse, når nedbrydningshastigheden alene kontrolleres af koncentrationen af forureningskomponenten, og når der ikke er vækst af biomasse.

I andre tilfælde, fx hvor biomassen vokser, eller hvor der er mere end et substrat, som eksempelvis ved blandingsforureninger, kan 2.-ordens eller højere-ordens approksimationer give bedre estimater af nedbrydningsraten.

Adskillige undersøgelser af naturlig nedbrydning, hovedsageligt hvor forureningen består af en enkeltkomponent, men i nogle tilfælde også hvor der er tale om blandingsforureninger, viser imidlertid, at 1.-ordens approksimationen ofte giver en rimelig beskrivelse af nedbrydningen (Wiedemeier et. al., 1994; Wiedemeier et. al., 1997).

2.3.1 Første-ordens nedbrydning

Første ordens nedbrydning beskrives ved udtrykket

1)          dC/dt = k₁• t

hvor C = forureningskoncentrationen til tiden t,
t = tiden
og k₁ = 1.-ordens nedbrydningskonstanten.

Løsningen til differentialligningen 1) er givet ved

2)          C = C₀ × exp(-k₁ • t)
hvor C₀ er udgangskoncentrationen.

Heraf fås:

3)         -k₁ × t = ln(C/C₀)

Af dette udtryk ses, at ln(C/C₀) er en lineær funktion af tiden, hvori nedbrydning har fundet sted.

Dette er en vigtig sammenhæng. Om nedbrydningen kan beskrives ved en 1.-ordens nedbrydning kan altså vurderes ud fra et plot af ln(C/C₀) som funktion af tiden. Hvor målepunkterne ligger på en ret linie, kan den aktuelle nedbrydning beskrives ved en 1.-ordens nedbrydning.

2.3.2 Grafisk bestemmelse af 1.-ordens nedbrydningsrater

På figur 2.2 vises et log-lineært plot af C/C₀ (den normerede forurenings-koncentration), afbildet som funktion af tiden. På den centrale del af figuren ligger målepunkterne på en ret linie. Her kan nedbrydningen altså beskrives ved en 1.-ordens approksimation.

Figur 2.2
Typisk forløb af en nedbrydning som kan beskrives ved en 1.-ordens approksimation.

På figuren kan det endvidere ses, at der går nogen tid (den såkaldte lag-periode), inden nedbrydningen starter; se nærmere herom i afsnit 2.1. Endelig kan det ses, at kurven flader ud til sidst. Hvor kurven flader ud, kan nedbrydningen ikke beskrives ved 1.-ordens approksimation.

Halveringstid
Ud fra figuren kan 1.-ordens nedbrydningskonstanten bestemmes som hældningen af den lineære del af kurven. Lag-perioden medregnes ikke i nedbrydningstiden.

I litteraturen findes ofte angivelse af halveringstiden t_1/2 i stedet for nedbrydningskonstanten. Halveringstiden er defineret som den tid, der skal til for at halvere forureningskoncentrationen.

Ved indsættelse i ligning 3 fås følgende sammmenhæng:

4)          k₁ × t_1/2 = ln [C₀/(C₀/2)] = ln 2

2.4 Metoder til bestemmelse af nedbrydningsrater

Der findes ikke nogen velbeskrevet moniteringsmetode for forureningskomponenter i den umættede zone. De følgende betragtninger gælder derfor alene den mættede zone.

Data til estimering af nedbrydningsrater for miljøfremmede organiske stoffer under naturlige forhold i mættet zone kan bestemmes på forskellige måder:

	Laboratorieforsøg (flaske, kolonne)
	In-situ injektionseksperimenter
	Feltobservationer

Fælles for de to første er, at man tilfører de miljøfremmede stoffer, som man vil beskrive nedbrydningen af, enten som et enkelt stof eller som en stofblanding.

Ofte findes forureninger som stofblandinger (fx benzin eller lossepladsperkolat). I disse tilfælde simuleres de aktuelle forhold i laboratoriet bedst ved at tilsætte en stofblanding. Ulempen ved at tilsætte en stofblanding er, at der kan opstå antagonistiske/synergistiske effekter, cometabolisme og sekventiel nedbrydning. Desuden er der større risiko for toksiske effekter i forhold til bakterier, da eksperimentets samlede tilførsel af miljøfremmede stoffer typisk vil være større end i forsøg med enkeltstoffer. Ved at anvende isotopteknikker (fx ¹⁴C-mærkede stoffer) kan der som regel kun anvendes ét mærket stof pr. forsøg, så anvendelse af stofblandinger gennemføres typisk med kemiske målinger af de absolutte koncentrationer.

2.4.1 Laboratorieforsøg

Laboratorieforsøg opdeles typisk i flaskeforsøg og i kolonneforsøg.

Ved laboratorieforsøg skal man være meget omhyggelig med prøveudtagning og prøvebehandling. Følgende forhold har særlig betydning:

	Forsøg til fastlæggelse af nedbrydningsrater i grundvand bør altid indeholde sediment og ikke blot grundvand. Grundvand og sediment bør stamme fra samme lokalitet og i et kendt indbyrdes forhold.
	Det er af stor betydning, at undersøgelser af nedbrydningsrater kobles sammen med redoxforholdene. Samtidigt er det vigtigt, at redoxforholdene ikke ændres, hverken i sediment eller grundvand under prøvetagning, opsætning eller udførelse af eksperimenterne.
	Temperaturen i forsøgene bør være, som de er i grundvandet på lokaliteten, det vil typisk sige 8-10 ° C for danske forhold. Det skal understreges, at mange laboratoriebestemmelser af nedbrydningsrater er bestemt ved højere temperaturer. Alt andet lige, vil den forventede nedbrydningsrate være stigende med stigende temperatur.

En beskrivelse af design og tolkning af laboratorieundersøgelser med henblik på bestemmelse af nedbrydningsrater for chlorerede opløsningsmidler findes i Wilson et. al., 1997.

Flaskeforsøg
Flaskeforsøg (batchforsøg) er langt den mest anvendte laboratoriemetode. For flaskeforsøg, der gennemføres i lukkede flasker, er forsøgsbetingelserne kun velkarakteriserede ved forsøgets start, da redox-forholdene ændres i løbet af forsøget.

Flaskeforsøg kan udføres efter to forskellige principper: 1) høstprincippet (et antal identiske flasker opsættes og ved hver prøvetagning høstes en flaske, som dermed bliver taget ud af forsøget) eller 2) ved gentagen prøveudtagning fra den samme flaske. Ved høstprincippet kan man komme tættere på det naturlige forhold mellem sediment og grundvand. Til gengæld vil der ofte være en vis variation mellem flaskerne, som kan gøre resultaterne fra eksperimenterne svære at fortolke.

Kolonneforsøg
Kolonneforsøg kan gennemføres med pakkede sedimenter eller med uforstyrrede kerner, hvor det første er det mest almindelige og prøvetagningsmæssigt simpleste. Kolonneforsøg gennemføres typisk ved en kontinuert tilledning af det eller de miljøfremmede stoffer, som skal undersøges. Kurveforløbet kan herefter fortolkes.

2.4.2 In-situ injektionseksperimenter

In-situ injektionseksperimenter er forsøg, hvor der tilføres et eller flere miljøfremmede stoffer til et naturligt system under feltforhold. Forsøgene kan udføres i forskellig målestok og under forskellige strømningsbetingelser.

Ved feltinjektionsforsøg udføres en kontrolleret tilledning af de miljøfremmede stoffer til grundvandet med efterfølgende prøvetagning i et tæt boringsnet. Det er eksperimentelt set den teknik, som beskriver de naturlige forhold bedst muligt, men teknikken er meget arbejdskrævende og omkostningsfuld.

Ved anvendelse af in-situ testere benyttes en teknik, hvor det miljøfremmede stof tilføres lokalt (punktmæssigt, fx i en cylinder nedsat i selve grundvandsmagasinet). Det indebærer i forhold til feltinjektionsforsøg en mindre tilledning af miljøfremmede stoffer til grundvandet. Teknikken medfører desværre en større lokal forstyrrelse af sedimentet, og det er ikke muligt at opretholde de naturlige strømningsforhold i sådanne systemer.

De punktmæssige bestemmelser (fx in situ testere) er eksperimentelt set de mest overkommelige, men kræver dog alle en væsentlig større indsats end laboratorieforsøg.

2.4.3 Feltobservationer

Bestemmelse af nedbrydningsrater (i grundvandszonen) ud fra feltobservationer må baseres på et indgående kendskab til forureningskilden og strømningsforholdene i grundvandsmagasinet.

Princippet er, at man, ud fra målinger langs en strømlinie, nedstrøms forureningskilden vurderer ændringer i koncentrationen af de miljøfremmede stoffer. Ved bestemmelse af nedbrydningsraten er det nødvendigt at korrigere for fortynding i systemet fx ud fra spredningen af en persistent forureningskomponent eller ud fra totalindholdet af klorid. Metoden er forklaret nærmere i afsnit 4.3.

Nedbrydningsraten kan også bestemmes ved at placere boringer i en række tværsnit nedstrøms forureningen. I hvert tværsnit beregnes fluxen af de miljøfremmede stoffer, hvorefter ændringen i fluxen (massebalancebetragtninger) benyttes til beregning af en nedbrydningsrate.

Beregningerne af nedbrydningsraterne kan udføres ud fra plot af forure-ningskoncentrationer/-flux; eller alternativt ved opsætning af stoftransport-modeller på EDB, hvor modelsimuleringer optimeres til feltobservationerne ved at tilpasse nedbrydningsraten.

2.4.4 Isotopteknik kontra kemiske analyser

Ved at benytte radioaktivt mærkede stoffer (oftest ¹⁴C) til laboratorieforsøg eller in-situ injektionsforsøg kan der arbejdes med meget lave koncentrationsniveauer. Dette kan gøre det muligt at tilsætte det mærkede stof i så lave koncentrationer (ng/l), at koncentrationen af miljøfremmede stoffer stort set ikke ændres i prøven. Herved bliver det muligt at arbejde med miljørealistiske lave koncentrationer også i mindre forurenede miljøer, og risikoen for toksiske effekter fra de injicerede stoffer minimeres. Ved tilsætning af mærkede stoffer er det muligt at identificere nedbrydningsprodukterne og dermed nedbrydningsveje, idet radioaktivt mærkede stoffer, der dannes under forsøget, nødvendigvis må stamme fra det tilsatte radioaktivt mærkede udgangsstof. Ved at følge dannelsen af ¹⁴CO₂ kan det desuden dokumenteres, om der er tale om en fuldstændig mineralisering.

2.4.5 Fordele og ulemper ved metoderne

Det naturlige system bliver forstyrret i alle typer laboratorieforsøg, og derfor kan de fundne nedbrydningsrater være påvirket af disse forstyrrelser.

Bestemmelse af nedbrydningsrater på baggrund af feltobservationer vil som regel være de mest troværdige. Men bestemmelse af nedbrydningsraten ud fra feltmålinger kræver stor viden om lokaliteten (hydrogeologi og forureningskilde) og mange målinger. De generelle usikkerheder på bestemmelse af hydrogeologi og forureningskilde vil påvirke bestemmelsen af nedbrydningsraten. Man skal endvidere være opmærksom på, at de i litteraturen opgivne nedbrydningskonstanter bestemt ud fra feltobservationer ofte angiver den samlede stoffjernelse i et system (fortynding, fordampning, sorption og nedbrydning) og ikke nedbrydningen alene.

Sammenligninger i litteraturen mellem nedbrydningsrater bestemt ved laboratorieforsøg, feltinjektionsforsøg og feltobservationer har givet såvel samstemmende som modstridende resultater.

I artikler om "intrinsic remediation" fastslås imidlertid generelt, at nedbryd-ningskonstanter bør bestemmes ud fra feltobservationer. Bestemmelse af nedbrydningskonstanter ud fra laboratorieforsøg bør kun udføres, hvor det er absolut nødvendigt at skaffe nedbrydningskonstanter, og hvor de ikke kan bestemmes ved feltobservationer (Wiedemeier, 1997 og Wilson, 1997). Det kan eksempelvis være områder, hvor grundvandsstrømmens retning ikke kan fastlægges entydigt, fordi den ændrer sig over kort tid (fx ved påvirkning fra vandløb eller sæsonbetinget oppumpning fra indvindingsboringer).