Naturlig nedbrydning af miljøfremmede stoffer i jord og grundvand

4. Monitering og bestemmelse af aktuelle nedbrydningsrater

4.1 Dokumentation for nedbrydning
4.2 Moniterings/undersøgelsesprogram
4.2.1. Indledende undersøgelser
4.2.2 Monitering
4.3 Bestemmelse af 1.-ordens nedbrydningskonstanter ud fra feltobs.
4.3.1 Korrektion med en organisk komponent som tracer
4.3.2 Korrektion med et uorganisk stof som tracer
4.3.3 Korrektion med total-ethylen som tracer

Nedbrydning anvendt i risikovurderinger
Når en risikovurdering er baseret på nedbrydning, skal det, jf. afsnit 3.1, eftervises, at der er potentiale for nedbrydning af den pågældende forurening på den specifikke lokalitet. Hvor effekten af en beregnet naturlig nedbrydning betyder, at jordforureningen ikke udgør nogen risiko for grundvandsressourcen, skal følgende faser gennemføres:

1. Forureningsundersøgelse med dataindsamling til risiko- vurderingen.
2. Risikovurdering, (hvor der regnes med nedbrydning).
3. Dokumentation for, at der foregår nedbrydning, og bestemmelse af aktuel nedbrydningsrate.
4. Opstilling af moniteringsplan.

Risikovurdering
Risikovurderingen (punkt 2) gennemføres med 1.-ordens nedbrydningskonstanter udvalgt fra afsnit 3. Udførelse af selve risikovurderingen vil ikke blive omtalt nærmere her, da den er omhyggeligt beskrevet i Miljøstyrelsens udkast til "Vejledning om oprydning af forurenede lokaliteter".

Hvis risikovurderingen viser, at gældende kvalitetskriterier for grundvand (se bilaget) ikke overholdes, må der igangsættes afværgeforanstaltninger, eller der må gennemføres en risikovurdering med nye lokalspecifikke data fremskaffet ved yderligere undersøgelser.

Dokumentation for nedbrydning
Hvor risikovurderingen viser, at det er nødvendigt at regne med nedbrydning for at overholde kvalitetskravene for grundvand, skal det eftervises, at der findes potentiale for nedbrydning af den pågældende forurening på den specifikke lokalitet, og den aktuelle 1.-ordens nedbrydningsrate skal fastlægges på baggrund af feltmålinger; naturligvis under forudsætning af, at den pågældende forurening kan beskrives ved en 1.-ordens approksimation.

Hvordan det kan dokumenteres, at der aktuelt foregår nedbrydning (punkt 3) er beskrevet i afsnit 4.1. Bestemmelse af den aktuelle 1.-ordens nedbrydningsrate (ud fra feltobservationer) er beskrevet i afsnit 4.3.

Hvis det viser sig, at den aktuelle nedbrydning afviger fra den nedbrydning, som blev forudsat i risikovurderingen, skal risikovurderingen revideres med anvendelse af den aktuelt fastlagte 1.-ordens nedbrydningsrate.

Monitering og kontrol
Hvis denne reviderede risikovurdering viser, at kvalitetskriteriet for grundvand kan overholdes, gennemføres en monitering til kontrol af den naturlige nedbrydning, herunder en kontrol af om forureningsspredningen forløber som forudsat.

4.1 Dokumentation for nedbrydning

Dokumentation for, at der foregår nedbrydning, afhænger af den givne forurenings karakter (omfang, komponenter/stofgrupper) og af lokalspecifikke forhold (geologi, hydrogeologi og redoxforhold). Der er væsentlig forskel på dokumentationen for forskellige forureningskomponenter. Dette har ført til, at man i USA er i gang med at udarbejde forskellige protokoller for brændstofforureninger (fuel contamination) og forurening med chlorerede opløsningsmidler (Wiedemeier et. al., 1995 og Wiedemeier et. al., 1996).

Dokumentation for, at der sker nedbrydning, kan tilvejebringes på følgende måder:

1. Observeret reduktion i forureningskoncentrationen langs en strømlinie nedstrøms for forureningskilden.
2. Dokumentation for massefjernelse i felten ved tilvejebringelse og sammenstilling af forureningsdata og geokemiske data.
3. Bestemmelse af forureningskomponentens aktuelle 1.-ordens nedbrydningsrate ud fra feltobservationer (alternativt laboratoriedata).

Observeret reduktion i forureningskoncentration

1. Der skal kunne observeres en reduktion af forureningskoncentrationen langs en strømlinie nedstrøms forureningskilden. Til dette formål er et detaljeret potentialekort vigtigt. En reduktion af forureningskoncentrationen "beviser" ikke, at forureningen nedbrydes, idet reduktionen i forureningskoncentrationen kan være et resultat af dispersion, sorption, fordampning m.v.

Sammenstilling af forureningsdata og geokemiske data

2. Dokumentationen for nedbrydning og massefjernelse afhænger af den aktuelle forureningskomponent, idet de "kemiske beviser" er stofafhængige. Dokumentationen kræver en detaljeret forureningsundersøgelse. Det nødvendige omfang af et aktuelt undersøgelsesprogram beskrives kort i afsnit 4.2.

Typen af aktuelle "beviser" under b) er ikke alle lige stærke:

	At de forurenende stoffer kan nedbrydes under de herskende forhold. Det kan fx være dokumentation for, at der er anaerobe forhold i grundvandsmagasinet i en sag med chlorerede opløsningsmidler. Dette må betegnes som et meget svagt "bevis", da det blot sandsynliggør, at nedbrydning har mulighed for at finde sted. Hvorvidt nedbrydningen reelt foregår, og om den aktuelle nedbrydningsrate er tilstrækkelig, belyses ikke.
	Stigning i koncentrationen af slutprodukter fra redoxprocesser (fx methan, sulfid, jern(II), mangan(II) eller CO2; det kan fx være en stigning i jern(II)-koncentrationen på grund af nedbrydning af toluen under jernreducerende forhold). Dette kan være et stærkt "bevis", hvis de forurenende stoffer er den primære kulstofkilde (fx ved høje koncentrationer af BTEX’er i forhold til naturligt forekommende opløst organisk kulstof). Dette har været tilfældet i en række amerikanske sager med BTEX-forureninger.
	Fald i koncentrationen af elektronacceptorer, som kan korrelleres med fald i koncentrationen af det forurenende stof og stigning i dannelse af slutprodukter fra de samme redoxprocesser. Dette kan desuden anvendes til at vurdere, om den samlede elektronacceptor-koncentration er tilstrækkelig til, at der kan ske fuldstændig nedbrydning af det forurenende stof. Dette er igen et stærkt "bevis", hvis de forurenende stoffer er den primære kulstofkilde i systemet. I praksis er det vanskeligt at gennemføre dette bevis, hvis der er tale om anaerobe forhold, idet elektronacceptorerne kan være sedimentbundne (fx jern- og mangan-hydroxider) og slutprodukterne kan udfælde (monosulfid, pyrit, jerncarbonater).
	Relativt fald i koncentrationen af forureningskomponenten sammenlignet med en konservativ tracer (jf. afsnit 4.3). For en kulbrinteforurening kan man fx benytte enkeltkomponenten trimethylbenzen (TMB) som konservativ tracer (afsnit 4.3.1). En anden benyttet metode ved kulbrinteforureninger er vurdering af forholdet mellem koncentrationerne af heptadecan (n-C17), som er relativt letnedbrydeligt, og pristan, som er sværtnedbrydeligt (Flath-man, 1991; Christensen and Larsen, 1993).
	Dannelse af nedbrydningsprodukter fx dannelse af dichlorethylen (DCE), vinylchlorid (VC) og ethylen i forbindelse med nedbrydning af trichlorethylen. Dette er et meget stærkt "bevis", hvis de dannede stoffer ikke i forvejen forekommer i forureningskilden.
	Opstilling af massebalance eller stoffluxberegninger ud fra boringer udført i rækker på tværs af strømningsretningen. Metoden, der kan give en meget sikker beskrivelse af stoftransporten, er anvendt i forskningssammenhæng, (fx Rügge, 1997a; Wiedemeier et al., 1995; Imbrigiotta et al., 1997) men kan på grund af krav til et meget stort antal boringer ikke betragtes som alment anvendelig i forbindelse med risikovurdering.

3. Denne bestemmelse foretages som udgangspunkt på feltdata. Laboratoriebestemmelser af nedbrydningsraten bør kun anvendes, hvor det er umuligt at gøre det ud fra feltdata; se afsnit 2.4.5.

Afsnit 4.3 beskriver, hvordan man bestemmer nedbrydningsraten ud fra feltdata.

4.2 Moniterings/undersøgelsesprogram

4.2.1 Indledende undersøgelser

Placering af undersøgelsesboringer
I forbindelse med de indledende undersøgelser af den mættede zone, og til brug for beregning af de aktuelle lokalitetsspecifikke nedbrydningskonstanter i den mættede zone, skal der udføres en række boringer. Med reference til figur 4.1 bør disse boringer placeres, så de repræsenterer:

1. den mest forurenede del af grundvandsmagasinet,
2. og
3. fanen hvor forureningskomponenter findes i opløst form,
4. nedstrøms forureningsfanen,
5. sideværts forureningen
6. opstrøms forureningen.

På figur 4.1 er det illustreret, at boringerne skal udføres inden for en afstand som svarer til et års grundvandstransport, dog max. 100 m, idet kvalitetskriterierne for grundvand skal være overholdt i denne afstand, jf. "Vejledning om oprydning af forurenede lokaliteter" (udkast fra Miljøstyrelsen, 1997).

Hvor boringer skal benyttes til bestemmelse af den aktuelle nedbrydningsrate, må en række boringer placeres langs en strømlinie nedstrøms forureningen. Det er væsentligt, at disse boringer placeres og filtersættes optimalt såvel horisontalt som vertikalt. Dette stiller krav om en grundig kortlægning af strømningsforholdene i undersøgelsesfasen.

Antal boringer
Det fastslås i de amerikanske protokoller for "natural attenuation" benyttet på forureninger med henholdsvis brændstoffer (petroleum hydrocarbons) og chlorerede opløsningsmidler, at mindst 6 boringer er nødvendige, for at en foreløbig bestemmelse af nedbrydningsraten er mulig. Boringerne skal placeres langs en strømlinie som angivet på figur 4.1 (Wiedemeier et. al.,1994 og Wiedemeier et. al., 1996).

Figur 4.1.
Eksempel på placering af undersøgelses-/moniteringsboringer i forhold til en forurening (efter Wiedemeier et. al., 1994).

Undersøgelsesparametre
Når der i risikovurderingen regnes med nedbrydning (som i risikovurderingens trin 3 i "Vejledning om oprydning af forurenede lokaliteter", udkast fra Miljøstyrelsen, 1997) er der behov for en række kemiske analyser, som supplement til de sædvanlige data der benyttes, hvor risikovurderingen alene er baseret på opblanding (dispersion og sorption).

Der skal analyseres for indhold af forureningskomponenten og eventuelle datterprodukter, som dannes under nedbrydningen. Herudover skal der udføres analyser og feltmålinger, som beskriver redox-miljøet.

Tabel 4.1 angiver analyseparametre i forbindelse med undersøgelse og bestemmelse af nedbrydningsraten for en PCE-forurening.

På grundlag af undersøgelsens resultater udføres en beregning af, hvordan koncentrationen af forureningskomponenter forventes at udvikle sig.

4.2.2 Monitering

Moniteringsplan
Hvis en risikovurdering viser, at den naturlige nedbrydning af forurenings-komponenterne i grundvandet medfører, at kvalitetskriterierne for grundvand kan overholdes, skal der udarbejdes en moniteringsplan.

Planen skal beskrive hvor og hvor ofte, der skal udtages kontrolanalyser, hvilke parametre der skal indgå i disse analyser, samt hvilke forureningskoncentrationer der kan accepteres i kontrolpunkterne. Som udgangspunkt kan man benytte samme analyseparametre som i undersøgelsesfasen.

Boringer
Eksakt placering af moniteringspunkter, antal moniteringspunkter og analyseparametre afhænger af forureningens sammensætning og de hydrogeologiske forhold, og må derfor vurderes fra sag til sag. Evt. kan undersøgelsesboringer også benyttes til monitering.

Hvis forureningsspredningen ikke forløber som forudset (hvis der fx findes uacceptable koncentrationer af forurenende stoffer i moniteringsboringerne), bør det udløse handling; fx i form af afværgepumpning eller udførelse af fornyede risikovurderinger. Der bør på forhånd foreligge en handlingsplan, som beskriver hvilke foranstaltninger, der skal iværksættes.

Tabel 4.1
Analyseparametre i forbindelse med forureningsundersøgelse og bestemmelse af nedbrydningsraten for en PCE-forurening.

4.3 Bestemmelse af 1.-ordens nedbrydningskonstanter ud fra feltobservationer

Når man skal bestemme nedbrydningsraten, må de målte forureningskoncentrationer korrigeres for effekter af sorption, dispersion, fortynding m.v. (ikke-destruktive processer). Dette kan gøres ved at sammenligne koncentrationer af forureningskomponenten med koncentrationer af et svært nedbrydeligt stof (en tracer) eller ved sammenligning mellem ét forurenende stof og de øvrige stoffer.

Efter at de korrigerede forureningskoncentrationer er beregnet, kan 1.-ordens nedbrydningskonstanten bestemmes grafisk ud fra plot af den normerede forureningskoncentration som funktion af tiden; se beskrivelsen i afsnit 2.3.2.

Hvor koncentrationerne kendes som funktion af afstanden, i stedet for som funktion af tiden, kan der foretages omregning ved at benytte aktuelle transporthastigheder bestemt under den gennemførte forureningsundersøgelse.

Korrigerede forureningskoncentrationer
I det følgende gennemgås, hvordan forureningskoncentrationen kan korrigeres for påvirkning af ikke-destruktive processer. Det forudsættes, at fluxen fra forureningskilden tilnærmelsesvist er konstant, og at grundvandsmagasinet er homogent.

Beskrivelsen tager udgangspunkt i den amerikanske protokol for "natural attenuation" af chlorerede opløsningsmidler i grundvand (Wiedemeier et. al., 1996). Principperne vurderes dog at kunne overføres til danske forhold uden væsentlige problemer.

Målinger af tracer- og forureningskoncentrationer i to eller flere boringer langs en strømlinie kan benyttes til at estimere den forureningskoncentration, der ville have været i boringerne, hvis nedbrydning havde været den eneste proces, som svækkede forureningen.

En ideel tracer påvirkes af ikke-destruktiv svækkelse i samme grad som forureningskomponenten (traceren har samme flygtighed og samme sorptionskoefficient som forureningskomponenten), og den ideelle tracer påvirkes ikke af nedbrydningsprocesser.

Under forudsætning af at der benyttes en ideel tracer, beskriver følgende ligning den nedstrøms forureningskoncentration, hvor nedbrydning har været den eneste svækkelsesproces mellem punkterne i og i-1 placeret nedstrøms langs en strømlinie (fx mellem boringerne 3 og 2 på figur 4.1).

5)

hvor:

Ud fra forureningskoncentrationen i et opstrøms placeret målepunkt samt ud fra målinger af forholdet mellem forurenings- og tracerkoncentrationer, kan denne ligning benyttes til at estimere den teoretiske forureningskoncentration, som ville være resultatet af nedbrydning alene.

Ligning 5) er konservativ forstået på den måde, at hvis der sker nedbrydning af traceren, så vil C_i,corr blive større end C_i, og nedbrydningsraten vil blive underestimeret.

Hvis man estimerer nedbrydningsraten mellem to punkter (A og B) alene, simplificeres ligning 5) til:

6)

4.3.1 Korrektion med en organisk komponent som tracer

TMB anvendt som tracer
En bekvem metode til at estimere nedbrydningskonstanter er at benytte en unedbrydelig forureningskomponent som tracer. En sådan komponent kan være trimethylbenzen (TMB), der findes i tre isomere former (1,2,3-TMB, 1,2,4-TMB og 1,3,5-TMB), som generelt er tilstede i brændstoffer i tilstrækkelige koncentrationer (3-7 %) til at kunne detekteres i grundvandet; Christensen et al. (1987), Verschueren (1983).

TMB er næsten persistent (bestandig) under anaerobe forhold, men er til gengæld relativt letnedbrydeligt under aerobe forhold. TMB’s bestandighedsgrad er lokalitetsspecifik, og anvendeligheden af denne forureningskomponent som tracer må evalueres fra sag til sag.

En anden forureningskomponent, der potentielt kan benyttes som tracer i forbindelse med forurening med brændstoffer, er tetramethylbenzen. Men tetramethylbenzen forekommer ofte i så små koncentrationer, at stoffet er vanskeligt detekterbart.

Sorptionskoefficientens betydning
En ideel tracer har samme flygtighed og samme sorptionskoefficient, som den forureningskomponent der undersøges. Imidlertid har TMB en større sorptionskoefficient (og dermed en større retardationskoefficient) end BTEX’er. TMB transporteres derfor langsommere igennem grundvandszonen end den forureningskomponent, som undersøges.

For en tracer som TMB er det derfor nødvendigt at modificere ligning 5), således at der tages højde for forskellene i transporthastigheder. Ved stationære forhold (dvs. hvor fluxen af forureningskomponent og tracer er konstant i hvert enkelt målepunkt) er denne modifikation dog ikke nødvendig.

Når en tracer transporteres med en hastighed, som er signifikant langsom-mere end spredningshastigheden af den forureningskomponent, som undersøges, skal man vurdere forurenings- og tracerkoncentrationer efter ens transporttider i stedet for efter ens transportafstande. Forholdet mellem tracerhastigheden og forureningskomponentens hastighed kan udtrykkes som:

7)

hvor:

Den fraktion af traceren, som forsvinder i løbet af den tid, hvor forurenings-komponenten bevæger sig fra punkt i-1 til punkt i, er repræsenteret af ud-trykket R_c/R_t(1-T_i/T_i-1). Dermed vil fraktionen af tracer, som bliver tilbage være 1-R_c/R_t(1-T_i/T_i-1).

Hvor sorption af traceren afviger klart fra sorptionen af forureningskomponenten, kan den korrigerede forureningskoncentration i punkt i repræsenteres ved følgende ligning:

8)

hvor:

Bemærk, at når R_c er lig R_t bliver ligning 8 lig med ligning 5.

Anvendelse af andre tracere
Som nævnt, er ligning 5) konservativ forstået på den måde, at hvis traceren nedbrydes, så vil nedbrydningsraten blive underestimeret. I blandingsforureninger som fx benzin, diesel eller lignende, vil man derfor som tracer kunne benytte en af de sværest nedbrydelige (mest persistente) forureningskomponenter; idet svag nedbrydning af denne forureningskomponent blot medfører en mere konservativ bestemmelse af nedbrydningsraten for de øvrige forureningskomponenter.

4.3.2 Korrektion med et uorganisk stof som tracer

Total-chlorid anvendt som tracer
Uorganiske komponenter kan benyttes som tracere, under forudsætning af, at deres tilstedeværelse er associeret (enten direkte eller indirekte) til forureningen. For chlorerede opløsningsmidler kan man som tracer anvende total-chlorid forstået som summen af chlorid-ionerne og chlorid i de chlorerede opløsningsmidler.

Anvendelse af totalchlorid som tracer forudsætter, at variationerne i baggrundschloridkoncentrationen er negligible i forhold til totalkoncentrationen af chlorid i forureningsfanen. Hvis baggrundschloridkoncentrationen er mere end omtrent 10% af totalkoncentrationen i forureningsfanen, så vil det være nødvendigt at tage højde for baggrundskoncentrationen inden korrektion af forureningskoncentrationerne. I overfladenære grundvandsmagasiner (specielt sekundære magasiner) kan chloridpåvirkning fra vintersaltning af veje m.v. give så store lokale påvirkninger, at metoden ikke kan anvendes.

Indholdet af totalchlorid beregnes ved at multiplicere de målte koncentrationer af organisk chlorid med massefraktionen af chlor i molekylet, hvorefter der summeres over alle de chlorerede komponenter, som er til stede i forureningsfanen. Endelig skal man addere med baggrundskoncentrationen af chlorid.

Støkiometriske beregninger
Som et eksempel på disse støkiometriske beregninger gennemgås følgende eksempel, hvor PCE (perchlorethylen = tetrachlorethylen = tetrachlorethen) reduceres til ethylen.

…PCE --> ethylen
Når 1 mol PCE reduceres til ethylen bliver der dannet 4 mol chlorid:

C₂Cl_{4 -->} C₂H₄ + 4Cl^-

Masseforholdet mellem dannet chlorid og nedbrudt PCE kan bestemmes af:

Molekylær-vægt:
PCE 2(12,011) + 4(35,453) = 165,83 g
Chlorid 4(35,453) = 141,81 g

Masse-forholdet Chlorid/PCE er 141,81/165,83 = 0,86/1

…TCE --> ethylen
På tilsvarende måde dannes 3 mol chlorid, når 1 mol TCE (trichlorethylen) reduceres til ethylen:

C₂Cl₃H --> C₂H₄ + ₃Cl^-

Masseforholdet mellem dannet chlorid og nedbrudt TCE kan bestemmes af:

Molekylær-vægt:
TCE 2(12,011) + 3(35,453) + 1(1,01) = 131,39 g
Chlorid 3(35,453) = 106,36 g

Masseforholdet Chlorid/TCE er 106,36/131,39 = 0,81/1.

…DCE --> ethylen
Når 1 mol DCE (dichlorethylen) reduceres til ethylen dannes 2 mol chlorid:

C₂Cl₂H₂ --> C₂H₄ + 2Cl_-

Masseforholdet mellem dannet chlorid og nedbrudt DCE kan bestemmes af:

Molekylær-vægt:
DCE 2(12,011) + 2(35,453) + 2(1,01) = 96,95 g
Chlorid 2(35,453) = 70,9 g

Masseforholdet Chlorid/DCE er 70,9/96,95 = 0,73/1.

…VC --> ethylen
Når 1 mol VC (vinylchlorid) reduceres til ethylen dannes 1 mol chlorid:

C₂ClH₃ ® C₂H₄ + Cl^-

Masseforholdet mellem dannet chlorid og nedbrudt VC kan bestemmes af:

Molekylærvægt:
VC 2(12,011) + 1(35,453) + 3(1,01) = 62,51 g
Chlorid 1(35,453) = 35,45 g

Masseforholdet Chlorid/VC er 35,453/62,51 = 0,57/1.

Reduktiv dechlorering
Ved en PCE-forurening, hvor der foregår reduktiv dechlorering, kan total-chloridindholdet (summen af organisk bundet chlorid og fri chlorid) derfor bestemmes som:

Cl_Total = 0,86(PCE) + 0,81(TCE) + 0,73(DCE) + 0,57(VC)
+ baggrundschlorid

..eksempel fra Plattsburgh AFB
Som et eksempel benyttes data fra en brandøvelsesplads på Plattsburgh Air Field Base i USA (Wiedemeier, 1996). I punkt A, beliggende nær forureningskilden, blev koncentrationerne af chlorid, TCE, total DCE og vinylchlorid bestemt til henholdsvis 63; 25,3; 51,4 og 0 mg/l.

Dette resulterer i en tracer-koncentration på:

Chlorid (baggrundsniveau) 63 mg/l
TCE-chlorid + (0,81)(25,3 mg/l)
DCE-chlorid + (0,73)(51,4 mg/l)
Vinylchlorid-chlorid + (0,57)(0,0 mg/l)
Total-chlorid = 121 mg/l

I punkt B nedstrøms forureningskilden blev der på samme tidspunkt målt koncentrationer af chlorid, TCE, total DCE og vinylchlorid på henholdsvis 48; 0,002; 15,0 og 0,90 mg/l. Dette resulterer i en nedstrøms tracerkoncentration på:

Chlorid (baggrundsniveau) 48 mg/l
TCE-chlorid + (0,81)(0,002 mg/l)
DCE-chlorid + (0,73)(15,0 mg/l)
Vinylchlorid-chlorid + (0,57)(0,90 mg/l)
Total-chlorid = 59 mg/l

De beregnede tracer-koncentrationer (koncentrationer af total-chlorid) kan benyttes til korrektion af forureningskoncentrationen ud fra ligning 5; alternativt fra ligning 6 hvis man skal bestemme nedbrydningen ud fra to punkter alene.

4.3.3 Korrektion med total-ethylen som tracer

Ved grundvandsforurening med chlorerede opløsningsmidler anviser Wiedemeier et al.,1996 en metode, hvor total-ethylen benyttes som tracer.

Ved reduktiv dechlorering kan forureningskomponenten undergå successiv transformation, hvor et chloratom hver gang erstattes med et hydrogenatom, mens kulstof-"kernen" af såvel forureningskomponent som nedbrydnings-produkt antages at være uændret.

Eksempler er dechlorering fra PCE til TCE, fra TCE videre til DCE o.s.v.

Indholdet af kulstofkernen (ethylen) er udsat for samme svækkelse ved sorption, diffusion og dispersion (fortynding), som virker på de større chlorerede molekyler som fx TCE og DCE. Men hvor de større chlorerede molekyler kan nedbrydes biologisk, vil kulstofkernen (ethylen) normalt ikke blive nedbrudt. Af denne grund kan ethylen (kulstofkernen) benyttes som tracer.

Når man benytter ethylen som tracer, skal den molære koncentration af kulstof og chlorid beregnes i hvert moniteringspunkt langs en strømlinie.

For chlorerede ethylener beregnes den molære kulstofkoncentration ved at multiplicere antallet af kulstofatomer pr. ethylen-molekyle (2) med summen af molære koncentrationer for de chlorerede ethylener PCE, TCE, DCE, VC samt ethylen:

M_ci = 2(M_PCE,i + M_TCE,i + M_DCE,i + M_VC,i +M_ethylen,i),

hvor:

Det totale indhold af organisk bundet chlorid defineres som summen af produkterne mellem den molære koncentration og antallet af chlorid-atomer pr. molekyle. Antallet af chlorid-atomer pr. molekyle er 4 for PCE, 3 for TCE osv., hvorfor:

TOX_i = (4M_PCE,i) + (3M_TCE,i) + (2M_DCE,i) + M_VC,i

hvor TOX_i = den molære koncentration af organisk bundet chlorid.

Korrektion for ikke-destruktive processer kan nu gennemføres ved i ligning 5 at erstatte tracerkoncentrationen T_Ci med M_Ci og erstatte de observerede forureningskoncentrationer C_i med den molære koncentration af organisk chlorid TOX_i.