FORURENINGSFLUX FRA EN TCE-FORURENET LOKALITET: SAMMENLIGNING AF METODER

FORURENINGSFLUX FRA EN TCE-FORURENET LOKALITET: SAMMENLIGNING AF METODER Civilingeniør, ph.d. Nina Tuxen 1 Ph.d.studerende Mads Troldborg Forskningsassistent Julie L.L. Kofoed Forskningsassistent Kristian D. Raun 2 Lektor Philip J. Binning Professor Poul L. Bjerg Institut for Miljø & Ressourcer, DTU 1 Nu Orbicon A/S 2 Nu Region Syd ATV MØDE VINTERMØDE OM JORD- OG GRUNDVANDSFORURENING VINGSTEDCENTRET 6. - 7. marts 2007

RESUMÉ Massefluxbetragtninger bliver i stigende grad anvendt som supplement til koncentrationsmålinger, når der foretages risikovurderinger af punktkildeforureninger. Fluxen udtrykker påvirkningen af et grundvandsmagasin i masse og tid og kan blandt andet bruges i forbindelse med prioritering af indsatsen overfor punktkilder. I forbindelse med et samarbejdsprojekt mellem Københavns Amt og DTU er forskellige metoder blevet anvendt til at bestemme forureningsfluxen fra en TCE-forurenet lokalitet i Nærum. De to metoder, niveauspecifik prøvetagning og volumenpumpning, bliver sammenlignet resultatmæssigt, praktisk og økonomisk. Desuden bliver de væsentligste usikkerheder forbundet med bestemmelse af forureningsflux analyseret. INDLEDNING Når det skal vurderes hvorvidt en punktkilde udgør en risiko for grundvandet, har den hidtidige praksis været fokuseret på beregning eller måling af koncentrationer umiddelbart nedstrøms punktkilden. På det seneste er der sat spørgsmålstegn ved om koncentrationer alene er repræsentative for risikoen. Et af problemerne er, at koncentrationsberegninger kun fortæller om en forureningskilde udgør en risiko, og ikke hvor stor denne risiko er (Guilbeault et al., 2005; Bjerg, 2002). Til beskrivelse af en punktkildes påvirkning af grundvandet anvendes især i nyere litteratur størrelsen forureningsflux. Forureningsfluxen er en dynamisk størrelse, der udtrykker den samlede forureningsbelastning. En forureningsflux giver mulighed for at sammenligne belastningen af forurenende stoffer fra forskellige forureningskilder kvantitativt. Derudover kan en forureningsflux direkte anvendes til at vurdere, hvordan en forureningskilde påvirker et grundvandsmagasin eller en nedstrøms indvindingsboring. Konkret kan det antages, at hele forureningsfluxen oppumpes i den nedstrøms boring, og den resulterende worst case koncentration i boringen kan beregnes ved at dividere forureningsfluxen med indvindingsraten i boringen (Einarson & Mackay, 2001). Forureningsfluxen angiver, hvor meget forureningsmasse, der udledes fra en punktkilde pr. tid (fx kg/år). Forureningsfluxen har flere benævnelser i den internationale litteratur, men mass flux, mass discharge eller contaminant flux hører til de oftest benyttede. Som symbol for forureningsflux anvendes især J. Det skal bemærkes, at denne terminologi strider mod den traditionelle definition af flux, hvor enheden er masse pr. tid pr. areal. FORMÅL Formålet med dette arbejde, som er et led i et samarbejdsprojekt mellem Københavns Amt og DTU, var at afprøve og sammenligne forskellige metoder til bestemmelse af forureningsflux herunder at vurdere usikkerheder ved metoderne.

METODER OG RESULTATER Der er afprøvet to forskellige metoder til fluxbestemmelse: niveauspecifik prøvetagning og volumenpumpning på en testlokalitet - Rundforbivej 176 i Nærum. Fælles for metoderne er, at fluxen estimeres gennem et kontrolplan etableret vinkelret på forureningsfanen. Etablering af kontrolplan Fordelen ved at bestemme fluxen i et transekt på tværs af strømningsretningen af fanen er, at man derved får bestemt hele den forureningsmasse der strømmer væk fra kildeområdet, og at spredning og fortynding af fanen, forårsaget af dispersion, ikke influerer på resultatet. Det forudsættes naturligvis, at boringsnetværket dækker hele forureningsfanen. For at fluxen i transektet skal repræsentere en steady-state situation, skal transektet placeres i en afstand, hvor man kan forvente fuldt gennembrud af forureningsstofferne. På den anden side er det en fordel, hvis transektet ikke ligger for tæt på kildeområdet. Det skyldes, at der tæt på kildeområdet må forventes betydelige koncentrationsgradienter, da der i kort afstand fra kilden kun er sket begrænset opblanding med det omgivende grundvand. Når koncentrations-gradienterne er meget store, vil fluxresultatet i sidste ende være meget afhængig af den nøjagtige placering af boringerne. Figur 1a og 1b. 1a: Placering af det utætte TCE dyppekar, boringer i området og potentialet i det sekundære grundvandsmagasin. 1b: Forureningsudbredelse og placering af transekt til fluxbestemmelse. På figur 1a ses et potentialekort for området omkring Rundforbivej 176 samt kildens placering. Kilden er et gammelt utæt dyppekar med TCE, stammende fra den tid, hvor der var maskinværksted på matriklen. Spildet er sandsynligvis sket i perioden 1963-1972. På figur 1b

ses transektets placering ca. 165 meter nedstrøms kilden. Ud fra potentialekortet, målte hydrauliske ledningsevner og det organiske indhold i akviferen, er det vurderet, at der er sket fuldt gennembrud af TCE ved transektet. Målinger af TCE indholdet i en række boringer i området, har gjort det muligt at optegne en forureningsudbredelse (figur 1b). Her ses, at transektets placering er placeret fornuftigt, og at der er en god afgrænsning af fanen i det horisontale plan. Niveauspecifik prøvetagning Ved den niveauspecifikke prøvetagning måles koncentration og hydraulisk ledningsevne i alle kontrolplanets filtre. Disse punktmåler skal integreres, så de repræsenterer hele transektets areal. Dette kan gøres på to måder: enten tildeles hvert filter et rektangulært areal eller der laves interpolation mellem målepunkterne i et beregningsnet (fx af polygoner), der kan forfines efter behov. Ved begge metoder opnås en række arealer, med tilhørende koncentrationsmålinger og hydrauliske ledningsevner. TCE fluxen J TCE beregnes nu gennem hvert areal ud fra følgende udtryk: dh J = A C K i, TCE i i i dl hvor A i, C i og K i angiver hhv. størrelsen af arealet, koncentrationen og den hydrauliske ledningsevne hørende til hvert areal i, mens dh/dl er gradienten. Ved at summere flux bidragene gennem samtlige arealer kan en total TCE flux gennem hele tværsnittet beregnes. På Rundforbivej er denne metode benyttet ved at anvende traditionelle boringer med 2-3 filtre af 1 m. I alle boringerne blev der udtaget vandprøver til analyse og den hydrauliske ledningsevne blev bestemt vha. slug tests. I litteraturen har der ofte været anvendt såkaldte multi-level samplere, som typisk er installationer med mange prøvetagningspunkter over dybden. Der kan opnås en meget detaljeret beskrivelse af den vertikale fordeling. Disse typer af installationer giver dog ikke mulighed for at bestemme den hydrauliske ledningsevne og stiller særlige krav til de kemiske analyser, da der kun kan udtages små vandmængder. På figur 2a og 2b ses de målte TCE-koncentrationer og hydrauliske ledningsevner i hvert af filtrene i transektet. Som det også sås på figur 1b er forureningsfanen velafgrænset i horisontal retning, men målingerne viste, at fanen ikke er afgrænset i vertikal retning trods de mange boringer. Især ses der meget høje koncentrationer i de dybe filtre i F5B. Årsagen til de dybe forekomster af TCE er, at der i forureningens kildeområdet sandsynligvis er blevet spildt fri fase TCE (se også diskussion i Troldborg et al., 2007), hvilket ikke var hypotesen fra starten. En af forudsætningerne for at regne på forureningsfluxe, er at transektet dækker hele forurenings-fanen. I det følgende vil der dog alligevel blive regnet på forureningsfluxen, men resultatet kommer ikke til at repræsentere den sande forureningsflux, men snarere en minimumsflux. Principperne og metoderne for beregningerne vil dog være helt de samme, som det ideelle tilfælde, hvor fanen var velafgrænset i alle retninger.

29 0,7 61 5,5 62 13 0,03 0,4 8,5 0,09 0,12 0,16 2,4 2,2 0,5 2,7 2,3 2,0 0,6 24 11 1,6 > 100 µg/l 50-100 µg/l 25-50 µg/l 1-25 µg/l????? Figur 2. Figur a og b viser hhv. de målte TCE koncentrationer [µg/l] og de estimerede hydrauliske ledningsevner [10-5 m/s] ved transektet. 1,6 5,6 0,4 2,0 3,8 9,2 Udfra den niveauspecifikke prøvetagning blev fluxen gennem transektet dels udregnet vha programmet Mass Flux Toolkit (GSI-NET, 2006) og dels ved at tildele hvert filter et rektangel (figur 3). Resultaterne blev meget ens ved de to metoder: ca 1150 g/år. RAP10 F1 F2 F2A F3 F4A F4 F5 RAP9 F6 Hydraulisk ledningsevne: > 1. 10-4 m/s 1. 10-5 - 1. 10-4 m/s < 1. 10-5 m/s Koncentration: > 100 µg/l 50-100 µg/l 25-50 µg/l 1-25 µg/l < 1 µg/l Figur 3. Beregning af forureningsflux i grundvand vha. den niveauspecifikke prøvetagning. Forureningsfluen estimeres gennem transekt et ud fra målinger af koncentration, hydraulisk ledningsevne og hydraulisk gradient. Det er bemærkelsesværdigt, at en meget stor del af den totale masseflux i transektet kan tilskrives enkelte filtre (fx udgør filter F2-2, F5B-1 og F5B-2 tilsammen 65 % af den totale

masseflux). I filter F2-2 (som repræsenterer 25 % af den samlede flux) er der ikke målt en meget TCE koncentration, men kombinationen af en relativt høj koncentration og en høj hydraulisk ledningsevne giver tilsammen en meget høj flux. Således ville en risikovurdering på baggrund af de målte koncentrationer alene identificere et andet hotspot-område end en risikovurdering baseret på fluxberegninger. Omvendt blev det fundet, at filter F5A-1 kun bidrager med 2 % af den samlede flux til trods for, at der her er målt klart den højeste koncentration. Årsagen hertil er, at der i dette filter er estimeret en lav hydraulisk ledningsevne. Dette illustrerer ligesom før, at den hydrauliske ledningsevne er meget afgørende for fluxbestemmelsen. Volumenpumpning Princippet i volumenpumpningen er, at der pumpes fra én eller flere boringer i kontrolplanet. Boringernes placering, pumperater og tider vælges således, at hele forureningsfanen dækkes af influenszonerne. Planlægningen af pumperater- og tider blev på Rundforbivej gjort på baggrund af en lokal grundvandsmodel. Under en konstant pumpning måles forureningskoncentrationen i det oppumpede vand løbende som funktion af tiden. Koncentrationtidsserierne kan enten analytisk eller ved brug af en numerisk grundvandsmodel oversættes til en koncentrationsfordeling i fanen omkring pumpeboringerne. Herudfra kan fluxen gennem kontrolplanet bestemmes (Bockelmann et al., 2001). Det var af praktiske årsager ikke muligt at dække hele transektet med volumenpumpning, så resultaterne fra de forskellige metoder sammenlignes alene i det område af transektet som volumenpumpningen dækkede (F1-F3). I begyndelsen blev der benyttet en pumpeydelse på 0,5 m 3 /time i alle 3 boringer. Efter ca. 2 timer blev pumpeydelsen øget til 1 m 3 /time i F1 og F2, mens ydelsen blev fastholdt på 0,5 m 3 /time i F3. I løbet af de 170 timer, som forsøget varede, blev der fra hver boring udtaget 40 vandprøver til forskellige tidspunkter. I alt blev der således oppumpet ca. 425 m 3 vand, der blev ledt til et nærliggende afværgeanlæg. 5 m 5 m Figur 4a og 4b. De beregnede influenszoner og de målte koncentrations-tid-serier. Koncentration (µg/l) 100 10 F1 F2 F3 1 0 50 100 150 200 Timer På figur 4 ses de beregnede influenszoner og de målte koncentrations-tid-serier. Koncentrationen i det oppumpede vand fra F1 ses i løbet af de første 7 timer at stige fra ca. 4 µg/l til knap 7 µg/l. Koncentrationen falder herefter jævnt for at nå et rimeligt konstant niveau på omkring 5,5 µg/l efter ca. 90 timer. De målte koncentrationer i F1 indikerer, at koncentrationen i fanen omkring boringen er relativ konstant.

I F2 er koncentrationen konstant på ca. 3 µg/l i de første 3 timer, hvorefter der er observeret en stigende koncentration i resten af pumpeperioden fra ca. 3 µg/l til ca. 17 µg/l ved afslutningen af forsøget. Dette indikerer, at koncentrationen i fanen stiger jo længere væk vi kommer fra F2. Da der i F2 opnås et koncentrationsniveau, der er over 3 gange så højt som i F1 forventes det, at den målte koncentrationsstigning især vil skyldes forhøjede koncentrationer i fanen øst for F2 i retning mod F3. Koncentrationsstigningen kan dog også være forårsaget af høje koncentrationer i fanen over eller under filteret i F2. I det oppumpede vand fra F3 er der klart fundet de højeste koncentrationer, og der er generelt fundet aftagende koncentrationer gennem hele pumpeperioden. Det største fald ses i starten af forsøget, hvor koncentrationen i løbet af de første 8 timer falder fra knap 100 µg/l til 80 µg/l. Dette tyder på, at filteret i F3 er placeret i eller meget tæt på et område med højere koncentrationer. Koncentrationen falder derefter mindre kraftigt og efter ca. 120 timer er koncentrationen aftaget til 60 µg/l, hvorefter koncentrationen forbliver relativ konstant i resten af pumpeperioden. At koncentrationen i F3 falder mindre kraftigt efter ca. 8 timers pumpning skyldes sandsynligvis, at der indvindes vand fra et område i fanen med høje koncentrationer. Efter 7 dages oppumpning ligger koncentrationen i F3 stadig på omkring 60 µg/l, hvilket indikerer, at koncentrationen i fanen er relativ høj selv i en afstand på op til 7 10 meter væk fra F3. Fluxen blev i alt bestemt til 275 g/år. I samme deltransekt blev der ved den niveauspecifikke prøvetagning (tolket med rektangulærmetoden) fundet 400 g/år (volumenpumpningen dækkede et areal på 170 m 2 og den niveauspecifikke prøvetagning i deltransektet dækkede et areal på 175 m 2 ). SAMMENLIGNING AF METODER Der er ved Rundforbivej 176 opnået meget ens resultater med de to metoder. Fluxestimaterne er derfor ikke evalueret kvalitetsmæssigt. I stedet er metoderne evalueret i forhold til deres anvendelighed i forskellige naturgivne situationer, og de mere praktiske forhold omkring metoderne er blevet sammenlignet (se tabel 1) Tabel 1. Sammenligning og evaluering af de to afprøvede metoder til bestemmelse af forureningsflux. Volumenpumpning Niveauspecifik prøvetagning Anvendelighed i naturgivne situationer Heterogen geologi Bred /dyb fane Mindre anvendelig Mindre anvendelig Anvendelig Anvendelig Smal fane / tæt ved forureningskilden Anvendelig Mindre anvendelig Praktiske forhold Antal boringer Udstyr og prøvetagning Få boringer påkrævet Behov for meget udstyr Mange boringer påkrævet Lidt udstyr Datatolkning Svær Simpel Store lokale variationer i magasinets hydrauliske ledningsevne er problematisk for begge metoder, men især for volumenpumpningen. Dette skyldes, at der ved den analytiske tolkning af volumenpumpningsdata antages homogene forhold omkring pumpeboringen. Kontrolplanets placering i forhold til forureningskilden har betydning af valg af metode. Placeres kontrolplanet tæt på forureningskilden kan der være betydelige lokale koncentrationsgradienter. Her vil fluxbestemmelsen med den niveauspecifikke prøvetagning være

meget afhængig af boringernes placering i kontrolplanet. Placeres kontrolplanet derimod længere fra forureningskilden, vil fanen dække et større areal, og koncentrationsgradienterne vil være mindre på grund af fortynding. Det kan i denne situation være meget svært at dække hele forureningsfanen med influenszoner fra en volumenpumpning. Den praktiske udførsel og tolkning af data er relativ simpel for den niveauspecifikke prøvetagning i forhold til volumenpumpning. Ved volumenpumpning behøves generelt færre boringer, men til gengæld skal der bruges mere udstyr og installationer, og det oppumpede vand skal afledes og evt. renses. De to metoder kan endvidere sammenlignes økonomisk. Omkostningerne er estimeret, hvis projektet var udført som et rådgiverprojekt og der er selvsagt gjort en hel del antagelser. Beregningerne er lavet på det deltransekt, hvor begge metoder blev afprøvet dvs. en forureningsbredde på ca. 35 meter og en dybde på ca. 15 meter. Udgifterne er i dette tilfælde størst for den niveauspecifikke prøvetagning (ca. 135.000 kr i forhold til ca. 100.000 for volumenpumpning), hvilket primært skyldes de flere boringer med flere filtre (i alt 15 filtre). Til gengæld stilles der større krav til kvaliteten af boringerne til volumenpumpning, da de skal kunne pumpes konstant i længere tid fx med en MP-1 pumpe. Usikkerhedsanalyser (se næste afsnit) har vist, at et godt bud på forureningsfluxen kunne opnås med den niveauspecifikke prøvetagning med færre end de 15 filtre, og dermed kommer prisen på de to metoder tættere på hinanden. De steder, hvor omkostningerne til volumenpumpning er større end ved den niveauspecifikke prøvetagning er ved de krævede installationer, det nødvendige øgede tilsyn, rensningen af det oppumpede vand samt en mere tidskrævende (tabel 2) datatolkning. Tabel 2. Procentvis fordeling af økonomiske udgifter på forskellige poster. Totalsummen for volumenpumpning var ca. 100.000 kr og ca. 135.000 kr. for den niveauspecifikke prøvetagning. Boringer Installationer Prøvetagning, tilsyn Rensning af vand Vandanalyser Datatolkning Volumenpumpning 60 5 6 2 12 25 Niveauspecifik prøvetagning 85 0 2 0 9 4 Selvom det kan forekomme dyrt at bestemme forureningsfluxen fra en lokalitet, skal omkostning ses i sammenhæng med den væsentlig forbedrede risikovurdering, der kan komme ud af en sådan fluxbestemmelse. En forbedret risikovurdering kan i nogle sager betyde, at omkostninger til afværge kan nedsættes. Det bør også nævnes, at der i den konkrete sag på Rundforbivej var tale om en meget bred forureningsfane, hvilket gjorde borearbejdet meget omkostningsfuldt. USIKKERHEDER VED FLUXBESTEMMELSER Usikkerhederne forbundet med kvantificeringen af forureningsfluxe forårsages af flere faktorer såsom heterogen geologi og komplekse forureningsfordelinger. I forhold til risiko-

vurdering og prioritering er det afgørende, at usikkerhederne tages med i betragtningerne, da der ellers er risiko for, at der ofres penge og ressourcer på de forkerte forureningskilder. Hidtil har usikkerheder på fluxbestemmelser imidlertid ikke været undersøgt i særlig høj grad. Der er ved afprøvningen og sammenligningen af de to metoder til bestemmelse af forureningsflux identificeret 3 faktorer, der giver anledning til de største usikkerheder: Afgrænsning af fane (placering og antal boringer/filtre) Tidsmæssige koncentrationsvariationer (både nutidige og historiske) Variationer i hydraulisk ledningsevne Afgrænsning af fane For at estimere hvor meget forureningsmasse, der totalt set udledes fra en punktkilde er det essentielt, at boringerne i kontrolplanet placeres således, at hele forureningsfanen dækkes horisontalt og vertikalt. Afgrænsning af fanen og kvaliteten af fluxbestemmelsen vil især for den niveauspecifikke prøvetagning afhænge af placering og antal af boringer. Ved Rundforbivej er forureningsfanen ikke afgrænset vertikalt til trods for, at der er etableret 28 filtre i kontrolplanet 165 meter nedstrøms forureningskilden. Den manglende afgrænsning skyldes som tidligere diskuteret at der formentlig i kildeområdet har forekommet fri fase på et tidspunkt. Det betyder, at den beregnede forureningsflux ikke repræsenterer den totale belastning fra Rundforbivej. Hvis det antages, at den estimerede forureningsflux er den korrekte, kan der foretages en usikkerhedsvurdering af placeringen og antallet af filtre i kontrolplanet ved Rundforbivej. Dette er gjort ved 10 gange tilfældigt at udvælge 10 filtre og derefter foretage fluxbestemmelserne udelukkende på baggrund af disse 10 målepunkter (figur 5). Forureningsflux (g/år) 1400 1200 1000 800 600 400 200 0 Basis A B C D E F G H J I Figur 5. Resultatet af fluxberegninger baseret på 10 udvalgte filtre (blå søjler) sammenlignet med resultatet, hvor alle filtre er inddraget (rød søjle). Der er for de 10 tilfælde estimeret fluxe, der i gennemsnit er ca. 50 % af fluxen beregnet for det oprindelige scenarium, hvor alle 28 filtre er inkluderet. For basisscenariet har det vist sig, at en meget stor del af den samlede flux kan tilskrives nogle få filtre, primært fordi der her er bestemt høje hydrauliske ledningsevner. I de scenarier, hvor disse filtre ikke er udvalgt, er der opnået de mindste fluxestimater. Beregningen af forureningsfluxen er derfor afhængig af om kontrolplanets filtre placeres i de rigtige områder af fanen.

Koncentrationsvariationer Med begge metoder opnås et øjebliksbillede af forureningsfluxen til et givent tidspunkt. Tidslige variationer i koncentrationen vil derfor være kritiske for fluxbestemmelsen. Koncentrationen er målt over tid i 2 af boringerne i transektet ved Rundforbivej (figur 6). Der er observeret en maksimal variation i koncentrationen på omkring en faktor 3, hvilket betyder, at fluxen ligeledes vil kunne variere en faktor 3. Ved Rundforbivej er kontrolplanet placeret relativ langt fra kildeområdet. Det er meget sandsynligt, at variationen i koncentrationerne vil være større tættere på forureningskilden. Koncentration (ug/l) 120 100 80 60 40 20 0 februar 06 Koncentration i F5-2 Koncentration i F2-2 april 06 juni 06 Figur 6. Variation i koncentration i to udvalgte boringer over tid. august 06 oktober 06 Usikkerheder som følge af koncentrationsvariationerne kan omgås ved i stedet at benytte passive prøvetagere til prøvetagningen (Annable et al., 2005). Fordelen ved at anvende passive samplere er, at de måler en gennemsnitlig koncentration for den periode, de er installeret i en boring. På den måde vil en gennemsnitlig flux kunne estimeres (hvis ændringer i grundvandsfluxen også kendes), der i forhold til en risikovurdering er mere repræsentativ for den reelle belastning. To typer passive samplere har været anvendt ved Rundforbivej. Der er med begge metoder opnået koncentrationer, der ligger en faktor 2-3 under gennemsnittet af de målte koncentrationer i boringerne. Dette kan skyldes, at der ikke er opnået fuld genfinding ved ekstraktionen. Passiv prøvetagning er en interessant metode, der dog endnu ikke er færdigudviklet. Det kritiske ved anvendelsen af passiv prøvetagning er især valget af sorbent materiale. Hydraulisk ledningsevne Bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne er meget kritisk for både den niveauspecifikke prøvetagning og volumenpumpningen, da den indgår lineært i fluxberegningen. Dette skal især ses i lyset af, at et grundvandsmagasins hydrauliske ledningsevne i naturen let kan variere flere størrelsesordener. Eksempelvis er der ved kontrolplanet ved Rundforbivej fundet en variation i sandmagasinets hydrauliske ledningsevne på over en faktor 100. Variationen i den hydrauliske ledningsevne har således en markant større indflydelse på fluxresultatet sammenlignet med de observerede koncentrationsvariationer. Ved Rundforbivej er den hydrauliske ledningsevne estimeret lokalt omkring alle filtre ud fra gennemførte slug tests. På flere filtre er der udført dobbeltbestemmelser, og der er herved opnået meget ens værdier for hydraulisk ledningsevne (varierer op til en faktor 1,5). Det vurderes således, at bestemmelsen af de opnåede hydrauliske ledningsevner generelt er pålidelige. Udførelsen og datatolkningen af slug tests er forholdsvis nem, men værdierne repræsenterer selvfølgelig en

lokal hydraulisk ledningsevne. I forhold til hvor vigtigt det er at kende den hydrauliske ledningsevne, kan det derfor klart anbefales at inddrage slug tests eller andre metoder til bestemmelse af hydraulisk ledningsevne ved forureningsundersøgelser. KONKLUSION Hovedkonklusionerne på det udførte arbejde kan sammenfattes i følgende punkter: Forureningsflux er et godt mål i risikovurderinger Der er opnået ens forureningsfluxe med niveauspecifik prøvetagning og volumenpumpning Niveauspecifik prøvetagning er en velegnet metode til fluxbestemmelse i praksis Volumenpumpning egner sig ikke til brede og dybe forureningsfaner Placering og antal af boringer er væsentlig for usikkerheden ved kvantificeringen af forureningsfluxe Bestemmelse af den hydrauliske ledningsevne anbefales som led i fluxbestemmelse Koncentrationsvariationer kan være væsentlig for bestemmelse af forureningsfluxe tæt ved forureningskilden. I øvrigt henvises til rapporten Risikovurdering af punktkilder (Tuxen et al., 2006), som beskriver alle dele af samarbejdsprojektet mellem Københavns Amt og DTU. Den kan downloades på sara.er.dtu.dk, hvor også detaljerede resultater fra projektet er tilgængelig. REFERENCER Annable, M.D., Hatfield, K., Cho, J., Klammler, H., Parker, B.L., Cherry, J.A. and Rao, P.S.C., 2005. Field-scale evaluation of the passive flux meter for simultaneous measurement of groundwater and contaminant fluxes, Environmental Science and Technology, 39, 7194-7201. Bjerg, P.L., 2002. Hvordan skal vi vurdere risikoen fra en punktkilde? ATV møde. Undersøgelsesstrategier, Schæffergården 21. november 2002. Bockelmann, A., Ptak, T., Teutsch, G. (2001). An analytical quantification of mass fluxes and natural attenuation rate constants at a former gasworks site. Journal of Contaminant Hydrology, 53, 2001, 429-453. Einarson, M.D. & Mackay, D.M., 2001. Predicting Impacts of groundwater contamination. Environmental Science and Technology, 35, 2001, 66A-73A. GSI-NET, 2006. http://www.gsi-net.com/software/massfluxtoolkit.htm Guilbeault, M.A., Parker, B.L., Cherry, J.A., 2005. Mass and flux distributions from DNAPL zones in sandy aquifers. Ground Water, 43, 1, 70-86. Troldborg, M., Binning, P.J., Tuxen, N. og Poul L. Bjerg, 2007. Risikovurdering og opsporing af forureningskilder i et grundvandsopland ved hjælp af integreret stoftransportmodellering, ATV Vintermøde om jord og grundvandsforurening, 6-7. marts, 2007. Tuxen, N., Troldborg, M., Binning, P.J., Kjeldsen, P. og Bjerg, P.L., 2006. Risikovurdering af punktkilder. Institut for Miljø & Ressourcer, DTU. ISBN nr. 87-91855-20-9, sara.er.dtu.dk.