In deze bijlage is de werkwijze van het saneringscriterium beschreven, waarmee kan worden bepaald of sprake is van onaanvaardbare risico’s van bodemverontreiniging voor mens, ecosysteem of van verspreiding van verontreiniging in het grondwater. Op basis van de bepaalde risico’s kan worden vastgesteld of een sanering al dan niet met spoed dient te worden uitgevoerd. Als hulpmiddel bij het vaststellen van de risico’s wordt gebruik gemaakt van een computermodel genaamd Sanscrit. De eerste versie van Sanscrit (2006) is gebaseerd op de Sanerings Urgentie Systematiek (SUS), versie 2.3 april 2005. De wijzigingen in de onderhavige circulaire zijn ook in de in Sanscrit gehanteerde modelberekeningen doorgevoerd. In deze circulaire wordt niet verder ingegaan op het computermodel.
De sanering dient met spoed te worden uitgevoerd tenzij op basis van de risicobeoordeling is aangetoond dat sanering niet met spoed hoeft te worden uitgevoerd.
De werkwijze van het saneringscriterium geldt voor:
een geval van ernstige verontreiniging;
een historische verontreiniging. Voor verontreinigingen die sinds 1987 zijn ontstaan is artikel 13 van de Wbb (zorgplicht) van toepassing;
huidige en voorgenomen gebruik;
grond en grondwater. Voor waterbodem is een separate systematiek ontwikkeld;
alle stoffen waarvoor een interventiewaarde is afgeleid, met uitzondering van asbest.
Daar asbest heel specifieke chemische en fysische eigenschappen heeft, is voor asbest separaat het ‘Milieuhygiënisch saneringscriterium, protocol asbest’ ontwikkeld hetgeen ook van toepassing is voor waterbodems (zie bijlage 3 van deze circulaire). Het protocol asbest bestaat eveneens uit drie stappen, maar de systematiek voor het uitvoeren van de stappen 2 en 3 is anders dan bij de overige stoffen (zie paragraaf 3 hierna). In het geval van een bodemverontreiniging met asbest is het namelijk niet altijd mogelijk om op basis van de resultaten van stap 2 een uitspraak te doen over de risico’s. In een dergelijk geval is het nodig om stap 3 uit te voeren, om op basis van de resultaten daarvan wel een uitspraak over de risico’s te kunnen doen.
De drie stappen waaruit het saneringscriterium bestaat worden hierna besproken. De procedure voor het doorlopen van de stappen is in de hoofdtekst van de circulaire weergegeven. Bij de bespreking van de stappen 2 en 3 wordt de beoordeling van de risico’s voor de mens, het ecosysteem en verspreiding afzonderlijk besproken.
In de eerste stap wordt op basis van het nader onderzoek vastgesteld of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging Er is sprake van een geval van ernstige verontreiniging indien voor ten minste één stof de gemiddelde gemeten concentratie van minimaal 25 m3 bodemvolume in het geval van bodemverontreiniging, of 100 m3 poriënverzadigd bodemvolume in het geval van een grondwaterverontreiniging, hoger is dan de interventiewaarde.
In enkele specifieke situaties kan bij gehalten onder de interventiewaarden ook sprake zijn van een geval van ernstige verontreiniging. Dit geldt voor de zogenaamde gevoelige functies:
moestuin/volkstuin,
plaatsen waar vluchtige verbindingen aanwezig zijn in het grondwater in combinatie met hoge grondwaterstanden en/of in de onverzadigde bodem onder bebouwing.
Voor asbest geldt dat zodra er grond aanwezig is met gehalten aan asbest boven de interventiewaarde (100 mg/kg d.s. (gewogen)), onafhankelijk van het volume, er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. Op basis van het protocol asbest dat is opgenomen als bijlage 3 dient dan te worden bepaald of er sprake is van onaanvaardbare risico’s ten gevolge van de bodemverontreiniging met asbest.
De tweede stap is een generieke modelberekening genaamd Sanscrit. De modelberekening kan worden uitgevoerd op basis van de resultaten van het nader onderzoek. Er wordt onderscheid gemaakt in risico’s voor de mens, het ecosysteem en voor verspreiding van de verontreiniging. Daar de modelberekeningen generiek zijn, zijn de modelparameters aan de veilige kant gekozen.
De derde stap bestaat uit aanvullende metingen en/of aanvullende modelberekeningen. In de modelberekeningen kunnen modelmatig berekende gehalten worden vervangen door op de locatie gemeten gehalten. De derde stap wordt daarmee meer locatiespecifiek.
Het is niet noodzakelijk om metingen of aanvullende modelberekeningen voor elk onderdeel van de generieke modelberekening te verrichten. De aanvullende metingen en/of aanvullende modelberekeningen kunnen worden gericht op kritische blootstellingroutesof onderdelen daarvan.
Hierna wordt ingegaan op de invulling van stap 2 en 3 voor het vaststellen van onaanvaardbare risico’s voor de mens, het ecosysteem en van verspreiding van verontreiniging.
Er is sprake van onaanvaardbare risico’s voor de mens indien bij het huidige of voorgenomen gebruik van de locatie een situatie bestaat waarbij:
chronische negatieve gezondheidseffecten kunnen optreden;
acute negatieve gezondheidseffecten kunnen optreden.
Chronische effecten treden op bij lagere gehalten dan acute effecten. Indien de risicobeoordeling is afgestemd op chronische effecten, wordt impliciet ook tegen acute effecten beschermd.
Daar in het geval van bijvoorbeeld blauwzuurgas acute blootstelling fataal kan zijn, is bij het afleiden van de Toxicologische Toelaatbare Concentratie in Lucht (TCL) rekening gehouden met een acuut dodelijke blootstelling.
Indien de aanwezigheid van bodemverontreiniging bij het huidige gebruik leidt tot aantoonbare hinder (o.a. huidirritatie en stank) wordt dat beoordeeld als een onaanvaardbare situatie die eveneens met spoed dient te worden gesaneerd.
De risico’s voor de mens worden bepaald met een blootstellingmodel CSOIL dat is opgenomen in Sanscrit. In het model is een zevental blootstellingscenario’s onderscheiden waarmee het gebruik van de locatie en de daarmee samenhangende risico’s modelmatig worden beschreven.
De modelmatig berekende blootstelling (levenslang gemiddeld in mg/kg lichaamsgewicht per dag) wordt getoetst aan het Maximaal Toelaatbaar Risico-niveau (MTR) als het gaat om orale en dermale blootstelling. Als het inhalatoire blootstelling betreft, worden de berekende gehalten in lucht getoetst aan de Toxicologische Toelaatbare Concentratie in Lucht (TCL). Hierbij zijn de volgende twee resultaten mogelijk:
blootstelling ≤ MTR (oraal + dermaal) en TCL (inhalatoir) = geen onaanvaardbaar risico;
blootstelling > MTR (oraal + dermaal) en/of TCL (inhalatoir) = onaanvaardbaar risico.
De MTR- en TCL-waarden zijn opgenomen in tabel A van deze bijlage 2.
Alleen voor lood wordt de modelmatig berekende blootstelling gedurende de kinderjaren getoetst aan het MTR, omdat voor deze stof is aangetoond dat deze periode kritischer is als het gaat om effecten dan de volwassen periode. In stap 2 wordt voor de humane relatieve biobeschikbaarheid van lood een factor van 0,74 gehanteerd. Meer informatie hierover is te vinden in het NOBO-rapport: VROM, 2008, in druk: NOBO: Normstelling en bodemkwaliteitsbeoordeling. Onderbouwing en beleidsmatige keuzes voor de bodemnormen in 2005, 2006 en 2007.
Er is sprake van hinder indien er huidirritatie optreedt ten gevolge van huidcontact met puur product en/of wanneer er sprake is van stank omdat de geurdrempel wordt overschreden. Een lijst met geurdrempels is opgenomen in tabel A aan het einde van deze bijlage 2.
Stap 3 kan worden uitgevoerd als er op basis van de generieke modelberekening is geconcludeerd dat er sprake is van onaanvaardbare risico’s terwijl men het idee heeft dat er in werkelijkheid geen sprake is van onaanvaardbare risico’s. Een dergelijke situatie kan ontstaan doordat de modelparameters te conservatief zijn ingesteld ten opzichte van de werkelijke situatie.
Als stap 3 is uitgevoerd dient het bevoegd gezag de conclusie omtrent spoed te baseren op de resultaten uit stap 3.
Als invulling van stap 3 kunnen aanvullende metingen worden gedaan in contactmedia. Het betreft het bepalen van gehalten aan verontreinigende stoffen in:
bodemlucht, binnen- en buitenlucht;
gewassen uit de moestuin;
drinkwater (uit kunststof leidingen die door de verontreiniging lopen);
water uit eigen bron dat voor consumptie wordt gebruikt;
huisstof.
Tevens kan de biobeschikbaarheid van stoffen in de bodem voor de mens worden bepaald. Dit betekent dat wordt gemeten hoe groot de fractie van een stof in de bodem is die daadwerkelijk door het lichaam kan worden opgenomen. Dit is met name van belang bij verontreiniging met lood omdat humane risico’s hierbij vaak doorslaggevend zijn. In stap 3 kan er voor worden gekozen de factor voor de humane relatieve biobeschikbaarheid te verlagen naar 0,4. Deze lagere factor geldt voor stedelijke ophooglagen met een historische loodverontreiniging, voor toemaakdekken (bodems met een organisch stofgehalte van minimaal 20% en een historische loodverontreiniging) en hiermee vergelijkbare bodems waarvan kan worden aangetoond dat de loodverontreiniging een lage humane biobeschikbaarheid heeft. De factor van 0,4 is een voorlopig advies. Er loopt nog een onderzoekstraject. Het bevoegd gezag heeft in stap 3 ook de mogelijkheid om rekening te houden met een beperkte gewasconsumptie uit de eigen tuin, een gebruiksbeperking aan te geven (afraden van consumptie van gewassen uit de eigen tuin) of uit te gaan van de daadwerkelijke opname van lood door moestuingewassen op basis van gewasmetingen.
Er zijn nog geen gevalideerde meetmethoden of richtlijnen vastgesteld die dienen te worden gebruikt voor het uitvoeren van deze metingen in stap 3. Het RIVM heeft een tweetal meetmethoden
Human health risks due to consumption of vegetables from contaminated sites, RIVM rapport 711701040/2007.
Richtlijn voor luchtmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging, RIVM rapport 711701048/2007.
ontwikkeld die kunnen worden gebruikt ter ondersteuning van de locatiespecifieke risicobeoordeling van stap 3. Er kan thans geen advies worden gegeven over een methode die geschikt is om de humane relatieve biobeschikbaarheidsfactor voor lood te meten.Het is overigens aan de initiatiefnemer en het bevoegd gezag om tot overeenstemming te komen over de geschiktheid van de te gebruiken methode. Eventueel kan het bevoegd gezag de door de initiatiefnemer aangedragen methode gemotiveerd afwijzen. Het bevoegd gezag kan bij de beoordeling van dergelijke methoden zo mogelijk ondersteund worden door Bodem+. Afhankelijk van de gehanteerde methode kan Bodem+ het bevoegd gezag adviseren of doorverwijzen naar andere (kennis)organisaties.
In stap 3 kunnen processen modelmatig anders worden beschreven (state of the art), kan daadwerkelijke biobeschikbaarheid in de beschouwing worden betrokken of kunnen (deel)modeluitkomsten worden vervangen door meetresultaten. In de derde stap kunnen echter nooit kritische blootstellingniveaus (MTR of TCL) worden aangepast of parameters die de ‘normale’ populatie beschrijven. Deze laatste zijn immers zodanig gesteld dat zij bescherming bieden aan de individuele mens met inbegrip van gevoelige personen onder gevoelige omstandigheden.
De berekende orale en dermale blootstelling wordt getoetst aan het vigerende MTR. De gemeten binnen- en buitenluchtgehalten worden getoetst aan de vigerende TCL.
Hierbij zijn de volgende twee resultaten mogelijk:
blootstelling ≤ MTR (oraal + dermaal) en TCL (inhalatoir) = geen onaanvaardbaar risico;
blootstelling > MTR (oraal + dermaal) en/of TCL (inhalatoir) = onaanvaardbaar risico.
Er is sprake van onaanvaardbare risico’s voor het ecosysteem indien bij het huidige of voorgenomen gebruik van de locatie:
de biodiversiteit kan worden aangetast (bescherming van soorten);
kringloopfuncties kunnen worden verstoord (bescherming van processen);
bio-accumulatie en doorvergiftiging kan plaatsvinden.
Het vaststellen van de interventiewaarden bodemsanering is gebaseerd op humane en ecologische risicogrenzen waarbij de laagste risicogrens maatgevend is voor de hoogte van de interventiewaarde, tenzij één van beiden niet betrouwbaar genoeg kon worden bepaald. Voor zware metalen zijn de ecologische risicogrenzen lager dan de humane en daarmee maatgevend voor de interventiewaarde (met uitzondering van antimoon). Dit is eveneens het geval voor PAK’s.
Ook voor de andere organische stoffen is de ecologische risicogrens meestal lager dan de humane en daarmee maatgevend voor de interventiewaarde. Voor minerale olie en cyaniden zijn (nog) geen ecologische risicogrenzen bepaald. Voor sommige stoffen (koper, zink) hebben beleidsmatige overwegingen de invulling van de interventiewaarde mede bepaald. Meer informatie hierover is opgenomen in het NOBO-rapport.
Ecosystemen zijn uniek en complex. Daarom zijn generieke relaties tussen de in de vorige paragraaf genoemde effecten en getalsmatige normen voor de bodemkwaliteit betrekkelijk onzeker. Ondanks de onzekerheden kan een generiek kader toch de gewenste bescherming bieden voor de meeste ecosystemen. Door meer locatiespecifieke details toe te voegen kan de onzekerheid worden gereduceerd. Aangezien het niet doelmatig is om voor elk terrein een locatiespecifieke evaluatie van het ecologisch risico uit te voeren, is er voor gekozen in stap 2 op hoofdlijnen de generieke systematiek te handhaven zoals die in de laatste versie van Sanscrit was opgenomen, aangevuld met een module om het generieke risico te schatten van het mengsel van verontreinigende stoffen. In deze systematiek is in gebieden waarin ecologie hoog wordt gewaardeerd (natuurgebieden e.d.) veel eerder sprake van onaanvaardbare risico’s voor het ecosysteem dan bij een zelfde mate van verontreiniging in gebieden waarvoor ecologische functies minder van belang worden geacht (industrieterrein, infrastructuur e.d.).
Voor landbodemverontreiniging welke zich geheel of ten dele bevindt in de bovenste 0,5 m van de onbedekte bodem, bepaalt een combinatie van gebiedstype, oppervlakte en toxische druk (TD) of er sprake is van onaanvaardbare ecologische risico's en daarmee de eventuele spoed van sanering (tabel 1). In specifieke gevallen van diepwortelende gewassen kan gemotiveerd worden afgeweken van de laagdikte van 0,5 meter.
Feitelijk is de beoordeling in stap 2 gebaseerd op de mate van verontreiniging, de omvang van het onbedekte oppervlak van het verontreinigde gebied en het gebiedstype.
Tabel 1 Schema voor de ecologische onderbouwing van de beslissing betreffende de spoed van de sanering. Afhankelijk van het gebiedstype hoeft de sanering van een geval niet met spoed te worden uitgevoerd indien de horizontale omvang van de onbedekte bodemverontreiniging binnen een contour voor Toxische Druk (TD) kleiner is dan de aangegeven oppervlakte. Beide contouren dienen beoordeeld te worden
|
GebiedstypeB |
Oppervlakte onbedekte bodemverontreiniging (TDA > 0,2) |
Oppervlakte onbedekte bodemverontreiniging (TDA > 0,5) |
|
• natuur inclusief gebieden behorende tot de EHSC |
50 m2 |
50 m2 |
|
• landbouw |
5.000 m2 |
50 m2 |
|
• wonen met tuin |
||
|
• moestuinen/volkstuinen |
||
|
• groen met natuurwaarden |
||
|
• ander groen |
0,5 km2 |
5.000 m2 |
|
• bebouwing |
||
|
• industrie |
||
|
• infrastructuur |
A TD is de acute Toxische Druk van het mengsel van verontreinigende stoffen in een (meng)monster van de locatie. Voor de standaardbeoordeling in het saneringscriterium worden de contouren voor de TD=0,2 en TD=0,5 gebruikt. De TD wordt berekend op basis van de totaalgehalten van stoffen in bodemmonsters. Alle gehalten worden gecorrigeerd voor standaardbodem. De achtergronden voor de berekening van de TD zijn gepubliceerd in RIVM-rapport (Rutgers et al., 2008, 711701072).
B De indeling in gebiedstypen is gerelateerd aan de 'ecologische waarde' van gebieden en aangepast aan de bodemgebruikscategorieën die de werkgroep NOBO heeft gedefinieerd (NOBO-rapport). Indien een locatie in meerdere typen ingedeeld kan worden, dient voor het gevoeligste type te worden gekozen.
C EHS = Ecologische hoofdstructuur.
Stap 3 kan worden uitgevoerd als er op basis van de generieke beoordeling is geconcludeerd dat er sprake is van onaanvaardbare risico’s terwijl men het idee heeft dat er in werkelijkheid geen sprake is van onaanvaardbare risico’s. Als stap 3 is uitgevoerd dient het bevoegd gezag de conclusie omtrent spoed te baseren op de resultaten van stap 3.
Om de daadwerkelijke ecologische effecten op een locatie vast te stellen wordt een ecologische studie uitgevoerd naar de invloed van de aanwezige bodemverontreiniging op de in de eerste paragraaf genoemde effecten. In deze studie worden meer locatiespecifieke kenmerken betrokken en wordt een specifieke techniek toegepast waarmee onzekerheden worden verminderd.
Als hulpmiddel hiervoor kan een TRIADE worden uitgevoerd. Een TRIADE bestaat uit drie onderdelen:
Chemie: nagaan welke stoffen in verhoogde gehalten in de bodem voorkomen en wat hun geschatte gezamenlijke effect op het ecosysteem is op basis van de toxische eigenschappen van de stoffen. Dit onderdeel sluit methodisch exact aan op stap 2 van het saneringscriterium in de beoordeling van ecologische risico’s.
Potentiële toxiciteit: het meten van toxische effecten van de aanwezige stoffen in de bodem met behulp van bioassays. Hiermee wordt nagegaan of verontreinigingen in grondmonsters afkomstig van de locatie effecten op organismen of processen hebben onder gestandaardiseerde laboratoriumomstandigheden.
Veldinventarisaties: nagaan of de in het veld waarneembare toestand van het ecosysteem gerelateerd kan worden aan de potentiële effecten van de aanwezige bodemverontreiniging. Hierbij wordt het effect van een combinatie van verontreinigende stoffen en de biobeschikbaarheid van de stoffen in het veld impliciet meegenomen. Door een vergelijking met een goede referentielocatie, of een verwachtingsbeeld van het ecosysteem ter plaatse, kan het effect van de verontreinigingen op het ecosysteem worden bepaald.
Er zijn nog geen gevalideerde meetmethoden of richtlijnen vastgesteld voor het uitvoeren van de metingen in stap 3. Wel zijn de bouwstenen om ecologische risico’s vast te stellen voldoende ver ontwikkeld om toe te kunnen passen. Er is voldoende consensus over hoe de resultaten uit de verschillende onderdelen van een TRIADE-beoordeling kunnen worden gebruikt ter onderbouwing van een beslissing over de spoed voor saneren. Bij het RIVM en andere kennisinstellingen wordt gewerkt aan de ontwikkeling van richtlijnen.
Handreiking TRIADE: Locatiespecifiek ecologisch onderzoek in stap drie van het Saneringscriterium, RIVM rapport 711701068/2007.
Het is dus aan de initiatiefnemer en het bevoegd gezag om samen afspraken te maken over de toe te passen methode. Eventueel kan het bevoegd gezag de door de initiatiefnemer aangedragen methode gemotiveerd afwijzen. Het bevoegd gezag kan bij de beoordeling van dergelijke methoden zo mogelijk ondersteund worden door Bodem+. Afhankelijk van de gehanteerde methode kan Bodem+ het bevoegd gezag adviseren of doorverwijzen naar andere (kennis)organisaties.
Er is sprake van onaanvaardbare risico’s van verspreiding van verontreiniging in de volgende situaties:
het gebruik van de bodem door mens of ecosysteem wordt bedreigd;
er sprake is van een onbeheersbare situatie, dat wil zeggen indien:
er een drijflaag aanwezig is die door activiteiten en processen in de bodem kan verplaatsen en van waaruit verspreiding van verontreiniging kan plaatsvinden;
er een zaklaag aanwezig is die door activiteiten en processen in de bodem kan verplaatsen en van waaruit verspreiding van verontreiniging kan plaatsvinden;
de verspreiding heeft geleid tot een grote grondwaterverontreiniging en de verspreiding nog steeds plaats vindt.
Indien sprake is van onaanvaardbare milieuhygiënische hinder, wordt het gebruik van de bodem bedreigd. Hinder door verspreiding van verontreinigd grondwater, ongeacht de omvang, is vooral van belang in relatie tot kwetsbare objecten. Er is sprake van onaanvaardbare milieuhygiënische hinder indien een kwetsbaar object wordt ingesloten door de interventiewaarde contour in het grondwater of binnen enkele jaren binnen de contour komt te liggen. Voor het vaststellen van de verspreiding binnen enkele jaren wordt een afstand gehanteerd van 100 m ten opzichte van de huidige interventiewaarde contour.
De volgende kwetsbare objecten kunnen worden onderscheiden:
intrekgebieden van de in het kader van de Kaderrichtlijn Water aangewezen grondwaterwinningen bestemd voor menselijke consumptie;
bodemvolumes, oppervlaktewater/waterbodem vallend binnen of onderdeel uitmakend van: schelpdierwateren, water voor zalm- en karperachtigen, zwemwater en Natura2000-gebieden (deze maken onderdeel uit van de ten behoeve van de implementatie van de Kaderrichtlijn Water aangewezen ‘beschermde gebieden’, zie ook de circulaire bodemsanering waterbodems);
bodemvolumes waaraan in de huidige of toekomstige situatie een bijzondere kwaliteit wordt toegekend zoals ecologisch waardevolle gebieden, strategische drinkwaterreserves of bijvoorbeeld de bodem onder woonwijken. Gemeenten en provincies kunnen deze bodemvolumes met de status van kwetsbaar object vastleggen;
gebieden met kwel.
In de volgende situaties is sprake van een onbeheersbare situatie, waardoor de omvang van de verontreiniging in de bodem toeneemt of kan toenemen:
Drijflaag
Indien er een drijflaag
Volgens de richtlijn Herstel en Beheer Landbodem (http://www.bodemrichtlijn.nl) is een drijflaag een laag van slecht oplosbare verontreinigende stof(fen) in productvorm met een soortelijke massa die lager is dan water en zodoende blijft drijven op grondwater.
aanwezig is (ongeacht de totale omvang van de grondwaterverontreiniging) wordt er vanuit gegaan dat die zich in de bodem kan verplaatsen en daardoor een onbeheersbare situatie veroorzaakt. Enkele voorbeelden zijn:de omvang van het geval van verontreiniging wordt op termijn vergroot doordat verspreiding van verontreiniging vanuit de drijflaag optreedt;
de drijflaag verspreidt zich over de perceelgrens;
puur product manifesteert zich aan maaiveld of in oppervlaktewater;
door het verwijderen van ondergrondse obstakels kan de drijflaag plotseling een groter gebied bestrijken.
Zaklaag
Indien er een zaklaag
Volgens de richtlijn Herstel en Beheer Landbodem (http://www.bodemrichtlijn.nl) is een zaklaag een laag van slecht oplosbare verontreinigende stof(fen) met een soortelijke massa groter dan water. Deze stoffen neigen tot een snel verticaal transport door goed doorlatende bodemlagen en vervolgens horizontale uitstroming over een minder goed doorlatende laag.
aanwezig is (ongeacht de totale omvang van de grondwaterverontreiniging), wordt ervan uitgegaan dat die zich in de bodem kan verplaatsen en daardoor een onbeheersbare situatie veroorzaakt. Bijvoorbeeld de zaklaag kan door een ingreep naar grotere diepte zakken, een watervoerend pakket binnendringen en daar een grondwaterverontreiniging veroorzaken.Het ontstaan van een zaklaag is een relatief snel proces. Indien een zaklaag aanwezig is wordt deze dan ook vaak al jaren op zijn plek gehouden door capillaire krachten. Indien in deze situatie een verandering wordt aangebracht, bijvoorbeeld door het slaan van een heipaal of door het plaatsen van een damwand, kan de zaklaag zich verticaal verplaatsen. Binnen de gebruikszone van de bodem (het deel van de ondergrond dat door de mens wordt benut voor bijvoorbeeld heipalen, metrobuizen, koude-warmteopslag) wordt de aanwezigheid van een zaklaag als een onbeheersbare situatie beschouwd.
Verspreiding
Er is sprake van een onbeheersbare situatie ten gevolge van verspreiding van verontreiniging in het grondwater als het bodemvolume dat wordt ingesloten door de interventiewaarde contour in het grondwater groter is dan 6.000 m3. De aanname daarbij is dat indien verontreiniging is veroorzaakt in het verleden (voor 1987) en inmiddels is uitgegroeid tot een verontreiniging in het grondwater met een omvang groter dan 6.000 m3 er nog altijd sprake zal zijn van verspreiding van de verontreiniging. Daarentegen heeft een grondwaterverontreiniging die in tenminste twintig jaar een interventiewaardecontour heeft die kleiner is dan 6.000 m3 bodemvolume zich in geringe mate verspreid. Een dergelijke grondwaterverontreiniging behoeft niet met spoed gesaneerd te worden zolang er geen sprake is van andere risico’s.
De bepaling van de omvang van de verontreiniging is relatief eenvoudig uit te voeren en kan worden afgeleid uit de werkelijk in de bodem aanwezige situatie, namelijk uit de aangetoonde gehalten van stoffen in het grondwater op verschillende plaatsen op de locatie.
Stap 3 kan worden uitgevoerd als er op basis van de generieke beoordeling in stap 2 is geconcludeerd dat er sprake is van onaanvaardbare risico’s terwijl men het idee heeft dat hier in werkelijkheid geen sprake van is. Als stap 3 is uitgevoerd dient het bevoegd gezag de conclusie omtrent spoed te baseren op de resultaten van stap 3. Er zijn nog geen gevalideerde meetmethoden of vastgestelde richtlijnen voor het vaststellen van verspreiding. Het is dus aan de initiatiefnemer en het bevoegd gezag om samen afspraken te maken over de toe te passen methode. Eventueel kan het bevoegd gezag de door de initiatiefnemer aangedragen methode gemotiveerd afwijzen. Het bevoegd gezag kan bij de beoordeling van dergelijke methoden zo mogelijk ondersteund worden door Bodem+. Afhankelijk van de gehanteerde methode kan Bodem+ het bevoegd gezag adviseren of doorverwijzen naar andere (kennis)organisaties.
In stap 3 kan de initiatiefnemer bij de aanwezigheid van een kwetsbaar object binnen het bodemvolume dat wordt ingesloten door de interventiewaarde contour in het grondwater en in een straal van 100 meter er om heen, door middel van verspreidingsberekeningen met een gekalibreerd model (op basis van meerdere rondes stijghoogtemetingen) aantonen dat er geen of slechts zodanig beperkte verspreiding optreedt dat er binnen enkele jaren geen bedreiging is van de kwetsbare objecten. Op basis van meetresultaten kunnen ook afbraakparameters en sorptie in de beschouwing meegenomen worden. Ook een meerjarige reeks (tenminste 5 jaren) van monitoringresultaten kan gebruikt worden om aan te tonen dat het kwetsbare object niet wordt bedreigd.
Daarnaast kan de initiatiefnemer in stap 3 aantonen dat er geen sprake zal zijn van onaanvaardbare milieuhygiënische hinder aan een kwetsbaar object. Door middel van metingen en berekeningen zal dan aangetoond moeten worden dat:
de kwaliteit van een aangewezen bodemvolume of oppervlaktewater/waterbodem niet zal verslechteren;
de kwaliteit van het grondwater dat wordt onttrokken voor menselijke consumptie niet zodanig negatief wordt beïnvloed dat de zuiveringsinspanning dient te worden vergroot;
opkwellend grondwater niet tot onaanvaardbare risico’s zal leiden;
dat grondwateronttrekkingen niet negatief beïnvloed zullen worden, dat wil zeggen dat er geen aanvullende maatregelen noodzakelijk zijn door de aanwezigheid van de bodemverontreiniging.
De verspreidingsberekeningen dienen te worden uitgevoerd voor die stof die naar verwachting de grootste verspreiding kent en als eerste een object zal bereiken. Dit zal meestal de meest mobiele stof (laagste retardatie-factor) zijn die reeds het meest is verspreid. De situatie kan zich echter voordoen dat één stof reeds een ruime verspreiding kent, en het grondwater in een later stadium door een veel mobielere stof is verontreinigd. In dat geval zal gemotiveerd een keuze moeten worden gemaakt voor een van deze stoffen, of dient de berekening voor beide (of meer) stoffen te worden uitgevoerd.
Indien de verontreiniging geen watervoerend pakket kan bereiken dat in contact staat met te beschermen objecten, kan van verdere berekeningen worden afgezien. Dit dient echter afdoende te worden gemotiveerd.
In de standaard risicobeoordeling wordt aangenomen dat indien een drijflaag aanwezig is, deze zich ook autonoom kan verplaatsen en daarmee een onbeheersbare situatie vormt. Die verspreiding wordt echter in grote mate bepaald door de doorlaatbaarheid (voorkeursbanen e.d.) van de bodem, obstructies in de bodem en door de viscositeit van de vloeistof die de drijflaag vormt. Er kunnen zich dus gevallen voordoen waarbij de drijflaag immobiel is. De onbeheersbare situatie wordt bepaald door de situering van de drijflaag. Is de drijflaag bijvoorbeeld geïsoleerd midden op een perceel aanwezig, op grote diepte ver verwijderd van oppervlaktewater of wordt de stroming van de drijflaag niet beïnvloed door verwijderbare obstakels in de ondergrond, dan is geen sprake van een onbeheersbare situatie. In stap 3 kan de initiatiefnemer nagaan in hoeverre de aanwezigheid van de drijflaag niet tot onbeheersbare situaties leidt.
Dit kan worden gedaan door middel van een meerjarige reeks (tenminste 5 jaren) van monitoringresultaten waarmee aangetoond wordt dat de drijflaag zich al gedurende lange tijd niet verder verspreid heeft. Aanvullend onderzoek naar de materiaaleigenschappen (bv. viscositeit) van het puur product of naar de doorlaatbaarheid van de bodem kan ook gebruikt worden, eventueel in combinatie met een meerfasenstromingsmodel of door een beschrijving van de situatie in de ondergrond die van invloed is op de verplaatsing van de drijflaag.
Indien een zaklaag aanwezig is, wordt in de standaard risicobeoordeling aangenomen dat sprake is van een onbeheersbare situatie. Indien de initiatiefnemer aannemelijk kan maken dat zich binnen de gebruikszone van de bodem geen zaklaag bevindt of dat de diepte van de gebruikszone die gekozen is in stap 2 niet van toepassing is op het geval, is niet langer sprake van een onbeheersbare situatie. De initiatiefnemer kan ook aantonen dat er geen sprake is van een onbeheersbare situatie door bijvoorbeeld aannemelijk te maken dat het volume van de zaklaag zo gering is dat een verdere verspreiding naar een watervoerende laag verwaarloosbaar is en daarmee dat de kans op verspreiding van verontreiniging niet langer bestaat. Aanvullend onderzoek naar de materiaaleigenschappen (bv. viscositeit) van het puur product of de doorlaatbaarheid van de bodem kan ook gebruikt worden, eventueel in combinatie met een meerfasenstromingsmodel of door een beschrijving van de situatie in de ondergrond die van invloed is op de verplaatsing van de zaklaag.
In stap 3 kan de initiatiefnemer aantonen dat ondanks het feit dat het bodemvolume met daarin verontreinigd grondwater met één of meer stoffen in gehalten boven de interventiewaarde groter is dan 6.000 m3 er jaarlijks niet meer dan 1.000 m3 bodemvolume extra verontreinigd raakt met grondwater dat één of meer stoffen bevat in gehalten boven de interventiewaarden. Dit kan worden aangetoond aan de hand van berekeningen of metingen. Het criterium van 1.000 m3 per jaar extra is gelijk aan het onderscheid tussen categorie II en categorie III op basis van de volumescore in de inmiddels vervallen circulaire Bepaling saneringstijdstip. In de situatie dat er sprake is van een kleinere volumetoename dan 1.000 m3 per jaar hoeft niet met spoed te worden gesaneerd. Er moeten beheermaatregelen worden genomen (zie hoofdtekst paragraaf 5.1), in afwachting van het moment dat de sanering zal plaatsvinden. De beheermaatregelen met bijbehorende rapportageverplichtingen worden in de beschikking ‘ernst en spoed’ vastgelegd. De aard en de intensiteit van de beheermaatregelen zijn afhankelijk van een aantal factoren: het regionale of lokale beleid ten aanzien van grondwaterverontreiniging, de verontreinigingsituatie en de mate waarin verspreiding plaats vindt, de eigenschappen van de bodem, de aard van het gebied waarin de verontreiniging ligt en de dynamiek in het gebruik van de bodem die daarvan het gevolg is.
Omdat de pluimen met één of meer stoffen in een gehalte boven de interventiewaarde die een bodemvolume beslaan dat groter is dan 6.000 m3 wel de grootste bedreiging vormen voor het Nederlandse grondwaterreservoir is trendombuiging noodzakelijk, waarbij afname van verspreiding op termijn wordt bereikt. Europese ontwikkelingen spelen hierbij een rol.
Vanuit de Kaderrichtlijn Water en de onderliggende Grondwaterrichtlijn
Richtlijn 2006/118/EG van het europees parlement en de raad van 12 december 2006 betreffende de bescherming van het grondwater tegen verontreiniging en achteruitgang van de toestand.
worden eisen gesteld aan de (grond-)waterkwaliteit. In het algemeen geldt dat uiterlijk 2015 een goede chemische toestand van het grondwater moet zijn bereikt. De Grondwaterrichtlijn gaat uit van een trendombuiging als niet aan de gewenste kwaliteit wordt voldaan. In de stroomgebiedbeheersplannen, die in 2009 moeten worden ingediend, worden de te treffen maatregelen beschreven. Vanuit deze plannen kunnen nadere eisen worden gesteld aan beheer van grondwaterverontreiniging. In het kader van dit beheer zijn zowel maatregelen denkbaar als het voorkomen van nieuwe verontreiniging, als ook het volgen en eventueel actief ingrijpen in bestaande verontreinigingsituaties. Gezien het regionale karakter van deze stroomgebiedbeheersplannen is het niet gewenst in deze circulaire precieze beheermaatregelen voor te schrijven in bepaalde situaties.Overzicht MTR-waarden, TCL-waarden en geurdrempels voor de stoffen waarvoor een interventiewaarde is afgeleid, voor zover beschikbaar.
MTRhumaan = het humane Maximaal Toelaatbare Risiconiveau in µg per kg lichaamsgewicht per dag. Voor niet-carcinogene stoffen komt het overeen met de ‘Tolerable Daily Intake (TDI)’. Voor carcinogene stoffen is het gebaseerd op een extra kans op een tumorincidentie van 1 op 10.000 bij levenslange blootstelling (CRoral).
In table 4.1 van RIVM-rapport 711701023 (februari 2001) zijn de MTR-waarden weergegeven die in 1999/2000 zijn herzien.
TCL = toxicologisch maximaal toelaatbare concentratie in lucht in µg per m3 lucht.
Voor niet-carcinogene stoffen betreft het de ‘Tolerable Concentration in Air (TCA)’. Voor carcinogene stoffen is het gebaseerd op een extra kans op een tumorincidentie van 1 op 10.000 bij levenslange blootstelling (CRinhal). De TCL-waarden van de eerste tranche stoffen staan vermeld in ‘Urgentie van bodemsanering: de handleiding (Koolenbrander, 1995)’. De TCL-waarden van de tweede en derde tranche stoffen staan vermeld in 'Proposal for intervention values for soil clean-up: 'Second series of chemicals', Van den Berg et al., 1994 en 'Calculation of human-toxicological serious soil contamination concentrations and proposals for intervention values for clean-up of soil and groundwater: Third series of compounds', Kreule et al., 1995. De TCL-waarden van de vierde tranche stoffen staan vermeld in 'Maximum Permissible Risk Levels for Human Intake of Soil Contaminants: Fourth Series of Compounds', Janssen, et al.,1998.
In table 4.1 van RIVM-rapport 711701023 (februari 2001) zijn de TCL-waarden weergegeven die in 1999/2000 zijn herzien.
Geurdrempel = De geurdrempel van een gasvormige stof is de laagste concentratie van die stof in lucht waarbij de geur ervan nog waarneembaar is door de mens.
Voor de bepaling van de geurdrempel van een stof maakt men gebruik van een geurpanel van verschillende mensen. Deze krijgen een aantal verschillende verdunningen van de stof te ruiken, en geven telkens aan of ze al dan niet een geur kunnen onderscheiden. De geurdrempel is dan de concentratie die door de helft van het panel nog onderscheiden wordt van geurvrije lucht.
Geurdrempels zijn geen exacte waarden; niet iedereen is even gevoelig voor een bepaalde geur. In de literatuur kan men dan ook voor één stof verschillende geurdrempels terugvinden.
De geurdrempel wordt uitgedrukt in µg/m3, ppm of ppb.
Het begrip geurdrempel is nauw verwant met het begrip geureenheid: per definitie is de geurdrempel gelijk aan één geureenheid (GE) per m3. Voor het criterium wordt de mediaan als maatgevend beschouwd.
|
Stofnaam |
MTRhumaan |
TCL |
Geurdrempel1 |
|
|
(µg/kg/d) |
(µg/m3) |
(µg/m3) |
||
|
mediaan |
laagste |
|||
|
I Metalen | ||||
|
Antimoon |
0,9 |
– |
– |
– |
|
Arseen |
1,0 |
1,0 |
– |
– |
|
Barium (oplosbaar) |
20 |
– |
– |
– |
|
Barium (niet oplosbaar) |
– |
1,0 |
– |
– |
|
Cadmium |
0,5 |
– |
– |
– |
|
ChroomIII (oplosbaar) |
5 |
– |
– |
– |
|
Chroom III (onoplosb. + metallisch) |
5.000 |
60 |
– |
– |
|
Chroom VI |
5 |
0,0025 |
– |
– |
|
Cobalt |
1,4 |
0,5 |
– |
– |
|
Koper |
140 |
1,0 |
– |
– |
|
Kwik (organisch) |
0,1 |
– |
– |
– |
|
Kwik (anorganisch) |
2,0 |
– |
– |
– |
|
Kwik (metallisch) |
– |
0,2 |
– |
– |
|
Lood |
3,6 |
– |
– |
– |
|
Molybdeen |
10 |
12 |
– |
– |
|
Nikkel |
50 |
0,05 |
– |
– |
|
Zink |
500 |
– |
– |
– |
|
II Anorganische verbindingen | ||||
|
Cyaniden vrij (blauwzuur) |
50 |
25 |
2.000 |
900 |
|
Cyaniden complex |
800 |
– |
– |
– |
|
Thiocyanaat |
11 |
– |
– |
– |
|
III Aromatische verbindingen | ||||
|
Benzeen |
3,3 |
20 |
80.000 |
5.000 |
|
Ethylbenzeen |
100 |
770 |
90.000 |
9.000 |
|
Fenol |
40 |
20 |
700 |
20 |
|
Cresolen (som)2 |
50 |
170 |
– |
– |
|
Tolueen |
223 |
400 |
20.000 |
600 |
|
Xylenen (som)2 |
150 |
870 |
8.000 |
400 |
|
Catechol (o-dihydroxybenzeen) |
40 |
– |
– |
– |
|
Resorcinol (m-dihydroxybenzeen) |
20 |
– |
– |
– |
|
Hydrochinon (p-dihydroxybenzeen) |
25 |
– |
– |
– |
|
Styreen (vinylbenzeen) |
120 |
900 |
3.000 |
70 |
|
IV Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (PAK’s) | ||||
|
PAK (som 10)2 |
– |
– |
– |
– |
|
Naftaleen |
40 |
– |
800 |
50 |
|
Antraceen |
40 |
– |
– |
– |
|
Fenanthreen |
40 |
– |
– |
– |
|
Fluorantheen |
50 |
– |
– |
– |
|
Benzo(a)anthraceen |
5,0 |
– |
– |
– |
|
Chryseen |
50 |
– |
– |
– |
|
Benzo(a)pyreen |
0,5 |
– |
– |
– |
|
Benzo(ghi)peryleen |
30 |
– |
– |
– |
|
Benzo(k)fluorantheen |
5,0 |
– |
– |
– |
|
Indeno(1,2,3cd)pyreen |
5,0 |
– |
– |
– |
|
V Gechloreerde koolwaterstoffen: vluchtige gechloreerde koolwaterstoffen | ||||
|
Vinylchloride |
0,6 |
3,6 |
40.000 |
30.000 |
|
Dichloormethaan |
60 |
3.000 |
300.000 |
5.000 |
|
1,1-dichloorethaan |
80 |
370 |
600.000 |
200.000 |
|
1,2-dichloorethaan |
14 |
48 |
100.000 |
20.000 |
|
1,1-dichlooretheen |
3 |
14 |
– |
– |
|
1,2-dichlooretheen(cis) |
6,0 |
30 |
– |
– |
|
1,2-dichlooretheen(trans) |
17 |
60 |
– |
– |
|
Dichloorpropaan (1,2) |
70 |
12 |
10.000 |
1.000 |
|
Dichloorpropaan (1,3) |
50 |
12 |
10.000 |
1.000 |
|
Trichloormethaan (chloroform) |
30 |
100 |
700.000 |
300.000 |
|
1,1,1-trichloorethaan |
80 |
380 |
900.000 |
90.000 |
|
1,1,2-trichloorethaan |
4 |
17 |
– |
– |
|
Trichlooretheen (tri) |
50 |
200 |
50.000 |
1.000 |
|
Tetrachloormethaan (tetra) |
4,0 |
60 |
1.000.000 |
300.000 |
|
Tetrachlooretheen (per) |
16 |
250 |
100.000 |
10.000 |
|
VI Gechloreerde koolwaterstoffen: chloorbenzenen | ||||
|
Chloorbenzenen (som)2 |
– |
– |
7.000 |
400 |
|
Monochloorbenzeen |
200 |
500 |
– |
– |
|
1,2 dichloorbenzeen |
430 |
600 |
– |
– |
|
1,4 dichloorbenzeen |
100 |
670 |
– |
– |
|
Trichloorbenzenen (indiv) |
8,0 |
50 |
– |
– |
|
Tetrachloorbenzenen (som)2 |
0,5 |
600 |
– |
– |
|
Pentachloorbenzeen |
0,5 |
600 |
– |
– |
|
Hexachloorbenzeen |
0,16 |
0,75 |
– |
– |
|
VII Gechloreerde koolwaterstoffen: chloorfenolen | ||||
|
Chloorfenolen (som)2 |
– |
– |
400 |
20 |
|
Monochloorfenolen (som)2 |
3 |
– |
– |
– |
|
Dichloorfenolen (som)2 |
3 |
– |
– |
– |
|
Trichloorfenolen (som)2 |
3 |
– |
– |
– |
|
Tetrachloorfenolen (som)2 |
3 |
– |
– |
– |
|
Pentachloorfenol |
3 |
– |
– |
– |
|
VIII Overige gechloreerde koolwaterstoffen | ||||
|
Chloornaftaleen (som)2 |
80 |
1 |
– |
– |
|
Monochlooranilinen (som)2 |
0,9 |
4 |
– |
– |
|
PCB's (som) 2 |
0,01 |
0,5 |
– |
– |
|
Trichloorbifenyl (2,5,2') |
0,09 |
– |
– |
– |
|
Hexachloorbifenyl (2,2',4,4',5,5') |
0,09 |
– |
– |
– |
|
EOX |
– |
– |
– |
– |
|
Dioxinen (som I-TEQ)2 |
0,000002 |
|||
|
IX Bestrijdingsmiddelen | ||||
|
DDT/DDE/DDD (som) 2 |
0,5 |
– |
– |
– |
|
DDT (som)2 |
20 |
– |
– |
– |
|
DDE (som)2 |
20 |
– |
– |
– |
|
Aldrin,dieldrin,endrin (som)2 |
0,1 |
– |
– |
– |
|
Aldrin |
0,1 |
0,35 |
– |
– |
|
Dieldrin |
0,1 |
0,35 |
– |
– |
|
Endrin |
0,2 |
0,7 |
– |
– |
|
HCH(som) 2 |
1 |
0,25 |
– |
– |
|
a-HCH |
1,0 |
0,25 |
– |
– |
|
b-HCH |
0,02 |
0,25 |
– |
– |
|
c-HCH |
0,04 |
0,14 |
– |
– |
|
d-HCH |
– |
– |
– |
– |
|
Atrazine |
5,0 |
– |
– |
– |
|
Carbaryl |
3,0 |
10 |
– |
– |
|
Carbofuran |
2,0 |
– |
– |
– |
|
Chloordaan (som)2 |
0,5 |
0,02 |
– |
– |
|
Endosulfan |
6 |
– |
– |
– |
|
Heptachloor |
0,3 |
0,5 |
– |
– |
|
Heptachloorepoxide (som)2 |
0,4 |
0,5 |
– |
– |
|
Maneb |
50 |
18 |
– |
– |
|
MCPA |
1,5 |
7 |
– |
– |
|
Organotinverbindingen (som)2 |
0,4 |
– |
– |
– |
|
Tributyltin |
0,4 |
0,02 |
– |
– |
|
Trifenyltin |
0,4 |
– |
– |
– |
|
X Overige organische verbindingen | ||||
|
Cyclohexanon |
4.600 |
136 |
10.000 |
500 |
|
Butylbenzylftalaat |
500 |
– |
– |
– |
|
Di(2-ethylhexyl)ftalaat |
25 |
– |
– |
– |
|
Ftalaten(som) 2 |
4,0 |
– |
– |
– |
|
Minerale olie 3 |
– |
– |
– |
– |
|
Pyridine |
1 |
120 |
900 |
9 |
|
Tetrahydrofuran |
10 |
35 |
20.000 |
300 |
|
Tetrahydrothiofeen |
180 |
650 |
3 |
3 |
|
Tribroommethaan |
20 |
100 |
– |
– |
1 In deze tabel wordt een overzicht gegeven van geurdrempels voor (groepen) vluchtige stoffen die veel voorkomen bij bodemverontreinigingen. De geurdrempels zijn afgeleid uit de volgende bronnen:
Ruth, J.H. Odor thresholds and irritation levels of several chemical substances; a review. Am. Ind. Hyg. Assoc. J., 47, A 142–151, 1986. HSDB (Hazardous Substance Data Base), National Library of medicine, Bethesda, Maryland, USA, 2001.
AIHA (American Industrial Hygiene Association). Odor thresholds for chemicals with established occupational health standards. Akron, OH: AIHA, 1989.
Devos, M., F. Patte, J. Rouault, P. Laffort and L.J. van Gemert. Standardized human olfactory thresholds. New York: Oxford University Press, 1990.
Omdat literatuurwaarden van geurdrempels van een stof soms sterk uiteen liggen, is er voor gekozen zowel de laagste gerapporteerde waarde als de mediaan van de gerapporteerde waarden in het overzicht op te nemen. Voor de toetsing van de binnenluchtconcentratie aan de geurdrempel dient de mediane waarde gebruikt te worden.
2 Voor de samenstelling van de somparameters wordt verwezen naar bijlage N van de Regeling bodemkwaliteit (VROM, 2007)
3 Definitie van minerale olie wordt beschreven bij de analysenorm. Indien er sprake is van verontreiniging met mengsels (bijvoorbeeld benzine of huisbrandolie) dan dient naast het alkaangehalte ook het gehalte aan aromatische en/of polycyclische aromatische koolwaterstoffen bepaald te worden. Met deze somparameter is om praktische redenen volstaan. Nadere toxicologische en chemische differentiatie wordt bestudeerd.
– Geen MTR, TCL, of geurdrempel beschikbaar.
Regelgeving die op dit bijlage is gebaseerd (gedelegeerde regelgeving)
Geen
Beleidsregels en circulaires die dit bijlage als wettelijke bevoegdheid hebben
Geen
Artikelen of vergelijkbare tekst die verwijzen naar dit bijlage
Geen
(19-02-2015)
|
Datum van inwerking- treding |
Terugwerkende kracht |
Betreft |
Ondertekening |
Bekendmaking |
Kamerstukken |
Ondertekening |
Bekendmaking |
Opmerking |
|
01-07-2013 |
intrekking-regeling |
|||||||
|
07-04-2009 |
nieuwe-regeling |
|||||||
