Circulaire bodemsanering 2006

In de eerste stap wordt op basis van het nader onderzoek vastgesteld of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging (conform de circulaire Streef- en interventiewaarden bodemsanering (Staatscourant 2000, 39)). 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 bodem- of sedimentverontreiniging, 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 en 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 2 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. Deze modelberekening is gebaseerd op de Sanerings Urgentie Systematiek (SUS), versie 2.3 april 2005. 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 van 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 blootstellingroutes of 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 genaamd Sanscrit. Deze modelberekening is gebaseerd op de meest recente versie van de Sanerings Urgentie Systematiek (SUS). In het model is een achttal blootstellingscenario’s onderscheiden die zijn afgestemd op het gebruik van een locatie.

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 blootstelling. Als het inhalatoire blootstelling betreft, worden de berekende gehalten in lucht getoetst aan de Toxicologische maximaal Toelaatbare Concentratie in Lucht (TCL). Hierbij zijn de volgende twee resultaten mogelijk:

• – blootstelling ≤ MTR (oraal) en/of TCL (inhalatoir) = geen onaanvaardbaar risico;

• – blootstelling > MTR (oraal) en/of TCL (inhalatoir) = onaanvaardbaar risico.

Bij de berekening van de blootstelling aan lood moet rekening worden gehouden met een specifieke blootstelling alléén gedurende de kinderjaren, omdat deze blootstelling vaak kritisch is. Voor lood wordt dus niet omgerekend naar een levenslang gemiddelde blootstelling.

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.

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 de 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 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. Bijvoorbeeld hoe groot de fractie van het lood in de bodem is die daadwerkelijk door het lichaam kan worden opgenomen.

Er zijn nog geen gevalideerde meetmethoden of richtlijnen vastgesteld voor het uitvoeren van deze metingen in stap 3. Het is dus aan de initiatiefnemer en het bevoegd gezag om daarover samen afspraken te maken. Eventueel kan het bevoegd gezag de door de initiatiefnemer aangedragen methode gemotiveerd afwijzen. Het bevoegd gezag kan bij de beoordeling van dergelijke methoden ondersteund worden door (experts van) Bodem+.

In de derde stap kunnen processen ook modelmatig anders worden beschreven (state of the art), kan daadwerkelijke beschikbaarheid in de beschouwing worden betrokken of kunnen (deel)modeluitkomsten worden vervangen door metingen. 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 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) en/of TCL (inhalatoir) = geen onaanvaardbaar risico.

• – blootstelling > MTR (oraal) 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 interventiewaarden waarbij steeds de laagste van de twee maatgevend is geweest, tenzij één van beiden niet betrouwbaar genoeg kon worden bepaald. Voor zware metalen zijn de ecologische interventiewaarden lager dan de humane en daarmee maatgevend voor de interventiewaarde. Dit is eveneens het geval voor PAK’s.

Ook voor de andere organische stoffen is de ecologische interventiewaarde meestal lager dan de humane en daarmee maatgevend voor de interventiewaarde. Voor minerale olie en cyaniden zijn (nog) geen ecologische interventiewaarden bepaald.

Vooralsnog is het niet mogelijk om met voldoende zekerheid een generieke relatie te leggen tussen de in de vorige paragraaf genoemde effecten en getalsmatige normen voor bodemkwaliteit. Ecosystemen zijn daarvoor te complex en te divers. 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 SUS was opgenomen. Daarin is namelijk in die 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 mate van HC50-overschrijding 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 beoordeelt stap 2 alleen de mate van verontreiniging en het oppervak van het verontreinigde gebied, mits onbedekt.

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 de 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 gericht op de invloed van de aanwezige bodemverontreiniging op biodiversiteit, kringloopfuncties, bio-accumulatie en doorvergiftiging.

Als hulpmiddel kan een TRIADE worden uitgevoerd. Een TRIADE bestaat uit drie onderdelen:

• 1. 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.

• 2. Potentiële toxiciteit: het nagaan van toxische effecten van de aanwezige stoffen in de bodem door middel van bioassays, zoals Microtox, Biolog, PAM-algentoets, nematoden, enz. Hiermee wordt onder gestandaardiseerde laboratoriumomstandigheden nagegaan of verontreinigingen in grondmonsters afkomstig van de locatie effecten op organismen of processen hebben.

• 3. Veldinventarisaties: nagaan of de verontreinigingen in het veld waarneembare effecten op het aanwezige ecosysteem hebben. 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 tot één eindoordeel kunnen leiden. Bij het RIVM wordt gewerkt aan de ontwikkeling van richtlijnen. Het is dus aan de initiatiefnemer en het bevoegd gezag om daarover samen afspraken te maken. Eventueel kan het bevoegd gezag de door de initiatiefnemer aangedragen methode gemotiveerd afwijzen. Het bevoegd gezag kan bij de beoordeling van dergelijke methoden ondersteund worden door (experts van) Bodem+.

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 door verspreiding van verontreiniging in het grondwater indien kwetsbare objecten hinder ondervinden;

• – 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 vindt nog steeds plaats.

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 de 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 daarover samen afspraken te maken. Eventueel kan het bevoegd gezag de door de initiatiefnemer aangedragen methode gemotiveerd afwijzen. Het bevoegd gezag kan bij de beoordeling van dergelijke methoden ondersteund worden door (experts van) Bodem+.

De aanleiding voor het opstellen van het Milieuhygiënisch Saneringscriterium Bodem, protocol asbest is het nieuwe bodembeleid zoals geformuleerd in de Beleidsbrief Bodem (TK 24 december 2003, 28 663 en 28 199, nr. 13) en het nieuwe beleid ten aanzien van asbest in de bodem zoals geformuleerd in de Beleidsbrief asbest in bodem, grond en puin(granulaat) (TK 3 maart 2004, 28 663 en 28 199, nr.15). In de genoemde beleidsbrieven staat vermeld dat er een nieuw ‘milieuhygiënisch saneringscriterium’ bodem, waaronder voor asbest, zal worden ontwikkeld. Het milieuhygiënisch saneringscriterium bodem is een wetenschappelijk onderbouwde systematiek waarmee de risico’s van bodemverontreiniging bij een bepaald bodemgebruik locatie- en gebiedsspecifiek kunnen worden vastgesteld. Met dit protocol wordt het milieuhygiënisch saneringscriterium bodem ingevuld voor asbest. Het protocol asbest is in 2004 verschenen als een zelfstandige uitgave, maar is nu opgenomen als bijlage in de circulaire bodemsanering 2006.

In het nieuwe bodembeleid worden bodembeheer en risico’s op elkaar afgestemd. Op basis van het Milieuhygiënisch Saneringscriterium Bodem, protocol asbest, in het vervolg te noemen het ‘protocol asbest’ kan worden bepaald of er sprake is van onaanvaardbare risico’s ten gevolge van de aanwezigheid van een bodemverontreiniging met asbest. Conform de Beleidsbrief Bodem leidt de systematiek die door middel van dit protocol wordt beschreven tot de uitspraak ‘geen onaanvaardbare risico’s’, of ‘onaanvaardbare risico’s’ (hetgeen in hoofdstuk 2.3 nader wordt toegelicht).

Voor het toepassen van het ‘protocol asbest’ gelden de volgende uitgangspunten:

• – Het protocol heeft alleen betrekking op (water)bodem, grond en baggerspecie.

• – Het protocol is alleen van toepassing indien er sprake is van een bodemverontreiniging met asbest, waarbij asbest aanwezig is in een gehalte boven de interventiewaarde van 100 mg/kg d.s. gewogen (concentratie serpentijn + 10 × concentratie amfibool). Opgemerkt wordt dat bij asbest in (water)bodem, grond en baggerspecie alleen over ‘verontreiniging’ wordt gesproken als de interventiewaarde wordt overschreden.

• – Het protocol is alleen van toepassing op historische asbest verontreinigingen (die zijn voor 1987 ontstaan) in (water)bodem, grond en baggerspecie die niet op basis van de zorgplicht gesaneerd dienen te worden.

• – Het protocol heeft betrekking op de huidige en toekomstige situatie.

Het chemische en fysische karakter van asbest heeft tot gevolg dat er alleen sprake is van schadelijke blootstelling ten gevolge van het inademen van asbestvezels. Verspreiding via grondwater vindt niet plaats omdat de asbestvezels niet in grondwater oplossen. Effecten op het (bodem)ecosysteem zijn naar verwachting niet relevant. Daarom is er in het geval van bodemverontreiniging met asbest geen sprake van verspreidingsrisico en ecologisch risico, maar wel van humaan risico.

Er wordt onderscheid gemaakt in twee categorieën van risico’s.

Geen onaanvaardbare risico’s

Als er géén sprake is van onaanvaardbare risico’s kan bij de huidige of toekomstige terreininrichting worden volstaan met kadastrale registratie van de bodemverontreiniging. Hierbij dient de plaats, mate en omvang van de bodemverontreiniging nauwkeurig te worden geregistreerd in het gemeentelijke kadaster. Ook kan het bevoegd gezag voorschrijven om beheermaatregelen te treffen om blootstelling aan de verontreiniging te voorkomen. Als de inrichting van de locatie wijzigt, dienen de locatiespecifieke risico’s opnieuw te worden beoordeeld.

Onaanvaardbare risico’s

Indien sprake is van onaanvaardbare risico’s dienen, behalve kadastrale registratie, spoedig saneringsmaatregelen te worden getroffen op het deel van de locatie waar sprake is van de onaanvaardbare risico’s ten gevolge van de aanwezigheid van de bodemverontreiniging. Het bevoegd gezag dient binnen de daarvoor gestelde termijn een beschikking ernst en spoed te nemen. De sanering dient binnen vier jaar na het afgeven van deze beschikking aan te vangen. Het bevoegd gezag zal op basis van de locatiespecifieke situatie het precieze tijdstip vaststellen.

Het ‘protocol asbest’ is gebaseerd op de door RIVM en TNO ontwikkelde systematiek voor risicobeoordeling van bodemverontreiniging met asbest (RIVM-rapport 711701034/2003 ‘Beoordeling van de risico’s van bodemverontreiniging met asbest’). Er heeft afstemming plaatsgevonden met de werkgroep BONS (Bodembeleid en Normstelling) en de werkgroep Asbest in bodem, grond en puin(granulaat). Tevens is bij het opstellen van het protocol rekening gehouden met het TCB-advies over het nieuwe asbestbeleid (kenmerk: TCB S56 (2003)).

Het protocol bestaat uit drie stappen, die in schema 1 zijn weergegeven.

Stap 1 omvat het vaststellen of er ten aanzien van de locatie sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. Dit kan worden vastgesteld op basis van de resultaten van een verkennend en/of nader onderzoek (zie toelichtend kader over de NEN 5707 en NTA 5727).

Stap 2 omvat de standaard risicobeoordeling. Deze stap kan worden uitgevoerd op basis van de resultaten uit een verkennend en/of nader onderzoek (zie toelichtend kader over de NEN 5707 en NTA 5727).

Stap 3 omvat de locatiespecifieke risicobeoordeling. Deze bestaat in eerste instantie uit het uitvoeren van aanvullende metingen van het gewogen gehalte aan respirabele vezels in de zone van de bodem die wordt bewerkt en eventueel van het gehalte aan vezels in huisstof. Deze deelstap is ontwikkeld om te voorkomen dat dure metingen naar de gehalten aan asbestvezels in binnen-/buitenlucht onnodig dienen te worden uitgevoerd. In tweede instantie betreft het (indien noodzakelijk) het meten van de asbestvezelconcentratie in de binnen- en/of buitenlucht.

In het volgende hoofdstuk wordt uitgebreid ingegaan op de afzonderlijke stappen van het protocol.

Schema 1: Stappen ‘protocol asbest’

De systematiek van het protocol is zodanig opgezet dat men kan stoppen met het verder doorlopen van de stappen nadat geconcludeerd is in welke van de twee risicocategorieën de locatie valt. Afhankelijk van de categorie dient kadastraal te worden geregistreerd, eventueel aangevuld met het treffen van beheermaatregelen of het spoedig uitvoeren van saneringsmaatregelen. Het bevoegd gezag bepaalt welke beheer- en/of saneringsmaatregelen dienen te worden getroffen. Beheermaatregelen kunnen bijvoorbeeld bestaan uit een periodieke controle van de actuele toestand van de locatie, zoals de dikte van de niet verontreinigde bovenlaag, de aanwezigheid van gebouwen, verharding, vegetatie en beperkingen voor gebruik van de locatie.

De NEN 5707 (Bodem – Inspectie, monsterneming en analyses van asbest in bodem en partijen grond, mei 2003) beschrijft een methode voor de bepaling van het gehalte aan asbest in de bodem en in partijen grond. In de norm worden drie onderzoeksfasen beschreven: vooronderzoek, verkennend onderzoek en nader onderzoek. Het vooronderzoek heeft als doel om op basis van verzamelde (historische) informatie over de locatie een onderzoekshypothese op te stellen over de aard en ruimtelijke verdeling van asbest in de bodem. Het verkennend onderzoek heeft als doel om de in het vooronderzoek gestelde hypothese te verifiëren. Het doel van het nader onderzoek is het vaststellen van het gemiddelde gehalte aan asbest per ruimtelijke eenheid (RE = 1.000 m ² ) en in tweede instantie het in detail vaststellen van de omvang van de verontreiniging. De methode waarop de asbestanalyses dienen te worden uitgevoerd is eveneens beschreven in de NEN 5707.

Het gehalte aan asbest in de waterbodem en baggerspecie wordt bepaald conform het protocol Nederlandse Technische Afspraak (NTA) 5727 – Monsterneming van asbest in waterbodem en baggerspecie. Dit protocol is verkrijgbaar bij NEN.

In de eerste stap wordt op basis van het verkennend en/of nader onderzoek vastgesteld of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. Er is sprake van een geval van ernstige verontreiniging met asbest in de bodem indien de gemiddelde concentratie binnen een ruimtelijke eenheid hoger is dan de interventiewaarde van 100 mg/kg d.s. (gewogen). Het vaststellen van de gemiddelde gewogen asbestconcentratie dient te worden uitgevoerd conform de NEN 5707 of NTA 5727.

Schema 2: Stap 1 en 2

Hieronder volgt een beknopte toelichting op enkele onderdelen van de standaard risicobeoordeling.

Wat betreft de onderscheiden vormen van bodemgebruik is zoveel mogelijk aangesloten bij ‘Van Trechter Naar Zeef, Afwegingsproces saneringsdoelstelling’ (15 oktober 1999). De onderstaande vier vormen van bodemgebruik worden onderscheiden:

• I. wonen en intensief gebruikt (openbaar) groen

  Hieronder wordt verstaan: tuinen, moestuinen, volkstuinen, speelterreinen, recreatiegebieden, sportvelden en intensief gebruikt (openbaar) groen zoals parken en groenstroken tussen flats;

• II. extensief gebruikt (openbaar) groen

  Hiertoe horen wegbermen, groen bij kantoorgebouwen en industrieterreinen en braakliggend terrein;

• III. bebouwing en verharding

  Onder verharding wordt verstaan: stelconplaten, beton, asfalt, flinke oppervlakten aaneengesloten bestrating met klinkers en tegels. Smalle stroken of kleine delen met klinkers of tegels, zoals paden in tuinen worden uitgesloten (deze worden gezien als een onderdeel van één van de andere vormen);

• IV. landbouw en natuur

Naast deze vormen van bodemgebruik is voor het onderhavig protocol ook de natte waterbodem als gebruiksvorm onderscheiden. Hiermee wordt de waterbodem bedoeld die permanent onder water staat. De (periodiek) droge waterbodem, bijvoorbeeld in het geval van een uiterwaard, dient te worden ingedeeld in de actuele bodemgebruikvorm.

Als de bodemverontreiniging zich dieper dan 0,5 m beneden maaiveld bevindt en er vinden op de locatie geen graafwerkzaamheden plaats tot in de asbesthoudende laag (dieper dan 0,5 m), is er géén sprake van onaanvaardbare risico’s. Als asbest zich in de permanent natte waterbodem bevindt en niet met het slib op de kant wordt gezet, is er géén sprake van onaanvaardbare risico’s.

De concentratie aan asbest in (water)bodem, grond of baggerspecie is bekend uit het uitgevoerde verkennend en/of nader onderzoek. De analyses moeten worden uitgevoerd conform de NEN 5707. Conform deze norm dient in de rapportage van de uitgevoerde analyses naast het onderscheid in amfibool en serpentijn asbest ook onderscheid te worden gemaakt in hechtgebonden en niet-hechtgebonden asbest. Dit laatstgenoemde onderscheid wordt gemaakt door het aangetroffen materiaal te vergelijken met referentiematerialen met bekende hechtgebondenheid. Uit praktijkmetingen is bekend dat er in het geval van een bodemverontreiniging met alleen hechtgebonden asbest in gehalten lager dan 1.000 mg/kg d.s. (gewogen), geen asbest in de lucht wordt aangetroffen boven de bepalingsondergrens. Om deze reden is het niet nodig verdere metingen te verrichten indien het gehalte aan hechtgeboden asbest minder dan 1.000 mg/kg d.s. (gewogen) bedraagt.

Als een locatie permanent en volledig bedekt is met vegetatie wordt de locatie niet bewerkt of betreden en kan er geen verwaaiing plaats vinden.

Stap 3 bestaat uit twee deelstappen:

• – stap 3A: bepalen concentratie respirabele vezels in de bodem en in huisstof (zie

• – schema 3);

• – stap 3B: bepalen van de asbestvezelconcentratie in binnen- en in buitenlucht. (zie schema 4).

In stap 3A wordt het gehalte aan respirabele vezels gemeten in de zone van de bodem die wordt bewerkt. Respirable vezels zijn vezels die kunnen worden ingeademd en in de longen terecht kunnen komen. Dit zijn vezels met een diameter kleiner dan 3 μm en een lengte kleiner dan 200 μm. Eventueel worden in tweede instantie metingen verricht naar het gehalte aan vezels dat zich ten gevolge van secundaire besmetting in binnenhuisstof bevindt. Secundaire besmetting wordt veroorzaakt doordat asbest afkomstig van een bodemverontreiniging aan kleding of schoeisel kleeft en naar binnen wordt gelopen. Binnenshuis valt de asbest van de kleding of het schoeisel af en blijft achter. Het doel van stap 3A is om de te verwachten emissie van respirabele asbestvezels vanuit de bodem naar de buitenlucht of vanuit binnenhuisstof naar de binnenlucht in te schatten. Het gaat om een inschatting onafhankelijk van de daadwerkelijke gebruikssituatie en omgevingsfactoren. Pas als er voldoende aanleiding is wordt in stap 3B daadwerkelijk in de buiten- en/of binnenlucht gemeten.

Bepalen concentratie respirabele vezels in de zone van de bodem die wordt bewerkt

Als een te beoordelen locatie in stap 3A terecht komt, wordt altijd de concentratie bepaald aan respirabele vezels in de zone van de bodem die wordt bewerkt. De dikte van de zone die wordt bewerkt is afhankelijk van het gebruik van de bodem en dient gemotiveerd te worden. Onder het bewerken van de bodem wordt ook betreden en berijden verstaan. Voor de zone die wordt bewerkt, wordt een minimum diepte van 2 centimeter aangehouden.

De methode om de respirabele vezels in de bewerkingszone te bepalen is beschreven in de NEN 5707. In paragraaf 1 van hoofdstuk 10 is beschreven hoe een bodemmonster wordt samengesteld en gedroogd. In paragraaf 4 van hoofdstuk 10 is de methode beschreven om de respirabele fractie te bepalen. Afwijkend van de NEN 5707 dient het totale gedroogde monster te worden gezeefd over een 4 mm zeef en daarna pas een deelmonster van 20 grepen van tenminste 5 gram te worden samengesteld. De reden hiervoor is om via het zeefproces zoveel mogelijk vezels vrij te maken, zodat sprake is van een realistisch ‘worst case’ scenario voor het bepalen van de respirabele fractie

In onderstaande tekst staat een toelichting op de risicogrens die voor respirabele vezels in de bodem wordt gehanteerd.

De risicogrens van 10 mg/kg d.s. (gewogen) voor respirabele asbestvezels in de bodem lijkt in tegenspraak met de interventiewaarde van 100 mg/kg d.s. (gewogen). In theorie zou er sprake kunnen zijn van een verontreiniging met meer dan 10 mg/kg d.s. aan respirabele asbestvezels, maar toch een totaalconcentratie aan asbest onder de interventiewaarde. Uit onderzoek dat TNO de laatste tien jaar heeft uitgevoerd blijkt echter dat zelfs voor de meest ‘losse’ niet-hechtgebonden asbest (vrijwel ongebonden asbest) het aandeel aan respirabele vezels nooit meer zal zijn dan 5–10% (zie RIVM-rapport 711701034/2003). Dit betekent dat bij een asbestconcentratie in de grond van 100 mg/kg d.s. de concentratie aan respirabele vezels nooit meer zal zijn dan 5–10 mg/kg d.s.

Schema 3: onderdelen stap 3A

Bepalen concentratie asbestvezels in huisstof

Wanneer secundaire besmetting binnen een gebouw niet valt uit te sluiten, dient in het kader van dit protocol de hoeveelheid asbestvezels in binnenhuisstof te worden bepaald conform het ontwerpnormvoorschrift NEN 2991 ‘risicobeoordeling in en rondom gebouwen of constructies waarin asbesthoudende materialen zijn verwerkt’ (zie toelichting in kader onderaan deze pagina).

In binnenhuisstof worden alle asbesthoudende structuren meegenomen en niet alleen de respirabele vezels. Dit omdat er vanuit wordt gegaan dat door de grote activiteit binnenshuis de niet respirabele vezelstructuren na verloop van tijd zullen splijten. Op basis van het ontwerpvormvoorschrift NEN 2991 wordt de hoeveelheid ‘gesedimenteerde’ asbestvezels (in vezels/cm²) bepaald.

In het kader van het ‘protocol asbest’ dient deze bepaling niet te worden uitgevoerd als er binnenshuis niet afgeschermde, niet-hechtgebonden asbesthoudende materialen aanwezig zijn, waarbij een risico op vezelemissie bestaat. In dat geval kan er namelijk geen onderscheid worden gemaakt of de vezels afkomstig zijn van de bodemverontreiniging of van de asbesthoudende materialen binnenshuis.

Ontwerpvormvoorschrift NEN 2991:

Risicobeoordeling in en rondom gebouwen of constructies waarin asbesthoudende materialen zijn verwerkt.

De norm beschrijft hoe door het uitvoeren van visuele inspectie wordt beoordeeld of risicovolle asbestbronnen aanwezig zijn. De inspectie dient in bepaalde gevallen te worden aangevuld met metingen van de asbestconcentratie in de binnenlucht. De toe te passen methode voor de metingen is in de norm beschreven.

Bepaling asbestvezelconcentratie in binnen- en buitenlucht

In stap 3B wordt beschreven op welke manier de concentratie asbestvezels (in vezelequivalenten/m³) in binnen- en buitenlucht moet worden bepaald. Schema 4 geeft het overzicht van deze stap.

Schema 4: onderdelen stap 3B

In het door RIVM en TNO ontwikkelde systematiek voor risicobeoordeling van bodemverontreiniging met asbest (RIVM-rapport 711701034/2003 ‘Beoordeling van de risico’s van bodemverontreiniging met asbest’) is een methode beschreven om de asbestvezelconcentratie in buitenlucht te bepalen.

De asbestvezelconcentratie in de binnenlucht wordt bepaald conform ontwerpnormvoorschrift NEN 2991 ‘risicobeoordeling in en rondom gebouwen of constructies waarin asbesthoudende materialen zijn verwerkt’.

De vormen van bodemgebruik die van belang zijn voor de te nemen saneringsmaatregel worden ingedeeld in vier categorieën:

• – wonen met tuin en intensief gebruikt (openbaar) groen (I)

• – extensief gebruikt (openbaar) groen (II)

• – bebouwing en verharding (III)

• – landbouw en natuur (IV)

Wonen en andere vormen van intensief gebruikt (openbaar) groen, zoals moestuinen, volkstuinen, speelterreinen, recreatiegebieden, en ook openbaar groen als parken en groenstroken tussen flats, vormen één categorie vanwege het vergelijkbare relatief hoge risico van blootstelling voor de mens.

Extensief (openbaar) groen bestaat uit wegbermen, groen bij kantoorgebouwen en industrieterreinen en dergelijke waar het risico van humane blootstelling geringer is in relatie tot het gebruik.

Onder bebouwing en verharding wordt onder meer verstaan: gebouwen, parkeerplaatsen, infrastructuur en spoorwegen en industrieterreinen. Smalle stroken of kleine delen met tegels, zoals paden in tuinen, vallen niet onder deze categorie.

De vormen van bodemgebruik zijn bewust ruim gedefinieerd en geclusterd. Binnen een cluster van vormen van bodemgebruik moet moeiteloos van het ene naar het andere gebruik kunnen worden overgeschakeld, bijvoorbeeld van een tuin naar een moestuin. De ruime definitie leidt ook tot een zekere grootschaligheid, waarbij saneringsoplossingen die leiden tot een ‘lappendeken’ aan bodemkwaliteiten zoveel mogelijk moeten worden voorkomen. Versnippering leidt tot situaties waar controle en handhaving heel moeilijk is.

Met deze indeling in categorieën is er een kader gegeven aan de hand waarvan het bevoegd gezag saneringsdoelstellingen en maatregelen voor specifieke gevallen van ernstige bodemverontreiniging kan bepalen.

Sanering van verontreinigingsituaties in de bovengrond kan door middel van de volgende maatregelen plaatsvinden:

• a. het afgraven van de verontreinigde grond;

• b. het verwijderen van de verontreinigende stoffen uit de grond of het grondwater;

• c. het toepassen van technieken die biologische afbraak/omzetting of chemische omzetting tot niet schadelijke eindproducten tot gevolg hebben;

• d. het isoleren van de verontreinigingsituatie door middel van het aanbrengen van een leeflaag of andere duurzame afdeklaag.

Voor de bodemgebruikvormen ‘wonen en intensief gebruikt (openbaar) groen’, en ‘extensief gebruikt (openbaar) groen’ geldt als standaardaanpak het aanbrengen van een leeflaag.

Indien sprake is van bodemgebruikvorm bebouwing en verharding is de verontreinigingsituatie automatisch geïsoleerd. Deze isolatie wordt dan gevormd door een afdeklaag, bestaande uit beton, asfalt, stelconplaten of flinke oppervlakten aaneengesloten bestrating met klinkers en tegels. Indien dergelijke constructies duurzaam en aaneengesloten zijn uitgevoerd, kunnen daarmee blootstellingrisico’s in afdoende mate worden tegengegaan.

Voor de bodemgebruikvorm ‘natuur en landbouw’ is nog geen standaardaanpak uitgewerkt. Als sanering aan de orde is zullen per geval de benodigde saneringsmaatregelen worden vastgesteld.

Indien de saneringsmaatregel het aanbrengen van een leeflaag inhoudt, worden de volgende eisen aan die leeflaag gesteld:

• a. de leeflaag heeft een standaarddikte van één meter;

• b. in tuinen kan afhankelijk van de bewortelingsdiepte een grotere diepte, variërend van 1 tot 1,5 meter gewenst zijn;

• c. bij overig begroeid terrein mag de dikte variëren van 0,5–1,5 meter, afhankelijk van de bewortelingsdiepte;

• d. een van de standaarddikte afwijkende leeflaag is mogelijk onder bijzondere omstandigheden, zoals een hoge grondwaterstand, ter beoordeling aan bevoegd gezag;

• e. onder de leeflaag wordt als regel een signaallaag aangebracht, die tot doel heeft te waarschuwen voor verontreiniging die zich onder die signaallaag bevindt.

Momenteel zijn referentiewaarden voor bodemkwaliteit in ontwikkeling. Deze zullen te zijner tijd de bodemgebruikswaarden (BGW’s) en LAC-signaalwaarden vervangen ten behoeve van het vaststellen van de saneringsdoelstelling. Vooralsnog worden de BGW’s en LAC-signaalwaarden gehandhaafd.

Voor saneringsmaatregelen die toegepast worden bij de bodemgebruikvormen ‘wonen en intensief gebruikt (openbaar) groen’, en ‘extensief gebruikt (openbaar) groen’ gelden de BGW’s die in tabel 1 zijn opgenomen. De BGW geeft voor verontreinigende stoffen aan bij welke concentratie normaal gebruik van de bodem niet wordt belemmerd.

De BGW’s zijn voor een beperkt aantal stoffen specifiek ingevuld. Voor goed oplosbare en vluchtige stoffen bestaan op dit moment echter geen bodemgebruikswaarden en wordt op dit moment aangesloten bij de streefwaarde en interventiewaarde. Het vaststellen van de terugsaneerwaarde is dan ook maatwerk per geval.

Als er aanleiding is om te saneren en de bodemkwaliteit in de contactzone niet voldoet aan de bij de bodemgebruikvorm behorende waarde, kan de saneerder de bodemkwaliteit herstellen door zoveel grond af te graven dat de bodemkwaliteit daaraan wel voldoet. De BGW geldt dan als terugsaneerwaarde. De saneerder kan ook een leeflaag van BGW-kwaliteit aanbrengen. De BGW heeft dan de werking van kwaliteitseis voor de aan te brengen grond.

Indien voldaan is aan de BGW wordt het beoogde gebruik niet belemmerd door de aanwezige verontreiniging. Er zal dus steeds eerst moeten worden vastgesteld van welke bodemgebruikvorm sprake is. Door de ruime omschrijving van de bodemgebruikvormen zal steeds per sanering een keuze moeten worden gemaakt voor een bodemgebruikvorm, die wordt vastgelegd in het saneringsplan. De saneerder moet die keuze onderbouwen. Zo kan wonen zowel vallen onder bodemgebruikvorm ‘wonen en intensief gebruikt (openbaar) groen’ als onder de bodemgebruikvorm ‘bebouwing en verharding’. Daarbij speelt de omgeving een rol – woningen in een omgeving met uitsluitend bebouwing en verharding zullen als regel onder de bodemgebruikvorm ‘bebouwing en verharding’ vallen, terwijl in een groene omgeving de toepassing van bodemgebruikvorm ‘wonen en intensief gebruikt (openbaar) groen’ gewenst is – maar ook de concrete risico’s van blootstelling: indien onder de te bouwen woningen kruipruimten komen, zal vanwege blootstellingrisico’s de bodemgebruikvorm ‘wonen en intensief gebruikt (openbaar) groen’ moeten worden vastgesteld.

Voor landbouwgronden zijn de zogenaamde LAC-signaalwaarden van belang. Deze advieswaarden zijn in 1991 vastgesteld door het ministerie van LNV7. De Landbouw Advies Commissie heeft deze waarden vastgesteld met het oog op de wettelijke kwaliteitseisen voor land- en tuinbouwproducten en van diervoeder. In verband met de specifieke eisen die de verschillende gewassen stellen aan de bodemgesteldheid zijn de LAC-signaalwaarden gedifferentieerd van aard. Bij sanering van landbouwgronden worden deze gebruikt als terugsaneerwaarden en kwaliteitseis voor leeflaaggrond. De meest actuele LAC-signaalwaarden zullen worden toegepast. Momenteel worden deze signaalwaarden aangepast.

In geval van sanering in natuurterreinen kan vooralsnog worden uitgegaan van één van de systemen van ecologische risicobeoordeling zoals deze op het ogenblik in de praktijk functioneren.

De bodemgebruikswaarden zijn opgenomen in tabel B. Deze waarden zijn gebaseerd op beleidsmatige keuzes en op wetenschappelijke kennis van risico’s voor de mens, plant en dier. Deze inzichten kunnen veranderen, hetgeen kan leiden tot aanpassing van de bodemgebruikswaarden.

De bodemgebruikswaarden, zoals ze in tabel B zijn opgenomen, zijn richtinggevend voor de saneerder en het bevoegd gezag. Het bevoegd gezag mag gemotiveerd afwijken van de bodemgebruikswaarde in tabel B. Daarbij kan de motivering gevonden worden in bestuurlijk vastgestelde lokale of regionale gebiedsspecifieke waarden.

Tabel B. Bodemgebruikswaarden

Bodemgebruikswaarden per bodemgebruikvorm, in relatie tot streefwaarden en interventiewaarden voor een standaardbodem (25% lutum en 10% organische stof¹) (mg/kg).