Circulaire bodemsanering per 1 juli 2013

Streefwaarden grondwater geven aan wat het ijkpunt is voor de milieukwaliteit op de lange termijn, uitgaande van Verwaarloosbare Risico’s voor het ecosysteem. De getallen voor de streefwaarde grondwater zijn één op één overgenomen uit de Circulaire streefwaarden en interventiewaarden bodemsanering (2000). De streefwaarden zijn afgeleid binnen het project Integrale Normstelling Stoffen (INS) en zijn in december 1997 gepubliceerd (Ministerie van VROM, Integrale Normstelling Stoffen, Milieukwaliteitsnormen bodem, water, lucht, 1997). Met enkele uitzonderingen zijn de INS-streefwaarden overgenomen. De INS-streefwaarden zijn zoveel mogelijk risico-onderbouwd en gelden voor individuele stoffen. Voor metalen wordt er onderscheid gemaakt tussen diep en ondiep grondwater. Reden hiervoor is het verschil in achtergrondconcentraties tussen diep en ondiep grondwater. Als grens tussen diep en ondiep grondwater wordt een arbitraire grens van 10 m gebruikt. Hierbij dient te worden opgemerkt dat deze grens indicatief is. Indien informatie voorhanden is dat een andere grens aannemelijk is voor de te beoordelen locatie, dan kan een andere grens genomen worden. Hierbij valt te denken aan informatie over de grens tussen het freatische grondwater en het eerste watervoerend pakket.

• • Voor ondiep grondwater (< 10 m) zijn de MILBOWA-waarden als streefwaarden overgenomen. Deze zijn gebaseerd op achtergrondconcentraties en gelden hierbij als handreiking.

• • Voor diep grondwater (> 10 m) worden de in INS voorgestelde streefwaarden overgenomen. Dit betekent dat de streefwaarde bestaat uit de van nature aanwezige achtergrond-concentratie (AC) plus de Verwaarloosbare Toevoeging. Hierbij worden de in INS opgenomen achtergrondconcentraties als handreiking gegeven (zie RIVM-rapport 711701017).

In beide gevallen geldt dat de gegeven achtergrondconcentratie als handreiking moet worden gezien. Indien informatie voorhanden is over de locale achtergrondconcentratie dan kan deze in combinatie met de Verwaarloosbare Toevoeging als streefwaarde worden gebruikt. Meer informatie over achtergrondconcentraties van metalen in grondwater in verschillende gebieden in Nederland is te vinden in RIVM-rapport nummer 711701017. Meer informatie over achtergrondconcentraties in grond en grondwater is te vinden in het dossier ‘meetnetten’ op www.rivm.nl, via www.dinoloket.nlen in de Geochemische atlas van Nederland (Alterra-rapport 2069, 2010).

De interventiewaarden bodemsanering geven aan wanneer de functionele eigenschappen die de bodem heeft voor de mens, dier en plant ernstig zijn verminderd of dreigen te worden verminderd. Ze zijn representatief voor het verontreinigingsniveau waarboven sprake is van een geval van ernstige (bodem)verontreiniging. De interventiewaarden grond voor de eerste tranche stoffen zijn geëvalueerd. Er zijn nieuwe voorstellen voor interventiewaarden gedaan die zijn opgenomen in tabel 7.1 van het RIVM-rapport 711701023 (febr 2001). Voor een aantal stoffen van de eerste tranche zijn de nieuw voorgestelde interventiewaarden op basis van beleidsmatige overwegingen aangepast. De normaanpassingen zijn beschreven in het NOBO-rapport: VROM, 2008: NOBO: Normstelling en bodemkwaliteitsbeoordeling. Onderbouwing en beleidsmatige keuzes voor de bodemnormen in 2005, 2006 en 2007. De interventiewaarden grond voor de andere tranches zijn niet geëvalueerd en blijven gelijk aan de interventiewaarden grond zoals opgenomen in de Circulaire streefwaarden en interventiewaarden bodemsanering (2000). De interventiewaarden grond gelden voor droge bodem. Voor bodems of oevers van een oppervlaktewaterlichaam zijn aparte interventiewaarden opgesteld die zijn opgenomen in de Regeling bodemkwaliteit. De interventiewaarden grondwater zijn niet herzien en overgenomen uit de Circulaire streefwaarden en interventiewaarden bodemsanering (2000).

¹ Voor de samenstelling van de somparameters wordt verwezen naar bijlage N van de Regeling bodemkwaliteit. Voor de berekening van de som TEQ voor dioxine wordt verwezen naar bijlage B van de Regeling Bodemkwaliteit. Voor het optellen van meetwaarden beneden de bepalingsgrens wordt verwezen naar bijlage G onderdeel IV van de Regeling bodemkwaliteit..

² De Interventiewaarde voor grond voor deze stoffen is gelijk of kleiner dan de bepalingsgrens (intralaboratorium reproduceerbaarheid). Indien de stof wordt aangetoond moeten de risico’s nader worden onderzocht. Bij het aantreffen van vinylchloride of 1,1-dichlooretheen in grond moet tevens het grondwater worden onderzocht.

³ Gewogen norm (concentratie serpentijn asbest + 10 x concentratie amfibool asbest)

⁴ De 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 te worden bepaald. Met deze somparameter is om praktische redenen volstaan. Nadere toxicologische en chemische differentiatie wordt bestudeerd.

⁵ Voor grondwater zijn effecten van PAK’s, chloorbenzenen en chloorfenolen indirect, als fractie van de individuele interventiewaarde, optelbaar (dat wil zeggen 0,5 x interventiewaarde stof A heeft evenveel effect als 0,5 x interventiewaarde stof B). Dit betekent dat een somformule gebruikt moet worden om te beoordelen of van overschrijding van de interventiewaarde sprake is. Er is sprake van overschrijding van de interventiewaarde voor de som van een groep stoffen indien Σ(Ci/Ii) >1, waarbij Ci = gemeten concentratie van een stof uit een betreffende groep en Ii = interventiewaarde voor de betreffende stof uit de betreffende groep.

⁶ Voor grondwater is er een indicatief niveau voor ernstige verontreiniging

⁷ De Streefwaarden grondwater voor een aantal stoffen zijn lager dan de vereiste rapportagegrens in AS3000. Voor het beoordelen van meetwaarden beneden de bepalingsgrens, wordt verwezen naar bijlage G onderdeel IV van de Regeling bodemkwaliteit.

⁸ De norm voor barium is tijdelijk ingetrokken. Gebleken is dat de interventiewaarde voor barium lager was dan het gehalte dat van nature in de bodem voorkomt. Indien er sprake is van verhoogde bariumgehalten ten opzichte van de natuurlijke achtergrond als gevolg van een antropogene bron, kan dit gehalte worden beoordeeld op basis van de voormalige interventiewaarde voor barium van 920 mg/kg d.s. Deze voormalige interventiewaarde is op dezelfde manier onderbouwd als de interventiewaarden voor de meeste andere metalen en is voor barium inclusief een natuurlijk achtergrondgehalte van 190 mg/kg d.s.

⁹ Voor het omgaan met meetwaarden met meetwaarden beneden de bepalingsgrens van het laboratorium wordt verwezen naar bijlage G onderdeel IV van de Regeling bodemkwaliteit.

Voor de stoffen in tabel 2 zijn indicatieve niveaus voor ernstige verontreiniging opgenomen. Het betreffen stoffen van de tweede, derde en vierde tranche afleiding interventiewaarden. Op basis van twee redenen is een indicatief niveau voor ernstige verontreiniging aangegeven en geen interventiewaarde:

• 1. er zijn geen gestandaardiseerde meet- en analysevoorschriften beschikbaar of binnenkort te verwachten;

• 2. de ecotoxicologische onderbouwing van de interventiewaarde is niet aanwezig of minimaal en in het laatste geval lijkt het erop dat de ecotoxicologische effecten kritischer zijn dan de humaantoxicologische effecten.De ecotoxicologische onderbouwing dient te voldoen aan de volgende criteria:

  • a. er dienen minimaal 4 toxiciteitsgegevens beschikbaar te zijn voor minimaal twee taxonomische groepen;

  • b. voor metalen dienen alle gegevens betrekking te hebben op het compartiment bodem;

  • c. voor organische stoffen mogen maximaal twee gegevens via evenwichtspartitie uit gegevens voor het compartiment water zijn afgeleid;

  • d. er dienen minimaal twee gegevens voor individuele soorten beschikbaar te zijn.

  Indien aan een of meerdere van deze criteria niet is voldaan en indien ecotoxicologische effecten kritischer zijn dan humaantoxicologische effecten, wordt volstaan met het vaststellen van een indicatief niveau voor ernstige verontreiniging.

De indicatieve niveaus hebben een grotere mate van onzekerheid dan de interventiewaarden. De status van de indicatieve niveaus is daarom niet gelijk aan de status van de interventiewaarde. Over- of onderschrijding van de indicatieve niveaus heeft derhalve niet direct consequenties voor wat betreft het nemen van een beslissing over de ernst van de verontreiniging door het bevoegd gezag. Het bevoegd gezag dient daarom naast de indicatieve niveaus ook andere overwegingen te betrekken bij de beslissing of er sprake is van ernstige verontreiniging. Hierbij kan gedacht worden aan:

• • nagaan of er op basis van andere stoffen sprake is van ernstige verontreiniging en spoed tot saneren. Op verontreinigde locaties komen vaak meerdere stoffen tegelijk voor. Indien voor andere stoffen wel interventiewaarden zijn vastgesteld kan op basis van deze stoffen nagegaan worden of er sprake is van ernstige verontreiniging en spoed tot saneren. In zo’n geval is een risicoschatting voor de stoffen waarvoor slechts een indicatief niveau is aangegeven minder relevant. Indien op basis van andere stoffen geen sprake blijkt te zijn van ernstige verontreiniging en spoed tot saneren, is een risicoschatting voor de stoffen waarvoor slechts een indicatief niveau is aangegeven wel belangrijk;

• • een ad hoc bepaling van de actuele risico’s. Bij de bepaling van actuele risico’s ten behoeve van het vaststellen van de spoed tot saneren spelen naast toxicologische criteria ook andere locatiegebonden factoren een rol. Het gaat hierbij bijvoorbeeld om de blootstellingsmogelijkheden, het gebruik van de locatie of de oppervlaktes van de verontreiniging. Dergelijke factoren kunnen vaak goed bepaald worden waardoor het ondanks de onzekerheid met betrekking tot de indicatieve niveaus toch mogelijk is een redelijke schatting van de actuele risico’s uit te voeren. Het verdient aanbeveling hierbij gebruik te maken van bio-assays, omdat hiermee niet alleen de onzekerheden in de ecotoxicologische onderbouwing maar ook de onzekerheden ten gevolge van het gestandaardiseerde meet- en analysevoorschriften ontweken worden.

• • aanvullend onderzoek naar de risico’s van de stof. Er kunnen aanvullende toxiciteitsexperimenten uitgevoerd worden om een betere schatting van de risico’s van de stof te kunnen maken.

De INEV’s zijn niet geëvalueerd en blijven gelijk aan de INEV’s zoals opgenomen in de Circulaire streefwaarden en interventiewaarden bodemsanering (2000). Enkele voormalige interventiewaarden zijn omgezet in INEV’s. Dit wordt toegelicht in het NOBO-rapport: VROM, 2008: NOBO: Normstelling en bodemkwaliteitsbeoordeling. Onderbouwing en beleidsmatige keuzes voor de bodemnormen in 2005, 2006 en 2007. Alleen voor MTBE is het INEV voor grondwater aangepast naar de waarde die is genoemd in de Circulaire zorgplicht Wbb bij MTBE- en ETBE-verontreinigingen (Staatscourant 18 december 2008, nr. 2139).

¹ Voor de samenstelling van de somparameters wordt verwezen naar bijlage N van de Regeling bodemkwaliteit Voor het omgaan met meetwaarden beneden de bepalingsgrens wordt verwezen naar bijlage G onderdeel IV van de Regeling bodemkwaliteit.

² Onder dihydroxybenzenen (som) wordt verstaan: de som van catechol, resorcinol en hydrochinon.

³ De Streefwaarden grondwater voor een aantal stoffen zijn lager dan de vereiste rapportagegrens in AS3000. Voor het beoordelen van meetwaarden beneden de bepalingsgrens, wordt verwezen naar bijlage G onderdeel IV van de Regeling bodemkwaliteit.

⁴ Voor grond is er een interventiewaarde.

⁵Voor het beoordelen van meetwaarden beneden de bepalingsgrens, wordt verwezen naar bijlage G onderdeel IV van de Regeling bodemkwaliteit.

De interventiewaarden voor grond in de tabellen 1 en 2 zijn bodemtype-afhankelijk en gebaseerd op een standaardbodem met een lutum percentage van 25% en een organische stof percentage van 10%. Bij de beoordeling van de kwaliteit van de bodem worden de gemeten gehalten middels een bodemtypecorrectie omgerekend naar standaardbodem. De wijze van omrekening is beschreven in bijlage G onderdeel III van de Regeling bodemkwaliteit.

Meetvoorschriften

De te hanteren analysemethoden zijn opgenomen in Bijlage L van de Regeling bodemkwaliteit..

In deze bijlage is de werkwijze van het saneringscriterium beschreven, waarmee kan worden bepaald of sprake is van onaanvaardbare risico’s van bodemverontreiniging voor de mens, voor het 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, dat beschikbaar is via www.sanscrit.nl. De wijzigingen in de onderhavige circulaire zijn ook in de in Sanscrit gehanteerde modelberekeningen doorgevoerd.

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;

• • 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 (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, voor het ecosysteem en van verspreiding afzonderlijk besproken.

Stap 1: Vaststellen geval van ernstige verontreiniging

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 situaties. Gevoelige situaties zijn die situaties waarin bij gehalten onder de interventiewaarden toch het beoordelingscriterium voor onaanvaardbare humane risico’s wordt overschreden bij een berekening met het blootstellingsmodel CSOIL in Sanscrit (zie paragraaf 4.2 voor meer toelichting). Bekende mogelijk gevoelige situaties zijn:

• • moestuin/volkstuin;

• • plaatsen waar vluchtige verbindingen in het freatische grondwater onder bebouwing aanwezig zijn in combinatie met hoge grondwaterstanden en/of in de onverzadigde bodem;

• • plaatsen waar sprake is van gewasconsumptie en waar een verontreiniging met PCB’s in de contactzone aanwezig is..

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.

Stap 2: Standaard risicobeoordeling

De tweede stap is een generieke modelberekening met 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, voor het ecosysteem en van verspreiding van de verontreiniging. Daar de modelberekeningen generiek zijn, zijn de modelparameters aan de veilige kant gekozen.

Stap 3: Locatiespecifieke risicobeoordeling

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. Daarnaast is het mogelijk om specifieke blootstellingsroutes aan of uit te schakelen. 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, voor het ecosysteem en van verspreiding van verontreiniging.

Met behulp van het ‘protocol asbest’ worden de ernst en spoed bepaald in geval van met asbestverontreinigde landbodems.

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). Met als doel de spoed te bepalen wordt de locatie ingedeeld in de categorie ‘géén onaanvaardbare risico’s’ of ‘onaanvaardbare risico’s’.

De locatie valt in de categorie ‘géén onaanvaardbare risico’s’ indien er aan de volgende voorwaarden wordt voldaan:

• • er is geen grote kans op vezelemissie, omdat het onder de locatiespecifieke omstandigheden hoogst onwaarschijnlijk is om met de asbest uit de bodem in contact te komen;

• • contact met asbest uit de bodem onder de locatiespecifieke omstandigheden weliswaar niet kan worden uitgesloten, maar op basis van ervaringsgegevens blijkt dat in dergelijke situaties vrijwel nooit gehalten aan asbest in de lucht zullen voorkomen die leiden tot onaanvaardbare risico’s;

• • de concentratie aan respirabele vezels is niet hoger dan 10 mg/kg d.s. (gewogen) en de concentratie asbestvezels in huisstof niet hoger is dan 30 vezels/cm².

In dat geval is er geen sprake van spoed, maar moet wel een beperkingenregistratie plaatsvinden. Het bevoegd gezag kan naast registratie aanvullend beheer- en/of monitoringmaatregelen voorschrijven. De inhoud van de beheer- en/of monitoringsmaatregelen wordt door het bevoegd gezag bepaald. Als de inrichting of het gebruik van de locatie verandert, dienen de locatiespecifieke risico’s opnieuw te worden beoordeeld.

Indien aan deze voorwaarden niet wordt voldaan valt de locatie in de categorie ‘onaanvaardbare risico’s’.en is er sprake van spoed. Er dienen dan spoedig saneringsmaatregelen te worden getroffen op dat deel van de locatie waar sprake is van onaanvaardbare risico’s ten gevolge van de aanwezigheid van de bodemverontreiniging met asbest. Met ‘spoedig’ wordt in dit kader bedoeld dat de sanering binnen 4 jaar na het afgeven van de beschikking ernst en spoed moet aanvangen.

De consequenties van de risicobeoordeling conform het onderhavige "protocol asbest" worden door het bevoegd gezag vastgelegd in een beschikking ‘ernst en spoed’. In paragraaf 3.5. van de Circulaire bodemsanering 2009, zijn aandachtspunten voor de inhoud van een dergelijke beschikking opgenomen.

De aard van de verontreinigingen bepaalt in samenhang met de aanwezige bodemopbouw en -samenstelling of er sprake is van een mobiele dan wel immobiele verontreinigingssituatie (kortweg aangeduid met mobiele en immobiele verontreiniging). Voor de aanpak van de immobiele verontreinigingen waren in de Regeling locatiespecifieke omstandigheden regels en bepalingen opgenomen die in deze circulaire inhoudelijk ongewijzigd zijn overgenomen. In tekstuele zin is de inhoud van de Regeling in het onderstaande in geringe mate aangepast.

De aard van de verontreinigingen bepaalt in samenhang met de aanwezige bodemopbouw en -samenstelling of er sprake is van een mobiele dan wel immobiele verontreinigingssituatie (kortweg aangeduid met mobiele en immobiele verontreiniging). Voor de aanpak van de mobiele verontreinigingen zijn in de Wbb verschillende mogelijkheden geboden om tot een zo optimaal mogelijke uitvoering van de sanering te komen. In deze bijlage wordt een toelichting gegeven op het te realiseren saneringsresultaat.

Bij mobiele verontreinigingen kan in het algemeen niet worden uitgegaan van een generieke saneringsdoelstelling op gevalsniveau en daarmee zal elke situatie tot een andere voorkeursvariant kunnen leiden. In het keuzeproces gaat het om het vinden van een goed evenwicht tussen de te realiseren baten van de sanering en de lasten die hieraan verbonden zijn. Baten en lasten kunnen op verschillende abstractieniveaus worden gedefinieerd, maar in beginsel gaat het om de met de sanering te realiseren milieuwinst, ruimtelijke winst en lange termijn risicoreductie, versus de hiervoor benodigde kosten en korte termijn beperkingen, hinder en overlast als gevolg van de realisatie van de oplossing. In het keuzeproces is de uitgangssituatie van de verontreiniging zeer sterk bepalend voor de uitkomst. Het gaat daarbij dan om de aard, intensiteit en omvang van een verontreiniging, maar ook om de situering ervan in zijn omgeving, zoals de aanwezige bodemkundige en hydrologische situatie en ligging ten opzichte van kwetsbare objecten. Ook de voorgenomen ruimtelijke ontwikkelingen zullen daarbij een zeer belangrijke rol spelen.

Vaak is de richting voor een voorkeursvariant op basis van een globale beschouwing van de verschillende factoren en kenmerken al op voorhand aan te geven. Bij de motivatie en onderbouwing van de betreffende variant kunnen ze dan ook als zodanig worden vermeld. Alleen in complexe situaties kan het voor de saneerder van meerwaarde zijn om een bredere afweging te maken en om daarbij meerdere varianten in beschouwing te nemen.

Voor verontreinigingen van relatief beperkte omvang en waarbij sprake is van ontwikkelingen op de locatie of in het gebied wegen de baten van een vergaande verwijdering van de verontreinigingen al snel op tegen de lasten. Voor omvangrijke grondwaterverontreinigingen zullen de verhoudingen tussen baten en lasten echter heel anders kunnen liggen. Dit is mede afhankelijk van de (toekomstige) gebruikswaarde van de ondergrond en het daarin aanwezige grondwater. Als er ontwikkelingspotenties aanwezig zijn voor de ondergrond en/of te beschermen kwetsbare objecten/gebieden, dan kan dit worden bijgeschreven aan de batenkant bij de afweging. Zijn de potenties en/of kwetsbare objecten er niet, dan zullen de baten al snel in het nadeel zijn van de lasten die aan een sanering van het grondwater zijn verbonden.

Uit de brede scala aan mogelijkheden voor varianten en daarmee te realiseren resultaten wordt richtinggevend uitgegaan van een vierdeling voor het totale resultaatsgebied en de verplichtingen, die daar naar het oordeel van het bevoegde gezag Wbb aan kunnen worden verbonden:

• • Volledige verwijdering al dan niet met kleine restverontreiniging: met name voor kleinschalige en eenvoudige verontreinigingen met of zonder ruimtelijke ontwikkelingen lijkt het logisch om op basis van kosten-baten verhoudingen in te zetten op de aanpak van bronzone en pluim in één keer en om te streven naar een saneringsresultaat met geen of beperkte restverontreiniging. Dit zal tot voordeel strekken voor zowel de saneerder als het bevoegde gezag omdat direct na de sanering direct na de uitvoering kan afgesloten op basis van het evaluatieverslag en er geen beperkingen of verplichtingen meer gelden voor de toekomst;

  1

• • Beperkte restverontreinigingen in het grondwater: in de praktijk zal dit het resultaat kunnen zijn van een gefaseerde sanering van een omvangrijke verontreiniging, waarbij in de eerste actieve saneringsfase de bronzone wordt gesaneerd en de locatie geschikt wordt gemaakt voor de functie en afhankelijk van het resultaat daarvan mogelijk nog wordt gevolgd door een passieve tweede fase. Met beperkte restverontreiniging wordt bedoeld een restverontreiniging kleiner dan 1000 m³ in gehalten bij voorkeur kleiner dan de interventiewaarde voor het grondwater. Met een dergelijke omvang zal er naar verwachting nauwelijks sprake zijn van verspreiding. Bij dit saneringsresultaat is dan na afloop van de sanering geen monitoring noodzakelijk. Indien de gemiddelde gehalten van deze beperkte restverontreiniging hoger zijn dan de interventiewaarde en een aanwezigheid van kwetsbare objecten in de omgeving kan door het bevoegde gezag, afhankelijk van de situatie worden besloten tot een beperkte monitoringverplichting. In deze situatie is de monitoring derhalve optioneel. Doel van de eventuele monitoring is dan het verkrijgen van een bevestiging dat inderdaad geen sprake (meer) is van verspreiding richting kwetsbare object;

• • Grote restverontreinigingen in het grondwater: dit zou het resultaat kunnen zijn van saneringen van grootschalige grondwaterverontreinigingen waarbij, na een actieve eerste fase sanering bij aanwezigheid van een bronzone, geen sprake meer is van eventuele toelevering van verontreinigingen richting de pluim en waarbij via extensieve in situ sanering en/of natural attenuation op termijn sprake is van een kwaliteitsverbetering van de pluim. Voor deze situaties is het al dan niet aanwezig zijn van kwetsbare objecten in het (potentiële) beïnvloedingsgebied van de verontreinigingspluim van belang. Indien kwetsbare objecten niet aanwezig zijn en de gebruiksfuncties van het (diepere) grondwater beperkt, kan het op basis van kosteneffectiviteit gerechtvaardigd zijn om primair in te zetten op de aanpak van bronzone. Bij het verlenen van instemming met deze aanpak zal duidelijk moeten zijn, dat sprake is van een stabiele milieuhygiënisch acceptabele eindsituatie, zoals bedoeld in paragraaf 4.1.3 van deze Circulaire al dan niet in combinatie met natural attenuation. Een zekere verspreiding kan in de gegeven situatie op basis van een afweging van lasten en baten acceptabel zijn. Op voorhand worden hier geen grenzen aan gesteld, noch aan de duur ervan. Afhankelijk van de situatie, én of het bij de verspreiding gaat om verontreinigingen in gehalten boven of onder de interventiewaarde, kan door het bevoegde gezag tot monitoring na sanering worden besloten en/of tot grondwaterbeheersing. De monitoring is optioneel voor situaties waarbij geen sprake is van kwetsbare objecten. Indien wel sprake is van in de nabijheid gelegen kwetsbare objecten kan het worden aangemerkt als een verplichting. Het doel van de (eventuele) monitoring is dan het verkrijgen van een bevestiging dat de risico’s van de verspreiding in voldoende mate zijn weggenomen. Indien deze risico’s met de sanering niet in voldoende mate zijn weggenomen en er kwetsbare objecten in het potentiële verspreidingsgebied aanwezig zijn, kan het bevoegde gezag (al dan niet via een terugvalscenario) tot grondwaterbeheersing besluiten tot het moment waarop uit de voorgeschreven monitoring blijkt, dat er geen sprake meer is van verspreiding richting kwetsbare objecten;

• • Nog verspreidende restverontreinigingen in het grondwater: in bijzondere situaties kan een saneringsresultaat waarbij nog sprake is van verspreiding van restverontreinigingen acceptabel zijn. Dit kan het geval zijn als de kosten van sanering extreem hoog zijn en niet in verhouding staan tot de daarmee te behalen milieuhygiënische en ruimtelijke winst, bijvoorbeeld door afwezigheid van gebruikspotenties van het grondwater en de afwezigheid van ruimtelijke dynamiek. Saneringsvarianten die leiden tot dit saneringsresultaat zijn op voorhand uitgesloten bij aanwezigheid van kwetsbare objecten in de omgeving.

  Na afloop van de sanering zal monitoring noodzakelijk zijn ter vaststelling van de mate van verspreiding van de nog aanwezige restverontreiniging. Ook kan het bevoegde gezag aanvullende beheersmaatregelen opleggen als de situatie erom vraagt, bijvoorbeeld ter bescherming van potentiële gebruiksfuncties voor de toekomst. Deze eventuele beheersmaatregelen zouden ook als terugvalscenario kunnen gelden voor situaties waarbij uit de monitoring tijdens de sanering blijkt, dat de aanwezige verspreiding afwijkt van de prognoses en door het bevoegde gezag als onacceptabel wordt beoordeeld in de gegeven situatie.

In onderstaand overzicht staan de genoemde resultaatsgebieden samenvattend weergegeven.

Tabel: Resultaatsgebieden en verplichtingen

*) een saneringsoplossing waarbij verontreinigingen in de pluim zich na sanering nog kunnen verspreiden wordt niet toegestaan indien zich kwetsbare objecten in de omgeving bevinden.

Een bijzondere oplossingsrichting is die, waarbij ook na de sanering van de bronzone beheersmaatregelen in de pluim noodzakelijk blijven, of waarbij het als gevolg van de omvang en complexiteit van de verontreinigingen noodzakelijk is om deze volledig te isoleren en blijvend te beheersen en te controleren. Deze situatie komt in de praktijk nauwelijks nog voor als ‘te saneren geval’, maar er zijn in het verleden wel divers gevallen op deze wijze aangepakt en voorzien van een verplichting tot eeuwigdurende nazorg.

Bij een gescheiden aanpak van bronzone en pluimgebied is een weloverwogen keuze voor de definiëring en afbakening van de bronzone van groot belang. Bij een gefaseerde sanering ligt het belang bij het zo doelmatig mogelijk uitvoeren van de sanering, bij een gebiedsgerichte sanering bij het maken van (financiële) afspraken met de gebiedsbeheerder (zie paragraaf 3). Doelstelling van de sanering van de bronzone kan onder meer zijn, dat geen toelevering van stoffen naar de grondwaterpluim meer mag plaatsvinden na sanering. In dat verband kan het van belang zijn de bronzone voldoende robuust te definiëren. Een hulpmiddel hierbij is een op de aanwezige situatie toegespitst conceptueel model met betrekking tot de verspreiding.

Een eventuele verplichting tot (tijdelijke) monitoring na de sanering dient locatiespecifiek te worden bepaald. In het voorgaande is een indicatie gegeven van de mogelijke noodzaak hiertoe en de doelstelling ervan. Het is echter een verantwoordelijkheid van het bevoegde gezag Wbb.

Ook voor eventuele nazorg geldt, dat de verplichting daartoe door het bevoegde gezag wordt bepaald. De informatie in voorgaande tabel en de gegeven toelichting is in dit opzicht richtinggevend. Voor saneringen volgens het IBC-principe zal altijd sprake zijn van actieve nazorg. Beheersen en controleren vormen vaste onderdelen van dit type saneringen.

De gebiedsaanpak beoogt een belangrijke stimulans te vormen om grondwaterverontreiniging aan te pakken en tot (deel)sanering van bronzones te komen en (her)ontwikkeling van het gebied waarbinnen deze locaties liggen. Hoewel de gebiedsaanpak primair gericht is op het diepere grondwater, komt er ook een verplichting uit voort tot het saneren van de bronzones. In deze zin is er van een brede doelstelling sprake.

Voor de bronzone geldt dat een goede definiëring en afbakening van belang is, omdat de verantwoordelijkheid voor de sanering hiervan in beginsel blijft liggen bij de saneringsplichtige. Het is een verplichting voortvloeiend uit het mogen participeren in de gebiedsaanpak. De doelstelling van de sanering van de bronzone is, naast het geschikt maken van de bovengrond voor de voorgenomen functie, het voorkomen of uitsluiten van nalevering van stoffen hieruit richting het pluimgebied. Om dit te bewerkstelligen dient de bronzone voldoende robuust te worden gedefinieerd. Voorkomen moet worden dat na de sanering ervan de pluim nog wordt gevoed met stoffen uit de in de onderzoeksfase gedefinieerde bronzone. Voor de afbakening geldt hetzelfde als in het voorgaande genoemd bij de gescheiden aanpak van bronzone en deelsanering.

In concrete termen van grondwaterkwaliteit is bij de gebiedsaanpak essentieel, dat de risico’s van verspreiding van de verontreiniging buiten het beheersgebied zo veel mogelijk wordt voorkomen of kan worden uitgesloten. Op basis van monitoring zal bepaald worden of en zo ja wanneer er zal worden ingegrepen. De aanvaarding van een zekere mate van verspreiding van verontreinigingen binnen het gebied mag er niet toe leiden dat buiten het gebied onaanvaardbare risico’s ontstaan.

Binnen het gebied staat de bescherming van bepaalde functies van, op en in de bodem centraal. De te bereiken kwaliteit van het grondwater dient daarop te zijn afgestemd. Zolang daaraan is voldaan, bestaat in principe geen noodzaak tot het treffen van (verdergaande) saneringsmaatregelen. Dat laat onverlet dat het bevoegd gezag wel kan kiezen voor een verdergaande doelstelling. Vaak zal tevens worden beoogd om op termijn een verbetering van de grondwaterkwaliteit binnen het gebied te bereiken. Hiertoe zal de sanering van bronzones een bijdrage leveren als ook de optredende ‘natural attenuation’ en eventueel de in het kader van de ontwikkeling te realiseren voorzieningen (tijdelijke grondwateronttrekkingen, permanente onttrekkingen bijvoorbeeld in het kader van WKO-installaties, koelsystemen, e.d.) en waar nodig in situ saneringstechnieken.

Met deze maatregelen, gericht op het tegengaan van inbreng van nieuwe verontreinigingen in het grondwater en trendomkering, zal de gebiedsaanpak ook bijdragen aan de realisatie van de doelstellingen van de KRW en in bijzonder die van de Grondwaterrichtlijn.

Een toelichting op relevante artikelen van de Wbb staat in de daarbij behorende Memorie van Toelichting. Daarnaast staat in de ‘Handreiking gebiedsgericht grondwaterbeheer’ informatie over de betekenis ervan voor de praktijk.

In het afwegingsproces om tot de meest gewenste saneringsoplossing te komen, zijn de volgende stappen te onderscheiden:

• 1. vaststellen of sprake is van een mobiele of immobiele verontreiniging;

• 2. keuze voor de gewenste of mogelijke saneringsaanpak;

• 3. keuze voor de meest doelmatige saneringsstrategie;

• 4. keuze en motivering saneringsvariant en te realiseren saneringsresultaat

stap 1:

Of sprake is van een mobiele verontreiniging volgt uit de in par. 4.3.2 gegeven definitie hiervoor en het uitgevoerde nader bodemonderzoek;

stap 2:

De keuze voor de gewenste saneringsaanpak volgt uit de situering van de aanwezige verontreiniging ten opzichte van eventueel aanwezige andere verontreinigingen en hieraan gestelde voorwaarden in paragraaf 4.4.1;

stap 3:

De keuze voor de meest doelmatige saneringsstrategie is afhankelijk van saneringsaanpak

Bij een gevalsaanpak is de keuze voor een strategie sterk afhankelijk van de omvang en complexiteit van de verontreiniging. Voor gevallen van beperkte omvang heeft het saneren in één keer om redenen van zowel doelmatigheid als kosten in het algemeen de voorkeur. Voor omvangrijke verontreinigingen is een keuze in die richting minder logisch. Een gefaseerde sanering sluit dan beter aan bij de gegeven problematiek.

Bij een gefaseerde sanering wordt de saneringsdoelstelling voor het hele geval geformuleerd en worden de verschillende saneringsfasen op hoofdlijnen uitgewerkt in één saneringsplan. Een gefaseerde sanering maakt het in principe mogelijk om de sanering van de bronzone in tijd te scheiden van die van de verontreinigingspluim zonder de doelstelling voor de pluim uit het oog te verliezen. Voor deze strategie kan worden gekozen in situaties waarbij het duidelijk is, dat ook maatregelen voor de pluim nodig zijn om verdere verspreiding te voorkomen of te beperken en beheersbaar te maken, bijvoorbeeld vanuit de noodzaak om kwetsbare objecten te beschermen.

Bij een clusteraanpak ligt het ook voor de hand te kiezen voor de strategie van gefaseerde sanering. Binnen de gefaseerde sanering is het voor de bronzone mogelijk om verder te differentiëren naar deelsaneringen, bijvoorbeeld in situaties waarbij de bron van verontreinigingen door aanwezige boven- of ondergrondse infrastructuur (nog) niet kunnen worden aangepakt.

Bij een gebiedsaanpak is de strategie voor de saneringsplichtige in beginsel alleen gericht op een deelsanering, omdat de pluim wordt losgekoppeld en binnen een andere strategie (die van de gebiedsbeheerder) wordt uitgevoerd. De aanpak van de bronzone wordt als één of meerdere deelsaneringen uitgevoerd. Van meerdere deelsaneringen kan bijvoorbeeld worden uitgegaan, indien binnen de bronzone gebiedsdelen aanwezig zijn die op het moment van saneren niet bereikbaar zijn voor de in te zetten technieken.

Stap 4:

De keuze voor de meest optimale saneringsvariant verschilt bij de gevals- en clusteraanpak van die voor de gebiedsaanpak

Voor de gevals- en clusteraanpak wordt in het eindrapport van het project ‘doorstart A-5’12 een beschrijving gegeven van het afwegingsproces met in het praktijkdocument ROSA (Robuust Saneringsvarianten Afwegen)13 praktische hulpmiddelen om te komen tot een voorkeursvariant voor mobiele verontreinigingen. Deze documenten zijn met name aan te merken als instrumenten ter facilitering van de saneerder.

Bij het motiveren van de voorkeursvariant wordt uitgegaan van de geldende wettelijke saneringsdoelstelling en daaruit voortvloeiende eisen. De focus ligt daarbij op het behoud en/of herstel van de functionele kwaliteit van de bodem (met o.a. het voorkomen van bedreiging van kwetsbare objecten) en op het beheersbaar maken van de aanwezige verontreiniging. Sanering van mobiele verontreinigingen mag maximaal 30 jaar duren als de gekozen variant dit noodzakelijk maakt. Bij het motiveren en onderbouwen van de voorkeursvariant dient in aanmerking te worden genomen, dat een sanering die binnen een beperkt aantal jaren kan worden afgerond in dit opzicht de voorkeur verdient, omdat langdurige saneringen vragen om langdurige controle en rapportage en de uitkomst toch vaak onzeker is.

Voor de gebiedsaanpak van grootschalige grondwaterverontreinigingen in omstandigheden waarbij gebiedsgericht grondwaterbeheer is ingesteld gelden bijzondere regels. Bij de gebiedsaanpak gaat het niet langer om de traditionele manier van saneren, maar om het beheersen van de verontreiniging. Risicobeheersing is hierbij een kernbegrip. Dat houdt in dat verspreiding van de verontreiniging buiten het beheergebied aan strikte beperkingen is onderworpen. Binnen het gebied dienen de daartoe aangegeven (beoogde) functies in afdoende mate te worden beschermd en werkt de tijd in op de verontreinigende stoffen via ‘natural attenuation’, eventueel gestimuleerd met in situ saneringsmethoden. Bij de gebiedsaanpak zijn de individuele gevallen van verontreiniging niet langer het vertrekpunt. Vertrekpunt is nu het grondwater in het betreffende gebied. De gebiedsaanpak richt zich op het beheer van het gehele grondwaterpakket binnen het gebied, met alle bekende en (nog) onbekende verontreinigingen.

Het gevolg hiervan is dat de afbakening van individuele gevallen van verontreiniging in het grondwater niet langer noodzakelijk is, dat gewerkt kan worden met technisch goed uitvoerbare maatregelen en dat de kosten van de aanpak aanzienlijk zullen dalen ten opzichte van een traditionele aanpak.

Ook is minder (kostbaar) onderzoek nodig, terwijl de effectiviteit van de maatregelen als hoog kan worden beoordeeld. Een maatschappelijk gewenste ruimtelijke ontwikkeling met gebruik van de ondergrond wordt niet langer belemmerd, maar juist gefaciliteerd. Er ontstaat dus een doelmatige aanpak.

De gebiedsaanpak is niet rechtstreeks gericht op het saneren van de bronzones, maar beoogt wel degelijk om de aanpak ervan te bevorderen. Zo zullen bijvoorbeeld met een saneerder, die wil participeren in de gebiedsaanpak, afspraken worden gemaakt over de sanering van zijn bronzone. Het belang van sanering daarvan is evident. Samen met de genoemde natural attenuation zal de sanering van bronzones kunnen leiden tot de gewenste trendomkering van de grondwaterkwaliteit in het beheersgebied. Doelstelling van de sanering van de bronzone is, naast het geschikt maken van de bodem voor het voorgenomen gebruik en/of de aanwezige gebruiksfunctie, het zoveel mogelijk verwijderen van de mobiele verontreinigingen. Uitgangspunt hierbij is het voorkomen, dat relevante toelevering van verontreinigende stoffen richting het grondwater van het beheersgebied zal plaatsvinden.

In dit licht bezien is een goede afbakening van de bronzone van groot belang. Bij een gebiedsaanpak zal hier bij het uit te voeren onderzoek bijzondere aandacht aan moeten worden besteed.

Genormeerde stoffen

In deze circulaire staan voor veel stoffen interventiewaarden of indicatieve niveaus voor ernstige verontreiniging (INEV’s) voor grond en grondwater en streefwaarden voor grondwater vermeld. In de Regeling bodemkwaliteit zijn voor (ongeveer) dezelfde stoffen achtergrondwaarden voor grond opgenomen. Dit zijn, als het gaat om bodem- en grondwaterkwaliteit, de genormeerde stoffen.

Niet-genormeerde stoffen

Hiernaast zijn er stoffen die slechts incidenteel als bodemverontreiniging worden aangetroffen, waarvoor deze circulaire en de genoemde regeling geen normen vermelden. Ook voor nutriënten (nitraat, fosfaat) of andere ‘macroparameters’ (chloride, ijzer) staan niet de genoemde normen in de Circulaire bodemsanering en de Regeling bodemkwaliteit. Dergelijke stoffen worden in deze richtlijn aangeduid als ‘niet-genormeerde stoffen’.

Ook bij het aantreffen van niet-genormeerde stoffen kan er sprake zijn van een geval van ernstige verontreiniging (art. 29 Wbb), dat al dan niet met spoed moet worden gesaneerd (art. 37 Wbb). Ook hierbij geldt dat het moet gaan om historische gevallen van bodemverontreiniging (sinds 1987 geldt ook voor niet-genormeerde stoffen de zorgplicht). Tevens kan er een beperking zijn op het hergebruik van grond of bagger waarin niet-genormeerde stoffen aanwezig zijn.

Bij het ontbreken van streefwaarden voor grondwater en/of achtergrondwaarden voor grond is niet duidelijk of er sprake is van bodemverontreiniging. Een beschikking ‘ernst en spoed’ kan als het gaat om niet-genormeerde stoffen niet worden onderbouwd met overschrijding van Interventiewaarden of INEV’s. Deze richtlijn geeft een handvat voor de wijze van handelen.

Afbakening toepassingsgebied van de richtlijn

Het gaat in deze richtlijn vooral om incidenteel voorkomende verontreinigende stoffen en in mindere mate om nutriënten of andere macroparameters. Voor nutriënten en andere macroparameters heeft de aanpak via andere wettelijke kaders (bijvoorbeeld mestregelgeving, regelgeving voor zeezand) de voorkeur boven een aanpak via de Wbb.

Voorliggende richtlijn heeft betrekking op het oordeel of er wel of geen sprake is van bodemverontreiniging, op de hergebruiksmogelijkheden van grond en bagger en op de beschikking ernst en spoed in het kader van de Wbb. In de Regeling Bbk is aangegeven dat voor niet-genormeerde stoffen de zorgplicht in acht moet worden genomen. Dit betekent dat iedereen die weet of redelijkerwijs kan vermoeden dat nadelige gevolgen kunnen optreden als gevolg van een toepassing van grond of bagger, maatregelen moet nemen om verontreiniging te voorkomen of zoveel mogelijk te beperken. Deze zorgplicht richt zich ook op eventuele effecten van nutriënten en andere macroparameters in de toe te passen grond en bagger.

Inhoud van de richtlijn

Deze richtlijn gaat eerst in op mogelijkheden als alternatief voor een achtergrondwaarde voor grond of een streefwaarde voor grondwater (paragraaf 2). Het ontbreken van een achtergrondwaarde voor grond of een streefwaarde voor grondwater betekent dat er geen duidelijke grens is, waarboven wordt gesproken van de aanwezigheid van bodemverontreiniging. Bovendien is de achtergrondwaarde voor grond geschikt als invulling voor de maximale waarde wonen en de maximale waarde industrie uit de Regeling bodemkwaliteit. Dit is in lijn met de beleidsmatige keuzes voor andere stoffen in de Regeling bodemkwaliteit, waarbij de genoemde maximale waarden niet konden worden gebaseerd op door het RIVM afgeleide landelijke referentiewaarden of een voormalige samenstellingswaarde voor niet schone grond (voor meer informatie: zie het NOBO-rapport14).

Vervolgens gaat deze richtlijn in op de beoordeling van de ernst en spoed van een geval van verontreiniging (paragraaf 3) en aanvullende mogelijkheden als alternatief voor de interventiewaarde en INEV’s (paragraaf 4).

Bij het ontbreken van een achtergrondwaarde voor grond zijn er de volgende mogelijkheden:

• • in het kader van het proces (Inter)nationale Normen Stoffen (INS) worden voor grond streefwaarden afgeleid. Deze streefwaarden voor grond zijn te vinden via www.rivm.nl/rvs. Deze streefwaarden zijn gebaseerd op een Verwaarloosbaar Risiconiveau en kunnen als grens voor de aanwezigheid van een geval van verontreiniging worden gehanteerd;

• • voor van nature voorkomende stoffen kan worden besloten de locale natuurlijke achtergrondconcentratie van de betreffende stof vast te stellen en deze als achtergrondwaarde voor grond te gebruiken. Overschrijding van deze achtergrondwaarde houdt in dat er sprake is van een geval van verontreiniging. Informatie over natuurlijke achtergrondconcentraties in grond van met name niet-genormeerde macroparameters, nutriënten en metalen is te vinden in de gegevens van het Landelijk Meetnet Bodemkwaliteit (via het dossier ‘meetnetten’ op www.rivm.nlen via www.dinoloket.nl). Voor het bepalen van de natuurlijke achtergrondconcentratie kan gebruik worden gemaakt van de Richtlijn bodemkwaliteitskaarten (VROM en V&W, 2007) of de te hanteren werkwijze kan met het bevoegd gezag worden afgestemd;

• • indien een stof niet van nature in de bodem aanwezig is en er is geen streefwaarde voor grond vanuit INS beschikbaar, dan kan de bepalingsgrens als achtergrondwaarde voor grond worden gebruikt. De bepalingsgrens is op te vragen bij de verschillende laboratoria en onderzoeksinstituten die de betreffende stof kunnen analyseren. Als de meetmethode voor de betreffende stof niet is gestandaardiseerd, kan de bepalingsgrens verschillen afhankelijk van de toegepaste methode en apparatuur. Indien de stof wordt aangetroffen in meer dan 25 m³ grond is er sprake van een geval van verontreiniging.

Voor ontbrekende streefwaarden voor grondwater kan de volgende aanpak worden gevolgd:

• • door INS worden ook streefwaarden voor grondwater afgeleid, die zijn te vinden via www.rivm.nl. Deze streefwaarden zijn gebaseerd op een Verwaarloosbaar Risiconiveau en kunnen als grens voor de aanwezigheid van een geval van verontreiniging worden gehanteerd;

• • voor stoffen die van nature in het grondwater voorkomen, wordt in principe de locale natuurlijke achtergrondconcentratie als streefwaarde gehanteerd. Er dient hierbij (net als in deze circulaire voor metalen) onderscheid te worden gemaakt tussen diep en ondiep grondwater. Informatie over natuurlijk achtergrondconcentraties in het grondwater van met name niet-genormeerde macroparameters, nutriënten en metalen is te vinden in de gegevens van het Landelijke Meetnet Grondwaterkwaliteit en van de Provinciale Meetnetten Grondwaterkwaliteit (via het dossier ‘meetnetten’ op www.rivm.nl, via www.dinoloket.nlen/of via de websites van de provincies). Indien deze bronnen geen geschikte informatie opleveren, kan worden besloten op basis van metingen in de omgeving het locale van nature aanwezige achtergrondgehalte vast te stellen;

• • voor stoffen die niet van nature in het grondwater voorkomen en waarvoor geen streefwaarde voor grondwater vanuit INS beschikbaar is, kan de bepalingsgrens als streefwaarde worden gebruikt. De bepalingsgrens is op te vragen bij de verschillende laboratoria en onderzoeksinstituten die de betreffende stof kunnen analyseren. Als de meetmethode voor de betreffende stof niet is gestandaardiseerd, kan de bepalingsgrens verschillen afhankelijk van de toegepaste methode/apparatuur. Indien de stof wordt aangetroffen in grondwater in meer dan 100 m³ poriënverzadigd bodemvolume is er sprake van een geval van verontreiniging.

Het hanteren van de bepalingsgrens als achtergrondwaarde voor grond of als streefwaarde voor grondwater heeft niet de voorkeur, omdat als uitgangspunt voor het stellen van normen in het milieubeleid een risicobenadering wordt toegepast. Voor niet-genormeerde stoffen ontbreekt echter een risico-analyse. De bepalingsgrens wordt derhalve gehanteerd omdat er geen beter alternatief beschikbaar is.

Indien de saneringsregeling Wbb van toepassing is, kan een geval van verontreiniging met een stof waarvoor geen interventiewaarde of INEV beschikbaar is, primair worden beoordeeld door onderstaande stappen te doorlopen:

• 1. Beoordeling op basis van andere aanwezige stoffen waarvoor wel een interventiewaarde of INEV bestaat. Veelal worden in een geval van verontreiniging meerdere stoffen aangetroffen, zodat de beslissing over de ernst van een geval van verontreiniging zelden op slechts één stof is gebaseerd. Daardoor hoeft de sanering van een locatie doorgaans niet te stagneren vanwege het ontbreken van interventiewaarden voor één of zelfs meerdere stoffen;

• 2. Beoordeling van risico’s op basis van voor andere gevallen van verontreiniging afgeleide ad hoc SRC’s-eco (SRC = Serious Risc Concentration), ad hoc SRC’s-humaan en ad hoc interventiewaarden voor grond en/of voor grondwater. Of dergelijke ad hoc waarden voor de betreffende niet-genormeerde stof beschikbaar zijn en of deze geschikt kunnen zijn voor de te beoordelen locatie is na te vragen bij het RIVM (via www.rivm.nl/rvsof de helpdesk van Sanscrit www.sanscrit.nl). Een toelichting op de genoemde begrippen, alsmede kanttekeningen bij het gebruik van de betreffende waarden, staan in de volgende paragraaf;

• 3. Beoordeling van risico’s met behulp van andere normen uit bijvoorbeeld het waterkwaliteitsbeheer, de meststoffenwetgeving of andere landbouwnormen (via www.wetten.overheid.nl).

Beoordeling uitsluitend op basis van fysisch-chemische verwantschap door gebruik te maken van een interventiewaarde voor een chemisch verwante stof is niet voldoende, omdat fysisch-chemische verwantschap van stoffen niet altijd gerelateerd is aan toxicologische verwantschap.

Op basis van gegevens uit bovenstaande procedure kan het bevoegd gezag mogelijk een besluit nemen over de ernst en spoed van een geval van verontreiniging of een eventueel saneringsplan.

Indien het bevoegd gezag van mening is dat zij haar besluit op basis van de beschikbare gegevens onvoldoende kan onderbouwen, kan het RIVM een ad hoc Interventiewaarde, een ad hoc SRC-eco en/of een ad hoc SRC-humaan afleiden. Contact hierover kan worden opgenomen via de helpdesk van Sanscrit (www.sanscrit.nl). De hier gebruikte termen worden hieronder toegelicht.

Ad hoc interventiewaarden en SRC’s

Het RIVM kan afhankelijk van de situatie een voorstel doen voor:

• • een ad hoc SRC-eco (ecotoxicologische Serious Risc Concentration). Dit is de concentratie van een verontreinigende stof in de grond, waarboven het ecotoxicologisch criterium waarop de interventiewaarden zijn gebaseerd wordt overschreden;

• • een ad hoc SRC-humaan (humaantoxicologische Serious Risc Concentration). Dit is de concentratie van een verontreinigende stof in de grond, waarboven het humaantoxicologisch criterium waarop de interventiewaarden zijn gebaseerd wordt overschreden;

• • beide bovengenoemde waarden. Indien beide waarden (kunnen) worden afgeleid, wordt de laagste van beide waarden aangemerkt als ad hoc interventiewaarde voor grond.

Voor grondwater wordt een ad hoc interventiewaarde afgeleid gelijk met het afleiden van de waarde voor grond, indien dat gewenst is. Dit gebeurt op dezelfde toxicologische basis van de risicobeoordeling, aangevuld met het gebruik van grondwater als drinkwater voor de mens, op basis van het door RIVM voorgestelde methode (zie RIVM-rapport 711701023 (februari 2001).

Mocht het bevoegd gezag van mening zijn, dat voor een te beoordelen specifiek geval van verontreiniging het wettelijk instrumentarium moet worden toegepast, dan kan zij de Inspectie verzoeken namens de Minister van I en M, op basis van de RIVM-voorstellen, een ad hoc SRC-eco en/of een ad hoc SRC-humaan vast te stellen en eventueel tevens een ad hoc interventiewaarde voor grond en voor grondwater.

Een ad hoc interventiewaarde kan niet zomaar als ‘wettelijke’ interventiewaarde worden gehanteerd, omdat de ad hoc interventiewaarde vaak is gebaseerd op veel minder volledige informatie en/of op onbetrouwbare informatie. Bovendien is voor het vaststellen van ad hoc interventiewaarden niet een breed adviestraject doorlopen, hetgeen voor ‘echte’ interventiewaarden wel gebeurt. Bij de via reguliere tranches afgeleide voorstellen voor interventiewaarden wordt meer moeite gedaan om statistisch onderbouwde inputparameters te verkrijgen en wordt op basis van een meer intensieve gevoeligheidsanalyse meer accent gelegd op verbetering van de meest relevante parameters. Dit heeft als consequentie dat een voorstel voor een interventiewaarde een andere concentratie van een stof in de bodem kan aangeven, dan de eerder voor de betreffende stof afgeleide ad hoc interventiewaarde.

Het RIVM heeft de afgelopen jaren reeds een aantal ad hoc SRC’s-eco, ad hoc SRC’s-humaan en ad hoc interventiewaarden afgeleid. De ad hoc interventiewaarden kunnen worden gebruikt als een eerste indicatie voor de risico’s van de aanwezigheid van een stof in de bodem. Indien beschikbaar kunnen deze worden opgevraagd bij het RIVM via de helpdesk van Sanscrit (www.sanscrit.nl) Ze hebben geen wettelijke status voor andere gevallen van verontreiniging.

Aanvullende beoordeling onaanvaardbare risico’s

Ten behoeve van de beoordeling van de spoed om te saneren kan worden besloten bepaalde mogelijke relevante risico’s specifiek in beschouwing te nemen.

Voor de beoordeling van onaanvaardbare risico’s voor de mens kan gebruik worden gemaakt van onderdelen van het formularium van het humane blootstellingsmodel CSOIL (bijvoorbeeld een berekening van de blootstelling via ingestie van grond). CSOIL is beschreven in RIVM-rapport 711701054 (RIVM, 2007). De module binnen CSOIL om de blootstelling als gevolg van uitdamping van vluchtige verontreinigingen uit de bodem naar de binnenlucht te beoordelen zal het RIVM aanvullen voor woningen zonder kruipruimte en woningen met een kelder op basis van het RIVM-rapport 711701049 (RIVM, 2008). Hiervoor bestond het programma VOLASOIL.

Voor de beoordeling van onaanvaardbare ecologische risico’s kan gebruik worden gemaakt van een TRIADE, omdat hiermee wordt gekeken naar daadwerkelijke ecologische effecten met behulp van bioassays en veldinventarisaties (zie voor verdere toelichting paragraaf 5.3 in bijlage 2 van deze circulaire).

Wet bodembescherming

Waterwet

Wet inrichting landelijk gebied (investeringsbudget)

Besluit overige niet-meldingplichtige gevallen bodemsanering

Besluit verplicht bodemonderzoek bedrijfsterreinen

Besluit aanwijzing bevoegdgezaggemeenten Wet bodembescherming

Besluit financiële bepalingen bodemsanering (incl. subsidieregeling bedrijfsterreinen

Regeling financiële bepalingen bodemsanering 2005

Besluit uniforme saneringen (BUS)

Regeling uniforme saneringen

Besluit bodemkwaliteit

Regeling bodemkwaliteit

Regeling beperkingenregistratie Wet bodembescherming

Regeling inrichting landelijk gebied (investeringsbudget)

Regeling beoordeling reinigbaarheid grond 2006

Besluit mandaat, volmacht en machtiging Rijkswaterstaat 2011, zoals gewijzigd op 1 januari 2013.

Besluit mandaat, volmacht en machtiging artikel 75 lid 7 Wet bodembescherming, Stcrt. 2005, 159

Delegatiebesluit subsidie bodemsanering bedrijfsterreinen

Beleidsregel kostenverhaal, artikel 75 Wet bodembescherming april 2007, Stcrt. 2007, 90 en gerectificeerd Stcrt. 2007, 93

Toepassing zorgplicht Wbb bij MTBE- en ETBE-verontreinigingen, Stcrt. 2008, 246

Geen.

Besluit mandaat, volmacht en machtiging Agentschap NL Bodem+

Wijziging Circulaire sanering waterbodems 2008, Stcrt. 2009, 68

Circulaire sanering waterbodems 2008, Stcrt. 2007, 245

Circulaire landsdekkend beeld van 20 november 2001, Stcrt. 2002, 14