De basis voor elk bodemonderzoek is het vooronderzoek of historisch onderzoek. Hierin worden de relevante historische gegevens, bodemgegevens, grondwatergegevens en overige locatiegegevens uitgezocht (NEN Nederlandse norm (Nederlandse norm) 5725). Dit onderzoek wordt uitgevoerd om vast te stellen of de locatie en omgeving verdacht is voor bodemverontreiniging. Er wordt onderzocht of er in het verleden vervuilende activiteiten of incidenten hebben plaatsgevonden. Het onderzoek wordt uitgevoerd met behulp van gegevens uit (gemeente)archieven, luchtfoto’s en kadastrale kaarten. Er vindt geen chemisch-analytisch onderzoek plaats. Het historisch onderzoek wordt afgerond met een hypothese over de locatie. Denk aan onverdacht, homogeen verdacht of heterogeen verdacht. Bij een homogene verontreiniging is de concentratie van verontreinigde stoffen verspreid over de locatie van dezelfde ordegrootte. Bij een heterogene verontreiniging is er sprake van een variërende concentratie van verontreinigde stoffen over de locatie, waarbij vaak een hotspot aanwezig is. Denk hierbij aan een lekkende vloeistoftank. Verder wordt in het historisch onderzoek aangegeven om wat voor verontreiniging het gaat en waar deze zich bevindt. 

Het verkennend onderzoek geeft een eerste beeld van de bodemkwaliteit van een locatie. Met een geringe inspanning kan worden vastgesteld of op een bepaalde locatie sprake is van bodemverontreiniging. Op de locatie wordt een terreininspectie uitgevoerd. Ook worden monsters van de grond en het grondwater genomen en geanalyseerd op verschillende stoffen. Het aantal boringen, peilbuizen en (meng)monsters is afhankelijk van de oppervlakte van de locatie en de hypothese uit het historisch onderzoek (NEN Nederlandse norm (Nederlandse norm) 5740). Hiervoor worden standaard analysepakketten gebruikt (zie bijlage J, Rbk2022). Deze worden uitgebreid als daar aanleiding voor is, bijvoorbeeld op basis van het historisch onderzoek. Het adviesbureau heeft de expertise voor het opstellen van de onderzoeksvraag, eventuele uitbreiding op het standaard analysepakket en de verantwoordelijkheid voor de uitvoering van het bodemonderzoek. In veel gevallen wordt een verkennend onderzoek uitgevoerd ten behoeve van de aanvraag van een bouwvergunning of bij aan- of verkoop van onroerend goed. In bepaalde gevallen wordt het verkennend onderzoek toegepast om de huidige bodemkwaliteit vast te stellen voor als toekomstig referentieniveau (oftewel een nul-situatieonderzoek).

In de meeste gevallen is het voor-, historisch en verkennend bodemonderzoek voldoende om de eventuele gezondheidsrisico’s in te schatten. Wanneer op basis van het verkennend onderzoek het vermoeden bestaat dat de bodem ernstig verontreinigd is, volgt nader onderzoek (NTA 5755). Er wordt bepaald waar de kern van de verontreiniging zit, en tot op welke afstand de stoffen boven de interventiewaarden voorkomen (interventiewaarde contour). Op basis hiervan wordt aangegeven of de verontreiniging onaanvaardbare risico’s oplevert voor de ecologie of humane gezondheid. Het nader onderzoek geeft dus informatie over de aard, gehaltes en ruimtelijke omvang van verontreiniging(en). De omvang van de verontreiniging wordt verder in kaart gebracht (in horizontale en in verticale richting). Voorheen werden de termen ernstige bodemverontreiniging en spoedeisendheid van sanering gebruikt. Deze termen zijn verdwenen met de komst van de Omgevingswet (zie paragraaf Wettelijk kader - Omgevingswet).

RIVM Rapport 2014-0138, bijlagenrapport Gezondheid en veiligheid in de Omgevingswet. Roels et al. 2014 Bijlagenrapport Gezondheid en veiligheid in de Omgevingswet 2015 (rivm.nl)

Het meten in de binnenlucht is de enige manier om na te gaan of er sprake is van blootstelling aan vluchtige stoffen uit de bodem. Metingen in de binnenlucht kunnen worden uitgevoerd als het blootstellingsmodel (Sanscrit, CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) of Volasoil) niet toereikend genoeg is om de risico’s van uitdamping goed te voorspellen, of om de uitkomst van het blootstellingsmodel te verifiëren. Bijvoorbeeld als het blootstellingsmodel een hoge uitdamping voorspelt, kan dat een reden zijn om binnenluchtmetingen uit te voeren. In de praktijk blijkt het blootstellingsmodel de daadwerkelijke situatie vaak te overschatten (eigenlijk sprake van een worst-case benadering). In de meeste gevallen worden binnenluchtmetingen door adviesbureaus uitgevoerd. De GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) heeft een adviesrol over de noodzaak van binnenluchtmetingen, de meetstrategie, de interpretatie en de beoordeling van de metingen. Een correcte meetstrategie is cruciaal in de bruikbaarheid van binnenluchtmetingen. Belangrijke aandachtspunten bij het uitvoeren van binnenluchtmetingen zijn bijvoorbeeld: locatie van de metingen, leefstijl en gedrag van de bewoners (ventilatie, roken), aanwezige interne en externe bronnen (verkeer, openhaard, wassen/drogen, koken), temperatuur, bodemopbouw en grondwaterstand. Binnenluchtmetingen worden bij voorkeur uitgevoerd in de kruipruimte en in de woonruimte. In de kruipruimte is de luchtconcentratie naar verwachting het hoogst en zijn er weinig invloeden van buitenaf. In de woonruimte is de luchtconcentratie een indicatie voor de blootstelling. (zie handboek Binnenmilieu op het Platform Gezondheid en Milieu (besloten) en RIVM rapport 711701048). Ook wordt als het kan een referentiemeting in de buitenlucht uitgevoerd (zie Figuur Verdeling compartimenten). De uitkomsten van de binnenluchtmetingen worden getoetst aan de TCL. Zie voor de TCL, het maximaal toelaatbaar risico (MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)) of geurdrempel van een aantal veelvoorkomende stoffen de GGD-richtlijn bodemsanering. Als de TCL in de kruipruimte niet wordt overschreden, is er geen gezondheidsrisico. Wordt de TCL in de kruipruimte wel overschreden dan is verder onderzoek in de woon-werkruimte noodzakelijk. Dan spelen externe factoren zoals hierboven omschreven een grotere rol. Tot slot kan het wenselijk zijn om zowel in het voor- als najaar te meten om variaties in het seizoen mee te nemen in het advies. Ook het uitvoeren van metingen in duplo is raadzaam.

Figuur: Verdeling compartimenten van een te onderzoeken object bij uitdamping van stoffen uit de grond en grondwater. Bron: Richtlijn voor luchtmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging  

Voor een risicobeoordeling hebben metingen in de binnenlucht meestal de voorkeur, omdat daarmee de blootstelling aan verontreinigde stoffen in beeld wordt gebracht. Soms ontbreken echter de mogelijkheden voor binnenluchtmetingen, bijvoorbeeld als het gaat om een nog te bebouwen locatie. Metingen in de bodemlucht (aanwezige lucht in de grond) kunnen dan soms een oplossing bieden, maar worden zelden uitgevoerd. Een groot aantal factoren beïnvloedt de concentratie van een stof in de bodemlucht, namelijk de aard van de bodem, fysische factoren, meteorologische factoren, chemisch-biologische factoren. Daarom moeten minimaal drie bodemluchtmonsters (maar het liefst meer: ongeveer tien) worden genomen op verschillende plaatsen in het verontreinigde gebied. De factoren die een rol spelen zijn: 

1. Aard van de bodem: In kleiige bodem, puinhoudende bodem en bodems met grote porievolumes kunnen bodemluchtmetingen tot onbetrouwbare resultaten leiden. Kleiige bodems hebben een zeer slechte doorlatendheid voor bodemlucht. Algemeen neemt men aan dat emissie vanuit een kleibodem lager zal zijn dan uit zandbodem. Bij bodems met grote porievolumes of bij puinhoudende bodems is het mogelijk dat alleen de grotere, beter doorluchte porieruimtes worden bemonsterd, wat leidt tot een weinig representatief monster. Dat komt doordat grote poriën een lagere concentratie hebben dan de kleinere in verband met betere ventilatie.
2. Fysische en meteorologische factoren: Er treden verschillen op in ruimte en in tijd. Zo kan de heterogeniteit van de bodemopbouw grote concentratieverschillen veroorzaken, zelfs in een relatief klein gebied, bijvoorbeeld binnen een oppervlak van minder dan 10 m². Er zijn zelfs verschillen bij metingen in opeenvolgende dagen, bijvoorbeeld door regenval en daardoor wisselende vochthuishouding. De verwachting is wel dat de variatie in tijd kleiner is dan bij binnenluchtmetingen (zie hieronder ‘Uitvoering en interpretatie van binnen- en bodemluchtmetingen’).

Met gewasonderzoek kan worden nagegaan of er een gezondheidsrisico is bij het eten van groenten, fruit en noten van verontreinigde bodem. Er kunnen verschillende redenen zijn om bij bodemverontreiniging gewasonderzoek te laten uitvoeren, bijvoorbeeld: 

1. Er worden consumptiegewassen geteeld op de locatie met bodemverontreiniging en modelberekeningen geven aan dat via gewasconsumptie te hoge blootstelling kan plaatsvinden, of dit is niet goed uit te sluiten met modelberekeningen. 
2. Er is ongerustheid onder bewoners over de kwaliteit van gewassen die op verontreinigde grond worden geteeld. 
3. Er is sprake van bodemverontreiniging, bijvoorbeeld bij toekomstige volkstuinen. Men wil duidelijkheid hebben of gewasconsumptie een gezondheidskundig probleem zou kunnen opleveren. Als modelberekeningen een risico aangeven, kunnen in dit geval proeftuinen worden aangelegd om later gewasonderzoek uit te voeren. Dit vergt uiteraard meer tijd dan het bemonsteren van bestaande gewassen. 

Let wel, gewasonderzoek is lastig (vanwege de zeer lage detectiegrenzen) en duur. Daarnaast is het seizoensgebonden, moeten meerdere gewasgroepen worden bemonsterd en geanalyseerd en moet rekening gehouden worden met aanhangende grond die de resultaten kan beïnvloeden. Voor de risicoberekening moeten ook consumptiegegevens van het RIVM worden gebruikt. 

In de meeste gevallen is bij een bodemverontreiniging gezondheidsonderzoek niet nodig. Doorgaans is de blootstelling aan stoffen in de bodem niet zo groot dat gezondheidseffecten zullen optreden. Biomonitoring is een vorm van gezondheidsonderzoek waar bij de inwendige dosis aan verontreinigde stoffen die in het lichaam terechtkomen gemeten wordt. Dit kan aan de hand van bijvoorbeeld bloed- en urineonderzoek. Helaas ontbreekt vaak voldoende kennis over de relatie tussen de concentratie van de stof in het bloed of urine en het gezondheidseffect. Dat maakt de interpretatie van de resultaten van het gezondheidsonderzoek lastig (uitgezonderd lood). Het algemene advies is daarom ook om geen gezondheidsonderzoek uit te laten voeren. Als er wel te hoge blootstelling is en gezondheidseffecten niet kunnen worden uitgesloten, moet altijd een afweging worden gemaakt welke extra informatie  biomonitoring kan opleveren en of de voordelen van biomonitoring opwegen tegen de nadelen.. Voor een afweging kunnen de voor- en nadelen  van biomonitoring, beschreven in bijlage 3  in de handreiking Gezondheidsonderzoek na Rampen, gebruikt worden (zie Handreiking Gezondheidsonderzoek na Rampen. Ook kan de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)-medewerker hierover intern overleggen met een MMK-arts of met het cGM centrum Gezondheid en Milieu (centrum Gezondheid en Milieu). Verder kan het zinvol zijn om te overleggen met de huisarts van de betrokkene. 

Onderzoek naar de kwaliteit van het drinkwater kan van toegevoegde waarde zijn, indien de drinkwaterleiding permeabel is voor een stof in de bodem en als de drinkwaterleiding ligt in de verontreinigde grond of grondwater. Dit geldt met name voor kunststofleidingen (polyethyleen) en organische verontreinigingen. Voor de beoordeling van het permeatierisico is een stappenplan ontwikkeld (zie Permeatie van contaminanten vanuit grondwater door polyethyleen- drinkwaterleidingen.

• RIVM, grip op vluchtige verbindingen. Informatieblad voor professionals. Grip op Vluchtige verbindingen - Bodem+ (bodemplus.nl)
• RIVM, richtlijn voor luchtmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging. P.F. Otte et al. 2007. RIVM rapport 711701048 Richtlijn voor luchtmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging

Een overschrijding van het MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)_humaan of de TCL betekent niet direct dat gezondheidseffecten zullen optreden, wel neemt de kans op het optreden van nadelige gezondheidseffecten toe. De MTR’s en TCL’s zijn afgeleid voor levenslange blootstelling (70 jaar of 100 jaar, 365 dagen per jaar, 24 uur per dag) en houden rekening met gevoelige groepen zoals zieken, zwangere vrouwen, ouderen en kinderen. Als de totale blootstelling gemiddeld gedurende 70 (of 100) jaar lager is dan het MTR_humaan/TCL dan is de kans op gezondheidseffecten afwezig (of aanvaardbaar). 

Maximaal toelaatbaar risico voor de mens (MTR_humaan)

Het belangrijkste beschermingsniveau is het MTRhumaan. Dit is het maximale blootstellingsniveau, vaak in microgram of nanogram per kilogram lichaamsgewicht per dag (µg of ng/kg kilogram (kilogram) lichaamsgewicht/dag), waarbij bij levenslange blootstelling voor stoffen met een drempelwaarde geen nadelige effecten zijn te verwachten. Voor stoffen zonder drempelwaarde (genotoxische carcinogenen) geldt dat er bij blootstelling altijd een kans is op een nadelig effect. Voor deze stoffen is beleidsmatig een risiconiveau vastgesteld waaraan het MTR is gekoppeld: een kans op kanker van 1 op de 10.000 (Cancer Risk = 10^-4) bij levenslange blootstelling of een kans van 1 op de miljoen (CR = 10^-6) bij blootstelling gedurende een jaar. Een andere stof waar geen drempelwaarde voor geldt, is lood. Alleen is voor lood het nadelige effect niet de kans op kanker, maar IQ intelligentie quotiënt (intelligentie quotiënt)-puntenverlies (zie lood). 

Toelaatbare concentratie in de lucht (TCL)

Voor vluchtige stoffen is er daarnaast een TCL in µg/m³, die ook geldt als MTRhumaan. Voor stoffen met drempelwaarde is de TCL de concentratie die bij levenslange blootstelling geen effect heeft op de gezondheid. Voor stoffen zonder drempelwaarde wordt het risiconiveau beleidsmatig gehanteerd van een kans op kanker van 1 op de 10.000 (CR = 10^-4) bij levenslange blootstelling of een kans van 1 op de miljoen (CR = 10^-6) bij blootstelling gedurende een jaar (Baars et al. 2001, Otte et al. 2007, VROM Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieu (Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieu) 2008a). 

Waar is een MTR of TCL te vinden?

De gezondheidskundige risicowaarden bodem zijn gebaseerd op het MTR, TCL of TDI tolerable daily intake (tolerable daily intake) van de desbetreffende stof. Een overzicht van de MTRhumaan en TCL-waarden is op meerdere plekken te vinden:

• Voor de meest voorkomende stoffen is de MTR en TCL beschreven In de richtlijn bodemsanering .
• Per stof is de MTR en TCL ook te vinden op de website Risico's van stoffen . Let op dat het hier om milieunormen gaat, voor sommige stoffen kan de gezondheidskundige risicowaarde afwijken. 
• MTR’s kunnen ook uit CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) gehaald worden.
• Een lijst met beleidsmatige MTR's wordt ook opgenomen in de Omgevingswet (zie bijlage Vb van het Besluit kwaliteit leefomgeving).
• RIVM rapport: Baars, A.J. et al. (2001) Re-evaluation of human-toxicological maximum-permissible risk levels. 
• De Jong & Janssen (2010) Road-map Normstelling - Luchtnormen geordend.
• Dusseldorp & Van Bruggen (2007) Gezondheidkundige advieswaarden binnenmilieu, een update.
• Voor lood zie het aanvullend advies van de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst). 

Als er geen MTR- of TCL-waarden beschikbaar zijn, kunnen de Minimal Risk Levels (MRL's) van de ATSDR (Agency for Toxic Substances & Disease Registry)  gebruikt worden. De ATSDR heeft voor drie verschillende blootstellingsperioden MRL maximumresidugehalte (maximumresidugehalte)'s afgeleid. De Chronic MRL voor een blootstellingsduur van meer dan 364 dagen. De Intermediate MRL voor een blootstellingsduur van 15 tot en met 364 dagen. En de Acute MRL voor een blootstellingsduur van 1 tot en met 14 dagen.

De BMD Benchmark dose (Benchmark dose) is een dosis of concentratie die overeenkomt met (een kans op) een meetbaar nadelig effect dat relevant is voor de gezondheid. De BMDL (L van lowest) is de onderste grens van het 95% betrouwbaarheidsinterval van de BMD. In bijvoorbeeld de gezondheidskundige beoordeling voor lood wordt gebruik gemaakt van een BMD.

Geurhinder kan leiden tot ongerustheid en gezondheidsklachten. Geurhinder is een ongewenst effect dat zoveel mogelijk voorkomen moet worden. Het is daarom van belang rekening te houden met geurdrempels, bijvoorbeeld bij binnenluchtonderzoek. Er bestaat een grote variatie tussen mensen in het waarnemen van geur. Geurdrempels zijn dan ook geen exacte waarden en in de literatuur kan men voor één stof verschillende geurdrempels terugvinden. Bij de mediane geurdrempel ruikt ongeveer de helft van de mensen de geur. Bij de laagste geurdrempel zullen alleen mensen met een goed reukvermogen de geur waarnemen. Of het waarnemen van de geur leidt tot hinder of gezondheidsklachten is afhankelijk van factoren als: concentratie van de stof, de gevoeligheid van de persoon, het type geur en of mensen vooraf geïnformeerd zijn over de geuroverlast. Naast deze geurdrempels zijn er ook zogenoemde levels of distinct odour awareness (LOA). De LOA is een schatting van de concentratie in de lucht waarbij de geur van de stof door meer dan de helft van de blootgestelde mensen duidelijk wordt waargenomen. Sommige stoffen hebben een zeer lage geurdrempel, veel lager dan de gezondheidskundige risicowaarde (bijvoorbeeld creosoot of carboleum). Bij werkzaamheden in de grond met dergelijke stoffen moet de nadruk vooral liggen op het voorkomen en ergens kunnen melden van geuroverlast. 

Referenties met overzichten van geurdrempels van een aantal stoffen:

• RIVM: Tabel gezondheidskundige toetsingswaarden en geurdrempels bij bodemsanering
• RIVM rapport 711701048: Richtlijn voor luchtmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging
• RIVM rapport 711701048: Richtlijn voor luchtmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging - Bijlage 2
• wetten.nl - Regeling - Besluit kwaliteit leefomgeving - BWBR0041313 (overheid.nl) - Bijlage XIIIb.

Kleine kinderen kunnen extra gevoelig zijn voor bodemverontreiniging omdat zij nog in de groei zijn en een relatief laag lichaamsgewicht hebben. Door hand-mondcontact (met name bij picagedrag) kunnen kleine kinderen (0 t/m 6 jaar) bovendien intensiever met bodemverontreiniging in aanraking komen. Dit betekent dat kinderen doorgaans een hogere dosis van een bodem verontreinigende stof binnenkrijgen dan volwassenen. Dit is met name bij loodverontreiniging van belang omdat lood nadelige effecten heeft op de cognitieve ontwikkeling van kinderen. Mensen met een grote moestuin (moestuin (vaak >200 m²) waaruit iemand dagelijks groenten eet,) kunnen bij bodemverontreiniging hoger worden blootgesteld, omdat zij een groter gedeelte van hun voedselinname uit de moestuin halen. Ook mensen met kleinvee, waarvan de producten (eieren, melk) voor eigen consumptie zijn bedoeld en mensen met een eigen drinkwaterput kunnen meer risico lopen bij bodemverontreiniging. Deze blootstellingsroutes zijn niet opgenomen in het standaardscenario waar de interventiewaarde op is gebaseerd, maar kunnen in specifieke situaties leiden tot een hogere blootstelling en mogelijk een gezondheidsrisico. Directe consumptie van grondwater kan in een aparte beoordeling worden getoetst. Voor eieren en melk geldt het beleidskader van de NVWA Nederlandse Voedsel- en Warenautoriteit (Nederlandse Voedsel- en Warenautoriteit).

Wat is achtergrondblootstelling? 

Achtergrondblootstelling is blootstelling uit andere bronnen dan de bodem. Bijvoorbeeld via lucht, huisstof, water en voedsel. Vaak draagt voeding het meeste bij aan de achtergrondblootstelling. Het al dan niet rekening houden met achtergrondblootstelling speelt vooral een rol voor stoffen met een drempelwaarde, omdat hier pas een risico ontstaat na het overschrijden van een drempel. Voor stoffen zonder een drempelwaarde kan iedere blootstelling al leiden tot een gezondheidsrisico. Voor stoffen zonder drempelwaarde wordt beoordeeld welk extra risico de blootstelling aan deze stof oplevert en dit wordt direct getoetst aan het vastgestelde MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)_humaan, TCL of BMDL (voor lood).  

Beoordeling van achtergrondblootstelling

Een toetsing inclusief achtergrondblootstelling geeft een beoordeling van de invloed van de totale milieublootstelling, een toetsing zonder achtergrondblootstelling geeft een beoordeling van de invloed van de lokale bodemkwaliteit. Voor de interventiewaarden bodemsanering is in het verleden beleidsmatig besloten geen rekening te houden met achtergrondblootstelling. Het gehele MTR (in de vorm van een blootstellingsdosis in µg/kg kilogram (kilogram) lichaamsgewicht/dag) mag bij de berekening van de interventiewaarde worden opgevuld door blootstelling vanuit de bodem. Het idee achter deze keuze is dat bodemsanering pas noodzakelijk is als het de bodem is die leidt tot overschrijding van het MTR. Dezelfde keuze geldt voor het Saneringscriterium (VROM Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieu (Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieu) 2008a). Na het ingaan van de Omgevingswet is het aan de gemeente om hierin een keuze te maken. De achtergrondblootstelling speelt dus géén rol bij de beslissing om een locatie wel of niet te saneren. Maar bij de risicobeoordeling door de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) is het wél relevant om rekening te houden met de achtergrondblootstelling. Wanneer de bijdrage van de bodemverontreiniging op zich geen aanleiding geeft tot een gezondheidsrisico, maar de combinatie met de achtergrondblootstelling wel, dan kan dit een reden zijn om de blootstelling vanuit de bodemverontreiniging en de andere bronnen waar mogelijk te beperken. Hierbij moet men zich realiseren dat voor sommige stoffen de achtergrondblootstelling in belangrijke mate het MTR al opvult of zelfs overschrijdt. Maatregelen om de blootstelling terug te dringen, moeten zich in dat geval ook richten op de andere bronnen. 

Stoffen met een hoge achtergrondblootstelling

De stoffen waarvan de achtergrondblootstelling hoger is dan 50% van het MTR zijn (CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) of kijk naar Re-evaluation of human-toxicological maximum-permissible risk levels):

•  lood (100%, de achtergrondblootstelling via voeding en drinkwater vult de BMDL01 voor kinderen helemaal op) 
• zink (60%)
• PCB polychlorobiphenyls (polychlorobiphenyls)’s (100%)
• PFAS Per- en polyfluoralkylstoffen (Per- en polyfluoralkylstoffen) (zie PFAS) 
• alifaten EC8-EC16 (550%)
• thiocyanaat (670%) (thiocyanaat komt van nature voor in bepaald voedsel)
• ftalaten (125–225%), vooral als gevolg van ftalaten die vrijkomen uit kunststof verpakkingen voor voedsel en opname van ftalaten uit cosmetische producten als tandpasta en zeep
• mogelijk γ-HCH (gamma-hexachloorcyclohexaan): de achtergrondblootstelling is < 0,03 μg/kg lichaamsgewicht/dag en het MTR is 0,04 μg/kg lichaamsgewicht/dag. Het is dus niet duidelijk in hoeverre de achtergrondblootstelling het MTR opvult.

Wat is combinatietoxiciteit?

Het is mogelijk dat voor geen van de individuele stoffen in een verontreiniging onaanvaardbare risico’s aanwezig zijn, maar dat wel een risico ontstaat door de gelijktijdige blootstelling aan meerdere stoffen die tot dezelfde stofgroep behoren (denk aan aromaten, vluchtige organische stoffen, bepaalde gewasbeschermingsmiddelen). Het uitgangspunt bij combinatietoxicologie is dat bij stoffen met een overeenkomstig werkingsmechanisme, zonder dat ze elkaar beïnvloeden, sprake is van additie (optelling). Dit komt vooral voor binnen stofgroepen.

Beoordeling van combinatietoxiciteit

De toetsing op combinatietoxiciteit wordt in Sanscrit en CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) automatisch toegepast. Er zijn globaal twee manieren om dit te berekenen: de Toxiciteit Equivalentie Factoren (TEF) benadering en het gebruik van risico-indexen. 

• In de TEF-benadering wordt de meest toxische verbinding uit het mengsel op 1 gezet.  De relatieve toxiciteit (relatieve potentie) van de andere verbindingen wordt als fractie uitgedrukt ten opzichte van de meest toxische verbinding. Hiervoor worden de Toxiciteit Equivalentie Factoren gebruikt. Door van elke verbinding de dosis te vermenigvuldigen met de TEF en deze vervolgens voor alle stoffen bij elkaar op te tellen, wordt de totale toxiciteit van het mengsel verkregen, uitgedrukt als toxiciteitsequivalent (TEQ). De norm waaraan wordt getoetst wordt ook uitgedrukt in de TEQ-eenheid. De TEQ van het mengsel wordt vervolgens getoetst aan de toegestane hoeveelheid TEQ. Voorwaarde voor de TEF-benadering is dat de stoffen wel eenzelfde werkingsmechanisme hebben.  Dit wordt bijvoorbeeld toegepast bij PCB polychlorobiphenyls (polychlorobiphenyls)'s en dioxines (zie PCB’s en dioxines). Een vergelijkbare methode (PEQ) wordt gebruikt bij PFAS Per- en polyfluoralkylstoffen (Per- en polyfluoralkylstoffen) waarbij de concentratie van elke PFAS wordt uitgedrukt in PFOA perfluoroctaanzuur (perfluoroctaanzuur)-equivalenten (zie PFAS). 
• Bij het gebruik van risico-indexen worden de concentraties van de verbindingen gedeeld door de individuele norm van elke verbinding en vervolgens bij elkaar opgeteld. De toxiciteit van het mengsel van stoffen wordt een gecombineerde fractie. Is deze gecombineerde fractie groter dan 1, dan wordt de norm overschreden. Is de gecombineerde fractie kleiner dan 1, dan wordt de norm nog niet volledig opgevuld door de stoffen in het mengsel. Dit wordt bijvoorbeeld toegepast bij de beoordeling van PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen)’s (zie PAK’s).

Het inslikken (ingestie) van verontreinigde grond komt vooral voor bij kinderen tot ongeveer zeven jaar oud. Tijdens het buitenspelen zijn kleine kinderen vaak geneigd vieze handen in hun mond te stoppen of zelfs grond te eten. De gemiddelde inname van gronddeeltjes voor kinderen is vastgesteld op 100 mg per dag. Wel is een sterke spreiding te zien van de ingestie van gronddeeltjes tussen kinderen en bij hetzelfde kind in de tijd. Ook kan het meer zijn bij kinderen die picagedrag vertonen.  Voor volwassenen wordt uitgegaan van gemiddelde grondingestie van 50 mg/dag. Aangenomen wordt dat dit inclusief huisstof is, dat voor een groot deel (30-70%) uit bodem bestaat. Voor het bepalen van de blootstelling door ingestie van grond wordt gekeken naar de toplaag. Meestal wordt hiervoor de bovenste 20 of 50 centimeter van de grond aangehouden. Het gaat met name om dat gedeelte van het perceel waar de gebruiker, en in het bijzonder kleine kinderen, frequent in contact kunnen komen met de bodem en bodemstof. Doorgaans wordt het onbedekte deel van de locatie als representatief beschouwd voor dit contact. Tijdens graven in de tuin kan ook contact met de bodem optreden. Als verontreinigde grond dieper zit dan de toplaag (meestal 50 centimeter) moeten mensen weten hoe hiermee om te gaan. Er is geen contact met de bodem als de bodem afgedekt is of volledig begroeid is met gras. Soms kan ook voor een andere diepte worden gekozen, passend bij het actuele gebruik van de bodem. 

Overmatige ingestie van grond

Vooral kleine kinderen kunnen incidenteel grote hoeveelheden grond eten, tot enkele grammen per dag (picagedrag). Incidenteel zou dit zelfs kunnen oplopen tot meer dan 10 gram per dag. Grondingestie van 1 gram per dag komt waarschijnlijk regelmatig voor, met name bij jonge kinderen (1 tot 2 jaar oud). Ter indicatie: 3 gram grond komt ongeveer overeen met een dropje, 10 gram grond komt ongeveer overeen met een toffee. Overmatige ingestie van grond kan een belangrijke bijdrage aan de blootstelling leveren gedurende de kinderleeftijd. Een eenmalige ingestie van 10 gram grond betekent namelijk een extra bijdrage van ongeveer 27 mg per dag aan de gemiddelde dagelijkse grondinname voor dat jaar (dus boven op het daggemiddelde van 100 mg). Omgerekend naar levenslange blootstelling, zoals gebruikelijk is voor de meeste stoffen, is de blootstelling door incidentele grote grondingestie waarschijnlijk verwaarloosbaar. In CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) wordt overmatige ingestie niet expliciet meegenomen. Er wordt verondersteld dat ouders en verzorgers begrijpen dat het niet goed is als kinderen grond eten van een verontreinigde bodem en dan ook zullen ingrijpen. Bij risicobeoordeling kan overmatige grondingestie wél relevant zijn. Wanneer er bij een bodemverontreiniging aanwijzingen zijn dat overmatige grondingestie kan optreden, zal (vooral bij loodverontreiniging) een aparte risicobeoordeling moeten worden gemaakt, om het risico voor het kind in beeld te brengen. Daarbij wordt zo goed mogelijk ingeschat wat ongeveer de omvang van grondingestie is in de specifieke situatie (hoeveelheid en frequentie).

Acute toxiciteit bij overmatige ingestie van grond

Bij de inname van grote hoeveelheden grond, kan acute toxiciteit een rol gaan spelen. Voor sommige stoffen komt het effect van een eenmalige hoge blootstelling overeen met de effecten van chronische blootstelling. Voorbeelden van deze stoffen zijn cadmium, lood en kwik. Vooral bij lood is de bijdrage van een eenmalige hoge blootstelling wel van belang, omdat bij lood de blootstelling gedurende kinderleeftijd relevant is. Voor andere stoffen kan een eenmalige opname van 10 gram grond tot andere (acute) gezondheidseffecten leiden dan chronische blootstelling aan dezelfde stof. Een voorbeeld is koper waarbij acute blootstelling kan leiden tot effecten op het maagdarmkanaal (misselijkheid, overgeven, diarree en buikpijn).

Wanneer gewassen worden geteeld op verontreinigde grond, dan kan dit een belangrijke blootstellingsroute zijn. Knolgewassen (waaronder aardappels, wortels) en bladgewassen (zoals boerenkool, spinazie, broccoli, andijvie, sla) geteeld op verontreinigde grond, kunnen sommige verontreinigingen goed opnemen. Sterk vereenvoudigd kan worden gesteld dat knolgewassen organische stoffen relatief goed opnemen (door direct contact met de verontreinigde grond), en dat bladgewassen metalen (vooral cadmium) goed opnemen. Er wordt aangenomen dat de opname van verontreiniging in fruit en noten klein is ten opzichte van de opname in andere gewassen. Naast opname van stoffen in gewassen via de wortels kan bij bovengrondse bladgroenten door wind en regen depositie van verontreinigde grond en stof op de gewassen plaatsvinden (naast depositie van atmosferische verontreinigingen). Depositie van atmosferische verontreinigingen wordt niet meegenomen in CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) of Sanscrit, aangezien de verontreiniging elders vandaan komt. Na het wassen van de groente kan tot ongeveer 1% van de grond- en stofdeeltjes aan de bladeren blijven zitten, zoals bij boerenkool.

Invloed van de bodem op gewasconsumptie 

Voor een bestaande moestuin is meestal de bovenste 50 centimeter van de grond relevant (wortelzone) voor de blootstelling via gewasconsumptie. Voor een nieuwe situatie dient bij voorkeur de bovenste 1 meter van de bodem van goede kwaliteit te zijn. Daarbij wordt ervan uitgegaan dat het mogelijk moet zijn om in een moestuin te graven. In een bestaande situatie is het vaak niet haalbaar, niet praktisch uitvoerbaar of te duur om een meter schone grond te hebben. Fruitbomen wortelen dieper en worden hier buiten beschouwing gelaten, omdat een verontreiniging uit de bodem amper in fruit worden opgenomen. Niet alleen het totale bodemgehalte is van belang voor de opname in gewassen, maar ook de eigenschappen van de grond. Denk aan de pH, organisch stofgehalte, kleigehalte en de aanwezigheid van andere stoffen, nutriënten, vocht, schimmels en bacteriën. De opname van organische stoffen in gewassen hangt af van het vetgehalte in de wortels, het opnamemechanisme en de anatomie van de plant. Daardoor is er een grote variatie in de opname van organische verontreinigingen in de verschillende gewassen. Er zijn dus veel factoren die de opname van stoffen in gewassen beïnvloeden. In CSOIL en Sanscrit kunnen deze parameters desgewenst aangepast worden. Met gewasonderzoek kan worden nagegaan in hoeverre gewassen werkelijk zijn verontreinigd (zie gewasonderzoek). 

Wanneer vluchtige stoffen in de bodem onder woningen zitten, kunnen ze uitdampen naar de woning en in de binnenlucht terechtkomen. Door inademing van de verontreinigde lucht worden bewoners blootgesteld aan de vluchtige stoffen uit de bodem. In sommige gevallen kan geuroverlast ontstaan, zoals bij de aanwezigheid van dieselproducten, naftaleen of teerproducten (creosoot, carboleum). Uitdamping speelt alleen een belangrijke rol bij vluchtige organische verontreinigingen, denk aan BTEXN of VOCl. De kans op uitdamping naar de woning wordt groter als sprake is van een drijflaag, waarbij een laag puur product op het grondwater aanwezig is. In sommige gevallen kan zelfs een explosierisico ontstaan. Metalen (met uitzondering van metallisch kwik en een aantal kwikverbindingen) en anorganische verontreinigingen (met uitzondering van niet-gebonden ofwel vrij blauwzuur) zijn niet of nauwelijks vluchtig en zullen daarom niet uitdampen naar de lucht. De uitdamping van vluchtige stoffen kan worden berekend met CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) of Volasoil, al blijkt dat Sanscrit en CSOIL de risico’s hiervan vaak overschatten. Met metingen in de binnenlucht (woonruimte en kruipruimte) kan vervolgens worden nagegaan of er werkelijk sprake is van blootstelling aan vluchtige stoffen uit de bodem. Voor concentraties van stoffen die gevonden worden in de binnenlucht van woningen zie tabel 6 en 7 van RIVM rapport Verbindingen in lucht en huisstof van woningen.

Aandachtspunten inademing verontreinigde binnenlucht

Voor de risicobeoordeling van vluchtige stoffen worden bij voorkeur de volgende gehaltes gebruikt: 

• Gehaltes in grondwater: in de bovenste 1,5 meter van het grondwater 
  • onder gebouwen en/of 
  • binnen circa 10 meter afstand van gebouwen. 

Dit geldt meestal ook voor situaties waarbij de grondwaterspiegel zich op grotere diepte bevindt. Factoren die hier meespelen zijn onder andere: bodemopbouw (ondoordringbare lagen) en de hoeveelheid organisch stofgehalte (hechting verontreiniging). Een mogelijkheid om een beeld te krijgen van de eventuele uitdamping is om bodemlucht te meten via een peilbuis. 

• Gehaltes in grond of in bodemlucht: boven de grondwaterspiegel 
  • onder gebouwen of  
  • binnen circa 10 meter afstand van gebouwen.

Sommige verontreinigingen in de bodem kunnen door direct contact met de huid in het lichaam terechtkomen. Dit is afhankelijk van verschillende factoren, zoals de vetoplosbaarheid en de molecuulgrootte. De blootstelling aan bodemverontreiniging door huidcontact is meestal verwaarloosbaar ten opzichte van blootstelling via andere routes. Bij een aantal stoffen kan huidcontact volgens de modelaannames wel een relevante bijdrage leveren aan de blootstelling, hoewel ook dan die bijdrage relatief gering is: in het scenario wonen met tuin is de modelmatig voorspelde bijdrage door huidcontact kleiner dan 10%, bijvoorbeeld bij PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen)'s of bepaalde fracties minerale olie. Daarnaast zijn er stoffen die bij direct contact huidirritatie kunnen geven, denk aan oplosmiddelen of teerproducten.

Drinkwater

Een deel van de woonaansluitingen voor leidingwater bestaat uit kunststof waterleidingen. Deze kunststofleidingen zijn gemaakt van polyethyleen (PE) of polyvinylchloride (PVC polyvinylchloride (polyvinylchloride)). Sommige organische verontreinigingen uit de grond of het grondwater kunnen hier doorheen dringen (vooral bij PE-leidingen) en in het drinkwater terecht komen (permeatie). Blootstelling kan dan plaatsvinden door het drinken van leidingwater en door huidcontact of inhalatie tijdens douchen of baden. Bodemgehaltes dicht bij de drinkwaterleiding zijn in dit geval relevant. Vaak is niet duidelijk waar precies de leidingen liggen. Waterleidingen moeten vorstvrij worden aangelegd en liggen afhankelijk van de geografische omstandigheden op een diepte van ten minste 80-100 cm (NEN Nederlandse norm (Nederlandse norm) 7171-1).  Drinkwateronderzoek kan in overleg met het drinkwaterbedrijf duidelijkheid geven of permeatie optreedt. In de praktijk komt het ook regelmatig voor dat uit voorzorg PE-leidingen worden vervangen door koperen leidingen of kunststofleidingen met een metaalcoating. Koperen leidingen zijn goed bestand tegen bodemverontreinigingen. Vergeleken met uitdamping naar de woning zal de blootstelling via drinkwater meestal gering zijn. 

Grondwater

Een voorbeeld hiervan is de aanwezigheid van een eigen waterput. Grondwater uit de put kan bijvoorbeeld worden gebruikt voor het besproeien van gewassen of voor het vullen van kinderbadjes in de zomer. Een ander voorbeeld is het oppompen van grondwater in speeltuinen. Als mensen het grondwater voor deze toepassingen gebruiken, zal daar in de risicobeoordeling rekening mee moeten worden gehouden, omdat dit niet in de modellen zit. 

Het model CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) berekent de risico’s voor mensen die aan een verontreiniging in de bodem worden blootgesteld. In CSOIL dienen de gemeten bodemgehaltes ingevoerd te worden, met zo nodig een aanpassing van het OS-gehalte (zie organisch stofgehalte bodem) en pH-gehalte (zie zuurgraad bodem). De berekende blootstelling wordt vervolgens vergeleken met de toxiciteit van een stof, het MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)_humaan. De blootstelling aan en de toxiciteit van de verontreinigende stof(fen) bepalen samen het risico, welke wordt uitgedrukt in een risico-index. CSOIL berekent de risico’s (risico-index) vanuit het blootstellingsscenario in combinatie met een bodemgehalte en de toxiciteit van de stof(fen). Daarnaast kan CSOIL ook het bodemgehalte berekenen waarbij voor het gekozen bodemgebruik de blootstelling gelijk is aan het MTR_humaan (ofwel een risico-index van 1). CSOIL houdt ook rekening met combinatietoxiciteit voor veel stofgroepen, zie daarvoor het tabblad remarks in CSOIL. In CSOIL worden zeven scenario’s onderscheiden (zie bodemscenario’s). In het tabblad remarks is een korte toelichting op CSOIL te vinden of zie bijlage 3 voor een werkinstructie van CSOIL. 

CSOIL2020
In 2020 is het CSOIL-model vernieuwd. Daarin is een aantal blootstellingsroutes geüpdatet, namelijk: gewasconsumptie, permeatie naar het drinkwater, blootstelling tijdens baden en douchen via de huid en door inhalatie van dampen. Ook is het mogelijk om grondwatergehaltes in te vullen, ter voorbereiding op de komst van de Risicoltoolbox grondwater. Het CSOIL-model is gereed voor de Omgevingswet en dient als basis voor het instrument Sanscrit en de overige modellen in de Risicotoolbox bodem. Voor een risicobeoordeling dient CSOIL2020 gebruikt te worden. (CSOIL 2020: Exposure model for human health risk assessment through contaminated soil. Technical description) 

Let op: CSOIL/CSOIL2020 is niet geschikt voor een gezondheidskundige risicobeoordeling van arseen en lood, omdat het MTR _humaan voor lood en arseen niet meer actueel is.

Het instrument Sanscrit wordt gebruikt om een risicobeoordeling uit te voeren bij een ernstige grond- of grondwaterverontreiniging. Sanscrit is gebaseerd op het CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems)-model. Onder de Omgevingswet zijn twee versies van Sanscrit beschikbaar, namelijk Sanscrit 2.0 en Sanscrit 3.0. Sanscrit 2.0 is de oude versie die onder het overgangsrecht beschikbaar blijft. Sanscrit 3.0 is de nieuwe versie die onder de Omgevingswet voor een toevalsvondst (onverwachte vondst van verontreiniging op of in de bodem met onaanvaardbare risico’s voor de gezondheid als gevolg van blootstelling aan die verontreiniging) gebruikt wordt. In de beoordeling met Sanscrit 2.0 wordt bepaald of sprake is van een onaanvaardbaar risico voor de mens, het ecosysteem of verspreiding. In Sanscrit 3.0 wordt uitsluitend het risico voor de mens beoordeeld. Eerst kan een eenvoudige risicobeoordeling worden uitgevoerd met de bodemgehaltes. Voor elke geselecteerde stof in Sanscrit wordt de dosis berekend waaraan de mens op de locatie kan worden blootgesteld. Voor elke blootstellingsroute wordt een afzonderlijke dosis berekend. De som van deze doses wordt getoetst aan het MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)_humaan. Als uit de eenvoudige risicobeoordeling blijkt dat het ingevulde bodemgehalte leidt tot onaanvaardbare risico’s, kan een uitgebreide beoordeling worden uitgevoerd met Sanscrit. Dan worden locatie specifieke omstandigheden zoals de blootstellingsduur, blootstellingsroute of metingen gebruikt. Sanscrit houdt via stofgroepen ook rekening met combinatietoxicologie. Om een rapportage in Sanscrit uit te draaien, is het noodzakelijk om alle stappen te doorlopen. Een handleiding voor de verschillende stappen in Sanscrit is te vinden op de helppagina: Sanscrit - helppagina root (risicotoolboxbodem.nl). 
Let op: Sanscrit is niet geschikt voor een gezondheidskundige risicobeoordeling van arseen en lood, omdat het MTR humaan voor lood en arseen niet meer actueel is.

Module diffuus lood 

De module diffuus lood stelt gemeenten bij een diffuse bodemverontreiniging met lood in staat om zogenaamde aandachtsplekken in beeld te brengen. Dit zijn plekken waar de bodemkwaliteit onvoldoende is voor het beoogd bodemgebruik. De module berekent de blootstelling voor meerdere zones binnen het gebied en bepaalt de bijdrage aan de totale blootstelling in het gebied. Ook kan de effectiviteit worden geschat van gebruiksadviezen en/of sanering op de reductie van de blootstelling aan lood in de bodem. Zie gezondheidskundige risicobeoordeling lood voor aanvullende informatie over het beoordelen van het gezondheidsrisico van lood. (Sanscrit - module diffuus lood (risicotoolboxbodem.nl)).

Concrit is een nieuw model onder de Omgevingswet. Het is een combinatie tussen Sanscrit en het toepassen van grond of baggerspecie. In het toepassen van grond of baggerspecie wordt voor bodemverzet een locatie specifieke maximale waarde afgeleid. Concrit geeft aan of er gebouwd mag worden op verontreinigde grond met gehaltes boven de interventiewaarde. Het model kan dus ter ondersteuning gebruikt worden door gemeenten bij het vaststellen van lokale normen waarboven (sanerende) maatregelen nodig zijn om te mogen bouwen. Daarvoor in de plaats kan ook CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) of Sanscrit gebruikt worden voor een gezondheidskundige risicobeoordeling.

Let op: Concrit, CSOIL en Sanscrit zijn niet geschikt voor een gezondheidskundige risicobeoordeling van arseen en lood, omdat het MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)_humaan voor lood en arseen niet meer actueel is.

De belangrijkste gezondheidseffecten van blootstelling aan asbestvezels door inademing zijn: een verhoogde kans op het krijgen van mesothelioom (longvlies- en buikvlieskanker) en bronchiaal carcinoom (longkanker). Bij langdurige hoge blootstelling, met name in de werksituatie zonder gebruik van de juiste persoonlijke beschermingsmiddelen, kan ook asbestose (stoflongen) optreden. De latentieperiode tussen eerste blootstelling aan asbest en het zich openbaren van de ziekte is meestal zeer lang (30-65 jaar). De effecten op de gezondheid hangen met name af van het type asbest (serpentijn en amfibool), de concentratie asbestvezels in de lucht en de duur van de blootstelling. Uit een analyse van de Gezondheidsraad bleek in 2010 dat het gezondheidseffect van asbest groter is dan lange tijd werd gedacht, ongeveer 30 tot 40 keer groter. Dit heeft geen wijzigingen in het bodembeleid tot gevolg gehad. De norm voor asbest was gebaseerd op het verwaarloosbaar risiconiveau, terwijl dit voor de overige stoffen het maximaal toelaatbaar risiconiveau was. Op basis van de analyse van de Gezondheidsraad uit 2010 is de gehandhaafde norm nu gebaseerd op een niveau tussen het verwaarloosbaar risiconiveau en het maximaal toelaatbaar risiconiveau. 

Meer informatie over asbest in de GGD-Richtlijn medische milieukunde ‘Gezondheidsrisico van asbest in woningen en publieke gebouwen’: 

• Kenmerken en bronnen van asbest – hoofdstuk 2
• Gezondheidseffecten van asbest – hoofdstuk 4
• Risicobeoordeling voor asbestvezels in de binnenlucht – hoofdstuk 6.4

Blootstellingroutes asbest

Zolang asbest in de bodem zit en niet aan de oppervlakte voorkomt zijn er geen directe gezondheidsrisico’s, omdat er geen losse asbestvezels ingeademd kunnen worden. Een risico zou kunnen ontstaan als mensen gaan graven in de bodem. Dan kunnen asbestvezels naar de oppervlakte worden gebracht, die vervolgens in de lucht kunnen komen. Kinderen kunnen ook stukjes asbest in de bodem vinden en er vervolgens mee gaan spelen. Volgens de huidige wetenschappelijke inzichten kan inademen van asbestvezels tot gezondheidseffecten leiden. Er is geen verhoogd risico op het optreden van kanker door orale blootstelling aan asbestvezels in het Nederlands leidingwater (Gezondheidsraad).  Dat geldt eveneens voor inhalatie via leidingwater. Het gaat dan om het inademen van asbestvezels die in de lucht komen vanuit het leidingwater tijdens het douchen of bij het gebruik van luchtbevochtigers. Asbest kan niet via de huid worden opgenomen. In het geval van een bodemverontreiniging met asbest is geen sprake van een ecologisch risico of verspreidingsrisico (behalve bij verwaaiing). Dus alleen inademen van asbestvezels kan tot gezondheidseffecten leiden. 

Inademen van asbestvezels

Er zijn altijd asbestvezels in de buitenlucht aanwezig. Door het bewerken van asbesthoudende bodem of door verwering van asbestdaken kunnen extra asbestvezels in de buitenlucht vrijkomen (directe blootstelling). De kans op een verhoging van het aantal asbestvezels in de buitenlucht neemt toe naarmate:

• het gehalte niet-hechtgebonden asbest in de bodem hoog is;
• het waait;
• activiteiten die op of in de asbesthoudende bodem plaatsvinden, bijvoorbeeld graven in de bodem of wegverkeer op met asbestpuin verharde wegen;
• de grond droog is;
• er een verweerd asbesthoudend dak is en waar de afwatering op de bodem uitkomt.

Naast asbestvezels in de buitenlucht, kunnen asbestvezels ook via de bodem in het binnenmilieu terechtkomen. Denk aan de verwering van asbestdaken zonder dakgoot of het mee naar binnenlopen van asbesthoudende grond via schoeisel, kleding of huisdieren. Vervolgens kunnen asbestvezels in de binnenlucht komen door activiteiten (o.a. stofzuigen) en daar door inademing van vezels risico’s voor de gezondheid opleveren.

Bodemonderzoek asbest

De NEN Nederlandse norm (Nederlandse norm) 5707 beschrijft een methode voor de bepaling van het gehalte aan asbest in de bodem en in partijen grond. Het uitvoeren van een verkennend onderzoek asbest is verplicht als er sprake is van één of meer van de volgende condities:

• aanwijzingen voor bodembelastende activiteiten (dan gaat het om voormalige industriële locatie met asbestproblematiek bijvoorbeeld een stortlocatie of schroothandelaar op basis van het vooronderzoek);
• aanwezigheid van asbesthoudend of -verdacht materiaal (ook onder asbestdaken, zie verderop);
• puinhoudende bodem.

Het doel van dit verkennend onderzoek asbest is: nagaan of de verdenking van een bodemverontreiniging met asbest terecht is, het globaal vaststellen van de aard, omvang en ruimtelijke verdeling van de asbestverontreiniging. In het nader onderzoek kan worden vastgesteld of er sprake is van een bodemverontreiniging waarvoor maatregelen noodzakelijk zijn. De voorspellende waarde van asbestonderzoek is gering, omdat asbest zeer heterogeen voorkomt in de bodem. Het kan dus voorkomen dat asbestonderzoek geen alarmerende gehaltes aantoont, maar tijdens werkzaamheden toch hoge gehaltes asbest worden aangetroffen. 

Respirabele vezels

Als het criterium van 100 mg/kg kilogram (kilogram) d.s. uitgedrukt in asbestvezel-equivalenten wordt overschreden, kan analyse op de respirabele asbestvezels (diameter kleiner dan 3 µm en lengte kleiner dan 200 µm) plaatsvinden. Een zogenoemde SEM-analyse op respirabele asbestvezels is aan te raden als er een specifieke verdenking is vanuit het vooronderzoek:

• locaties waar asbesthoudend materiaal is gebruikt, zoals oude industriële installaties of pijpleidingen; 
• locaties bij verweerde asbestdaken (zie verderop: asbestdaken);
• locaties waar met asbest verontreinigd havenslib is toegepast. 

Meer informatie over asbestonderzoek in de bodem:

• Onderzoek naar asbest in bodem en puin - Informatiepunt Leefomgeving (iplo.nl)
• Informatie over sanering van asbest in de bodem: Sanering van asbest in de bodem (RIVM)

Risicobeoordeling asbest

Aan de hand van het stappenplan in het Protocol Asbest kan worden bepaald of er sprake is van een risico door de aanwezigheid van een bodemverontreiniging met asbest en in hoeverre maatregelen kunnen worden getroffen. Of er sprake is van risico’s is afhankelijk van de asbestconcentratie in de bodem, het soort asbest, de mate van hechtgebondenheid, het huidig of toekomstig gebruik van de locatie en de aanwezige bodembedekking. Het Protocol Asbest is verwerkt in Sanscrit 3.0 en Concrit. De wettelijke basis staat in het Besluit kwaliteit leefomgeving onder de vaststelling van de waarde toelaatbare kwaliteit bodem in artikel 5.89j. 

Interventiewaarde asbest

De interventiewaarde voor asbest in bodem is 100 mg/kg d.s., uitgedrukt in asbestvezel-equivalenten (de concentratie van serpentijn vezels + 10 x de concentratie aan amfibool vezels).

Gezondheidskundige risicowaarden asbest

Als gezondheidskundige risicowaarden kunnen de onderstaande waarden uit het Protocol Asbest worden gebruikt. Gewogen is de concentratie serpentijn asbest + 10 x de concentratie amfibool asbest. 

• 10 mg/kg (gewogen) respirabele asbestvezels; in contactzone (bovenste 2 cm of diepte graafwerkzaamheden)
• 100 mg/kg (gewogen) niet-hechtgebonden asbest in de bovenste 0,5 meter (of bij veel contact de bovenste 1 m) en/of graafwerkzaamheden tot in de asbesthoudende laag. Bij een bodemverontreiniging met minder dan 100 mg/kg niet-hechtgebonden asbest, is geen gezondheidsrisico te verwachten door het aantal asbestvezels in de lucht. Zelfs niet bij schoffelen of bij droog weer.
• 1000 mg/kg (gewogen) hechtgebonden asbest in de bovenste 0,5 meter (of bij veel contact de bovenste 1 m) en/of graafwerkzaamheden tot in de asbesthoudende laag.

Advisering GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) asbest

De GGD adviseert om blootstelling aan asbestvezels zoveel mogelijk te voorkomen. Hiervoor moeten passende maatregelen worden genomen. Passende maatregelen zijn maatregelen die in verhouding staan tot het gezondheidsrisico dat mensen lopen door blootstelling aan asbestvezels. Zie daarvoor ook de GGD-Richtlijn medische milieukunde : Gezondheidsrisico van asbest in woningen en publieke gebouwen.
Het is belangrijk om te voorkomen dat er losse asbestvezels uit de bodem in de lucht vrijkomen of in het binnenmilieu terechtkomen. Dit kan door: 

• het hechtgebonden asbest zoveel mogelijk te verwijderen (zeven en/of handpicking). Dit is ook wenselijk op locaties waar het gehalte asbest niet de gezondheidskundige risicowaarde overschrijdt. Dit is om te voorkomen dat kinderen met stukjes asbest gaan spelen en/of stukjes asbest naar binnen worden gelopen.  
• uit voorzorg (totdat eventueel sanering plaatsvindt) de volgende maatregelen te nemen:
  • de bodem afdekken of de bodem nat te houden (in een tuin bieden graszoden of (tegel-) verharding voldoende bescherming, tenzij de graszoden droog zijn of veel belopen worden);
  • de bodem zo min mogelijk te betreden (om inloop van losse asbestdeeltjes in de woning te voorkomen);
  • de bodem niet bewerken (zoals (moes)tuinieren of het ingraven van een trampoline). 

Asbestdaken 

Asbestdaken zijn door ouderdom vaak verweerd (door weer, wind en mosgroei), waardoor asbest zich kan verspreiden naar de omgeving, bijvoorbeeld met afspoelend regenwater en losgekomen stukjes mos. In de meeste gevallen vormt een asbestdak geen risico voor de gezondheid. Wel is de bodem onder asbestdaken verdacht en moet deze onderzocht worden conform NEN 5707 (nen.nl). Vooral onder verweerde asbestdaken zonder goot of in de buurt van kapotte afvoerpunten mag ervan worden uitgegaan dat de toplaag van de bodem is verontreinigd met asbestsvezels en stukjes asbestcement. In de meeste gevallen is de toplaag van de bodem (10 cm-mv) tot op 1 meter afstand van het pand (dakrand) verdacht. Uitgespoelde asbestdeeltjes of stukjes mos kunnen mee naar binnen worden gelopen. Ook kan een kapot of verweerd asbestdak leiden tot asbestvezels in de buitenlucht. De hiermee gepaard gaande gezondheidsrisico’s zijn meestal verwaarloosbaar, omdat de vezels sterk in de lucht worden verdund. Maar verwering van asbestdaken draagt wel bij aan de achtergrondconcentratie asbestvezels in de lucht. Wanneer uit het vooronderzoek naar voren komt dat mogelijk ook respirabele vezels aanwezig zijn, dan moet daar in de onderzoeksstrategie rekening mee gehouden worden. In de praktijk is dit bij verweerde daken altijd het geval. Dit betekent onder andere dat de analyse van grondmonsters essentieel is en dat een respirabele vezelbepaling volgens NEN 5898 moet worden uitgevoerd bij een asbestconcentratie in de grond van 100 mg/kg d.s. Bij deze asbestconcentratie in de grond is de concentratie aan respirabele vezels nooit meer dan 5-10 mg/kg d.s. De GGD adviseert om asbesthoudende daken zo spoedig mogelijk te (laten) verwijderen door een gecertificeerd asbestsaneringsbedrijf. Verweerde asbestdaken en asbestdaken zonder dakgoot hebben daarbij prioriteit. De aanwezigheid van asbestdaken in de nabijheid van bijvoorbeeld woningen, kinderboerderijen, scholen of maneges verdienen speciale aandacht. Met het verwijderen van asbestdaken wordt blootstelling aan asbestvezels beperkt en wordt verspreiding van asbestvezels door verwering, beschadiging, brand of een incident voorkomen. Het vervangen van een asbestdak kan bijvoorbeeld gekoppeld worden aan het plaatsen van zonnepanelen of het aanleggen van een groen dak.  (Asbestdaken (GGD GHOR Nederland).

In het verleden zijn bestrijdingsmiddelen gebruikt waarvan pas achteraf duidelijk werd dat ze in de bodem slecht afbreekbaar zijn. Daardoor is veel grond die vroeger werd gebruikt als landbouwgrond, nog steeds vervuild met bestrijdingsmiddelen die nu verboden zijn,  zoals DDT dichloordifenyltrichloorethaan (dichloordifenyltrichloorethaan) (dichloordifenyltrichloorethaan), drins (aldrin, dieldrin en endrin) en HCH (hexachloorcyclohexaan). Ook nu worden nog middelen gebruikt die de bodem kunnen vervuilen. In ongeveer 20% van de bestrijdingsmiddelen die nu in Nederland gebruikt worden, zitten Zeer Zorgwekkende stoffen (ZZS). In ongeveer 10% zitten potentieel Zeer Zorgwekkende Stoffen (pZZS). En circa 5% van de bestrijdingsmiddelen bevat een PFAS Per- en polyfluoralkylstoffen (Per- en polyfluoralkylstoffen) als werkzame stof. Door het gebruik van bestrijdingsmiddelen komen dus (p)ZZS Zeer Zorgwekkende Stoffen (Zeer Zorgwekkende Stoffen) en PFAS in de leefomgeving terecht. Ook niet-doelwit organismen kunnen een effect ondervinden van bestrijdingsmiddelen. Zo kunnen bestrijdingsmiddelen de balans in de voedselketen verstoren. Hierdoor kunnen planten- en insectensoorten verdwijnen en gaat de biodiversiteit achteruit. 

Blootstellingsroutes bestrijdingsmiddelen

Bestrijdingsmiddelen kunnen tijdens de toepassing via de lucht in de omgeving terechtkomen. Bodem- of stofdeeltjes verontreinigd met bestrijdingsmiddelen bevinden zich op de akkers, of kunnen verwaaien naar omliggend gebied en daar mee worden gelopen naar binnen. Ook kunnen bestrijdingsmiddelen uitspoelen naar grond- en oppervlaktewater en zodoende de drinkwaterkwaliteit en oppervlaktewaterecosystemen bedreigen. Met name in perioden van droogte neemt de concentratie van bestrijdingsmiddelen toe in oppervlaktewater dat gebruikt wordt voor drinkwater. Uit onderzoek van het RIVM in 2021 blijkt dat 70 van de 216 drinkwaterwinningen één of meerdere bestrijdingsmiddelen zijn aangetroffen in normoverschrijdende concentraties. 

GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)-informatieblad over bestrijdingsmiddelen: het meest recente GGD-informatieblad is te vinden op het cGM centrum Gezondheid en Milieu (centrum Gezondheid en Milieu)-platform (uitsluitend toegankelijk voor GGD-medewerkers). De oude versie (2014) is openbaar, online toegankelijk.

Actuele informatie over bestrijdingsmiddelen: Bestrijdingsmiddelen (RIVM).

Bestrijdingsmiddelen en gezondheidseffecten

Uit onderzoek komen aanwijzingen naar voren voor een verband tussen blootstelling aan bestrijdingsmiddelen en de ziekte van Parkinson (nih.gov). En ook zijn er aanwijzingen voor een verband tussen prenatale blootstelling en het optreden van ontwikkelingsstoornissen bij kinderen (Gezondheidsraad). 

De omgang met bestrijdingsmiddelen in Nederland

Het gebruik van bestrijdingsmiddelen in Nederland 

Momenteel zijn in Europa bijna 500 bestrijdingsmiddelen op de markt (clo.nl). In Nederland is een dalende trend in het gebruik van bestrijdingsmiddelen. Er bestaan grote verschillen per teelt. Op grasland voor veeteelt wordt jaarlijks nog geen kilogram per hectare gebruikt, in de bloembollenteelt ongeveer 75 kilogram per hectare, sierteelt onder glas ongeveer 50 kilogram per hectare, fruitteelt ongeveer 40 kilogram per hectare en akkerbouw ongeveer 10 kilogram per hectare (rivm.nl).  De Europese Commissie heeft als onderdeel van de Green Deal een voorstel uitgebracht (europa.eu) waarin staat dat in 2030 het gebruik en risico van bestrijdingsmiddelen met 50% gedaald moet zijn ten opzichte van 2015-2017. Ook wordt het gebruik van bestrijdingsmiddelen in/rondom gevoelige bestemmingen zoals parken en speelplekken verboden. In 2030 bestaat in Nederland de land- en tuinbouw uit een duurzame productie met weerbare planten en teeltsystemen (Rijksoverheid.nl), gebruik van gewasbeschermingsmiddelen zo veel mogelijk kan worden voorkomen nagenoeg zonder emissies naar het milieu en zonder residuen. 

Het voorkomen van bestrijdingsmiddelen in milieu, dier en mens

In 2018 coördineerde het RIVM het Onderzoek Blootstelling Omwonenden (OBO) waarin is gekeken in hoeverre omwonenden van bollenvelden in contact komen met bestrijdingsmiddelen. Restanten van bestrijdingsmiddelen gebruikt op de bollenvelden zijn teruggevonden in de buitenlucht rond woningen in de buurt, in het stof op de deurmat en in het huisstof. Ook zijn resten teruggevonden in urine van omwonenden op meer dan 500 meter afstand. 
Wageningen Universiteit doet mee aan het Europese project SPRINT. Daarin wordt op grote schaal onderzoek gedaan naar de aanwezigheid van bestrijdingsmiddelen in het milieu, dier en mens. In Nederland wordt onderzoek gedaan bij 24 Groningse en Friese boeren (voornamelijk aardappelteelt), omwonenden en 24 inwoners uit Groningen. Tussentijdse resultaten in 2023 laten zien dat in bijna alle monsters mengsels van residuen zijn gevonden. In huisstof van de woningen zijn vaak meer dan 100 middelen aangetroffen. Glyfosaat is het meest voorkomende middel. Ook bij biologische boeren zijn resten van bestrijdingsmiddelen aangetroffen. De gevonden hoeveelheden zijn gemiddeld wel lager. 

Gezondheid in de toelating van bestrijdingsmiddelen

Voordat bestrijdingsmiddelen in Nederland gebruikt mogen worden, doorlopen ze een toelatingsprocedure waar ook de gezondheidsrisico’s bekeken worden. Daarbij wordt uitgegaan van een conservatieve blootstellingsschatting en gezondheidskundige grenswaarden die zijn afgeleid uit proefdieronderzoek. Sinds 2014 maakt ook een aparte beoordeling voor omwonenden deel uit van de procedure. Een toelatingsprocedure kan echter nooit absolute zekerheid bieden dat er geen gezondheidsschade kan optreden (Gezondheidsraad). Een erkend probleem is dat de mogelijke gezondheidsrisico’s onvoldoende worden afgedekt voor: 1. ongeboren en jonge kinderen, 2. neurologische aandoeningen op latere leeftijd zoals de ziekte van Parkinson. Ook is het binnen de huidige procedure niet goed mogelijk om risico’s van blootstelling aan een stof vanuit verschillende bronnen of blootstelling aan verschillende stoffen tegelijk mee te nemen. 

Drins

Drins (aldrin, dieldrin (cdc.gov) en endrin (cdc.gov) zijn organische chloorbestrijdingsmiddelen. Aldrin en dieldrin zijn van 1950-1970 in de landbouw gebruikt. Aldrin breekt zowel in het lichaam als in de omgeving door bacteriën en zonlicht snel af naar dieldrin. Vervolgens wordt dieldrin in de bodem en water langzaam afgebroken. Ook worden ze opgenomen door planten. Twee belangrijke blootstellingsroutes zijn gewasconsumptie en in mindere mate ingestie van gronddeeltjes (CSOIL2020).

Interventiewaarde drins

De interventiewaarde voor de som van drins in de bodem is 4 mg/kg kilogram (kilogram). De interventiewaarde voor de meest kritische drin, namelijk aldrin, is 0,32 mg/kg. 

Risicobeoordeling drins

Allereerst kan een individuele drin getoetst worden aan de gezondheidskundige risicowaarde bodem (zie Tabel Gezondheidskundige risicowaarde drins. Bij de gezondheidskundige beoordeling van blootstelling aan drins moet rekening worden gehouden met de combinatietoxiciteit. Ook als de gehaltes van alle individuele drins lager zijn dan de gezondheidskundige risicowaarden, kan er in sommige gevallen toch sprake zijn van een gezondheidsrisico door combinatietoxiciteit. Bij overschrijding van de interventiewaarde van de som van drins (4 mg/kg) is het advies om altijd de combinatietoxiciteit te beoordelen met Sanscrit of CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems), ook als de gezondheidskundige risicowaarden van de individuele drins niet worden overschreden.

Tabel Gezondheidskundige risicowaarde drins in grond, CSOIL2020.

DDT, DDE dichlorodiphenyldichloroethylene (dichlorodiphenyldichloroethylene) en DDD defined daily doses (defined daily doses) 

DDT (dichloordifenyltrichloorethaan) is als insecticide gebruikt in de landbouw. Sinds 1972 is het gebruik ervan verboden, al wordt het in een aantal landen nog gebruikt in de bestrijding van malaria. DDT breekt in het milieu verder af naar DDE (dichloordifenyldichloorethyleen) en DDD (dichloordifenyldichloorethaan). In het milieu hechten DDT, DDE en DDD (cdc.gov) aan bodemdeeltjes en worden ze zeer langzaam afgebroken (dus persistent). Ook kan DDT worden aangetroffen in het sediment van wateren, omdat het niet makkelijk in water oplost .

Interventiewaarde DDT, DDE en DDD

De interventiewaarde voor de som van DDT/DDE/DDD in de bodem is 4 mg/kg. De interventiewaarde voor DDT is 1,7 mg/kg. 

Dithiocarbamaten (DTC’s)

Dithiocarbamaten zoals maneb, zineb, metiram, thiram en propineb werden als fungicide gebruikt in de landbouw. In de EU mogen maneb sinds 2017 en mancozeb sinds 2021 niet meer worden toegepast. Beide stoffen zijn reprotoxisch en endocriene verstoorders voor mens en dier. In de bodem binden de stoffen aan gronddeeltjes waardoor ze niet mobiel zijn in het milieu. In de bodem breekt maneb snel af tot ethyleenthioureum (ETU) wat opgenomen wordt door gewassen. Voor maneb, mancozeb en ETU zijn geen gezondheidskundige risicowaarden bekend. 

Glyfosaat

Glyfosaat (merknaam RoundUp) is een onkruidbestrijdingsmiddel dat zowel in de landbouw als door andere professionals en particulieren al tientallen jaren gebruikt wordt. Vanaf 2023 mogen in Nederland (ctgb.nl) geen onkruidbestrijdingsmiddelen met glyfosaat aan particulieren verkocht worden. Ook hoveniers mogen geen glyfosaat meer gebruiken. Boeren en telers mogen het middel wel gebruiken. Op 16 november 2023 heeft de Europese Commissie besloten om de goedkeuring van glyfosaat met 10 jaar te verlengen. In bodem, water en planten wordt glyfosaat door micro-organismen afgebroken tot AMPA (ScienceDirect) (aminomethylfosfonzuur). AMPA breekt in het milieu langzamer (halfwaardetijd enkele maanden) af dan glyfosaat (halfwaardetijd dagen tot weken). De halfwaardetijd is afhankelijk van de bodemcondities en temperatuur (nature.com).  In 45% van 300 bodemmonsters van landbouwgronden in Europese landen worden glyfosaat en AMPA aangetroffen. Het hoogst gemeten gehalte AMPA was 2 mg per kg grond. Voor bodem is er zowel voor glyfosaat als AMPA geen norm. Voor drinkwater is de drinkwaterkwaliteitseis voor AMPA 1,0 µg per liter. Vanwege het grootschalige gebruik, de accumulatie en het voorkomen in gewassen zijn er zorgen ontstaan over de mogelijke schadelijke effecten van glyfosaat. IARC International Agency for Research on Cancer (International Agency for Research on Cancer)  heeft de stof bestempeld als waarschijnlijk carcinogeen voor de mens (IARC 2A). Verder onderzoek naar glyfosaat is noodzakelijk om de mogelijke effecten op de biodiversiteit, dier en mens te achterhalen. 

Meer informatie over Glyfosaat: 

• Glyfosaat, WUR
• Glyfosaat stofgegevens, RVM

BTEXN (benzeen, tolueen, ethylbenzeen, xyleen en naftaleen) zijn vluchtige, aromatische koolwaterstoffen. Rondom (voormalige) tankstations, industrie en bij langdurige lekken uit gasleidingen of opslagtanks kunnen deze stoffen de bodem hebben verontreinigd. De belangrijkste blootstellingsroute van BTEXN is inademing van verontreinigde binnenlucht, namelijk meer dan 95% van de dosis in het scenario wonen met tuin. Uitsluitend bij naftaleen kunnen andere routes, zoals ingestie van gronddeeltjes, gewasconsumptie en dermale opname ook een rol spelen (CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) 2020). Ook heeft naftaleen een lage geurdrempel, waardoor snel geurhinder kan optreden. Drie stoffen uit de groep BTEXN zijn (mogelijk) kankerverwekkend, namelijk benzeen (IARC International Agency for Research on Cancer (International Agency for Research on Cancer) 1: bewezen carcinogeen voor de mens), ethylbenzeen en naftaleen (beiden IARC 2B: mogelijk carcinogeen voor de mens). Achtergrondinformatie over het uitvoeren van luchtmetingen en de gezondheidskundige toetsingswaarden van benzeen is te vinden in de GGD-richtlijn ‘Publieke gezondheidsaspecten van bodemsanering’.

Meer informatie over BTEXN:

• De gezondheidseffecten: Toxicological Profiles (cdc.gov)
• De interventiewaarden: Zoeksysteem, Risico’s van stoffen (rivm.nl)
• Overige gezondheidskundige toetsingswaarden (TCL, MRL maximumresidugehalte (maximumresidugehalte)) en geurdrempels: Tabel gezondheidskundige toetsingswaarden en geurdrempels bij bodemsanering 

Wat zijn cyaniden?

Cyaniden komen van nature voor in een aantal planten, zoals amandelen, lima bonen, soja en cassave. Cyaniden in bodem en grondwater komen daar door industriële processen, denk aan terreinen waar eerder een gasfabriek of metaalverwerkingsbedrijf heeft gestaan. Karakteristiek voor deze verzameling van stoffen is dat ze een CN-ion bevatten. Cyaniden zijn onder te verdelen in: complexgebonden cyaniden, cyaniden in vrije vorm en thiocyanaat:

• Complexgebonden cyaniden hechten sterk aan de bodem en verdampen niet. Gebonden aan de bodem kan de stof alleen via ingestie van bodemdeeltjes of huidcontact in het lichaam komen. Maar onder invloed van daglicht kunnen ze uiteenvallen in vrije cyaniden.
• Vrije cyaniden (waartoe ook blauwzuurgas behoort) verdampen gemakkelijk; ze komen het lichaam binnen via de ademhaling. Deze groep cyaniden is veel schadelijker dan complexgebonden cyaniden, en opname hiervan in het lichaam kan zelfs dodelijk zijn. Vrij cyanide (cdc.gov) remt namelijk de aerobe stofwisseling op mitochondrieel niveau. Dat zorgt voor hoofdpijn, misselijkheid, bewustzijnsverlies of zelfs tot overlijden. Bij een bodemverontreiniging zijn de concentraties niet zo hoog dat ernstige gevolgen zoals bewustzijnsverlies en overlijden optreden bij bewoners, gebruikers en omwonenden van een bodemverontreiniging.  
• Thiocyanaat wordt primair gevormd door de reactie van cyanide met sulfide. Dit gebeurt zowel in de omgeving als in het menselijk lichaam. Thiocyanaat is minder schadelijk voor de mens dan vrij cyanide (cdc.gov).

Interventiewaarde cyaniden

De huidige interventiewaarde (pdf) voor cyanide (vrij) is 20 mg/kg kilogram (kilogram). Deze interventiewaarde is gebaseerd op een verouderde gezondheidskundige risicogrens, want de eerdere aanname over de opname van cyaniden door gewassen klopt niet. Hoewel het RIVM in 2012 heeft voorgesteld de interventiewaarde aan te passen naar 0,04 mg/kg (gebaseerd op een ecologische risicogrens), is dit niet doorgevoerd. 

Risicobeoordeling cyaniden

In CSOIL en Sanscrit is de risicobeoordeling van een bodemverontreiniging (pdf) met cyaniden gebaseerd op de aanname dat blootstelling aan cyaniden vrijwel geheel (99%) via gewasconsumptie plaatsvindt. Verondersteld werd daarbij dat de concentratie van vrij cyanide in de plantenwortels gelijk is aan die in het bodemporiewater, waarin een bepaalde fractie opgelost was van het in de bodem aanwezige vrije cyanide. Het blijkt echter dat cyaniden nauwelijks worden opgenomen in planten. En als ze worden opgenomen, dan worden ze naar verwachting omgezet in niet-toxische verbindingen. Hierdoor wordt de blootstelling via gewasconsumptie aan cyanide overschat.  Blootstelling kan wel plaatsvinden via inhalatie van vrij cyanide in de buitenlucht of door ingestie van cyanide via gronddeeltjes of grondwater. Een betrouwbare relatie tussen CN-verbindingen in de grond en HCN (blauwzuurgas) in de lucht is echter niet bekend. Om de risico’s van cyaniden te beoordelen kunnen de volgende drie mogelijkheden in overweging worden genomen:

1. Inhalatie: direct meten van concentratie HCN in buitenlucht en/of bodemlucht en deze toetsen aan de TCL van 25 µg/m³.
2. Ingestie van gronddeeltjes: een beoordeling op basis van de acute toxiciteit (pdf). Voor kinderen die 5 gram grond per dag binnenkrijgen (bijvoorbeeld in het geval van picagedrag) zouden de volgende gezondheidskundige risicowaarden bodem gelden:
   • vrij cyanide = 43 mg/kg
   • complex cyanide = 4800 mg/kg
   • thiocyanaat = 33 mg/kg
3. Ingestie via grondwater: het meten van de concentratie in poriewater en deze toetsen aan de risicogrenswaarde voor grondwater die gebaseerd is op de consumptie van ongezuiverd grondwater als drinkwater (pdf) (2L per dag voor een volwassene en 1L voor een kind, levenslang):
   • vrij cyanide = 1570 µg/L 
   • thiocyanaat = 346 µg/L 

Wat zijn dioxines en PCB polychlorobiphenyls (polychlorobiphenyls)’s?

Er is onderscheid tussen dioxines, dioxine-achtige polychloorbifenylen (DL-PCB’s) en polychloorbifenylen (PCB’s). Dioxines zijn polyaromatische koolwaterstoffen met chlooratomen. Vooral tijdens de verbranding van materiaal waar chloor in zit (zoals PVC polyvinylchloride (polyvinylchloride)) kunnen veel dioxines ontstaan. DL-PCB’s kunnen in bepaalde chemische stoffen voorkomen, zoals in PCB-houdende koelvloeistof of in bestrijdingsmiddelen zoals pentachloorphenol (houtverduurzamingsmiddel). PCB’s (polychloorbifenylen) komen voor in oude transformatoren, oliën en plastic. Sinds 2001 is de productie en het gebruik van PCB’s wereldwijd verboden. Dioxines, DL-PCB’s en PCB’s zijn moeilijk afbreekbaar en lang aanwezig in zowel het milieu als in de mens. Langdurige blootstelling aan dioxines (who.int), DL-PCB’s en PCB’s leidt tot effecten op onder andere het immuunsysteem, de neurologische ontwikkeling en op de voortplanting. Daarnaast zijn een aantal dioxines en PCB’s bewezen kankerverwekkend volgens de IARC-classificatie (who.int) (zoals TCDD, PCB’s 77, 81 105, 114, 118, 123, 126, 156, 157, 167, 169, 189). De EFSA Europese Voedselveiligheidsautoriteit (Europese Voedselveiligheidsautoriteit) heeft in 2018 voor dioxines en DL-PCB’s een nieuwe gezondheidskundige grenswaarde voor de mens vastgesteld, namelijk een TWI (tolerable weekly intake) van 2 picogram/kg kilogram (kilogram) lichaamsgewicht. 

Blootstellingroutes dioxines en DL-PCB’s

Blootstellingsroutes voor dioxines via de bodem zijn de ingestie van gronddeeltjes en consumptie van gewassen. Vooral de consumptie van gewassen uit de omgeving die met dioxines zijn vervuild, bepaalt de extra blootstelling aan dioxines. Dan gaat het om directe neerslag van dioxines of doordat ze via de bodem in de gewassen zijn terechtgekomen. Mensen krijgen ook als achtergrondblootstelling dioxines (who.int) binnen via de voeding, met name via vlees, vette vis, zuivel en eieren. Een voorbeeld is de vleesconsumptie van wilde grazers in de uiterwaarden. Vanwege hoge concentraties dioxines in het vlees wordt dit vlees niet meer aangeboden voor consumptie. 

Risicobeoordeling combinatietoxiciteit dioxines en DL-PCB’s

Bij de beoordeling van dioxines in de bodem is het belangrijk om op de combinatietoxiciteit te letten. In Sanscrit of CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) wordt de combinatietoxiciteit automatisch toegepast. Bij dioxines wordt gebruik gemaakt van TEF (toxic equivalency factors). Voor de meest toxische dioxine TCDD (2,3,7,8- tetrachloordibenzo-p-dioxin) is de TEF 1. De andere dioxines hebben een TEF evenredig met hun toxische werking ten opzichte van TCDD. Door de TEF kan de toxiciteit van de verschillende dioxines en DL-PCBs worden opgeteld. Naast combinatietoxiciteit is het belangrijk om bij een bodemverontreiniging met dioxines op te letten of de bewoners kippen houden en de kippeneieren eten. Dioxines en PCB's komen gemakkelijk in de eieren terecht, ook als de gehaltes van de stoffen in de grond niet zo hoog zijn (320583 (wur.nl). Zo kunnen mensen eieren met verhoogde dioxinegehaltes eten.

Update TEF voor dioxines en DL-PCB’s

In 2005 heeft de WHO World Health Organization (World Health Organization) TEF-waarden afgeleid voor dioxines en DL-PCB’s. Eind 2022 heeft de WHO besloten dat een update nodig is, omdat in de tussentijd nieuw onderzoek is gepubliceerd over relatieve potentiefactoren voor de bepaling van de TEF-waarden voor dioxines en DL-PCB’s. 

• The 2005 World Health Organization Re-evaluation of Human and Mammalian Toxic Equivalency Factors for Dioxins and Dioxin-like Compounds - PMC (nih.gov)
• WHO expert consultation on updating the 2005 toxic equivalency factors for dioxin like compounds, including some polychlorinated biphenyls

Risicobeoordeling PCB’s

Voor de risicobeoordeling van een bodemverontreiniging met PCB’s heeft een TEF-benadering de voorkeur. Via Sanscrit of CSOIL kan een risicobeoordeling worden uitgevoerd voor 13 soorten PCB’s, zie onderstaande Tabellen. De meest kritische hiervan is PCB126 met een gezondheidskundige risicowaarde van 0,0036 mg/kg ds. 

Tabel Gezondheidskundige risicowaarde indicator PCB’s in grond voor het scenario wonen met tuin, OS-10%, CSOIL 2020.

Tabel Gezondheidskundige risicowaarde dioxine-achtige PCB’s in grond voor het scenario wonen met tuin, OS-10%, CSOIL 2020.

In de standaardanalyse voor toetsing aan de interventiewaarde worden 7 soorten PCB’s meegenomen: 28, 52, 101, 118, 138, 153 en 180. De meest kritische hiervan is PCB180, met een gezondheidskundige risicowaarde van 0,21 mg/kg. PCB 118 valt zowel in de groep DL-PCB's als in de groep PCB's. Voor beide groepen is een aparte MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)_humaan. Daardoor moet PCB 118 tweemaal getoetst worden. In CSOIL kunnen beiden groepen geselecteerd worden en dezelfde PCB 118 gehalte dient ingevuld te worden. Verder wordt bij de gezondheidskundige beoordeling van PCB’s rekening gehouden met de combinatietoxiciteit. Daarnaast is het belangrijk om bij een bodemverontreiniging met PCB's op te letten of de bewoners kippen houden en de kippeneieren eten. PCB's komen gemakkelijk in de eieren terecht, ook als het gehalte in de grond niet zo hoog is.

Wat is minerale olie

Minerale olie is een complex mengsel van meer dan 1.000 verschillende bestandsdelen. In Nederland wordt ruwe aardolie verwerkt tot olieproducten zoals LPG Liquefied Petroleum Gas (Liquefied Petroleum Gas), (was)benzine, kerosine, diesel en motorolie. Uit minerale olie worden ook grondstoffen gemaakt voor de productie van kunststoffen, verven, oplosmiddelen en smeerolie. Minerale olie bestaat vooral uit koolwaterstofverbindingen: koolstof (C) en waterstofatomen (H) in ketens of ringverbindingen. Voor de beoordeling van een bodemverontreiniging met olie wordt meestal het totaal gehalte aan minerale olie in de koolstoffractie C10-C40 gebruikt. Met name de vluchtige fracties (C6-C10) spelen een rol in de beoordeling van het gezondheidsrisico. De totale fracties minerale olie worden aangeleverd in het bodemonderzoek. Minerale olie wordt verder onderverdeeld in alifatische (geen benzeenring) en aromatische fracties (wel benzeenring). Onder de aromatische fracties vallen ook de stoffen BTEXN (benzeen, tolueen, ethylbenzeen, xyleen en naftaleen) en PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen)’s (polycyclische aromatische koolwaterstoffen). Daarnaast worden aan minerale olie stoffen toegevoegd om de eigenschappen te verbeteren, bijvoorbeeld ETBE of MTBE (ethyl of methyl tertiary-butyl) in benzine Olie in de bodem.pdf (soilpedia.nl).

Gezondheidseffecten minerale olie

Onbehandelde of licht behandelde minerale olie is een kankerverwekkende stof (IARC International Agency for Research on Cancer (International Agency for Research on Cancer)-classificatie groep 1: bewezen carcinogeen voor de mens). mono100F-19.pdf (who.int)

Meer informatie over minerale olie in de bodem: Olie in de bodem.pdf (soilpedia.nl)

Blootstellingsroutes minerale olie

Blootstelling aan minerale olie via de bodem is mogelijk via ingestie van verontreinigde gronddeeltjes, inademing van verontreinigde binnenlucht of opname via de huid. Bodemverontreinigingen met minerale olie kunnen ook zorgen voor geurhinder. En in uitzonderlijke gevallen kan brandgevaar of explosierisico ontstaan. Overige routes zoals gewasconsumptie of permeatie vanuit drinkwaterleiding kunnen in beperkte mate nog bijdragen aan de totale blootstelling.

Ingestie gronddeeltjes met minerale olie

Als de vluchtigheid van de minerale olie afneemt (alifatisch >C12 en aromatisch >C16) wordt de relatieve bijdrage aan de totale inname van ingestie van gronddeeltjes groter, zie onderstaande tabel.

Tabel Procentuele bijdrage van blootstellingsroute ingestie gronddeeltjes onderverdeeld in alifatische en aromatische fracties, CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) 2020.

Inademing verontreinigde binnenlucht minerale olie

Voor het scenario wonen met tuin is te verwachten dat de blootstelling aan de vluchtigere minerale fracties (alifatisch en aromatisch tot C16) vooral bepaald wordt door uitdamping naar de binnenlucht. Ook is de kans op uitdamping naar de woning groter als er sprake is van een drijflaag (laag puur product op het grondwater). Minerale olie waarbij uitdamping naar de binnenlucht een grote bijdrage levert zijn onder andere stoffen als BTEX, naftaleen en styreen. Zie onderstaande tabel voor de procentuele bijdrage van blootstellingsroute inademing.

Tabel Procentuele bijdrage van blootstellingsroute inademing onderverdeeld in alifatische en aromatische fracties, CSOIL 2020.

Geurhinder minerale olie

Een bodemverontreiniging met minerale olie kan ook zorgen voor geurhinder. Sommige bestandsdelen zoals bepaalde organische zwavelverbindingen of naftaleen zijn al bij zeer lage concentraties in de lucht waarneembaar. In de meeste gevallen zal naftaleen zorgen voor de meeste geuroverlast. Dit kan leiden tot klachten van bewoners en tot ongerustheid over mogelijke gezondheidseffecten, zie tekst over geurdrempel. Olie in de bodem.pdf (soilpedia.nl)

Huidcontact minerale olie

Minerale olie (alifatisch C12-C21 en aromatisch C16-C35) kan via de huid worden opgenomen. De blootstelling door huidcontact is meestal relatief gering ten opzichte van blootstelling via andere routes. In het scenario wonen met tuin is de bijdrage door huidcontact aan minerale olie is kleiner dan 7%. Dermale opname buitenhuis is groter dan binnenshuis, omdat buiten in de tuin meer contact met de bodem plaatsvindt. CSOIL 2020: Exposure model for human health risk assessment through contaminated soil. Technical description (rivm.nl).

Tabel Procentuele bijdrage van blootstellingsroute dermale opname buiten onderverdeeld in alifatische en aromatische fracties, CSOIL 2020.

Interventiewaarden minerale olie

De interventiewaarde voor minerale olie is beleidsmatig vastgesteld op 5000 mg/kg kilogram (kilogram) in grond en 600 µg/l in grondwater. Dit geldt voor de som van de C10-C40 koolwaterstoffen en is niet gebaseerd op een gezondheidsrisico. Voor de vluchtige fracties (C6 tot C10) is geen interventiewaarde vastgesteld. minerale olie | Risico's van stoffen (rivm.nl)

Risicobeoordeling minerale olie

Stap 1.   Bekijk het bodemonderzoek en de locatie.

• Wat is de locatie van de verontreiniging ten opzichte van bebouwing: ligt de verontreiniging onder of dicht bij een pand waarnaar uitdamping kan plaatsvinden.
• Een (voormalig) tankstation, garage of industrieterrein kan een bron zijn voor een bodemverontreiniging met minerale olie en andere stoffen zoals MTBE.
• Volgt uit het bodemonderzoek dat er een drijflaag aanwezig is: deze kan namelijk niet met CSOIL getoetst worden en betekent een groot risico op uitdamping. 

Stap 2. Voer allereerst een beoordeling uit voor BTEXN en PAK’s (zie BTEXN en PAK's).

Stap 3.   Vervolgens voer je een beoordeling uit voor de minerale olie. Het belangrijkste in deze beoordeling is de bepaling van het uitdampingsrisico. Leidt daarvoor uit het bodemonderzoek af om welke fracties minerale olie het gaat:

• Licht (alifatisch en aromatisch <C16). Bij lichte fracties kan uitdamping plaatsvinden en is verdere beoordeling noodzakelijk (zie stap 4-6).
• Zwaar (alifatisch en aromatisch >C16). Bij zware fracties vindt geen uitdamping plaats en is verdere beoordeling niet noodzakelijk.

Let op:

• Vaak wordt in het bodemonderzoek uitsluitend minerale olie totaal genoemd. Daardoor is een gezondheidskundige risicobeoordeling niet goed mogelijk. Vraag om een uitsplitsing in de fracties alifatisch en aromatisch of overleg met de bodemadviseur. Een extra argument om deze uitsplitsing aan te vragen is als er sprake is van een ernstige verontreiniging met minerale olie met woningen op of dicht bij de verontreinigingslocatie.
• Bij zwaardere fracties is soms sprake van een overschatting van het risico dat in CSOIL wordt berekend. Dit komt omdat tijdens de monstername van grondwater extra bodemmateriaal mee wordt genomen waar de slecht oplosbare stoffen aan vastzitten. Dat geeft een overschatting van de gehaltes van de zwaardere fracties in het grondwater. De metingen van lichtere fracties in grondwater zijn betrouwbaarder.
• Houd rekening met de combinatietoxiciteit. Ook als het gehalte van alle fracties is dan de gezondheidskundige risicowaarde, kan er in sommige gevallen een gezondheidsrisico zijn door combinatietoxiciteit. In CSOIL en Sanscrit wordt combinatietoxiciteit automatisch toegepast.

Stap 4.   Toets het gehalte minerale olie aan de gezondheidskundige risicowaarden in Tabel Gezondheidskundige risicowaarden minerale olie in bodem of grondwater. Bij gehaltes rond of boven de gezondheidskundige risicowaarde wordt een beoordeling in Sanscrit of CSOIL uitgevoerd.

• Pas in het model de diepte van de verontreiniging aan. De diepte van de verontreiniging heeft namelijk veel invloed op de mate van uitdamping: hoe minder diep de verontreiniging ten opzichte van de kruipruimte, des te meer uitdamping er plaatsvindt in het bovenliggend pand. Ook de aan- of afwezigheid van een kruipruimte is van invloed. Als een kruipruimte afwezig is, vindt er meer uitdamping plaats naar het bovenliggen pand.  
• Daarnaast kan onderscheid worden gemaakt tussen direct contact met de bodem (dermale opname en ingestie) en uitdamping via het grondwater (inhalatie).

Stap 5.   Bekijk of de minerale olie zich nog op andere manieren kan verspreiden, denk aan: permeatie via kunststof (PE/PVC polyvinylchloride (polyvinylchloride)) waterleidingen, verspreiding via het grondwater, brand- of explosiegevaar. 

Stap 6.   Geef tot slot advies over de noodzaak van binnenluchtmetingen bij uitdamping naar gebouwen. Met metingen in de binnenlucht (woonruimte en kruipruimte) kan worden nagegaan of er werkelijk sprake is van blootstelling aan vluchtige stoffen uit de bodem. Als er sprake is van een nog te bebouwen locatie, kunnen geen binnenluchtmetingen verricht worden. Volasoil kan dan een eerste indicatie geven.

Tabel: Gezondheidskundige risicowaarden minerale olie in bodem of grondwater voor het scenario wonen met tuin, levenslange blootstelling, CSOIL 2020.

PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen)’s komen vrij bij verbrandingsprocessen. De belangrijkste blootstellingsroutes van PAK’s zijn grondingestie, gewasconsumptie en in mindere mate dermale opname (CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) 2020). Sommige PAK’s zijn kankerverwekkend (benzo-a-pyreen) of mogelijk kankerverwekkend (o.a. benzo-fluorantheen en chryseen).

Meer informatie over PAK’s:

• De gezondheidseffecten: Toxicologisch Profiel (atsdr.cdc.gov)
• De interventiewaarden: Zoeksysteem risico's van stoffen (rivm.nl)

De interventiewaarden voor PAK’s zijn gericht op ecologische risico’s. De interventiewaarden worden regelmatig overschreden, maar dat betekent niet automatisch dat er ook sprake is van een gezondheidsrisico.

Risicobeoordeling PAK’s

Met CSOIL en Sanscrit kan een beoordeling van het gezondheidsrisico worden uitgevoerd. Bij de beoordeling van PAK’s in de bodem is het belangrijk om op de combinatietoxiciteit te letten. Sanscrit en CSOIL wordt de combinatietoxiciteit automatisch toegepast. Bij PAK’s wordt gebruik gemaakt van TEF (Toxiciteit Equivalentie Factoren). Benzo(a)pyreen is de meest carcinogene PAK en heeft een TEF van 1. De andere PAK’s hebben een TEF evenredig met hun carcinogene werking ten opzichte van benzo(a)pyreen (zie Tabel Carcinogene potentie PAK’s). Door van elke verbinding de dosis te vermenigvuldigen met de TEF en deze vervolgens voor alle stoffen bij elkaar op te tellen, wordt de totale toxiciteit van het mengsel verkregen, uitgedrukt als toxiciteitsequivalent (TEQ). 

Tabel Carcinogene potentie PAK’s

RIVM, Evaluatie onderbouwing BodemGebruiksWaarden

Wat zijn PFAS Per- en polyfluoralkylstoffen (Per- en polyfluoralkylstoffen)?

PFAS (bodemplus.nl) staat voor poly- en perfluoralkylstoffen. Deze stofgroep bestaat uit circa 10.000 stoffen. PFAS zijn stoffen die door mensen zijn gemaakt en vooral worden gebruikt vanwege hun specifieke eigenschappen, zoals brandwerend en water- en vetafstotend. Zij worden al decennia gebruikt in industriële processen en in vele producten. Naast positieve gebruikseigenschappen hebben PFAS negatieve milieueigenschappen en kunnen ze ook negatieve gezondheidseigenschappen hebben. In het milieu zijn de stoffen persistent en mobiel. Door het wijdverbreid gebruik, door emissies, incidenten en de stofeigenschappen worden PFAS inmiddels in Nederland niet alleen bij puntbronnen, maar ook als diffuse verontreiniging in bodem, grondwater en oppervlaktewater aangetroffen.

PFOA perfluoroctaanzuur (perfluoroctaanzuur), PFOS perfluoroctaansulfonaten (perfluoroctaansulfonaten) en GenX (HFPO-DA) behoren tot de groep zeer zorgwekkende stoffen (ZZS Zeer Zorgwekkende Stoffen (Zeer Zorgwekkende Stoffen)). Een aantal andere stoffen uit de PFAS-groep staat op de lijst van potentiële ZZS (pZZS). Langdurige blootstelling aan PFAS kan onder andere leiden tot nadelige effecten op het immuunsysteem (verlaagd antilichaamrespons op vaccinaties), de lever (o.a. verhoogd cholesterol en LDL Lage Dichtheid Lipoproteïnen (Lage Dichtheid Lipoproteïnen)) of de zwangerschap en geboorte (oa pre-eclampsie en verlaagd geboortegewicht) en sommige PFAS zijn mogelijk kankerverwekkend. Deze effecten zijn gevonden in epidemiologisch onderzoek, een oorzaak-gevolg relatie ontbreekt nog. 

Meer informatie over PFAS:

• PFAS in consumentenproducten: PFAS: Waarzitwatin 
• Gezondheidseffecten: Perfluoroalkyls (cdc.gov)
• Lijst met classificaties, WHO.
• Actuele ontwikkelingen rondom PFAS, RIVM.
• Informatie voor inwoners over PFAS, GGD leefomgeving.

Blootstellingsroutes PFAS

PFAS komen in het milieu terecht door productie van PFAS (emissie uit fabrieken), tijdens het gebruik van PFAS-houdende producten en in de afvalfase. PFAS kunnen direct of indirect in de grond en het grondwater terechtkomen. Denk voor direct aan het gebruik van blusschuim of historische dumpingen van fabrieken die met PFAS werken. Denk voor indirect aan emissies naar de lucht, vanuit daar kan PFAS zich verder verspreiden (atmosferische depositie).Hieronder staan de mogelijke blootstellingsroutes, waarbij gewasconsumptie en drinkwater de belangrijkste blootstellingsroutes zijn. Grondingestie is in vergelijking daarbij verwaarloosbaar:

• consumptie van gewassen;
• drinkwater, met name bereid uit oppervlaktewater.
• grondingestie;
• inademen van lucht en bodemstof.

Consumptie van gewassen

Omdat PFAS zo wijdverspreid aanwezig zijn in de leefomgeving, krijgen Nederlanders via voedsel en drinkwater al te veel PFAS binnen.  Het RIVM heeft aangetoond dat PFAS voornamelijk in vis zit, maar ook in koffie, thee, graan- en melkproducten, vlees, eieren, fruit en groenten is PFAS aanwezig. Moestuinonderzoek rondom puntbronnen bevestigt dat PFAS in gewassen worden aangetroffen. In fruit lijken de concentraties PFAS overeen te komen van fruitbomen op verontreinigde grond en ’schone’grond. & Rondom puntbronnen worden bij hoge PFAS-gehaltes in de grond of in het irrigatiewater duidelijk hogere PFAS-gehaltes in groenten en fruit aangetroffen. Op basis van de kennis uit de moestuinonderzoeken is het niet goed mogelijk om gericht advies te geven over de teelt en consumptie van specifieke groenten. Het aantal metingen en het aantal verschillende gewassen waarin is gemeten is namelijk beperkt.  Ook levert het vervangen van een gewassoort met meer PFAS door een andere gewassoort met minder PFAS maar een beperkte verlaging van de blootstelling ( & . In moestuinen worden meestal geen bestrijdingsmiddelen gebruikt, in tegenstelling tot de reguliere gewasteelt. In circa 5% van de gebruikte bestrijdingsmiddelen in Nederland is de werkzame stof een PFAS  Inventarisatie Zeer Zorgwekkende Stoffen in bestrijdingsmiddelen (rivm.nl).

Meer informatie over blootstelling aan PFAS en risicobeoordeling van PFAS in moestuingewassen:

• Herziening van de risicobeoordeling van PFAS in moestuingewassen in Helmond (pdf).
• Risicobeoordeling van PFAS in moestuingewassen uit moestuinen in de gemeenten Dordrecht, Papendrecht, Sliedrecht en Molenlanden (pdf)
• Rapport_PFAS_moestuinen_grond_en_wateronderzoek (pdf)
• Vragen en antwoorden over te veel blootstelling aan PFAS 

(Drink)water

In kwelgebieden komt PFAS in principe niet via de bodem in het diepe grondwater terecht. In de omgeving van de grote rivieren kan PFAS via infiltratie van rivierwater in het diepe grondwater terechtkomen. De stroming van water door de bodem is heel traag, zodat het een tijd kan duren voordat stoffen in het diepe grondwater terecht komen. Daarom zijn de PFAS-gehaltes in oppervlaktewater hoger dan in (diep) grondwater. Deze verschillen zie je terug in het drinkwater dat uit oppervlaktewater en diep grondwater wordt gemaakt. Kraanwater gemaakt uit grondwater voldoet over het algemeen wel aan de voorgestelde drinkwaterrichtwaarde voor PFAS, maar kraanwater geproduceerd uit oppervlaktewater voldoet niet altijd. De gezondheidskundige grenswaarde voor PFAS wordt niet overschreden door het drinken van kraanwater. Deze waarde wordt wel overschreden door de hoeveelheid PFAS die mensen gemiddeld binnenkrijgen uit kraanwater en voedsel samen. In gebieden met veel atmosferische depositie van PFAS zal het slootwater ook verontreinigd zijn, omdat dit grotendeels bestaat uit uitgetreden grondwater. Als dit slootwater wordt gebruikt voor besproeiing van moestuinen kan dat ook weer risico’s opleveren. Ook kan PFAS in het slootwater uiteindelijk van invloed zijn op het risico van zwemmen of visconsumptie.

Aanvullend onderzoek

PFAS in bloed

Wereldwijd is PFAS bij mensen in het bloed (en in moedermelk) terug te vinden. In het bloed kun je meten hoeveel iemand aan PFAS is blootgesteld en welke PFAS dit zijn. Dit is de interne concentratie. De GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) raadt bloedonderzoek naar PFAS in het kader van een bodemverontreiniging af. De redenen daarvoor zijn dat de relatie tussen de externe blootstelling en de interne concentratie niet eenvoudig te leggen is, het onbekend is wat de bron van PFAS is die in het bloed zit, de betekenis van de bloedconcentratie voor de individuele gezondheid onduidelijk is, er geen behandelopties zijn en het advies om blootstelling aan PFAS te beperken hetzelfde blijft. Meer informatie in een onderzoeksprogramma van het RIVM.

Beoordeling bodemverontreiniging PFAS

Het is belangrijk om te weten dat er ook voor PFAS diverse waarden bestaan waaraan PFAS-gehaltes getoetst kunnen worden. De normstelling voor PFAS is in ontwikkeling, controleer voordat je een toetsingswaarde gebruikt de RIVM-website voor de laatste ontwikkelingen (Actueel, RIVM.nl). De volgende toetsingswaarden worden hieronder nader toegelicht:

• Voor het verkrijgen van een indruk van PFAS-gehaltes in de bodem zonder specifieke verontreiniging worden de landelijke achtergrondwaarden gebruikt.
• Voor het vaststellen van de ernst van een bodemverontreiniging kan getoetst worden aan de risicogrenzen interventiewaarden. Deze risicogrenzen onderbouwen de interventiewaarden die nu de Indicatieve Niveaus voor Ernstige Verontreiniging  (INEV’s)  vormen.
• Voor een nieuwe situatie of herontwikkeling kan getoetst worden aan de risicogrenzen maximale waarden.
• Voor het hergebruik van PFAS-houdende grond en baggerspecie wordt het Handelingskader voor hergebruik van PFAS-houdende grond en baggerspecie (versie december 2021) toegepast.
• Voor de bepaling van de risico’s van PFAS in voedsel wordt getoetst aan de gezondheidskundige grenswaarde van de EFSA Europese Voedselveiligheidsautoriteit (Europese Voedselveiligheidsautoriteit) in combinatie met de voedselconsuptiewijzer van RIVM.

Achtergrondwaarden

Een achtergrondwaarde geeft aan hoeveel PFAS er in de bodem zit als er geen specifieke vervuilingsbron aanwezig is. De kaart PFAS – meetlocaties definitieve achtergrondwaarden op de Atlas Leefomgeving geeft een overzicht van meetlocaties waar PFOS- en PFOA-gehaltes in de bodem zijn gemeten. Deze gegevens zijn gebruikt voor de afleiding van de definitieve achtergrondwaarden PFAS in landbodem (pdf).

Risicogrenzen voor interventiewaarden

Er zijn momenteel nog geen interventiewaarden, maar wel risicogrenzen ter onderbouwing van interventiewaarden die nu de INEV's vormen. De risicogrenzen voor interventiewaarden (IW) worden gebruikt om vast te stellen of er sprake is van een ernstige bodemverontreiniging. Het RIVM heeft in 2021 de nieuwe risicogrenzen afgeleid voor drie PFAS, namelijk: PFOS, PFOA en GenX. Deze nieuwe risicogrenzen vervangen de INEV’s uit 2020. 

De aanleiding hiervoor is de publicatie van de nieuwe gezondheidskundige grenswaarde door de EFSA (zie gezondheidskundige risicowaarde EFSA). Om deze gezondheidskundige grenswaarde terug te rekenen naar een gehalte in de bodem wordt het model CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) gebruikt. Voor de bepaling van de risicogrenzen is de humane risicogrens grond vergeleken met de ecologische risicogrens grond. De geaggregeerde waarde (laagste van beide) is het uitgangspunt voor de onderbouwing van de nieuwe risicogrenzen (zoals bij iedere bepaling voor interventiewaarden). Voor grond is het gezondheidsrisico bepalend voor de risicogrens. (zie tabellen hieronder). 

Tabel Risicogrenzen grond IW PFAS in µg/kg kilogram (kilogram) d.s. voor het scenario wonen met tuin, 2021.

Tabel Risicogrenzen grondwater IW PFAS in nanogram per liter, 2021.

Risicogrenzen voor maximale waarden (MW)

Voor nieuwe situaties of herontwikkelingen gelden bij voorkeur de risicogrenzen maximale waarden bodem (pdf). Let op, deze waarden hebben geen wettelijke status en houden rekening met een achtergrondblootstelling van 50% van de TDI tolerable daily intake (tolerable daily intake).  Als de bodem voldoet aan de maximale waarden, dan is deze duurzaam geschikt voor de beoogde bodemfunctie. Bij de onderbouwing wordt ook rekening gehouden met blootstelling uit andere bronnen. Dit betekent dat slechts 50% van het TDI beschikbaar is voor de risicogrenzen voor bodem. Dit is een beleidsmatige keuze, in lokale situaties kunnen andere maximale waarden worden vastgelegd door het bevoegd gezag. De resterende 50% van het TDI is gereserveerd voor de achtergrondblootstelling. Deze risicogrenzen zijn van toepassing op het gehalte van specifiek PFOS of PFOA (zie Tabel Humane risicogrenzen maximale waarden in bodem). Deze twee PFAS (PFOS en PFOA) worden diffuus in lage gehaltes aangetroffen in de Nederlandse bodem. Overige PFAS worden wel aangetroffen in de bodem, ook doordat analysemethoden steeds gevoeliger worden. Maar sporadisch in dusdanige verhoogde concentraties. Het RIVM heeft sinds 2019 geen risicogrenzen meer afgeleid voor GenX. 

Tabel: Humane risicogrenzen maximale waarden in bodem in µg/kg, 2021

Handelingskader

De toepassingswaarden in het Handelingskader (pdf) (zie Tabel hieronder) gaan over het toepassen en hergebruiken van licht verontreinigde grond en bagger. Het uitgangspunt is dat de kwaliteit van de bodem en het oppervlaktewater door de toepassing van PFAS-houdende grond en baggerspecie niet mag verslechteren en dat verspreiding via het grondwater tegengegaan moet worden. De toepassingswaarden voor hergebruik uit het Handelingskader zijn gebaseerd op effecten op het ecosysteem. Het Handelingskader zal bij de komst van de Omgevingswet daarin moeten worden overgenomen. 

Tabel Toepassingswaarden Handelingskader, 2021.

Gezondheidskundige risicogrenswaarde EFSA

De Europese Autoriteit voor Voedselveiligheid (EFSA) heeft in 2020 een nieuwe gezondheidskundige grenswaarde afgeleid voor PFAS in voedsel. Deze waarde is lager dan de eerdere gezondheidskundige grenswaardewaarde en biedt meer bescherming. De grenswaarde is uitgedrukt als een Tolereerbare Wekelijkse Inname (TWI) van 4,4 nanogram per kilogram lichaamsgewicht per week voor PFOS, PFOA, PFNA en PFHxS samen. De TWI gaat uit van het meest gevoelige effect, namelijk effecten op het immuunsysteem (verminderd antilichaamrespons op vaccinaties). Het RIVM gebruikt deze gezondheidskundige grenswaarde van de EFSA samen met Relatieve Potentie Factoren (RPF’s) voor risicobeoordelingen voor PFAS in onder andere voedsel, drinkwater en milieu. 

Uitvoering risicobeoordeling PFAS

Hieronder staan vier stappen die de GGD kan volgen bij een beoordeling van een bodem- en/of grondwaterverontreiniging met PFAS. Humane risicowaarden voor wonen met moestuin zijn niet verankerd in bodemwetgeving, dus de 3-7-3 waarden uit het Handelingskader (zie Tabel Toepassingswaarden Handelingskader) of maximale waarden voor wonen 59-60-57 (zie Tabel risicogrenzen grond IW PFAS) worden gebruikt als uitgangspunt. Voor het vaststellen van een bodemverontreiniging kan getoetst worden aan de risicogrenzen interventiewaarden (Tabel Risicogrenzen grond IW PFAS en Tabel Risicogrenzen IW grondwater IW PFAS). Deze gaan uit van een 100% opvulling van de TDI. Voor een nieuwe situatie of herontwikkeling kan getoetst worden aan de risicogrenzen maximale waarden (zie Tabel Humane risicogrenzen maximale waarden in bodem in µg/kg). Deze gaan uit van een 50% opvulling van de TDI. Beide risicogrenzen kunnen dus gebruikt worden, afhankelijk van de situatie. De beoordeling van PFAS is in ontwikkeling, kijk op de pagina Bodem voor de actuele stand van zaken.

Stap 1 Controleer de achtergrondwaarden van de locatie en kijk of het mogelijk om een bronlocatie gaat. Voorbeelden van bronlocaties zijn locaties waar PFAS worden geproduceerd en/of producten met PFAS worden gefabriceerd of zijn gebruikt (bijvoorbeeld oefenplaatsen van de brandweer).

Stap 2 Leid uit het bodemonderzoek af om welke soort PFAS het gaat:

• overwegend PFOS, PFOA of GenX;
• een combinatie van PFOS, PFOA en GenX;
• overige PFAS

Stap 3a  Bij een bestaande bodemverontreiniging met PFAS: toets de gemeten PFAS-gehaltes uit de bodem of het grondwater aan de risicogrenzen interventiewaarden (zie Tabel Risicogrenzen grond IW PFAS en Tabel Risicogrenzen IW grondwater PFAS):

• Voor een bodemverontreiniging met overwegend PFOS, PFOA of GenX kan aan de respectievelijke risicogrens getoetst worden. Tabel Risicogrenzen grond IW PFAStoont de humane risicogrenzen in bodem voor de bodemfunctie ‘wonen met tuin’. Voor de overige bodemfuncties kan CSOIL worden gebruikt.
• Voor een bodemverontreiniging met een combinatie van PFOS, PFOA en GenX kan een berekening worden gemaakt van de risico-index (RI) door de quotiënten van de gehaltes en risicogrenzen van de afzonderlijke PFAS bij elkaar op te tellen. Zie daarvoor paragraaf 2.4 in: Risicogrenzen ten behoeve van de vaststelling van Interventiewaarden voor PFOS, PFOA en GenX (1.1) (RIVM)
• Voor de overige PFAS zijn vooralsnog geen humane risicogrenzen afgeleid, omdat deze weinig aanwezig zijn in de bodem. Bovendien ontbreekt voor veel PFAS informatie over stofeigenschappen en bodem-plantrelaties.
• Bij een diffuse verontreiniging worden de overige PFAS vaak weinig of niet aangetroffen. In dat geval kan de risicogrens voor het mengsel van de overige PFAS gelijkgesteld worden aan die van PFOS. De impact van een onder- of overschatting zullen naar verwachting klein zijn. De keuze voor PFOS is gemaakt vanwege de toxiciteit en stofeigenschappen. Zie voorbeeld 1 & 2 in: Achtergrondwaarden en risicogrenzen ten behoeve van onderbouwing Maximale Waarden PFAS voor toepassen van grond en baggerspecie (1.1) (RIVM)
• Bij een puntbron (mogelijk een hoog gehalte van een overige PFAS) is meer voorzichtigheid geboden. In dat geval is het aannemelijk dat een groter deel van het risico afkomstig is van een overige PFAS. Als tijdelijke oplossing kan de overige PFAS beoordeeld worden als de meest hierop lijkende PFAS waar wel risicogrenzen van bekend zijn. Zo kan een PFAS die structurele gelijkenissen heeft met bijvoorbeeld PFOS ook als PFOS beoordeeld worden. Zie voorbeeld 1 in: Risicogrenzen ten behoeve van de vaststelling van Interventiewaarden voor PFOS, PFOA en GenX (1.1) ( RIVM).

Stap 3b  Bij een nieuwe situatie of herontwikkeling waarbij PFAS in de grond wordt gemeten: toets voor de gezondheidskundige beoordeling de gemeten gehaltes uit de bodem aan de humane risicogrenzen maximale waarden in Tabel Humane risicogrenzen maximale waarden in bodem in µg/kg.

Stap 4    Houd bij voorkeur in de uiteindelijke beoordeling rekening met alle relevante blootstellingsroutes en benoem de achtergrondblootstelling aan PFAS. Nederlanders krijgen via voeding en drinkwater al meer PFAS binnen dan de gezondheidskundige grenswaarde. Hierdoor kunnen er nadelige effecten op de gezondheid ontstaan. Mogelijk kan extra – lokale – blootstelling wel vermeden worden. Mensen kunnen zelf weinig doen om PFAS in voedsel en drinkwater te vermijden. Drinkwater en gevarieerde voeding zijn belangrijk om gezond te blijven, zelfs al krijg je er kleine hoeveelheden PFAS mee binnen. 

Wat zijn VOCl?

Vluchtige organochloorverbindingen (VOCl) zoals trichlooretheen (TRI) en tetrachlooretheen (PER) worden gebruikt als oplosmiddel en ontvettingsmiddel. Wanneer deze stoffen in de bodem worden aangetroffen zijn ze vaak afkomstig van installaties voor het reinigen van textiel (chemische wasserijen) en voor het reinigen en ontvetten van metalen. VOCl zijn vluchtig en goed oplosbaar in water. Daardoor kan de verontreiniging makkelijk uitdampen en verspreiden via het grondwater. In de bodem worden TRI en PER (langzaam) afgebroken, waardoor andere vluchtige stoffen ontstaan, zoals 1,2-cis-dichlooretheen en vinylchloride (monochlooretheen). Deze stoffen zijn mobieler en toxischer. Voor de afbraak van TRI is zuurstof noodzakelijk, voor de afbraak van PER juist niet.

Blootstellingsroutes VOCl

Door afbraak in de bodem zullen onder geschikte bodemomstandigheden uiteindelijk alle VOCl verdwijnen. De snelheid waarmee dat gebeurt, is afhankelijk van de bodemeigenschappen, maar kan vele (tientallen) jaren duren. Bij het beoordelen van het risico voor de gezondheid is vooral de uitdamping van VOCl naar de binnenlucht van belang. Daar vormt het een risico voor de mensen die in deze ruimten verblijven. VOCl kunnen ook door polyethyleenleidingen heendringen en daarmee de kwaliteit van het drinkwater beïnvloeden. Maar vergeleken met uitdamping naar de woning zal de blootstelling via drinkwater meestal gering zijn.

Vinylchloride

Vinylchloride is een zeer vluchtige en kankerverwekkende stof (IARC International Agency for Research on Cancer (International Agency for Research on Cancer)-classificatie groep 1: bewezen carcinogeen voor mensen) en heeft een lage TCL (3,6 μg/m³). Vanwege het vluchtige karakter is vinylchloride moeilijk te meten en modelleren. Vinylchloride komt meestal voor in de verzadigde zone (onder de grondwaterspiegel) waar het bijna niet afbreekt. Als vinylchloride zich wel in de onverzadigde zone (zone boven het grondwaterpeil) bevindt kan het makkelijk in de lucht worden afgebroken. 

Interventiewaarde vinylchloride

De interventiewaarde voor vinylchloride in grondwater is 5 µg/l en voor vinylchloride in grond 0,1 mg/kg kilogram (kilogram).

Risicobeoordeling vinylchloride

De gezondheidskundige risicowaarde voor vinylchloride is 0,4 µg/l in grondwater en circa 0,0022 mg/kg in bodem voor het scenario wonen met tuin (CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) 2020). Dat betekent dat volgens de modelberekeningen boven deze gehaltes een overschrijding van de TCL te verwachten valt door uitdamping in de woning. In de praktijk blijkt dat echter pas bij hogere gehaltes in de bodem te gebeuren. Het RIVM adviseert om bij gehaltes vinylchloride in het grondwater hoger dan de interventiewaarde (5 µg/l) binnenluchtonderzoek (pdf) uit te voeren. De praktijk leert dat bij een grondwatergehalte lager dan 100 µg/l geen relevante uitdamping naar de woning te verwachten is, mits een goede kwaliteit vloer aanwezig is (beton en in goede staat). Een op maat gemaakte risicobeoordeling (aan de hand van bodemtype, diepte grondwaterspiegel en dergelijke) voor vinylchloride kan worden uitgevoerd met Volasoil.

Meer informatie over vinylchloride en gezondheidseffecten: Toxicologisch Profiel Vinylchloride (ATSDR.cdc.gov).

Meer informatie over bodem- en binnenluchtmetingen naar vinylchloride: Advies meten van vinylchloride in bodem- en binnenlucht.

Arseen komt van nature voor in de grond en het grondwater (zie Arseen - toestand 2015-2018). Ook door activiteiten van de mens in het verleden kan arseen in de bodem of grondwater terecht gekomen zijn. Vooral in bovengrond van Nederlandse klei- en veengebieden zijn de arseengehaltes hoger. Ook in gebieden waar ijzeroer in de bodem zit en kwelwater aan de oppervlakte komt, zijn de arseengehaltes hoger. Arseen komt voor in een drietal verbindingen (organisch, anorganisch en gasvormig). Anorganisch arseen is het meest toxisch voor de mens. Bij routinematig bodem- en grondwateronderzoek wordt het totaal arseengehalte bepaald.

Blootstellingroutes arseen

Via ingestie van gronddeeltjes of gewasconsumptie kunnen mensen arseen uit de bodem binnenkrijgen. De overige blootstellingsroutes voor arseen uit de bodem bedragen niet meer dan 1% van de totale blootstelling. Daarnaast worden mensen via producten uit de supermarkt (groenten, rijst, granen, melk) en drinkwater ook blootgesteld aan arseen (achtergrondblootstelling). In een algemene risicobeoordeling voor moestuinen met arseen is gekeken naar producten die altijd in de winkel worden gekocht en producten die zelf te telen zijn (knol- en bolgewassen, bladgroenten, peulvruchten). De blootstelling via deze groenten uit eigen (moes)tuin, draagt ongeveer 10% bij aan de achtergrondblootstelling. Handreiking voor de risicobeoordeling van arseen in de bodem voor de particuliere groenteteelt. GGD Informatieblad Medische Milieukunde

Interventiewaarde arseen

De interventiewaarde voor arseen is 76 mg/kg kilogram (kilogram). Dit is gebaseerd op de ecologische risicogrenswaarde.

Risicobeoordeling arseen

De beoordeling van het risico van arseen is lastig, omdat er grote onzekerheden zijn over de relatie tussen het arseengehalte in de bodem en die in groenten. De BCF (bioconcentratiefactor) leidt bij hoge bodemgehaltes arseen tot onrealistische berekende plantgehaltes arseen. Ook is de geldende MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)_humaan van 1 µg/kg/dag niet langer veilig. De MTR is gebaseerd op de PTWI (Provisional Tolerable Weekly Intake). In 2009 heeft de EFSA Europese Voedselveiligheidsautoriteit (Europese Voedselveiligheidsautoriteit) deze PWTI teruggetrokken, omdat op basis van nieuwe epidemiologische gegevens geen blootstellingsgrens te bepalen is waaronder geen schadelijke effecten optreden (Handreiking voor de risicobeoordeling van arseen in de bodem voor de particuliere groenteteelt. GGD Informatieblad Medische Milieukunde).  De achtergrondwaarde voor arseen in bodem is 20 mg/kg. Let op, gemeente en adviesbureaus kunnen een verouderde humane risicowaarde gebruiken, gebaseerd op het oude MTR_humaan. Sanscrit en CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) zijn dus niet geschikt voor een gezondheidskundige risicobeoordeling van arseen. Twee andere methoden voor de risicobeoordeling van arseen zijn:

1. Toxicologische benchmarkbenadering: De BMDL0.5 voor arseen is 3 µg/kg/dag. Bij levenslange blootstelling aan deze dosis is er een extra kans op het krijgen van longkanker van 1 op 200 (0.5%). Over een minimale MOE (veiligheidsmarge) die aanwezig zou moeten zijn tussen de BMDL0,5 en de blootstelling bestaat geen internationale consensus. Uitgaande van een minimale MOE van 10 tot 50 zou de toelaatbare blootstelling liggen tussen 0,06 en 0,3 µg/kg/dag.
2. Vergelijking met de achtergrondblootstelling: De achtergrondblootstelling aan arseen is 0,27 µg/kg/dag. De blootstelling van arseen vanuit de bodem zou in ieder geval niet hoger moeten zijn dan de achtergrondblootstelling aan arseen. De achtergrondblootstelling is vergelijkbaar bij een arseengehalte in de bodem van 220 mg/kg voor het scenario wonen met tuin en 50 mg/kg voor het scenario grote moestuin. Handreiking voor de risicobeoordeling van arseen in de bodem voor de particuliere groenteteelt. GGD Informatieblad Medische Milieukunde .

Kortom, de gezondheidskundige risicobeoordeling voor arseen is lastig. Zie ter illustratie casus 4 verderop in de richtlijn (arseen in bodem buurtmoestuin en kavels voor woningen: wat adviseert de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)?).

Aanvullend onderzoek arseen

De GGD kan overwegen of het zinvol is om gewasonderzoek te laten uitvoeren. Denk aan een moestuin waar vragen zijn over hoge arseengehaltes in de bodem of een moestuin waar de hoogte van de blootstelling door moestuinieren ten opzichte van de achtergrondblootstelling hoog wordt ingeschat. Het is onzeker of groenten in de winkel minder arseen bevatten dan groenten uit een moestuin, daarom is het niet aan te raden om het moestuinieren op te geven zonder een gewasonderzoek. In het gewasonderzoek kan de aandacht gericht worden op: aardappelen (veel gegeten), sla (veel geteeld en door snelle groei hogere opname van metalen), kolen en prei (mogelijk hoge opname van specifiek arseen). 

Advisering arseen

In het algemeen is risicocommunicatie belangrijk bij de aanwezigheid van arseen in bodem of grondwater. Er is sprake van een additioneel gezondheidsrisico, maar in veel gevallen is het additionele gezondheidsrisico klein vergeleken met het gezondheidsrisico dat er is door blootstelling aan arseen uit producten uit de winkel of vergeleken met andere gezondheidsrisico’s. Het beperken van grondingestie kan helpen om de blootstelling te reduceren, denk aan het moestuinieren in bakken met schone grond. Op basis van de huidige kennis zijn er geen groenten te benoemen die niet of minder geteeld kunnen worden om de blootstelling aan arseen te verminderen.

Meer informatie over de risicobeoordeling van arseen in de bodem: Handreiking voor de risicobeoordeling van arseen in de bodem voor de particuliere groenteteelt. GGD Informatieblad Medische Milieukunde

Een praktijkvoorbeeld: bodem- en grondwaterverontreiniging met arseen in Apeldoorn: Gezondheidsrisico’s ten gevolge van arseen in bodem en grondwater in Apeldoorn

Cadmium wordt goed opgenomen door gewassen (met name bladgewassen). De opname wordt sterk bepaald door de pH: een verzuurde bodem geeft een hogere opname door de gewassen. Het eten van verontreinigde gewassen kan een relatief grote bijdrage leveren aan de blootstelling in het scenario wonen met tuin (93% via gewassen en 7% ingestie grond). Eventueel kan gewasonderzoek zinvol zijn.

Blootstellingsroutes kobalt

Rondom mijnen en smeltfabrieken kunnen hoge gehaltes kobalt in de bodem worden aangetroffen. Volgens Sanscrit is de belangrijkste blootstellingsroute de consumptie van gewassen. Het probleem daarbij is dat het voor kobalt niet mogelijk is om een betrouwbare blootstelling via consumptie van gewassen te berekenen omdat een goed onderbouwde BCF (Bio Concentratie Factor) ontbreekt. Sanscrit rekent met een conservatieve BCF, waardoor de berekende humaan-toxicologische risicogrens onzeker en conservatief (pdf) is. In mindere mate kan bloostelling aan kobalt ook via ingestie van gronddeeltjes plaatsvinden.

Interventiewaarde kobalt

De interventiewaarde is 190 mg/kg kilogram (kilogram) voor het scenario wonen met tuin. Daarbij zijn de ecologische risico’s bepalend en humane risico’s vanwege de onzekerheid niet meegewogen.

Risicobeoordeling kobalt

Op basis van modelberekeningen met CSOIL2020 is de gezondheidskundige risicowaarde voor kobalt:

• Wonen met tuin: 23 mg/kg. Als deze waarde wordt overschreden, moet een advies op maat gegeven worden, bijvoorbeeld het advies om uit voorzorg groenten te kweken in bakken met schone grond.
• Grote moestuin: 1,5 mg/kg. De achtergrondwaarde van kobalt is 15 mg/kg en de streefwaarde is 9 mg/kg. Het hanteren van 1,5 mg/kg gezondheidskundige risicowaarde lijkt daarom niet reëel. Vooralsnog kan de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) een gezondheidskundige risicowaarde van 15 mg/kg voor grote moestuinen hanteren.
• Plaatsen waar kinderen spelen: 1090 mg/kg.

Kwik kan van nature voorkomen in de bodem. Verhoogde kwikgehaltes in de bodem kunnen voorkomen in de uiterwaarden van de grote rivieren, havenslibpolders, bloembollengebieden (door gebruik van kwikhoudende fungiciden in het verleden) en in sommige landbouwgebieden (aardappelteelt). Als kwik in de bodem zit, is het over het algemeen gebonden aan bodemdeeltjes. Meestal is bij bodemverontreiniging met kwik sprake van een verontreiniging met anorganisch kwik (elementair kwik, meestal in gasvorm). Het voorkomen van organisch kwik (methylkwik, kwik gebonden aan methylgroep en hoopt zich op in vis en zeedieren) in de landbodem is niet gebruikelijk. Bij de risicobeoordeling moet onderscheid worden gemaakt tussen organisch en anorganisch kwik, omdat er een groot verschil is in toxiciteit tussen de beide verbindingen. Er zijn ook verschillende MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)’s afgeleid voor organisch en anorganisch kwik. De MTR_lucht voor anorganisch kwik is 0,05 microgram/m³.

Gezondheidseffecten lood

Lood heeft al bij lagere blootstelling nadelige effecten op de gezondheid (geen drempelwaarde) dan eerder werd verondersteld (zie meer informatie over de gezondheidseffecten van lood). Het belangrijkste verschil van lood met andere stoffen is dat de risicogrenzen van lood zijn gebaseerd op het risico voor kinderen. Ongeboren en jonge kinderen (0-7 jaar) zijn namelijk de gevoeligste groep voor lood, onder andere omdat zij lood beter opnemen in de darmen dan volwassenen en hun hersenen nog in ontwikkeling zijn. De risicogrenzen voor jonge kinderen zijn gebaseerd op de Benchmark Dose Lower Confidence Limit (BMDL) voor verminderde neurologische ontwikkeling, namelijk het aantal IQ intelligentie quotiënt (intelligentie quotiënt)-puntenverlies.

Meer informatie over de gezondheidseffecten van lood:

• Lead (atsdr.cdc.gov)
• Lood (metallisch)  (Vergiftigingen.info)
• Loodinname via kraanwater : Blootstellings- en risicobeoordeling voor diverse risicogroepen

EFSA Europese Voedselveiligheidsautoriteit (Europese Voedselveiligheidsautoriteit) – Benchmark Dose Lower Confidence Limit (BMDL) voor lood

In 2010 heeft de EFSA diverse BMDL’s afgeleid voor kritische effecten van lood (zie onderstaande Tabel). De EFSA adviseert om de afgeleide BMDL’s te gebruiken als referentiepunt voor de risicobeoordeling van lood. De meest kritische BMDL is de verstoring van de ontwikkeling van het centraal zenuwstelsel bij kinderen van 0-7 jaar, namelijk een BMDL₀₁ van 0,50 µg/kg kilogram (kilogram) lichaamsgewicht per dag. Dit staat gelijk aan 1 IQ-punt verlies. Deze BMDL is gekozen omdat 1 IQ-puntverlies op populatieniveau de sociaaleconomische status en arbeidsproductiviteit van een bevolking ongunstig beïnvloedt. De EFSA stelt dat 1 IQ-puntverlies bij kinderen kan worden geassocieerd met een latere afname in productiviteit van 2%. Deze BMDL beschermt tevens tegen alle andere negatieve gezondheidseffecten van lood in de risicogroepen.

Tabel BMDL voor lood op verschillende gezondheidseffecten bij kinderen en volwassenen.

Meer informatie:

• Loodinname via kraanwater : Blootstellings- en risicobeoordeling voor diverse risicogroepen
• Lead in Food (EFSA )
• Loodinname via kraanwater (Gezondheidsraad)

Blootstellingsroutes lood

De blootstelling aan lood is in Nederland de afgelopen decennia afgenomen door maatregelen om uitstoot te verminderen. Voornamelijk de blootstelling via lucht (door loodhoudende benzine) en via het drinkwater (loden drinkwaterleidingen) is gedaald. Daardoor neemt de relatieve bijdrage van lood via ingestie van grond toe. In wijken waar de bodem verontreinigd is met lood, kunnen kleine kinderen lood binnenkrijgen als zij gronddeeltjes inslikken tijdens het spelen in de tuin of op kinderspeelplaatsen. De belangrijkste blootstellingsroutes vanuit lood in de bodem zijn:

• Ingestie van gronddeeltjes
• Gewasconsumptie
• Huisstof

Ingestie van gronddeeltjes met lood

De ingestie van gronddeeltjes met lood draagt het meest bij aan de totale blootstelling van lood in bodem, zeker in stedelijk gebied. Via grond op niet goed gewassen groenten, hand-mond contact tijdens het tuinieren of het in de mond steken van vieze vingers kunnen mensen (en vooral kinderen) lood binnenkrijgen. Voor kinderen is de blootstelling via ingestie van gronddeeltjes voor het standaardscenario ‘wonen met tuin’ 95% van de totale blootstelling. Voor de gemiddelde grondingestie zie blootstellingsroutes - grondingestie. 

Gewasconsumptie lood

Een tweede relevante blootstellingsroute voor kinderen en volwassenen is de consumptie van gewassen uit eigen tuin. Hierbij gaat het om de opname van lood in gewassen. Voor lood en veel andere metalen is een verband tussen de beschikbare fractie in de bodem en de opname in de plant nog niet aangetoond en dat maakt dat er geen aantoonbare consistente relatie bestaat tussen bodemeigenschappen en het gehalte aan lood in de bodem. Ook de blootstelling van de mens bij gewasconsumptie is niet afhankelijk van het bodemtype (organisch stofgehalte, lutum en pH. De hoogte van de blootstelling hangt dus af van: 

• het bodemgehalte aan lood;
• de consumptiehoeveelheden
• het type gewas; voor bladgroenten (zoals andijvie, sla, kool) zijn de lood-plantconcentraties hoger. Voor aardappelen, bonen en (bloem)kool zijn de lood-plantconcentraties (ashs.org) lager. Er is beperkt onderzoek gedaan naar de opname van lood in fruit en noten uit bomen of struiken. Daaruit blijkt dat de opname van lood via de wortels in fruit zeer gering is. De verwachting is dat dit ook geldt voor noten.

Ook kan depositie van gronddeeltjes met lood op bovengrondse bladgroenten plaatsvinden. Zeker voor gewassen die op de grond groeien, geldt dat het opspatten van grond een grotere invloed kan hebben op het gehalte aan lood dan de opname via de wortels. 

Achtergrondblootstelling lood

De achtergrondblootstelling aan lood komt voornamelijk uit voedsel (granen, melk, groenten en fruit) en drinkwater. De blootstelling uit voedsel leidt tot een verhoging van de loodbloedwaarden die door EFSA als reden tot zorg wordt gezien en die geassocieerd is met een IQ-verlies van 1 punt.  Deze inname is onvermijdelijk, omdat deze grotendeels komt uit producten die essentiële voedingsstoffen bevatten. De gemiddelde bijdrage van drinkwater aan de loodinname is in 2016 geschat op minder dan 5%. Daarbij is uitgegaan van drinkwater met zeer weinig lood (<1 µg lood per liter) waaraan de meeste mensen worden blootgesteld (dus in afwezigheid van loden leidingen). Bij de aanwezigheid van loden leidingen (Gezondheidsraad) is de bijdrage van drinkwater aan de loodinname groter. Ook bij bepaalde beroepen en hobby’s kan additionele blootstelling aan lood plaatsvinden.

Aanvullend onderzoek lood

Bloedonderzoek

De GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) raadt het bepalen van de loodconcentratie in het bloed af. Alleen bij zeer hoge blootstelling of specifieke verzoeken van ouders kan een bepaling van de loodconcentratie in het bloed worden overwogen. Terughoudendheid is geboden onder andere vanwege de belasting van het bloedprikken voor kinderen, de ontbrekende behandelopties en het onveranderde advies om alle bronnen van blootstelling aan lood zo veel mogelijk te identificeren en te beperken. Voor de toetsing van de concentratie lood in bloed kunnen de onderstaande waarden worden gebruikt. Let op dat de totale blootstelling aan lood in het bloed gemeten wordt.

• Getoetst kan worden aan de BMDL voor de afname van 1 IQ-punt bij jonge kinderen: 12 µg per liter (Gezondheidsraad).
• Laboratoria (huidziekten.nl) gebruiken vaak als referentiewaarden 100 µg per liter voor kinderen en zwangere vrouwen en 200 µg per liter voor volwassenen. Soms worden loodbloedwaarden ook weergegeven in µmol per liter (1 µmol/L = 208 µg/L). Dit zijn allen klinische referentiewaarden, gericht op het diagnosticeren van een acute loodvergiftiging. Deze referentiewaarden zijn niet gebaseerd op het voorkomen van gezondheidseffecten op de lange termijn, zoals een nadelig effect op de neurologische ontwikkeling of een grotere kans op het ontwikkelen van chronische nierschade.
• Achtergrondwaarden zijn te vinden in de stofmonografie lood van het Nationaal Vergiftigingen Informatie Centrum.

Voor de interpretatie van loodconcentraties in het bloed kan overleg met een MMK-arts of het NVIC Nationaal Vergiftigingen Informatie Centrum (UMC Utrecht) (Nationaal Vergiftigingen Informatie Centrum (UMC Utrecht)) zinvol zijn. 

XRF (Röntgenstraling Fluorescentiemeter)

XRF (Bodemrichtlijn.nl) is een apparaat dat inzetbaar is bij (water)bodemonderzoek. Daarmee kan het gehalte aan meerdere zware metalen, waaronder lood, worden bepaald. Dit is een indicatieve, maar wel snelle en goedkope bepaling. 

Biobeschikbaarheid van bodemlood

De humane biobeschikbaarheid is de mate waarin een stof die het menselijk lichaam binnenkomt, wordt opgenomen in de bloedbaan. De relatieve biobeschikbaarheid (RBB Referentie voor Biologische Bodemkwaliteit (Referentie voor Biologische Bodemkwaliteit)) is de mate waarin een stof wordt opgenomen in vergelijking met de opname uit voeding (waarop MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico)’s vaak zijn gebaseerd). Voor alle stoffen behalve voor lood wordt verondersteld dat de RBB gelijk is aan 1. In CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems), Sanscrit en de module diffuus lood van de risicotoolbox bodem wordt voor lood een RBB van 0,74 gehanteerd. De RBB bij diffuse loodverontreiniging (stedelijke ophooglagen) wijkt niet duidelijk af van de RBB bij gewone loodverontreinigingen (puntbronnen) in de bodem. In bijzondere gevallen kan uit onderzoek blijken dat de RBB lager is dan 0,74, zoals soms bij toemaakdekken. Een toemaakdek is een verzamelnaam voor de mix van afval en grond waarmee de bodem is opgehoogd. Als dit goed is onderzocht en duidelijk onderbouwd, kan in die gevallen voor de risicobeoordeling worden uitgegaan van de lagere RBB.

Gezondheidskundige risicowaarden lood

De interventiewaarde voor lood van 530 mg/kg (wonen met tuin) biedt onvoldoende bescherming voor de gezondheid van jonge kinderen. Op basis van rapporten van de EFSA (zie paragraaf EFSA hierboven) en het RIVM hebben de GGD’en in 2016 de waarde voor een onvoldoende bodemloodkwaliteit vastgesteld op 370 mg/kg voor het scenario wonen met tuin. Zie Figuur Gezondheidskundige risicowaarden voor lood in bodem voor drie verschillende scenario’s en de handelingsperspectieven. Als achtergronddocument is de volledige toelichting lood in bodem en gezondheid te vinden. Bij het afleiden van deze gezondheidskundige risicowaarden is de praktische haalbaarheid meegewogen en bepaald dat de blootstelling van lood uit de bodem niet hoger mag zijn dan de achtergrondblootstelling. In de Figuur gezondheidskundige risicowaarden en handelingsperspectieven voor lood in bodem gaat het om de ongecorrigeerde loodgehaltes in de bodem.

 Figuur: Gezondheidskundige risicowaarden en handelingsperspectieven voor lood in bodem. Bron: Achtergronddocument Toelichting lood in bodem en gezondheid (pdf).

Risicobeoordeling lood

In het algemeen geldt dat de GGD het ALARA As Low As Reasonably Achievable (As Low As Reasonably Achievable)-principe hanteert, omdat er geen drempelwaarde voor lood bestaat. Het As Low As Reasonably Achievable (ALARA) principe wil zeggen dat de blootstelling zo laag als redelijkerwijs mogelijk gehouden dient te worden  Bij een bodemverontreiniging met lood vindt de GGD een bodemkwaliteit die voor minder dan 1 IQ-puntenverlies zorgt van voldoende kwaliteit. Hieronder staan vier stappen die gevolgd kunnen worden bij een beoordeling van een bodemverontreiniging met lood:

Stap 1. Bekijk of het om een bronlocatie gaat of een diffuse bodemverontreiniging met lood. Locaties zoals voormalige loodwitfabrieken, autosloperijen (loodaccu’s), oude benzinestations (gelekte gelode benzine) kunnen leiden tot een lokale bodemverontreiniging met lood. Diffuse bodemverontreinigingen met lood komen frequent voor in oud-stedelijke gebieden, oude bebouwingslinten, stortplaatsen en uiterwaarden langs grote rivieren.

Stap 2. Toets de gemeten loodgehaltes uit het bodemonderzoek aan de gezondheidskundige risicowaarden voor het juiste scenario (zie bovenstaande Figuur Gezondheidskundige risicowaarden en handelingsperspectieven voor lood in bodem). Dus niet de gecorrigeerde loodgehaltes uit het bodemonderzoek gebruiken. Het loodgehalte in de contactlaag is maatgevend voor de blootstelling en het risico. Bodemlood dieper dan 1 meter beneden maaiveld leidt bij normaal gebruik van de bodem niet tot blootstelling en levert daarom geen gezondheidsrisico op.

Stap 3. Gebruik de module diffuus lood in Risicotoolbox Bodem om meer inzicht te krijgen in het gezondheidsrisico. De loodmodule geeft aan wat de te verwachten blootstelling en het effect in IQ-puntenverlies is, boven op het IQ-puntenverlies door de achtergrondblootstelling aan lood. Ook is het mogelijk om de effectiviteit van een gebruiksmaatregel op het terugbrengen van de hoeveelheid grondingestie aan te passen.

Let op:

• De aannames in de loodmodule verschillen iets van de uitgangspunten van de GGD’en om de gezondheidskundige risicowaarden af te leiden. De loodmodule kijkt naar het extra IQ-puntverlies bovenop het IQ-puntverlies door de achtergrondblootstelling aan lood. Omdat de dosis-effectcurve (IQ-puntverlies/PbB) niet lineair is (de curve vlakt af), komt de loodmodule op iets minder verlies van IQ-punten uit. De GGD neemt die achtergrondblootstelling niet mee en beoordeelt het IQ-puntverlies alsof bodem de eerste bron is (en dus in het begin van de curve zit). Er kan daarom een (klein) verschil zitten in de uitkomsten van de loodmodule en de GGD-risicowaarden.
• Sanscrit, CSOIL en Sedisoil zijn niet geschikt om het gezondheidsrisico van lood in bodem te beoordelen. Daarin wordt namelijk de MTR van 2,8 µg/kg/dag uit de Circulaire bodemsanering (2013) gebruikt, maar dit MTR heeft geen gezondheidskundige basis.
• Voor de beoordeling van humane risico’s dient de bodemtypecorrectie achterwege te worden gelaten, omdat wordt uitgegaan van ingestie van grond. De blootstelling van de mens bij opname in het maagdarmstelsel is niet afhankelijk van het bodemtype (organisch stofgehalte, lutum en pH). Voor een inschatting van ecologische risico’s is correctie voor het bodemtype wel van belang, aangezien het organisch stofgehalte wel relevant kan zijn voor de opname van metalen uit de bodem door gewassen.

Stap 4. Geef de juiste handelingsperspectieven en adviezen mee (let daarbij ook op andere bronnen van blootstelling aan lood).

• Het geven van gebruiksadviezen (zie bovenstaande Figuur Gezondheidskundige risicowaarden en handelingsperspectieven voor lood in bodem) in combinatie met goede communicatie kan een alternatief zijn voor sanering. Het goed opvolgen van die adviezen door de gebruikers is hierbij cruciaal.
• Sanering (in dit geval verwijdering) van verontreinigde grond is een duurzamere oplossing waarbij gebruikersgedrag het gezondheidsrisico niet langer beïnvloedt. De meeste gezondheidswinst kan worden behaald door sanering van  de meeste verontreinigde locaties waar jonge kinderen spelen. Ook bijvoorbeeld herstructurering van wijken biedt kansen voor sanering. Let op, sommige gemeenten vinden afdekken met bijvoorbeeld tegels ook sanering. Maar dit is geen duurzame oplossing. Neem dit mee als aandachtspunt in de communicatie over sanering.
• Het aanleggen van een grasmat kan ook als (tijdelijke) oplossing genomen worden. Echter, bij veel gebruik (zoals speelveldjes) of in perioden van hitte en droogte kan de grasmat snel kapotgaan waardoor alsnog blootstelling aan lood uit de bodem kan plaatsvinden.
• Voor het beheer van een wijk of gebied met diffuse loodverontreiniging wordt geadviseerd om vier stappen te nemen: lokaliseren, matchen met actueel gebruik, afspraken met betrokkenen en communicatie (zie hoofdstuk 6 Diffuse loodverontreiniging in de bodem)

Koper

Koper is een essentieel metaal voor mens, dier en plant. De belangrijkste blootstellingsroute is voeding. Koper is  weinig toxisch voor de mens. Alleen een acute hoge blootstelling van koper kan leiden tot klachten van het maagdarmstelsel zoals misselijkheid, overgeven, diarree en buikpijn. Dat valt niet te verwachten bij een bodemverontreiniging. Aanvullend gewasonderzoek is vanwege de geringe toxiciteit van koper niet zinvol.

Zink

Net als koper is zink een essentieel metaal voor de mens en weinig toxisch voor mensen. Daarom is aanvullend gewasonderzoek niet zinvol. Ook is zink zodanig toxisch voor gewassen, dat bij een zinkverontreiniging de gewassen al snel schade ondervinden. Voor zink is de achtergrondblootstelling al 60% van het MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico). De beperkte zinkblootstelling via de bodem valt daarbij in het niet.

Wat is thermisch gereinigde grond?

Thermisch gereinigde grond (TGG) ontstaat door reiniging van verontreinigde grond via verhitting. Bij de hoge temperatuur worden organische verontreinigingen, zoals minerale olie, benzeen maar ook PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen)’s, kwik en cyaniden afgebroken of verwijderd. Zware metalen en zouten worden niet door dit proces verwijderd en moeten aan normstelling voldoen. Uit verschillende onderzoeken blijkt in de praktijk beïnvloeding van het grond- en oppervlaktewater door zware metalen en zouten na toepassing van TGG. Deze stoffen kunnen het ecosysteem verstoren. Ook is het organisch stofgehalte in TGG zeer laag en blijkt TGG tegen de verwachting in soms toch nog organische verontreinigingen, zoals benzeen te bevatten. TGG verschilt dus met de grond die direct afkomstig is van een natuurlijke bodem. In TGG zijn de condities voor bodemleven en plantengroei heel slecht en deze is dus niet geschikt voor (moes)tuinen of ander groen. Door de verbrandingsresten van de organische stof krijgt TGG een zwarte kleur. Ook is de pH vaak veel hoger dan die in een natuurlijke bodem. TGG wordt daarom vooral gebruikt als een alternatief voor zand en grondstof als vulstof in infrastructurele werken, bijvoorbeeld in een dijk en onderlagen van (snel)wegen. In 2022 is een nieuwe verwerkingswijze voor TGG (overheid.nl) vastgelegd, waardoor TGG apart gereinigd wordt en in verschillende fracties wordt aangeleverd. Daardoor zijn de beschreven problemen met TGG met name van toepassing op de oudere voorraad. Een soortgelijke problematiek als van TGG speelt ook bij het toepassen van enkele soorten secundaire bouwstoffen, zoals bodemas (materiaal dat overblijft na verbranding van afval in een afvalenergiecentrale).

Blootstelling aan thermisch gereinigde grond

De belangrijkste blootstellingsroute voor mensen is verwaaiing van de gronddeeltjes tijdens de verwerking van TGG, bijvoorbeeld bij de aanleg van een weg. Na afronding van de werkzaamheden is de TGG afgedekt met een laag natuurlijke grond, waardoor verwaaiing en als gevolg daarvan huidcontact en inhalatie niet meer kunnen optreden. Ecosystemen kunnen ook via uitloging van verontreinigingen naar grond- en oppervlaktewater verontreinigd raken. Voor mensen is deze blootstellingsroute alleen in potentie relevant als zij in direct contact met dit water komen, bijvoorbeeld via een private drinkwaterbron of door recreatie in verontreinigd oppervlaktewater. Alhoewel gezondheidseffecten niet te verwachten zijn, leidt de toepassing van TGG soms tot onrust. Bijvoorbeeld over verspreiding van stof tijdens het aanleggen van een dijk met TGG, zoals in Perkpolder in Zeeland. Ook leert de ervaring dat het gebruik van TGG en de zorgen erover politiek gevoelig kunnen liggen en dat het maatschappelijk draagvlak voor het gebruik afneemt. Mogelijk zijn de zorgen en de politieke gevoeligheid het gevolg van het verschil tussen verwachting en werkelijkheid: de naam doet vermoeden dat de TGG schoon is, terwijl TGG in praktijk vaak nog verontreinigingen bevat.

Meer informatie over TGG:

• Informatie van Inspectie Leefomgeving en Transport: Thermisch gereinigde grond
• Informatie van Rijkswaterstaat: Thermisch gereinigde grond
• Informatie RIVM: Thermisch gereinigde grond 

Overige bouwstoffen

Er zijn ook bouwstoffen die onder de regels van het Besluit bodemkwaliteit zijn toegepast. Onder de Omgevingswet verandert dat en moet getoetst worden aan  regels voor het toepassen van bouwstoffen uit het Besluit activiteiten leefomgeving. Deze bouwstoffen voldoen weliswaar aan de normen, maar kunnen door omstandigheden waaronder ze zijn toegepast soms risico’s opleveren of overlast geven. Een voorbeeld hiervan is staalslakken.

Meer informatie over secundaire bouwstoffen: Quickscan gezondheidsrisico's van werken met grond die hergebruikte bouwstoffen bevat.

Microplastics zijn kunststofdeeltjes kleiner dan vijf millimeter. Nanoplastics zijn minder dan 100 nanometer groot. Er komen steeds meer microplastics in het milieu terecht: in het water, lucht en bodem van stad-, landbouw- en natuurgebieden (zie Figuur Onderwerpen voor nader onderzoek naar microplastics). Er zijn aanwijzingen dat microplastics schadelijk kunnen zijn voor de gezondheid van mensen, planten, dieren en bodemorganismen. Ook wijzen enkele onderzoeken uit dat microplastics via wortels van planten opgenomen kunnen worden. Er zijn nog geen metingen beschikbaar van microplastics in Nederlandse bodems. Dit komt vooral omdat er geen betrouwbare, praktische methode bestaat om microplastics in de bodem te analyseren. Het RIVM adviseert om beter in kaart te brengen wat de bijdrage is van de belangrijkste bronnen van microplastics aan de verspreiding in de bodem en om de risico’s van verschillende soorten microplastics voor de bodem tegelijk te beoordelen (vanwege de verschillende vorm en samenstelling). Momenteel bestaat er geen risicogrenswaarde voor (micro) plastics in bodem. In het Besluit Bodemkwaliteit (Besluit activiteiten leefomgeving onder de Omgevingswet) staat dat bodemvreemde materialen, zoals plastic en piepschuim, sporadisch mogen voorkomen in grond of baggerspecie (iplo.nl). 

Figuur: Onderwerpen voor nader onderzoek naar microplastics in de bodem, van de bron tot aan het risico. Bron: Microplastics in soil systems, from source to path to protection goals (pdf))

Meer informatie over microplastics in de bodem:

• Huidige kennis van microplastics in de bodem: Microplastics in soil systems, from source to path to protection goals (pdf)
• Ontwikkeling van de eerste normen voor micro- en nanoplastics in het milieu door de NEN Nederlandse norm (Nederlandse norm): 'Micro- en nanoplastics in het milieu'

In Nederland worden in illegale laboratoria synthetische drugs geproduceerd, vooral amfetamine en XTC Ecstacy (3,4-Methylenedioxy Methamphetamine) (Ecstacy (3,4-Methylenedioxy Methamphetamine)). Het afval dat hierbij vrijkomt wordt regelmatig gedumpt in de bodem of vermengd met mest, die later wordt uitgereden over landbouwgrond. In het drugsafval kunnen meerdere ZZS Zeer Zorgwekkende Stoffen (Zeer Zorgwekkende Stoffen) of CMR Carcinogene, mutagene en reprotoxische stoffen (Carcinogene, mutagene en reprotoxische stoffen)-stoffen (carcinogeen, mutageen, reprotoxisch) voorkomen. Circa 20% van de dumpingen vindt plaats in of in de nabijheid van grondwaterbeschermingsgebieden en onttrekkingspunten voor oppervlaktewater en kunnen invloed hebben op de kwaliteit van het drinkwater. De meeste dumpingen vinden plaats in de zuidelijke provincies en het oosten van het land. De MOD Milieuongevallen Dienst (Milieuongevallen Dienst) van het RIVM kan bij drugsafvaldumpingen het LFO (Landelijke Faciliteit Ontmantelen) ondersteunen bij het inschatten van de acute gevaren, eventueel met behulp van metingen in de omgeving, inclusief de bodem. Als de verspreiding van verontreinigingen uit drugsafval in de bodem langer moet worden gemonitord, zal de gemeente of omgevingsdienst hier een bedrijf voor inschakelen.

Meer informatie over de gevaren van drugsafval, invloed op de drinkwaterbereiding en de stoffen die worden aangetroffen in drugsafval of bij drugsproductie: De gevaren van dumpingen en lozingen van drugsproductieafval voor de kwaliteit van drinkwaterbronnen (rivm.nl)

Sanering drugsafval in woonwijk Diemen

In 2010 heeft er na een drugsafval gerelateerd incident in Diemen een bodemsanering plaatsgevonden in een woonwijk. Het riool was verstopt geraakt door gestold drugsafval en gesprongen. De oplosmiddelen die hierdoor in de bodem vrijkwamen, lagen er waarschijnlijk al geruime tijd, waardoor vluchtige componenten de drinkwaterleidingen hadden aangetast. Een aantal stoffen zijn zo, in lage gehaltes, doorgedrongen tot het drinkwater.

• RIVM, Normen bodem Omgevingswet. Referentiedocument onderzoek normwaarden Bodem en Ondergrond. E. Brand et al. 2023 RIVM-rapport 2023-0380
• Bodemverontreiniging en de opname van lood door moestuingewassen. Risico’s van lood door bodemverontreiniging. P.F. Otte et al. 2011 RIVM rapport 607711004/2011
• Invloed van bodemverontreiniging op de gehalten aan zware metalen en PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen) in gewassen uit moestuinen aan de Peterswijk te Dedemsvaart (gemeente Hardenberg). P.F.A.M. Römkens en R.P.J.J. Rietra  2007 Alterra-rapport 1415, ISSN 1566-7197
• Risicotoolbox bodem. Handelingsperspectieven ecologische risico’s. Versie december 2014
• Human health risks due to consumption of vegetables from contaminated sites. F.A. Swartjes et al. 2007 RIVM report 711701040 / 2007

Vraag

Is er een gezondheidsrisico bij zwemmen in het water?

Stoffen

Alle mengmonsters van de waterbodem zijn geanalyseerd op het standaard waterbodempakket ‘C2’. De dikte van de sliblaag in het westelijke deel van de haven varieert van 0,15 tot 1,0 meter. In het oostelijke deel zijn slibdiktes tot 1,3 meter aangetroffen. De locatie wordt als asbest onverdacht beschouwd. 
De stroming en de slibaanwas zijn naar verwachting beperkt. De maximale waterdiepte bedraagt 2,5 à 3 meter.
 
Uit het onderzoek blijkt dat de waterbodem op verschillende plaatsen verontreinigd is. De verontreiniging is heterogeen. De volgende stoffen zijn aangetroffen: 

• Zware metalen (cadmium, kobalt, nikkel en zink)
• PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen) (plaatselijk)
• PCB polychlorobiphenyls (polychlorobiphenyls)
• Beta-HCH
• Chloordaan
• Minerale olie

Situatie en vraag aan GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)

Deze oorspronkelijke industriehaven is gelegen aan een zijtak van een kanaal. Momenteel is de haven in gebruik voor recreatiedoeleinden (jachthaven, woonboten, horeca). In de zomer wordt in de haven ook regelmatig gezwommen, hoewel het hier geen gecontroleerd zwemwater betreft. De GGD ontraadt zwemmen in ongecontroleerd water. De gemeente is zich hiervan bewust, maar wil graag weten of op basis van de resultaten uit het bodemonderzoek gezondheidsrisico's te verwachten zijn wanneer in de haven gezwommen wordt. 

Beoordeling door GGD

Blootstelling aan verontreinigingen in waterbodems kan via verschillende routes. Het consumeren van in de haven zelf gevangen vis wordt afgeraden. Daarom is deze blootstellingsroute in de beoordeling achterwege gelaten. 
 
Om te bepalen of er sprake is van een gezondheidsrisico is gebruik gemaakt van het model ‘Sedisoil 2.0.1’. Hierbij wordt de blootstelling getoetst aan de MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico) humaan van de desbetreffende stoffen (let op: voor lood en arseen rekent Sedisoil met een verouderde MTR). Het model berekent de gehaltes in verschillende contactmedia op basis van evenwichtspartitie, aangezien alleen de gehaltes in de waterbodem beschikbaar zijn (en bijvoorbeeld niet in het water). Dit kan worden beschouwd als een veilige aanname van de gehaltes in de contactmedia ter plaatse. Op een aantal punten heeft de GGD een aanpassing in de modellering toegepast: 

• Een worst case benadering middels het rekenen met 300 mg/l zwevend stof in oppervlaktewater (zie technische handleiding Sedisoil), omdat er geen gegevens zijn over de gehaltes van de stoffen in het water. 
• Het uitvoeren van de risicobeoordeling met de hoogst aangetroffen gehalte, ongeacht de diepte. Omdat uit het onderzoek blijkt dat er sprake is van een heterogene samenstelling van de verontreiniging.
• Het rekenen met oeverrecreatie en zwemmen gedurende 30 dagen per jaar. Hierbij wordt uitgegaan van 1 uur zwemmen per keer. Bij een gemiddelde situatie wordt voor de hoeveelheid inname oppervlaktewater uitgegaan van 50 ml/keer (standaardwaarde). Voor de overige parameters (onder andere pH, fractie organische koolstof waterbodem) de standaardwaarden aanhouden.  

 Voor minerale olie is het niet mogelijk een berekening met Sedisoil uit te voeren. Voor de meeste componenten geldt dat de belangrijkste bijdrage aan een blootstelling plaatsvindt via de route "ingestie sediment". Voor kinderen wordt door Sedisoil uitgegaan van de consumptie van 1 g waterbodem/ gebeurtenis; voor volwassenen wordt 1/3 deel hiervan gehanteerd. In de beoordeling is de hoogst aangetroffen gehalte totaal minerale olie (C10-C40) gebruikt om de opname via ingestie van sediment te berekenen. Deze opname is getoetst aan de Toelaatbare Dagelijkse Inname (TDI tolerable daily intake (tolerable daily intake)). In het RIVM rapport 711701025 wordt de TDI voor verschillende componenten van minerale olie gegeven. De berekende opname is getoetst aan de TDI van aromatische koolwaterstoffen EC16- EC35 zijnde 30 pg/ kg kilogram (kilogram) lg/ dag. Deze waarde wordt niet overschreden onder de eerdergenoemde uitgangspunten (30 dagen per jaar zwemmen).

GGD-advies

Op basis van het gehanteerde model geldt dat zwemmen, onder de in het model geldende voorwaarden en de gedane aannames, geen risico voor de volksgezondheid geeft op basis van de in de waterbodem aanwezige onderzochte stoffen.

Discussie en aanbevelingen

Zie ‘beoordeling’ en ‘advies GGD’. Verder nogmaals aangegeven dat de GGD ontraadt te zwemmen in ongecontroleerd zwemwater, niet alleen vanwege de mogelijke chemische verontreinigingen maar ook vanwege ontbrekende controle op de veiligheid of microbiologische kwaliteit van het water.

Vraag 

Wat zijn de kosten en baten van saneren, afdekken of monitoren?

Stoffen

• Zware metalen, voornamelijk kobalt
• Vaten met verschillende grondstoffen waaronder: methylbenzoaat, orthoftaalzuur, benzaldehyde (indringende geur). 

Voor deze laatste stoffen moesten grenswaarden voor werkplek en omwonenden worden afgeleid. Dit maakte risicobeoordeling een lastige klus. Deze stoffen zitten niet in Sanscrit of Divocos. Daarvoor moesten berekeningen worden gedaan met stoffen die wel in de modellen zijn verwerkt en die qua chemische structuur overeenkomen met de vervuilende stoffen.

Situatie en vraag aan GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)

Het zwembad is in de vorige eeuw gedempt en gebruikt als stortplaats met petrochemische producten.  In 1982 is de bovenste meter gesaneerd. De rest is gefixeerd. Echter, lekte na een aantal jaren toch kobalt naar de omringende sloten. In 2010 zijn de omliggende sloot - en landbodems gesaneerd. Maar bewoners bleven zich zorgen maken. 

De eerste vraag aan de GGD was om een risicobeoordeling op te stellen en dit te communiceren naar de bewoners. Vervolgens is aan de GGD gevraagd om mee te denken over de toekomst van de locatie. 

Beoordeling door GGD

Op het moment van de risicobeoordeling was de stortlocatie goed afgedekt. Er lekte geen kobalt meer naar oppervlaktewater, de omliggende sloten en landbodems waren gesaneerd en de dichtstbijzijnde woning staat op 85 m van de stortlocatie.

GGD-advies

Het toxicologisch risico voor de drie onderstaande scenario’s wordt klein ingeschat. Het voornaamste risico is de onzekerheid van de verspreiding. Echter, de gehaltes moeten in de omgeving erg hoog worden voordat een gezondheidsrisico optreedt. Normaliter werken we met gezondheidskundige advieswaarden die zo zijn afgeleid dat bij lagere blootstelling (zelfs levenslang) geen gezondheidseffecten te verwachten zijn. Als de verspreiding regelmatig wordt gemonitord en, indien nodig, weer gesaneerd dan is er geen risico voor de gezondheid. Anders ligt het met kankerverwekkende stoffen. Dat geldt zeker als de blootstelling elke dag in voldoende mate is. Daarbij geldt dat des te hoger de blootstelling is, des te hoger de kans is om kanker te krijgen. In deze casus gaat het om kobalt. Volgens het IARC International Agency for Research on Cancer (International Agency for Research on Cancer) zijn kobalt en kobaltverbindingen geclassificeerd als ‘mogelijk kankerverwekkend voor de mens (klasse 2B)’. Blootstelling aan kobalt dient zoveel als mogelijk te worden voorkomen. Om een inschatting bij blootstelling te kunnen maken, is daarnaast nog een dosis-effectrelatie noodzakelijk. Deze is bij kobalt niet bekend. Er kan dus geen berekening worden gemaakt van de kans op het krijgen van kanker. Iedere blootstelling aan een kankerverwekkende stof (genotoxische carcinogenen) kan een risico opleveren.  Als net als bovenstaand de verspreiding regelmatig wordt gemonitord en, indien nodig, wordt opgeruimd zal ook hier de blootstelling afwezig zijn en zo ook het risico voor de gezondheid.

Vervolg

Dit GGD-advies is samen met de provincie en toenmalige gemeente gecommuniceerd naar de bewoners. Omwonenden bleven, mede door gebeurtenissen in het verleden, ongerust en wilden dat het materiaal werd opgeruimd.

(Eventueel) vervolgadvies

Vervolgens is door de provincie opdracht gegeven om een kosten/baten analyse (MKBA maatschappelijke kosten-batenanalyse (maatschappelijke kosten-batenanalyse)) uit te voeren. Daarbij zijn een vier alternatieven doorgerekend, waaronder ‘saneren’ en ‘afdekken en monitoren’. Op advies van de GGD is daarin ook het gezondheidsrisico door ongerustheid meegenomen. Door een adviesbureau is dit onderbouwd omgerekend naar een geldbedrag (zie onderstaande tabel uitkomsten MKBA alternatieven, bedragen in 1.000 euro, periode 2018-2118). Alternatief 1 is het afdekken en monitoren, alternatief 2 is het afdekken en plaatsen van een damwand, alternatief 3a is saneren met afzet naar België en/of Duitsland, alternatief 3b is saneren met afzet naar de dichtstbijzijnde afvalstortplaats. 

Tabel Uitkomsten MKBA alternatieven.