De GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)-richtlijnen medische milieukunde zijn bedoeld om het handelen van GGD’en te harmoniseren en te optimaliseren. Richtlijnen zijn in het merendeel van de gevallen toepasbaar. Natuurlijk bestaat de mogelijkheid om, mits gemotiveerd, van een richtlijn af te wijken. Dit is afhankelijk van de lokale situatie. 

Procedure richtlijnen: De professionals van de GGD’en stellen zelf de richtlijnen MMK op. In dit proces worden waar nodig externe deskundigen geraadpleegd. De coördinatie van de MMK richtlijnontwikkeling ligt bij het RIVM/ cGM centrum Gezondheid en Milieu (centrum Gezondheid en Milieu). Op periodieke basis worden de richtlijnen herzien. Het is mogelijk dat in de tussentijd kleine wijzigingen worden doorgevoerd. 

Doel

Deze richtlijn is bedoeld voor GGD-medewerkers. GGD-medewerkers worden gevraagd te adviseren bij een bodemverontreiniging. Ook kunnen gebruikers en/of omwonenden vragen hebben over de gevolgen voor hun gezondheid. Het is van belang dat GGD-medewerkers in staat zijn deze vragen goed te beantwoorden en een risicobeoordeling kunnen maken. Aan de hand van vijf stappen kan de GGD-medewerker een gezondheidskundige risicobeoordeling uitvoeren en adviseren over het nemen van (tijdelijke) maatregelen (zie Figuur Stappenplan). De vijf stappen zijn 1. Informatie verzamelen, 2. Bodemonderzoek beoordelen, 3. Aanvullende onderzoek beoordelen, 4. Risicobeoordeling uitvoeren en 5. Adviseren gezondheidsrisico’s en maatregelen. In deze richtlijn wordt per stap toegelicht hoe deze uitgevoerd kan worden. Risicocommunicatie speelt hierbij een belangrijke rol. Meer informatie over risicocommunicatie is te vinden in de GGD-richtlijn ‘Risicocommunicatie’. Deze richtlijn verschaft verder informatie over de Omgevingswet en de gezondheidsbevorderende werking van een gezonde bodem. Ook wordt in deze richtlijn de beoordeling van asbest in de bodem beschreven, omdat de richtlijn ‘Asbest in de bodem en gezondheid’ uit 2007 is komen te vervallen. Voor meer informatie over de risico’s tijdens een bodemsanering verwijzen wij naar de richtlijn Publieke gezondheidsaspecten van bodemsanering uit 2020. 

Figuur: Stappenplan voor beoordeling van bestaande bodemverontreiniging.


Stap 1: Informatie verzamelen 

Om een risicobeoordeling voor een bestaande bodemverontreiniging uit te kunnen voeren is informatie nodig over de locatie, bestemming en situatie. Meerdere bronnen, zoals plattegronden in het bodemonderzoek of kaarten op Google Maps, Bodemloket en Atlas Leefomgeving kunnen gebruikt worden om een indruk te krijgen van de locatie en eventuele andere verontreinigingsbronnen in de omgeving (fabrieken, stortlocaties, opslag). Controleer vervolgens in eigen GGD/RIVM-registratiesystemen of voor deze locatie eerder een advies is uitgebracht of een burger zorgen of gezondheidsklachten heeft geuit rondom deze bodemverontreiniging.

Stap 1. Informatie verzamelen

Locatie: waar is het en hoe ziet de omgeving eruit?

  • Gebruik de plattegronden en foto’s in het bodemonderzoek.
  • Kijk op de bodemkwaliteitskaart of op het bodemloket.nl. De bodemkwaliteitskaart is vaak via de Omgevingsdienst vindbaar. 
  • Gebruik verschillende kaarten van Google Maps.
  • Kijk op de Atlas Leefomgeving
  • Kijk in de GIS Geografic Information System (Geografic Information System)-systemen van decentrale overheden. 
  • Ga eventueel op locatiebezoek.

Bestemming: waar wordt of werd de locatie voor gebruikt?

  • Kijk op Ruimtelijke plannen.nl. Lees het bijgevoegd (historisch) bodemonderzoek.
  • Doe navraag bij bodemdeskundigen van de gemeente of omgevingsdienst. 
  • Let op of gevoelige bestemmingen, bedrijven, andere verontreinigingsbronnen, calamiteiten of bijzondere gebieden zoals grondwaterbescherming nabij de locatie aanwezig zijn.

Situatie: hebben bewoners zorgen of klachten?

  • Controleer eigen documentatie (Osiris of een ander registratieprogramma) voor de locatie.
  • Vraag na bij de aanvrager of gemeente of bewoners zorgen of gezondheidsklachten hebben.
 

Stap2: Bodemonderzoek beoordelen

Er zijn verschillende aanleidingen voor een bodemonderzoek. Het doel en aard van een bodemonderzoek varieert daardoor ook sterk. Bodemonderzoek wordt uitgevoerd om een bodemverontreiniging in beeld te brengen. Ook kan voor de aanleg van infrastructuur of gebouwen een bodemonderzoek uitsluitstel geven  of de grond voldoet aan de vereiste kwaliteit voor dat doel. Het bodemonderzoekstraject bestaat uit de volgende stappen: voor- of historisch onderzoek, verkennend bodemonderzoek en bij alarmerende resultaten een nader bodemonderzoek. De werkwijze voor deze onderzoeken staat beschreven in normen van de NEN Nederlandse norm (Nederlandse norm), dit zijn wettelijk vastgestelde normen met name op het gebied van milieu en veiligheid (Nederlandse Norm). Vaak voert een adviesbureau het bodemonderzoek uit. Ook bij een historisch onderzoek zijn zij de opsteller. Wel kan de gemeente of Omgevingsdienst informatie aanleveren. Voor het aantal genomen bodemmonsters is er geen vuistregel vanuit de GGD. Dit is de expertise van het adviesbureau en volgt onder andere uit de NEN. De GGD kan ook worden gevraagd om te adviseren op basis van verkennend bodemonderzoek. Bijvoorbeeld wanneer het nader bodemonderzoek nog niet is uitgevoerd en er wel al dringende vragen zijn over mogelijke risico’s voor de gezondheid. Ook moet de GGD weleens adviseren over aanvullend onderzoek op basis van verkennend bodemonderzoek. In deze gevallen kan de GGD aangeven dat de risicobeoordeling voorlopig is en dat een nieuwe beoordeling moet worden uitgevoerd zodra de resultaten uit het nader onderzoek of saneringsonderzoek beschikbaar zijn.

Aan welke waarden wordt getoetst in bodemonderzoek?

In het bodemonderzoek kunnen verschillende waarden beschreven staan (zie Figuur Overzicht achtergrondwaarden, maximale waarden en interventiewaarden). Achtergrondwaarden zijn vastgesteld op basis van de gehaltes aan chemische stoffen zoals die voorkomen van natuur- en landbouwgebieden in Nederland die niet zijn belast door lokale verontreinigingsbronnen. Daarnaast heeft iedere klasse (bijvoorbeeld wonen, industrie) eigen maximale waarden. De maximale waarden geven de bovengrens aan van de kwaliteit die nodig is om de bodem blijvend geschikt te houden voor de functie die de bodem heeft. Er bestaan generieke en lokale maximale waarden. In het bodemonderzoek worden de gemeten gehaltes getoetst aan een interventiewaarde. De interventiewaarde geeft het milieukwaliteitsniveau aan waarboven ernstige vermindering optreedt van de functionele eigenschappen van de bodem. De interventiewaarde is de strengste van de gezondheidskundige of ecologische risicogrenswaarde. Bij veel stoffen, zoals zink en koper, is de ecologische risicogrenswaarde lager dan de humane risicowaarde. Bij andere stoffen, zoals lood, benzeen en tolueen, is juist de humane risicogrenswaarde lager.

Overzicht achtergrondwaarden, maximale waarden en interventiewaarden bodemverontreiniging


Figuur: Overzicht van achtergrondwaarden, maximale waarden en interventiewaarden. Bron: Bijlagenrapport Gezondheid en veiligheid in de Omgevingswet 2015 (rivm.nl) 

 

Stap 2. Bodemonderzoek beoordelen

Bodemonderzoek: welk type bodemonderzoek is uitgevoerd?

  • Mogelijke bodemonderzoeken: voor- of historisch onderzoek, verkennend en nader bodemonderzoek (zie toelichting). Kijk voor meer informatie op Bodemrichtlijn.nl of Bodeminformatie op iplo.nl.
  • Als er recent veel bodemonderzoeken en/of bodemmonsters beschikbaar zijn gekomen, kan je de gemeente vragen om een overzichtskaart. Met daarin de concentraties van relevante stoffen in de toplaag (denk aan asbest, zware metalen, PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen)’s, bestrijdingsmiddelen, PFAS Per- en polyfluoralkylstoffen (Per- en polyfluoralkylstoffen) en vluchtige stoffen).

Monstername: welk type bodemmonsters zijn genomen en op welke locatie?

  • Mengmonsters of individuele monsters. Voordeel van mengmonsters is dat ze een gemiddelde weergeven van de aanwezige gehaltes. Individuele bodemmonsters geven meer informatie over de plaats en verdeling van de verontreiniging.
  • Bekijk waar de bodemmonsters zijn genomen: op welke diepte (of traject) zoals op het maaiveld of in een diepere bodemlaag en in de vaste bodem of in het grondwater. 

Verontreiniging: wat is de aard en ernst van de bodemverontreiniging?

  • Leid uit het bodemonderzoek af om welke stoffen het gaat. De meest voorkomende voor de gezondheid relevante stoffen zijn onder andere; asbest, zware metalen, organische verontreinigingen (PAK’s, bestrijdingsmiddelen), PFAS en vluchtige stoffen (VOCl, BTEXN). Dit is afhankelijk van de bron van de verontreiniging. 
  • Het is vaak zinvol om in gesprek te gaan met de gemeente of Omgevingsdienst. In het gesprek kan samen worden bepaald welke stoffen relevant zijn en/of welk bodemonderzoek leidend is. 
  • Bekijk in het bodemonderzoek aan welke waarden de gemeten gehaltes zijn getoetst. Meestal wordt getoetst aan de Interventie-, Tussen- en Achtergrondwaarde of aan de waarden voor wonen, industrie etc. 

Conclusie: is de juiste conclusie getrokken?

  • Klopt de conclusie van het bodemonderzoek?
  • Vallen er nog andere zaken op?
 

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)


Stap 3. Aanvullend onderzoek beoordelen

Omwonenden kunnen ook via de binnenlucht, drinkwater of gewassen in aanraking komen met de stoffen uit de bodem. Dan kan aanvullend onderzoek naar deze routes van belang zijn. In sommige gevallen is aanvullend onderzoek reeds uitgevoerd of kan de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)-medewerker adviseren over de noodzaak van aanvullend onderzoek. Bedenk wel dat elk aanvullend onderzoek zijn onzekerheden en beperkingen kent. Denk aan de variatie in tijd of het zijn van een momentopname. In deze richtlijn wordt informatie voor het meest voorkomend aanvullend onderzoek beschreven.

Stap 3. Aanvullend onderzoek beoordelen

Aanvullend onderzoek: is aanvullend onderzoek uitgevoerd?

  • Mogelijk aanvullend onderzoek: binnenluchtmetingen, bodemluchtmetingen, gewasonderzoek, biomonitoring of drinkwateronderzoek. (zie toelichting)
  • Is het juiste aanvullend onderzoek uitgevoerd om het gezondheidsrisico te kunnen beoordelen?

Beoordeling: is de juiste conclusie getrokken?

  • Toets de uitkomsten van het aanvullend onderzoek aan de juiste gezondheidskundige risicowaarde (bijvoorbeeld binnenluchtmetingen aan de toelaatbare concentratie in de lucht (TCL))
  • Wat is de conclusie van het aanvullend onderzoek?
  • Moet ander aanvullend onderzoek geadviseerd of herhaald worden?
 

Type aanvullend onderzoek 

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.

Schematische afbeelding huis met garage, keuken,wonen en slapen, kruipruimte, kelder en verontgreinigd grondwater

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’).

Uitvoering en interpretatie van binnen- en bodemluchtmetingen

Het document ‘Richtlijn voor luchtmetingen voor de risicobeoordeling van bodemverontreiniging’ beschrijft in zeven stappen hoe de gezondheidsrisico’s van vluchtige stoffen in verontreinigde bodem kunnen worden beoordeeld met metingen van de lucht in of rondom het huis. Er staat informatie over de meetmethoden, bemonsteringsopzet en interpretatie van de metingen. Ook is een tabel opgenomen met de chronische grenswaarden voor stoffen die mogelijk gemeten kunnen worden in de bodem of binnenlucht. De uitvoering van bodemluchtmetingen is beschreven in de internationale standaard ISO International Organization of Standardization (International Organization of Standardization) 18400-204:2017.

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.


Stap 4. Risicobeoordeling uitvoeren

Eerste globale risicobeoordeling

Voor het uitvoeren van de risicobeoordeling wordt de informatie uit alle vorige stappen gebruikt. Er zijn twee opties voor een eerste globale risicobeoordeling:

  1. Toetsing van de gemeten gehaltes aan de gezondheidskundige risicowaarden bodem (zie achtergronddocument gezondheidskundige risicowaarden bodem). De gezondheidskundige risicowaarde is afgeleid van een effect op de gezondheid van mensen. Bij de afleiding is geen rekening gehouden met technische of economische haalbaarheid. Ook is een gezondheidskundige risicowaarde bodem niet altijd vastgelegd in wet- of regelgeving. Wanneer de bodemgehaltes nabij of boven de gezondheidskundige risicowaarden bodem liggen, kan een meer nauwkeurige risicobeoordeling worden gemaakt met een blootstellingsmodel. Het kan soms veel werk zijn om alle bodemgehaltes aan de gezondheidskundige risicowaarden bodem te toetsen. Een alternatief is het kijken naar de interventiewaarden (zie optie 2).
  2. Toetsing van de gemeten gehaltes aan de interventiewaarden. Als alle gemeten gehaltes in het bodemonderzoek ruim onder de interventiewaarden zitten, zijn er geen negatieve gezondheidseffecten te verwachten. Controleer hierna alleen nog de waarde voor lood, omdat hiervoor aparte gezondheidskundige risicowaarden gelden (zie lood). Wanneer de bodemgehaltes nabij of boven de interventiewaarden liggen, kan een meer nauwkeurige risicobeoordeling worden gemaakt met een blootstellingsmodel. 

Aandachtspunten eerste globale risicobeoordeling

In de risicobeoordeling zijn de volgende factoren van invloed: het gebruik en inrichting van de locatie, contactrisico, het type blootstelling, welke stoffen zijn aangetroffen op de verontreinigingslocatie en op welke diepte. Voor de risicobeoordeling kunnen maximale en gemiddelde gehaltes van de individuele monsters worden gebruikt. Vaak worden voor een eerste globale toetsing de hoogste gehaltes gebruikt (worst-case-benadering). Voor een meer realistische benadering van het actuele gezondheidsrisico worden de gemiddelde gehaltes van de relevante monsters gebruikt. Er wordt daarbij onderscheid gemaakt in de verschillende gebruiksfuncties (tuinen, speelplaatsen, moestuin, openbaar groen). Van elk van die gebieden wordt het gemiddelde gehalte in de contactlaag gebruikt. Afhankelijk van de beoogde functie kan worden gekozen voor een contactlaag tot 0,5 of tot 1,0 m-mv (meter beneden maaiveld). Bijvoorbeeld 0,2-0,5 m-mv voor het gezondheidsrisico voor spelen in speeltuinen en tot 1 m-mv voor wonen met tuin en moestuin (zowel graven als wortelzone). Voor het berekenen van het gemiddelde wordt gebruikgemaakt van alle aangetroffen gehaltes in het onderzoeksgebied. Daarbij moet wel rekening worden gehouden met de ruimtelijke verdeling van de monsters over de locatie. Gaat het bijvoorbeeld om een plangebied of verschillende tuinen/percelen. Voor een gezondheidskundige risicobeoordeling kunnen het beste de tuinen/percelen worden beoordeeld. Om meer zicht te krijgen op de verdeling in een groot gebied, kan een kaart met gehaltes zinvol zijn. Wanneer sprake blijkt te zijn van een ruimtelijke clustering van hoge gehaltes, verdient het de voorkeur om dit deel apart te beoordelen. Hiermee wordt voorkomen dat een enkele hoge waarde op een relatief klein deel van het perceel (bijvoorbeeld op een smal paadje) leidt tot een onevenredig hoge gemiddelde waarde. Ook het omgekeerde kan voorkomen: dat enkele hoge waarden door veel lage waarden worden uitgemiddeld tot een onevenredig lage gemiddelde waarde. Wanneer de gevonden bodemgehaltes nabij of boven de gezondheidskundige risicowaarden bodem of interventiewaarden liggen, kan een meer nauwkeurige risicobeoordeling worden gemaakt met verschillende blootstellingsmodellen.

Nauwkeurige risicobeoordeling

Een meer nauwkeurige risicobeoordeling kan worden uitgevoerd via de Risicotoolbox Bodem of met CSOIL 2020. De bodemonderzoeken leveren de locatiespecifieke parameters voor de risicobeoordeling. Hierbij moet men zich realiseren dat de verontreinigingssituatie kan veranderen in de loop van de tijd, bijvoorbeeld door verspreiding van de verontreiniging naar het grondwater (dit geldt voor mobiele verontreinigingen zoals BTEX, VOCl en PFAS Per- en polyfluoralkylstoffen (Per- en polyfluoralkylstoffen)) of door verandering in het gebruik van de bodem. Let dus op het jaartal waarin het bodemonderzoek is uitgevoerd. Voor de uitvoering van een risicobeoordeling is voor een aantal veel voorkomende verontreinigingen meer informatie in deze richtlijn beschikbaar (asbest, bestrijdingsmiddelen, BTEXN, cyaniden, dioxines en PCB polychlorobiphenyls (polychlorobiphenyls)’s, metalen, minerale olie en PAK Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen (Polycyclische Aromatische Koolwaterstoffen)’s, VOCl en PFAS). 

Stap 4. Risicobeoordeling uitvoeren

 Kennis: welke kennis van de stof of stoffen heb ik nodig?

  • Kennis van het gezondheidskundig kader ( MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico), TCL, geurdrempel).
  • Kennis van de risicogroepen en achtergrondblootstelling.

Gegevens: welke gegevens van de bodemverontreiniging en blootstelling heb ik nodig?

  • De waarden uit het bodem- en aanvullend onderzoek.
  • Samenstelling van de bodem (bodemtype).
  • De relevante blootstellingroute(s). Mogelijke blootstellingsroutes: ingestie van gronddeeltjes en huisstof, gewasconsumptie, inademing van verontreinigde binnenlucht, drinkwater en huidcontact. 
  • Het (beoogde) gebruik van de bodem (bodemscenario).

Risicobeoordeling: hoe voer je een risicobeoordeling uit?

  • Voor een eerste globale risicobeoordeling zijn er twee opties. Voor de eerste optie toets je de bodemgehaltes uit het bodemonderzoek aan de gezondheidskundige risicowaarden bodem. Hierbij kunnen de hoogst gemeten bodemgehaltes gebruikt worden (worst-case scenario).
  • Het kan soms veel werk zijn om alle bodemgehaltes aan de gezondheidskundige risicowaarden bodem te toetsen. Een alternatief is het kijken naar de interventiewaarden, dit is optie 2. Als in het bodemonderzoek alle stoffen onder de interventiewaarden liggen, zijn nadelige effecten voor de gezondheid meestal niet te verwachten. Let op: dit geldt niet voor lood.
  • Als gezondheidskundige risicowaarden of interventiewaarden worden overschreden, is een nauwkeurige risicobeoordeling gewenst. Start hiervoor een risicobeoordeling in Sanscrit of CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) (te vinden via Risicotoolbox Bodem of het RIVM). Hierbij kunnen de gemiddelde bodemgehaltes gebruikt worden.  Pas zo nodig het scenario, de blootstellingroute en het bodemtype aan. 
  • Bekijk of een beoordeling met een ander model noodzakelijk is: Volasoil, Sedisoil, Concrit of de module diffuus lood. Gebruik de meest recente versie van het model. 
  • In Sanscrit en CSOIL wordt al rekening gehouden met combinatietoxiciteit. 

Aanvullende stofinformatie: is aanvullende informatie van een bepaalde stof aanwezig? 

  • Zie stofinformatie verderop voor: asbest, bestrijdingsmiddelen, BTEXN, cyaniden, dioxines en PCB’s, metalen, minerale olie en PAK’s, VOCl en PFAS. 

Conclusie: is er een gezondheidsrisico voor bewoners, gebruikers en omwonenden?

  • Volgt uit de risicobeoordeling dat er een gezondheidsrisico is? 
  • Houd rekening met achtergrondblootstelling, en eventuele verspreiding naar het grondwater van de verontreiniging. Eventuele verspreiding kan blijken uit grondwatermonsters of een risicobeoordeling in Sanscrit.
 

Gezondheidskundig kader

 Bij de meeste bodemverontreinigingen is de blootstelling van mensen aan bodemverontreinigende stoffen laag en zullen er geen gezondheidseffecten optreden. Er zijn echter situaties waarbij het contact met de verontreiniging in de bodem zo groot kan zijn, dat gezondheidseffecten niet kunnen worden uitgesloten. Hiervan is bijvoorbeeld sprake wanneer:

  • de berekende blootstelling hoger is dan het maximaal toelaatbaar risico voor de mens (MTR humaan);
  • de berekende of gemeten binnenluchtconcentratie van vluchtige stoffen uit de bodem hoger is dan de toelaatbare concentratie in de lucht (TCL) (zie RIVM-rapport 2023-0380).

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 MTRhumaan/TCL dan is de kans op gezondheidseffecten afwezig (of aanvaardbaar). 

Maximaal toelaatbaar risico voor de mens (MTRhumaan)

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:

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:

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).

Blootstellingsroutes

In het algemeen zijn de meest relevante routes (met de grootste bijdrage aan de totale blootstelling): ingestie van grond en van bodemstof in huisstof, consumptie van verontreinigde gewassen en inademing van verontreinigde binnenlucht. In mindere mate leveren blootstelling via verontreinigd drinkwater en huidcontact een bijdrage. Als er sprake is van overmatige grondingestie moet hiervoor een aparte risicobeoordeling gemaakt worden, omdat overmatige grondingestie niet wordt meegenomen in CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems). Zie achtergronddocument 'Bijdrage blootstellingsroutes wonen met tuin' voor de procentuele bijdrage van iedere blootstellingsroute per stof (scenario wonen met tuin).

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. 

Bodemtype

Het bodemtype en de bodemkarakteristieken hebben invloed op de blootstelling van de mens aan verontreinigingen in de bodem. De drie belangrijkste bodemtypen in Nederland zijn zand, klei en veen. 

  • Zand bestaat uit korrels met een grootte van 50 µm tot 2 mm. Zand is relatief goed waterdoorlatend. De pH van zandgrond is vaak laag (pH 3,5-5,5). Een zandgrond staat een verontreiniging makkelijk af aan de omgeving (zoals gewassen), waardoor een hogere blootstelling via gewasconsumptie kan ontstaan. 
  • Klei bestaat vooral uit korrels kleiner dan 2 µm (lutum). De pH van klei is relatief hoog (pH > 6,5). Kleigrond houdt de verontreinigingen juist beter vast.  
  • Veen bestaat voornamelijk uit vergane plantenresten en is daardoor zeer rijk aan organische stof. De pH van veengrond ligt vaak tussen de 4-5,5. Grond met een hoog organisch stofgehalte houdt verontreinigingen, zoals zware metalen, beter vast. Daarnaast is veen veel lichter dan zand en klei. Daardoor lijken veenlagen bij gelijke mate van verontreiniging vuiler dan naastgelegen zand- en kleimonsters. Dit komt omdat de concentraties in de grond worden uitgedrukt in mg/ kg kilogram (kilogram). In de praktijk is dit geen groot probleem, omdat veen nooit in de toplaag voorkomt. De bodemcorrectie staat ook een hoger gehalte van stoffen in veen toe.

Organisch stofgehalte bodem

De bodem wordt gekarakteriseerd door het gehalte organisch stof (humus, het dode organische materiaal in de bovenste laag van de bodem, dit bestaat voornamelijk uit afgestorven planten en bladafval) en het gehalte lutum (kleideeltjes, bij een lutumfractie groter dan 25% wordt gesproken over klei). De standaardbodem is gedefinieerd als een bodem met een gehalte van 10% organisch stof (OS) en 25% lutum (L). Het organisch stofgehalte is onder andere van belang voor bodemvruchtbaarheid, watervasthoudend vermogen en de binding van nutriënten en verontreinigingen. Bij verontreinigde stoffen is het OS-gehalte van de grond van invloed op de mate waarin mensen in contact komen met die stof. Verontreinigde stoffen worden namelijk beter gebonden aan grond met een hoog OS-gehalte. Bij een lager OS-gehalte in de grond vindt daarom voor deze stoffen een hogere blootstelling plaats, bijvoorbeeld omdat meer uitdamping en gewasopname plaatsvindt. 

Bodemtypecorrectie

Er zijn twee verschillende correcties voor bodemtype. Deze bodemtypecorrecties zijn niet direct met elkaar te vergelijken of uitwisselbaar. De eerste correctie is bedoeld voor een organische verontreiniging en de tweede correctie is bedoeld voor een verontreiniging met metalen: 

  1. Correctie voor bodemtype zoals toegepast in CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) en Sanscrit, op basis van organisch stofgehalte: Foc (fractie organische stof in de bodem) = 0,0058 * % organisch stof -> Bij OS=10% is de Foc = 0,058. De Foc zit in de formule om de Kd (verdelingcoefficient) te berekenen (Kd = Koc (verdelingscoefficient water-organische stof)*Foc). De Kd komt vervolgens terug in een aantal andere formules die in CSOIL worden gebruikt. 
  2. Correctie voor bodemtype die wordt toegepast bij beoordeling bodemkwaliteit: gemeten gehaltes worden omgerekend naar standaardbodem op basis van organisch stofgehalte, lutum-gehalte en stofafhankelijke constanten voor metalen (A,B,C). Zie bijlage G onderdeel II van de Regeling bodemkwaliteit 2022
Tekst in de paragraaf

In bodemonderzoeken worden de resultaten vaak gecorrigeerd voor het bodemtype (weergegeven als gehalte in standaardbodem). Voor de gezondheidskundige risicobeoordeling is een bodemtypecorrectie nodig wanneer gewasconsumptie of inhalatie van binnenlucht de belangrijkste blootstellingroute is en het OS-gehalte afwijkt van het standaardscenario (10%). Wanneer ingestie van gronddeeltjes de belangrijkste blootstellingsroute is zoals bij lood, dan is geen bodemtypecorrectie nodig. Voor het uitvoeren van een gezondheidskundige risicobeoordeling in CSOIL of Sanscrit is het advies om de gemeten bodemgehaltes (oftewel ongecorrigeerde bodemgehaltes) en het actuele organisch stofgehalte in te voeren. De gemeten bodemgehaltes (oftewel ongecorrigeerde bodemgehaltes) staan altijd in het bodemrapport, bijvoorbeeld bij de analyseresultaten. 

Zuurgraad bodem (pH)

De pH van de bodem heeft grote invloed op de opname van onder andere nutriënten en metalen in gewassen. De pH heeft onder andere invloed op de beschikbaarheid van stoffen in de bodem en activiteit van microben en plantenwortels. De meeste metalen worden bij een lage pH in de bodem beter opgenomen door gewassen (Otte et al. 2011, Römkens en Rietra 2007). Door kalk te strooien wordt de grond minder zuur, waardoor groenten minder makkelijk zware metalen opnemen (zie Bodemverontreiniging GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) Amsterdam). De pH maakt geen deel uit van de bodemtypecorrectie zoals toegepast in CSOIL. Reden daarvoor is dat de pH geen stabiele parameter is en kan veranderen binnen relatief korte tijd. De pH van de bodem is wel aan te passen in CSOIL en Sanscit. Stoffen waarvoor het aanpassen van de pH zeker relevant is, zijn: fenolen, chloorfenolen, cresolen, dihydroxybenzenen en PFAS Per- en polyfluoralkylstoffen (Per- en polyfluoralkylstoffen).

Bodemscenario’s 

Het contact met bodemverontreinigende stoffen is afhankelijk van het bodemgebruik. In CSOIL worden zeven blootstellingsscenario’s (gebruiksfuncties) onderscheiden. Wel kunnen de aannames die in een scenario worden gedaan (bijvoorbeeld speelduur of -frequentie), afwijken van de lokale situatie. 

  • Wonen met tuin: dit bodemgebruik is de basis voor de interventiewaarde, daarom wordt het ook wel het standaard bodemgebruik genoemd. In dit scenario zijn alle blootstellingsroutes mogelijk en er is een beperkte gewasconsumptie (10%) uit eigen tuin opgenomen. 
  • Plaatsen waar kinderen spelen: dit bodemgebruik omvat alle plaatsen die kinderen vaak gebruiken, zoals speelplaatsen, speelveldjes en grond rond scholen en kinderdagverblijven. Voor volwassenen en kinderen is de ingestie van grond gelijk aan het scenario wonen met tuin. Alle blootstellingsroutes zijn opgenomen (zowel binnen- als buitenshuis), behalve de consumptie van gewassen. 
  • Moestuinen en volkstuinen: dit bodemgebruik heeft dezelfde blootstellingsroutes als wonen met tuin, maar omvat ook een moestuin. Aangenomen wordt dat een belangrijk deel van de dagelijks gegeten bladgewassen (100%) en knolgewassen inclusief aardappels (50%) afkomstig zijn van de moestuin. Voorheen werd een minimale oppervlakte van 200 m2 moestuin gebruikt om volledig als moestuin te kunnen dienen. Nu worden minimale oppervlaktes losgelaten en is het percentage gegeten gewassen uit eigen tuin de bepalende factor. De gewasconsumptie uit eigen tuin kan daarop aangepast worden (bijvoorbeeld 50% bladgewassen en 25% knolgewassen). Bij woongebieden waar de tuinen klein zijn en ook worden gebruikt als siertuin, voor een terras of als speelplek kan worden uitgegaan van de bodemfunctie wonen met tuin.
  • Landbouw: deze bodemfunctie heeft betrekking op de grond die wordt gebruikt voor de landbouwproductie door de boer. De boerderij en het erf vallen hier niet onder, deze vallen onder het scenario ‘wonen met tuin’, ‘moestuinen en volkstuinen’ of ‘plaatsen waar kinderen spelen’. 
  • Natuur: hierbij gaat het om natuurgebieden met extensief gebruik door mensen. Er wordt verondersteld dat mensen gemiddeld gedurende 1 uur per dag in een natuurgebied verblijven en dat het contact met de grond 20% is van het contact bij ‘wonen met tuin’. 
  • Groen met natuurwaarden: hierbij gaat het onder meer om recreatieve voorzieningen, zoals sportvelden en stadsparken. Het blootstellingsscenario is vergelijkbaar met dat van natuurgebieden. Als er op bepaalde plekken sprake is van veel bodemcontact, moet voor die plekken een ander scenario worden gekozen, bijvoorbeeld ‘plaatsen waar kinderen spelen’. 
  • Ander groen, bebouwing, infrastructuur en industrie: Bij dit bodemgebruik gaat het bijvoorbeeld om siergroen in openbaar gebied, bermen, groenstroken en taluds. Het blootstellingscenario is vergelijkbaar met dat van natuur, maar houdt ook rekening met blootstelling binnenshuis.

Modellen en instrumenten 

Een meer nauwkeurige risicobeoordeling kan worden uitgevoerd via de Risicotoolbox Bodem  of met CSOIL 2020. In de Risicotoolbox Bodem staan verschillende modellen en instrumenten, die elk een eigen toepassing hebben (zie Tabel Vergelijking bodeminstrumenten). Sanscrit en CSOIL kunnen beide gebruikt worden om een gezondheidskundige risicobeoordeling uit te voeren bij een bodem- en of grondwaterverontreiniging. De modellen berekenen de blootstelling per scenario en blootstellingsroute, zoals inname van grond, inademing van verontreinigde binnenlucht en het eten van verontreinigde gewassen. De modellen houden rekening met verschillende scenario’s, bijvoorbeeld met kleine kinderen die grond binnenkrijgen tijdens het buitenspelen. Ook wordt (in beperkte mate) gekeken naar de fysische samenstelling van de bodem, omdat die bepaalt in hoeverre stoffen uit de bodem beschikbaar komen. Naast de bestaande modellen ontwikkelt het RIVM een instrumentarium voor de beoordeling van nieuwe, opkomende stoffen in de bodem. Opkomende stoffen zijn stoffen die nog niet (wettelijk) genormeerd zijn en waarvan de schadelijkheid nog niet (volledig) is vastgesteld. Dit leidt tot onzekerheid bij burgers, overheden en bedrijven.  De GGD kan het RIVM/ cGM centrum Gezondheid en Milieu (centrum Gezondheid en Milieu) om advies vragen als zich een verontreiniging met een nieuwe, opkomende stof voordoet.

Tabel Vergelijking bodeminstrumenten.

Vergelijking bodeminstrumenten

 

CSOIL
Sanscrit
Sedisoil
Volasoil
Concrit

Beoordeling humaan risico

vinkje
vinkje
vinkje
vinkje
vinkje

Beoordeling ecologisch risico

 

vinkje

 

 

 

Beoordeling verspreidingsrisico

 

vinkje

 

 

 

Bodemverontreiniging

vinkje
vinkje

 

 
vinkje

Grondwaterverontreiniging

vinkje
vinkje

 

vinkje
vinkje

Waterbodemverontreiniging

 

 

vinkje

 

 

Uitdamping vluchtige stoffen

vinkje
vinkje

 

vinkje
vinkje

Beoordeling saneringsurgentie

 

vinkje

 

 

 

Combinatietoxiciteit

vinkje

 

 

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 MTRhumaan (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.

Aanvullende stofinformatie 

Voor de uitvoering van een gezondheidskundige risicobeoordeling is voor een aantal veel voorkomende verontreinigingen meer informatie beschikbaar. Een beschrijving van de achtergrond van de normen en de hieraan onderliggende risicogrenzen staat beschreven in RIVM rapport 2023-0380. Dit rapport fungeert als referentiedocument en beschrijft de wetenschappelijke stand van zake achter de risicogrenzen rond de tijd van publicatie in 2023. 

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:

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.

Stofnaam Gezondheidskundige risicowaarde in grond (mg/kg)
Aldrin 0,39
Dieldrin 10,81
Endrin 19,28

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: 

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:

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. 

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.

Stofnaam

Gezondheidskundige risicowaarde bodem [mg/kg ds]

PCB 28

0,82

PCB 52

0,34

PCB 101

0,73

PCB 118 (indicator PCB)

2,20

PCB 138

0,39

PCB 153

0,56

PCB 180

0,21

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

Stofnaam

Gezondheidskundige risicowaarde bodem [mg/kg ds]

PCB 77

7,39

PCB 105

2,47

PCB 118 (dioxines en DL)

2,92

PCB 126

0,0036

PCB 156

1,27

PCB 157

1,27

PCB 169

0,0104

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.

Alifatische fracties

Ingestie gronddeeltjes

Aromatische fracties

Ingestie gronddeeltjes

Alifaten >C5-C6

0,00%

Aromaten >C5-C7

0,03%

Alifaten >C6-C8

0,00%

Aromaten >C7-C8

0,06%

Alifaten >C8-C10

0,01%

Aromaten >C8-C10

0,12%

Alifaten >C10-C12

0,06%

Aromaten >C10-C12

0,65%

Alifaten >C12-C16

53,89%

Aromaten >C12-C16

3,94%

Alifaten >C16-C21

80,40%

Aromaten >C16-C21

67,37%

 

 

Aromaten >C21-C35

80,11%

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.

Alifatische fracties

Inhalatie binnenlucht

 

Aromatische fracties

Inhalatie binnenlucht

Alifaten >C5-C6

99,94%

Aromaten >C5-C7

99,26%

Alifaten >C6-C8

99,91%

Aromaten >C7-C8

98,67%

Alifaten >C8-C10

99,87%

Aromaten >C8-C10

98,03%

Alifaten >C10-C12

99,75%

Aromaten >C10-C12

91,26%

Alifaten >C12-C16

32,89%

Aromaten >C12-C16

60,99%

Alifaten >C16-C21

0,14%

Aromaten >C16-C21

6,50%

 

 

Aromaten >C21-C35

0,04%

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.

Alifatische fracties
Dermale opname buiten
 
Aromatische fracties
Dermale opname buiten

Alifaten >C5-C6

0,00%

Aromaten >C5-C7

0,00%

Alifaten >C6-C8

0,00%

Aromaten >C7-C8

0,01%

Alifaten >C8-C10

0,00%

Aromaten >C8-C10

0,01%

Alifaten >C10-C12

0,01%

Aromaten >C10-C12

0,06%

Alifaten >C12-C16

4,67%

Aromaten >C12-C16

0,34%

Alifaten >C16-C21

6,97%

Aromaten >C16-C21

5,84%

 

 

Aromaten >C21-C35

6,95%

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.

Fracties
Gezondheidskundige
risicowaarde bodem [mg/kg]
 
Fracties
Gezondheidskundige risico-waarde grondwater [ug/L]

 Alifaten >C5-C6

35

Alifaten >C5-C6

613

 Alifaten >C6-C8

109

Alifaten >C6-C8

444

 Alifaten >C8-C10

28

Alifaten >C8-C10

15,3

 Alifaten >C10-C12

151

Alifaten >C10-C12

10,4

 Alifaten >C12-C16

56600

Alifaten >C12-C16

0,59 max oplosbaarheid

 Alifaten >C16-C21

> 100000

Alifaten >C16-C21

0,001 max oplosbaarheid

 

 

 Aromaten >C5-C7

29

Aromaten >C5-C7

494

 Aromaten >C7-C8

63

Aromaten >C7-C8

854

 Aromaten >C8-C10

59

Aromaten >C8-C10

650

 Aromaten >C10-C12

310

Aromaten >C10-C12

2266

 Aromaten >C12-C16

1627

Aromaten >C12-C16

5805 max oplosbaarheid

 Aromaten >C16-C21

16500

Aromaten >C16-C21

543,4 max oplosbaarheid

 Aromaten >C21-C35

19600

Aromaten >C21-C35

6,6 max oplosbaarheid

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 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

Stofnaam

TEF of B(a)P-equivalenten

Acenaftheen

0,001

Acenafthyleen

0,01

Benzo(a)antraceen

0,1

Benzo(k)fluorantheen

0,1

Benzo(b)fluorantheen

0,1

Benzo(j)fluorantheen

0,1

Benzo(a)pyreen

1

Chryseen

0,01

Dibenz(a,h)antraceen

1

Fluorantheen

0,01

Indeno, 1,2,3-cd pyreen

0,1

Pyreen

0,001

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:

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:

(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.

Grond (µg/kg d.s)

Gezondheid

Toetscriterium

Maximaal toelaatbaar risico

PFOS

59

PFOA

60

GenX

57


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

Grondwater (ng/l)

Drinkwater

Gezondheid

Geaggregeerd

Toetscriterium

Maximale concentratie drinkwater

Maximaal toelaatbaar risico

 

Toets aan het de risicogrens voor drinkwater als het grondwater wordt gebruikt voor consumptie. Zo niet, toets aan het maximaal toelaatbaar risico.

PFOS

9,9

2,7x103

PFOA

20

8,6x103

GenX

330

6,0x104

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

Scenario

PFOS (µg/kg)

PFOA (µg/kg)

Wonen met moestuin (100% groente en 50% aardappel uit eigen tuin)

2,4

2,3

Wonen met tuin (10% voedsel uit eigen tuin)

29

30

Ander groen, infrastructuur en industrie

480

930

Plekken waar kinderen spelen

115

230

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.

Toepassingssituatie

Bodemkwaliteits- en bodemfunctieklasse

PFAS

Toepassingswaarde (µg/kg d.s.)

Op de landbodem

Wonen of industrie

PFOS

3

PFOA

7

Overige PFAS

3

Landbouw of natuur

PFOS

1,4

PFOA

1,9

Overige PFAS

1,4

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 gezondheidseffectenToxicologisch Profiel Vinylchloride (ATSDR.cdc.gov).

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

Zware metalen

Een verontreiniging met metalen zoals lood, koper, cadmium en zink wordt met name in oude woonkernen, rond lintbebouwing en op oude bedrijfsterreinen aangetroffen. Metalen worden niet allemaal even gemakkelijk opgenomen in gewassen. In het algemeen is bijvoorbeeld de opname van cadmium of zink hoger dan de opname van kwik of lood. Aardappelen hebben in het algemeen een relatief lage opname van metalen. Bladgroenten als spinazie, sla en andijvie hebben een relatief hoge opname van metalen, vooral van cadmium. Bij de knolgewassen kunnen radijs, wortelen en bieten een hoge tot gemiddelde metaalopname hebben. De biologische beschikbaarheid van de metalen cadmium, zink, lood, koper en nikkel is verhoogd bij een meer verzuurde bodem (lage pH). De biologische beschikbaarheid van deze metalen kan verlaagd worden door de bodem minder zuur te maken (verhogen pH) door goede bemesting en bekalking. Ook het organische stofgehalte en kleigehalte kunnen van invloed zijn op de opname van metalen in gewassen. Dus het organisch stofgehalte, in combinatie met pH en lutum, heeft een effect op de biobeschikbaarheid van metalen, maar hebben geen invloed op de berekening in CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems). Voor de metalen arseen, cadmium, kobalt, koper, kwik, lood en zink is hieronder meer informatie beschikbaar.

Meer informatie over een metaal en de gezondheidseffecten: Toxicologische Profielen (ATSDR.cdc.gov).

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 MTRhumaan. 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 MTRlucht 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:

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.

Nadelig gezondheidseffect

BMDL (µg/kg lichaamsgewicht per dag)

Verstoring ontwikkeling van het centraal zenuwstelsel = afname 1 IQ-punt bij kinderen van 0 t/m 7 jaar

0,50

Verstoring ontwikkeling van het centraal zenuwstelsel = afname 1 IQ-punt bij het ongeboren kind via blootstelling van de moeder

0,54

Verhoogd risico op chronische nierziekten = toename van de prevalentie met 10% bij volwassenen

0,63

Verhoogd risico op hart- en vaataandoeningen = toename systolische bloedruk met 1% bij volwassenen

1,50

Meer informatie:

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.

Tekst in achtergronddocument toelichting look in bodem en gezondheid

 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.

Bouw- of nieuw opkomende stoffen

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:

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). 

Tekst in bron Microplastics in soil systems

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:

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

Stap 5. Adviseren gezondheidsrisico en maatregelen

De GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) adviseert gevraagd en ongevraagd aan gemeenten of gemeentelijke diensten, omgevingsdiensten, provincies en bewoners over de gezondheidsrisico’s van een bodemverontreiniging. Ook kan de GGD adviseren over het nemen van (tijdelijke) maatregelen om blootstelling te voorkomen of te beperken. De te adviseren maatregelen zijn zeer divers en afhankelijk van de lokale verontreinigingssituatie. Voorbeelden van adviezen kunnen zijn: afdekken van de grond met een grasmat, moestuinieren in bakken, handen wassen na tuinieren, afgraven en/of schone toplaag aanbrengen, moestuin niet irrigeren met slootwater of grondwater, geen groenten uit de moestuin eten, kinderen niet op open grond laten spelen etc. De GGD geeft gebruiksadviezen. Juridische borging van deze adviezen is lastig. In een beschikking kunnen gebruiksbeperkingen staan. Beschikkingen zijn bijvoorbeeld te vinden in het Bodemloket, bij de DCMR Milieudienst Rijnmond (Milieudienst Rijnmond) of het wordt meegenomen onder de Omgevingswet. Bij de verkoop van een woning of stuk grond dienen gebruiksbeperkingen doorgegeven te worden aan de nieuwe kopers. De GGD heeft ook een rol in de risicocommunicatie naar bewoners, zoals het beantwoorden van vragen van bewoners over het gezondheidsrisico, het meelezen met informatie van de gemeente aan bewoners en het leveren van een bijdrage aan een bewonersbijeenkomst.

Stap 5. Adviseren gezondheidsrisico en maatregelen

Advies: schrijf en deel het advies met de aanvrager

  • Gebruik hiervoor de conclusie uit stap 4.
  • Als er sprake is van een gezondheidsrisico: zijn maatregelen noodzakelijk om blootstelling te beperken? Denk aan sanering, afzetting of gebruiksadviezen. 
  • Houd rekening met de geldende bodemwetgeving. 
  • Stem af met het bevoegd gezag.

Communicatie: hoe worden bewoners geïnformeerd?

  • Houd rekening met de vragen en zorgen van omwonenden.
  • Gebruik de GGD-richtlijn ‘Risicocommunicatie’.

Vervolg: is follow-up noodzakelijk?

  • Volgt uit stap 2 en 3 dat nader bodemonderzoek of ander aanvullend onderzoek noodzakelijk is?
  • Volgt uit stap 4 een verspreidingsrisico of gezondheidsrisico waarvoor follow-up noodzakelijk is?
  • Is de bodemverontreiniging een aanleiding om in gesprek te gaan over het bodembeleid?
 

Met de komst van de Omgevingswet zijn de Wet bodembescherming, de Circulaire bodemsanering 2013 en het Besluit uniforme saneringen komen te vervallen. Deze wetgeving blijft wel van toepassing op gevallen en saneringen die onder het overgangsrecht vallen.

Wettelijk kader - Omgevingswet

Omgevingswet in het algemeen

(kijk ook op iplo)

Het beheer van de kwaliteit van bodem en grondwater is ondergebracht in het stelsel van de Omgevingswet. De Omgevingswet bundelt 26 wetten op het gebied van bouwen, milieu, water, ruimtelijke ordening en natuur. Gemeenten en provincies hebben een belangrijke rol, doordat er veel ruimte is voor eigen beleid. Zij zijn verantwoordelijk voor de bodemkwaliteit (gemeente), historische bodemverontreinigingen (gemeente) en de grondwaterkwaliteit (Rijk, provincie, waterschappen en gemeente). Lokale en regionale regels worden vastgelegd in het omgevingsplan. Binnen het omgevingsplan staan in de handreiking planregels Gezonde Leefomgeving regels die betrekking hebben op de bodemkwaliteit en -verontreiniging (zie Gezonde en veilige leefomgeving - GGD GHOR Nederland). Het omgevingsplan bestaat uit een tijdelijk en nieuw deel. In het tijdelijk deel staan de bestaande ruimtelijke plannen aangevuld met de bruidsschat (regels die van het Rijk overgaan naar gemeenten). Gemeenten hebben tot eind 2031 de tijd om het tijdelijk deel over te zetten naar een nieuw omgevingsplan.

Zorgplicht

De algemene zorgplicht houdt in dat overheden, bedrijven én burgers verantwoordelijk zijn voor een veilige en gezonde fysieke leefomgeving. Dit is een vangnet voor het geval er geen specifieke decentrale of rijksregels zijn. Naast de algemene zorgplicht is in de Omgevingswet ook een algemeen verbod opgenomen. Het is verboden om een activiteit te verrichten of na te laten als daardoor aanzienlijke nadelige gevolgen voor de fysieke leefomgeving (dreigen) te ontstaan, bijvoorbeeld een bodemverontreiniging. De specifieke zorgplicht geldt voor specifieke activiteiten benoemd in het Besluit Activiteiten Leefomgeving ( Bal Besluit activiteiten leefomgeving (Besluit activiteiten leefomgeving)) en Besluit bouwwerken leefomgeving (Bbl). 

Bodem in de Omgevingswet

De bodem is een essentieel onderdeel van de fysieke leefomgeving en voorziet in belangrijke maatschappelijke diensten, bijvoorbeeld energievoorziening, drinkwatervoorziening, voedselveiligheid, grondwaterreserves, natuur, klimaatmitigatie en klimaatadaptatie. Een duurzaam, efficiënt beheer en gebruik van onze bodem biedt daarmee een belangrijke bijdrage aan de gezondheid, het welzijn en de welvaart. De Omgevingswet biedt kansen om bodem breder te benaderen. Een omgevingsvisie en -plan kan helpen een balans te vinden tussen milieu- en gezondheidsrisico’s enerzijds en maatschappelijk gewenste activiteiten anderzijds. Het aanvullingsspoor bodem (bestaande uit: aanvullingswet, aanvullingsbesluit en aanvullingsregeling bodem) voegt het thema bodem en ondergrond toe aan de Omgevingswet. De nieuwe regels komen in de plaats van de bestaande regels voor het beheer van bodemkwaliteit, zoals de Wet bodembescherming, het Besluit bodemkwaliteit en het Besluit uniforme saneringen. De nieuwe regels voor de bodem zijn opgenomen in het Besluit Activiteiten Leefomgeving (Bal).

Aanvullingsbesluit bodem

Onder het aanvullingsbesluit bodem vallen onder andere:

  • Het overgangsrecht voor het toepassen van bouwstoffen en het toepassen van grond en baggerspecie. Deels wordt hiermee het Besluit bodemkwaliteit vervangen. Voor een aantal situaties blijft ook na inwerkingtreding van de Omgevingswet het Besluit bodemkwaliteit gelden.
  • Een aantal normen voor bodem en grondwater uit de Circulaire Bodemsanering (2013), namelijk de interventiewaarden bodemkwaliteit, humaan MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico), maximaal TCL en geurdrempels. Normen die niet in het aanvullingsbesluit zijn opgenomen, kunnen worden gebruikt bij de onderbouwing van een duurzaam bodembeheer en voor de gewenste gebiedskwaliteit in omgevingsvisies, -plannen en -verordeningen. 

Algemene rijksregels Besluit Activiteiten Leefomgeving (Bal)

 Onder de algemene rijksregels komen voorwaarden voor de volgende milieubelastende activiteiten:

  • het graven in de bodem;
  • het saneren van de bodem (regels áls saneren plaatsvindt. De regels geven niet aan wanneer saneren plaats moet vinden. Het omgevingsplan kan een sanering voorschrijven, bijvoorbeeld bij de realisatie van een gebouw op een bodemgevoelige locatie of bij het realiseren van een kinderspeelplaats. Het saneren van de bodem kan ook vrijwillig. Bijvoorbeeld bij de aankoop of verkoop van een terrein);
  • het opslaan van grond en baggerspecie;
  • het toepassen van grond, baggerspecie en bouwstoffen in of op de bodem.

Saneringsplicht in de Omgevingswet

De saneringsplicht voor spoedlocaties en saneringsplicht bedrijfsterreinen (Wet bodembescherming) verdwijnt. Onder de Omgevingswet worden bestaande bodemverontreinigingen aangepakt bij ontwikkelingen. De voorgenomen activiteit of gebiedsopgave staat dan voorop, in plaats van de verontreiniging. De gemeente moet in het omgevingsplan een saneringsplicht voor bodemgevoelige locaties opnemen of regels stellen aan bepaalde activiteiten. Voor overige situaties mag de gemeente regels stellen of maatwerkregels opnemen. Informatie over de gezondheidsaspecten rondom een bodemsanering is te vinden in de GGD-richtlijn ‘Publieke gezondheidsaspecten van bodemsanering’.

Wat betekent de Omgevingswet voor bodemadvisering door de GGD?

De Omgevingswet biedt mogelijkheden om lokaal bodembeleid vast te stellen. Het Rijk, de provincies en gemeenten mogen zelf bepalen hoe ze het aspect gezondheid opnemen in de omgevingsvisie en het omgevingsplan. Dit is een kans voor de GGD om aan te haken bij het opstellen van deze instrumenten, zodat een duurzaam en gezond bodembeheer (zie bodem in breder perspectief) vastgelegd kan worden.

  • Sluit aan bij overleggen met gemeenten in het opstellen of aanpassen van instrumenten voor de Omgevingswet (omgevingsvisie of omgevingsplan). Geef in de omgevingsvisie al doelen en kaders aan voor gezondheid. Maak helder wanneer dit relevant is en welke maatregelen de overheid in het omgevingsplan verder moet uitwerken.
  • Controleer of een saneringsplicht voor bodemgevoelige locaties of gebruiksregels zijn opgenomen in het omgevingsplan of nota bodembeheer. 
  • Werk samen met andere instanties en bewoners en verken vroeg de verschillende wensen en belangen. Het thema gezondheid raakt aan veel beleidsvelden, organisaties, bewoners en gebruikers.
  • Streef bij een nieuwe ontwikkeling of herontwikkeling afhankelijk van de toepassing naar een voldoende bodemkwaliteit voor lood (bijv. wonen met tuin <90 mg/ kg kilogram (kilogram)).
  • Maak de koppeling tussen alle gezondheidskundige thema's die raken aan bodem, denk aan klimaat, hitte en waterberging. Bij bodembijeenkomsten wordt steeds vaker gesproken over een gezonde of vitale bodem. Let goed op wat collega’s bij gemeenten, omgevingsdiensten etc. daarmee bedoelen en probeer de koppeling naar een gezonde leefomgeving voor de mens te maken.

Meer informatie over de Omgevingswet & bodem: 

Bodemkwaliteitskaarten: Bodemkwaliteitskaarten - Informatiepunt Leefomgeving 

Advisering GGD

De GGD geeft aan het bevoegd gezag advies over het gezondheidsrisico van een bodemverontreiniging. Dit gebeurt op basis van de uitkomsten uit de vorige stappen. Daarnaast kan de GGD adviseren over maatregelen, zoals gebruiksbeperking van de grond (bijvoorbeeld groenten uit eigen tuin niet eten of niet graven in de tuin), het afzetten van het terrein met hekken, het afdekken van open grond, aanbrengen van een schone laag zand op plekken waar kinderen spelen, het aanbrengen van een luchtdichte vloer of het geforceerd ventileren van kruipruimten. Deze gebruiksbeperkingen moeten wel proportioneel zijn. Bij verontreiniging van grondwater moeten eigenaren van privéputten worden gewezen op de mogelijke risico’s bij het gebruik als drinkwater, het sproeien van de tuin of het vullen van zwembadjes. Ook hier kan de GGD-medewerker adviseren over de andere aspecten van de bodem die een positieve of negatieve bijdrage kunnen leveren. Een voorbeeld van een maatregel die een positieve uitwerking heeft is het afdekken van open grond door bodembedekkers of gras in plaats van tegels. Daardoor kan het een bijdrage leveren aan de waterberging, verkoeling en biodiversiteit. Let wel op dat een grasmat kapot kan gaan bij droogte en intensief gebruik. Een voorbeeld van een maatregel met een negatieve uitwerking is het beperken van eten uit de eigen moestuin. Voor veel mensen zorgt moestuinieren voor onder andere ontspanning en contact met mensen. Een alternatief kan zijn het moestuinieren in bakken met geschikte grond. Dit kost wel geld en moeite, soms kan de gemeente hierin faciliteren. Al deze aspecten kan de GGD-medewerker meewegen in het advies naar de gemeente, milieudiensten en bewoners. Vervolgens is het aan hen om een belangenafweging te maken.

Advisering GGD bodem in breder perspectief

De GGD kan worden gevraagd om mee te denken bij nieuwe ontwikkelingen, bij herinrichtingen en bij omgevingsplannen. Voor een nieuwe situatie wordt gestreefd naar een blijvend goede bodemkwaliteit, afhankelijk van de bodemfunctie. Het is bij wet verboden om vervuilende stoffen in de bodem te brengen. De overheid is sinds het ontstaan van de milieuwetgeving in de jaren 80 van de vorig eeuw gewend bodem en bodemverontreiniging sectoraal, los van andere compartimenten of sectoren, aan te pakken. Vervuiling, sanering en beperkingen voor gebruik en hergebruik van de bodem bepaalden jarenlang het beleid. Momenteel verandert het perspectief. Niet alleen de chemische kwaliteit van de bodem is van belang. De GGD adviseert steeds vaker over bodem in een breder perspectief. Daarbij kan de GGD-medewerker in de advisering over gezondheidsrisico’s de aansluiting zoeken bij andere thema’s die ook van invloed kunnen zijn op de humane gezondheid zoals: circulaire economie, klimaat, groen, duurzame landbouw, energietransitie en waterkwaliteit. Zie voor alle opgaven rondom bodem ook Opgaven en bodem van Informatiepunt Leefomgeving (iplo.nl).

Vitale bodem

In beleidsstukken en bodembijeenkomsten wordt steeds vaker gesproken over een gezonde, vitale of duurzame bodem. Baten die de mens en samenleving hebben van het ecosysteem noemt men ook wel ecosysteemdiensten. Daar kan van alles onder vallen, onder andere bodemleven, bodemvruchtbaarheid, waterberging, voedsel- en drinkwatervoorziening (zie Figuur Ecosysteemdiensten bodem). Ook binnen Europa is deze trend zichtbaar. Een nieuwe Europese wet voor een vitale bodem is per 2023 in ontwikkeling. Het doel is om in 2050 een vitale bodem ( EU Europese Unie (Europese Unie), 2023) te hebben, waar de impact van bedreigingen zoals erosie, overstromingen, verlies van organisch stof en bodembiodiversiteit, verzilting en bodemverdichting beperkt worden. Daarmee blijft de bodem ook in de toekomst geschikt voor de beoogde functies. Dat vraagt om een paradigmashift: een andere manier van kijken, denken en doen.

Figuur: Ecosysteemdiensten bodem. Bron: Inspiratiedocument Bouwstenen voor een toekomstbestendige visie op de bodem

Kansen voor de GGD

  • Een brede visie op de bodem maakt het mogelijk om de opgaven voor klimaat, biodiversiteit en de energietransitie in samenhang te realiseren. Een brede visie is ook nodig om bedreigingen (zoals bodemafdichting, verdichting, verzilting en uitputting) van de bodemkwaliteit te beperken. Om hieraan te voldoen is het belangrijk dat de focus op bedreigingen voor de bodemkwaliteit door bodemverontreiniging zich verbreedt tot een integrale en samenhangende benadering voor een duurzame benutting van het bodemwatersysteem.
    • Bekijk en benoem in de advisering ook de andere (positieve) functies van de bodem (zie Figuur Ecosysteemdiensten bodem).
    • Adviseer de gemeente om integraal samen te werken en ruimte te bieden aan initiatieven die streven naar een gezonde bodem. De gemeente kan bij het ontwikkelen van beleid ook de volgende belanghebbenden betrekken:
      • Inwoners;
      • adviseurs rondom milieu, bodem, klimaat, water of duurzaamheid;
      • ambtenaar publieke gezondheid;
      • GGD-collega’s van infectieziektebestrijding of gezondheidsbevordering;
      • andere gemeenten, provincies, waterschappen;
      • lokale ondernemers, oa biologische landbouw initiatieven?
    • Benut de kansen die de Omgevingswet biedt. Gemeenten zijn nu bezig met het maken van omgevingsvisies en –plannen. Het is een goed moment om hierbij aan te sluiten. Neem de brede visie op bodem mee in de instrumenten die worden ontwikkeld in het kader van de Omgevingswet.
    • Sta stil bij het gat tussen ambities voor de lange termijn en het oppakken van problemen in het nu. Betrek in de advisering aan de gemeente waar mogelijk een lange termijnvisie of prioritering.
  • Blijf op de hoogte van burgerinitiatieven, nieuwe onderzoeken en samenwerkingen op het gebied van de bodem en bijbehorende ecosysteemdiensten.
    • Een voorbeeld is het project ‘Pientere tuinen’ dat is gestart in 2022. In dat project krijgen tuinbezitters via de gemeente een bodemsensor waar 3 jaar lang de maaiveldtemperatuur en bodemvochtigheid wordt gemeten. De tuinbezitter krijgt specifieke tips en de data wordt gebruikt in een onderzoeksprogramma naar een klimaatbestendige en gezonde leefomgeving.
    • Lees artikelen over een duurzame en gezonde bodem, bijvoorbeeld in: The Lancet Planetary Health, Nature Reviews Earth & Environment
  • Sluit aan bij nationale en Europese beleidstransities, zoals de Sustainable Development Goals (SDG’s), de EU Green Deal en Europese Bodemstrategie 2030.
    • SDG’s: zonder expliciet genoemd te worden speelt bodem bij de volgende SDG’s van de Verenigde Naties een rol: 2 geen honger, 3 goede gezondheid en welzijn, 6 schoon water en sanitair, 7 betaalbare en duurzame energie, 9 industrie, innovatie en infrastructuur, 11 duurzame steden en gemeenschappen, 12 verantwoorde consumptie en productie, 13 klimaatadaptatie, 14 leven in het water en 15 leven op het land (zie Figuur Link tussen bodem en SDG-doelen). De SDG’s liggen ook ten grondslag aan onder andere de EU Green Deal en Europese Bodemstrategie 2030.
    • Europese bodemstrategie 2030: is gericht op vijf thema’s, namelijk biodiversiteit, klimaat, landbouw, circulaire economie en verontreiniging. De bodemstrategie stippelt een kader en concrete maatregelen uit om bodems te beschermen, te herstellen en erop toe te zien dat die op duurzame wijze gebruikt worden. Een voorbeeld van een kernmaatregel is duurzaam bodembeheer tot de nieuwe norm maken door een regeling voor te stellen waarbij landeigenaren hun bodem gratis kunnen laten testen. Het doel voor 2050 is gezonde en veerkrachtige bodemecosystemen in de Europese Unie. 
    • EU Green Deal: omvat een grotere strategie, namelijk een klimaat neutraal Europa in 2050, 55% minder broeikasgassen in 2030 en 3 miljoen extra bomen in 2030. Maar ook schoon drinkwater, biodiversiteit, gezonde bodem en voeding en een circulaire economie zijn belangrijke speerpunten. 
Zie tekst in de paragraaf

Figuur: Link tussen bodem en SDG-doelen

Meer informatie over een duurzame en gezonde bodem:

Risicocommunicatie GGD

De GGD heeft ook een rol in de communicatie over een bodemverontreiniging naar bewoners toe. De GGD kan het gesprek aangaan met bewoners, denk aan het bespreken van handelingsperspectieven of de naleving van gebruiksbeperkingen van de bodem. Deskundigen kijken vaak op een andere manier tegen risico’s aan dan burgers. De beleving van bodemverontreiniging door bewoners kan totaal verschillen van een puur wetenschappelijke beoordeling. In de klassieke natuurwetenschappelijke benadering wordt een risico als een objectief en eenduidig te kwantificeren verschijnsel gehanteerd. Deskundigen berekenen een risico, bijvoorbeeld de kans om kanker te krijgen door blootstelling aan kankerverwekkende stoffen vanuit de bodem. Maar de meeste mensen hechten veel minder waarde aan een getal en beoordelen een situatie op allerlei aspecten. Er zijn namelijk meer factoren die bepalen of mensen een risico bedreigend vinden dan alleen het risico in getal. Bij bodemverontreiniging kunnen factoren aanwezig zijn die tot gevolg hebben dat een getalsmatig buitengewoon klein risico, toch als zeer bedreigend wordt ervaren, zoals:

  • Ernst van de gevolgen: de aanwezigheid van kankerverwekkende stoffen kan bewoners ongerust maken over de mogelijkheid dat zij misschien kanker krijgen door de bodemverontreiniging. Kanker wordt door veel mensen gezien als een levensbedreigende ziekte die moeilijk of niet te genezen is.
  • Vrijwilligheid: in de meeste gevallen is er geen sprake van vrijwilligheid bij (blootstelling aan) bodemverontreiniging.
  • Beheersbaarheid: omwonenden zijn vaak niet degenen die controle hebben over de situatie, zij zijn voor de meeste maatregelen afhankelijk van anderen.
  • Voordelen: bodemverontreiniging levert eigenlijk alleen nadelen op, zoals een (mogelijk) gezondheidsrisico, gebruiksbeperkingen, kosten, overlast. Voordelen zijn er meestal niet.
  • Vertrouwen in verantwoordelijke instanties: bij weinig vertrouwen wordt meer bedreiging door de ongewenste situatie ervaren.
  • Historie: een verontreiniging die recent is veroorzaakt door bijvoorbeeld een groot bedrijf kan meer onrust oproepen dan een historische verontreiniging door de vorige generatie.

Taak van de GGD is om de gezondheidsrisico’s van bodemverontreiniging voor alle partijen inzichtelijk te maken, met aandacht voor emoties die kunnen spelen, zodat die partijen voor zich een gewogen oordeel kunnen vormen. Het kan goed zijn aandacht te besteden aan maatregelen die worden genomen en aan maatregelen die mensen zelf kunnen nemen. Hierdoor krijgen mensen meer controle over de situatie en het risico. Aandachtspunten in de risicocommunicatie rondom een bodemverontreiniging:

  • De beschikbaarheid van aanvullend onderzoek, zoals binnenluchtmetingen of gewasonderzoek, kan de risicocommunicatie ondersteunen, omdat het de betrokkenen meer inzicht kan geven in de blootstelling en daarmee het mogelijke risico. In sommige gevallen – bijvoorbeeld bij weinig vertrouwen van de bewoners in de betrokken instanties – kan het gewenst zijn om samen met de betrokkenen (bewoners) vast te stellen waar en wanneer men gaat meten.
  • Een kans zegt mensen soms weinig. Als extra informatie kan worden uitgerekend hoeveel extra mensen uit de (mogelijk) blootgestelde groep eventueel effect op de gezondheid zouden kunnen krijgen.  
  • In sommige gevallen (bijvoorbeeld bij weinig vertrouwen van de bewoners in de betrokken instanties) kan het raadzaam zijn om een onpartijdige deskundige aan te wijzen in overleg met de bewoners.

Meer informatie over de achtergrond en handvatten voor risicocommunicatie: GGD-richtlijn medische milieukunde: risicocommunicatie.

Casuïstiek

De GGD-medewerker kan met de stappen uit deze richtlijn een gezondheidskundige risicobeoordeling uitvoeren, adviseren over de eventueel te nemen maatregelen en communiceren richting de bewoners over het gezondheidsrisico. Hieronder zijn vier casussen uit de praktijk uitgewerkt die als voorbeeld of inspiratie kunnen dienen bij de aanpak van een bestaande bodemverontreiniging of herinrichting van een locatie.

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.

 

Alternatief 1

Alternatief 2

Alternatief 3a

Alternatief 3b

Totale kosten

-1.608

-14.624

-9.786

-7.740

 

 

 

 

 

Maatschappelijke effecten

 

 

 

 

Leefbaarheid

24

152

649

649

Gezondheid (stress gerelateerd)

11

1.753

7.013

7.013

Grondwaarde

0

0

39

39

Overlast uitvoering

-10

-7

-47

-47

Verkeersveiligheid

-0

-0

-96

-7

Klimaateffect transport

-0

-1

-120

-9

Totaal maatschappelijk

25

1.897

7.439

7.638

 

 

 

 

 

MKBA Saldo

-1.583

-12.727

-2.347

-102

Baten/kosten ratio

0,02

0,13

0,76

0,99

PM-posten

 

 

 

 

Waarde landbouwbedrijven

0/-

0/-

0

0

Milieueffecten verwerking

0

0

-

-

Het alternatief 3b ‘saneren met afzet naar de dichtstbijzijnde afvalstortplaats bleek de goedkoopste optie. Daarop hebben het provinciaal – en gemeentelijk bestuur besloten om de locatie volledig te saneren en de vervuilde grond naar de dichtstbijzijnde afvalstortplaats af te voeren. Dat is in 2021 gerealiseerd.

Discussie en aanbevelingen
  • De gezondheidskosten door ongerustheid van mensen wordt doorgaans door bestuurders onderschat. Maar bovenstaande onderbouwing van de kosten door niet toxicologische effecten geven wel een onderbouwd model die toegepast kan worden.
  • In bovenstaand model is voor het berekenen van de leefbaarheid het woongenot genomen. Dit woongenot wordt voornamelijk bepaald door de woningwaarde. Het waarde-effect (geschat op 8% voor woningen binnen een straal van 250 m) is omgerekend naar het aantal woningen op basis van de afstand tot de stortlocatie.
  • Voor de niet-toxicologische gezondheidsrisico’s is de maatstaf QALY quality-adjusted life years (quality-adjusted life years) (Quality Adjusted Life Years) gebruikt. QALY's zijn afkomstig uit de gezondheidszorg.

Een omschrijving van de methode om de QALY's  te bepalen staat beschreven in de Werkwijzer voor kosten-batenanalyse in het sociale domein (juni 2016). 

Vraag

Welke gezondheidsaspecten kunnen een rol spelen?

Stoffen

Diverse stoffen, waaronder bestrijdingsmiddelen en bodemvreemde materialen zoals puin, teer, plastic, ijzer en glas.

Situatie en vraag aan GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)

Een voormalig kazerneterrein wordt herontwikkeld. Naast woningen wordt ook een speelbos gemaakt. De vragen van de provincie aan de GGD zijn als volgt (de gemeente is op de hoogte): 
Wat is risico op huidirritatie voor de kinderen die spelen in het speelbos? De bodem van het geplande speelbos is namelijk verontreinigd met onder andere bestrijdingsmiddelen ( PCB polychlorobiphenyls (polychlorobiphenyls)’s). De aangetroffen gehaltes leiden volgens de door de provincie uitgevoerde beoordeling met Sanscrit niet tot gezondheidsrisico’s. Sanscrit geeft wel aan dat huidcontact met de verontreiniging mogelijk kan leiden tot huidirritatie. 
Is het (on)gewenst om hier een speelbos te creëren? Aangezien op sommige plekken in het toekomstige speelbos bodemvreemde materialen in de bodem aanwezig zijn. Denk daarbij aan puin, teer, asfalt, kooldeeltjes, plastic, ijzer, resten slakken asbestverdacht materiaal en glas. Waarschijnlijk komt dit doordat in het verleden verspreid over het kazerneterreinen kleine stortplaatsen zijn gevuld met allerlei bodemvreemde materialen.

Beoordeling door GGD

GGD-advies over het risico op huidirritatie door PCB’s: 
De GGD heeft voor PCB’s een worstcasebeoordeling uitgevoerd in CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) 2020 voor het scenario plaatsen waar kinderen spelen. Hieruit blijkt geen overschrijding van het maximaal toelaatbare risico en geen risico op huidirritatie. Huidirritatie kan met name optreden als er een puur product in de bodem aanwezig is dat irriterende eigenschappen heeft. Dat is hier niet het geval.  

GGD-advies

GGD-advies over bodemvreemde materialen in oude stortplaatsen: 
Buiten spelen is gezond en daarom is het belangrijk om dichtbij woningen diverse speelmogelijkheden te creëren. De GGD vindt het daarom belangrijk dat het speelbos wordt gerealiseerd. We adviseren wel om zo veel als mogelijk te voorkomen dat spelende kinderen in aanraking komen met stortplekken/bodemvreemd materiaal. 

Spelende kinderen vertonen hand-mondgedrag en kunnen op die manier in aanraking komen met eventuele (heterogene) verontreinigingen. Daarnaast zit er vaak glas en puin in de bodem op stortplekken. Kinderen kunnen zich daar tijdens het spelen en graven aan verwonden. Daarnaast kan het onrust oproepen als kinderen na het spelen thuiskomen met ‘buitgemaakte’ voorwerpen, zoals glas, batterijen of stukjes asbest of munitie.  

Omdat het gaat om heterogene verontreinigingen is het niet mogelijk om aan te geven welke maatregelen precies nodig zijn om het risico op contact met stortplekken te beperken. Er zijn geen vastomlijnde kaders wanneer grond wel of niet moet worden afgegraven; op welke plekken en tot welke diepte. Maatregelen moeten proportioneel zijn met de risico’s. Dat betekent dat we adviseren om een inschatting te maken van het risico op contact met bodemvreemd materiaal en maatregelen te treffen op plekken waar een reële kans is dat kinderen gaan graven en/of dat voorwerpen aan de oppervlakte komen.

Discussie en aanbevelingen
  • Bij stortlocaties is het risico van blootstelling aan stoffen niet goed te beoordelen. Het is vaak zo heterogeen dat een bodemonderzoek geen goed beeld geeft. Daarnaast kunnen vragen of zorgen ontstaan bij ouders van wie hun kinderen spelen op een voormalige stortplaats. Het is immers moeilijk uit te leggen als kinderen met bijvoorbeeld stukjes glas of asbest thuiskomen.
  • Bij stortlocaties is het van belang om te voorkomen dat mensen, en zeker spelende kinderen, contact kunnen hebben met de stortlaag. Tegelijkertijd is het belangrijk om bij de advisering aandacht te hebben voor positieve aspecten van buitenspelen. Dus benoem deze in het advies en maak een reële inschatting van het contactrisico met materialen op basis van de gebruik/contactmogelijkheden (of adviseer dit te doen). Op basis daarvan kan worden bepaald welke maatregelen nodig zijn om een veilige speelplek te realiseren. Denk aan: contactlaag ophogen, afgraven en aanvullen of afdekken met gras, tegels, houtsnippers en dergelijke. Aanvullend kan geadviseerd worden om het gebruik van de bodem (bijvoorbeeld waar de kinderen graven) in relatie tot de getroffen maatregelen (bijvoorbeeld de dikte van de afdeklaag) regelmatig te monitoren. 
  • Tot slot is het belangrijk om op locaties waar kinderen spelen altijd een beoordeling voor lood in de bodem uit te voeren. Let op, Sanscrit, CSOIL en Sedisoil kunnen hier niet voor gebruikt worden.

Vraag

Wat adviseert de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)?

Stoffen: Arseen

Situatie en vraag GGD
In de regio komt op veel plekken in de bodem van nature een verhoogd gehalte arseen voor. Een gemeente vraagt de GGD om advies i.v.m. hoge arseenconcentraties in bodem buurtmoestuin (buurtinitiatief) en nog uit te geven kavels voor woningen. In enkele kavels en in de moestuin worden hoge bodemconcentraties gemeten: in de kavels tot 150 mg/ kg kilogram (kilogram) ds en in de moestuin tot 68 mg/kg ds.

Beoordeling door GGD
De toelaatbare blootstelling ligt op basis van de benchmarkbenadering (BMDL0,5 = 33 µg/kg/dag en een MoE van 10-50) tussen 0,06 en 0,3 µg/kg/dag. Omdat CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) niet bruikbaar is voor de risicobeoordeling van arseen in bodem door de GGD (gaat uit van oud MTR maximaal toelaatbaar risico (maximaal toelaatbaar risico) en een vaste BCF), is advies gevraagd aan het RIVM. Het RIVM heeft voor deze situatie risicogrenswaarden berekend voor verschillende bodemfuncties, op basis van een MoE van 10 en 50 en een aangepast plantgehalte arseen (let op: deze zijn alleen van toepassing op deze casus en niet bedoeld als ‘normen’). De risicogrenswaarde die werd berekend voor het scenario ‘wonen met tuin’ was 39-231 mg/kg ds, voor ‘plaatsen waar kinderen spelen’ 49-244 mg/kg ds, voor ‘kleine moestuin’ 15-164 mg/kg ds en voor ‘grote moestuin’ 8,8-88 mg/kg ds (gestandaardiseerde bodemconcentraties). Waarbij een kleine moestuin uitgaat van 25% knolgewassen en 50% overige groenten uit eigen tuin. 

GGD-advies
Advies moestuin: 
Een aanname is dat consumptie uit buurtmoestuin het beste vergelijkbaar is met scenario 'kleine moestuin’. Hiervoor geldt een maximale bodemconcentratie tussen 15 en 164 mg/kg ds (voor grote moestuin 8,8 tot 88 mg/kg ds). De waarde die binnen deze range wordt aangehouden is een beleidsmatige keuze en hangt af van de gekozen veiligheidsmarge (MoE van 50 is meest conservatief, MoE van 10 is meest soepel). 
De hoogste concentratie arseen (gestandaardiseerd) in de bovenste bodemlaag is 110 mg/kg ds (worst case): dit valt binnen de door het RIVM geadviseerde range voor een kleine moestuin. De risicogrenswaarde voor gebruik als (grote) moestuin wordt wel overschreden. Het gezondheidsrisico blijft ‘beperkt’ (geen overschrijding van de range van risicogrenswaarden) bij gewasconsumptie zoals in het scenario kleine moestuin. Daarboven kunnen gezondheidsrisico’s hoger zijn dan gezondheidskundig wenselijk (zelfs bij meest soepele risicogrens)
De GGD adviseert maatregelen om te borgen dat individuele inname beperkt blijft door bijv.:

  • Schone laag aanbrengen of telen in bakken om inname arseen te beperken. Informeren gebruikers over arseen in bodem en (eventuele) beperkingen. 
  • Eventueel gewasonderzoek als mensen meer consumeren dan berekend in het scenario kleine moestuin, om de risicobeoordeling te verfijnen (berekeningen gehaltes arseen in groenten zijn weinig nauwkeurig). 
  • Positieve effecten van een buurtmoestuin (sociale cohesie, vermindering stress, meer gezonde voeding en beweging) mee te wegen in de besluitvorming over een buurtmoestuin.

Advies kavels:
Blootstellingsscenario wonen met tuin gaat uit van 10% gewasconsumptie uit eigen tuin. Advies is een maximale bodemconcentratie tussen 39 en 231 mg/kg ds. De waarde die binnen deze range wordt aangehouden is een beleidsmatige keuze en hangt af van de gekozen veiligheidsmarge. 
De meeste mengmonsters kavels vallen ruim onder 39 mg/kg ds. De hoogste concentratie arseen in een mengmonster (gestandaardiseerd) in de bovenlaag is 130 mg/kg ds. De hoogste concentratie in een boorpunt is 230 mg/kg ds (gestandaardiseerd): dat benadert de meest soepele risicogrenswaarde voor arseen. Voor meeste kavels zijn er vanuit gezondheid geen belemmeringen voor normaal gebruik van de tuin, inclusief gewasconsumptie. De kavel met de hoogste arseenconcentratie wordt vanwege een laag peil opgehoogd/afgedekt met gebiedseigen grond van elders op de planlocatie – met lagere arseengehaltes (35 mg/kg ds). Advies is om de toekomstige bewoners te informeren over het verhoogd voorkomen van arseen op hun kavel en de mogelijke gezondheidsrisico’s.

Beoordeling door GGD
De toelaatbare blootstelling ligt op basis van de benchmarkbenadering (BMDL0,5 = 33 µg/kg/dag en een MoE van 10-50) tussen 0,06 en 0,3 µg/kg/dag. Omdat CSOIL niet bruikbaar is voor de risicobeoordeling van arseen in bodem door de GGD (gaat uit van oud MTR en een vaste BCF), is advies gevraagd aan het RIVM. Het RIVM heeft voor deze situatie risicogrenswaarden berekend voor verschillende bodemfuncties, op basis van een MoE van 10 en 50 en een aangepast plantgehalte arseen (let op: deze zijn alleen van toepassing op deze casus en niet bedoeld als ‘normen’). De risicogrenswaarde die werd berekend voor het scenario ‘wonen met tuin’ was 39-231 mg/kg ds, voor ‘plaatsen waar kinderen spelen’ 49-244 mg/kg ds, voor ‘kleine moestuin’ 15-164 mg/kg ds en voor ‘grote moestuin’ 8,8-88 mg/kg ds (gestandaardiseerde bodemconcentraties). Waarbij een kleine moestuin uitgaat van 25% knolgewassen en 50% overige groenten uit eigen tuin. 

Vervolg
Uiteindelijk besluit de gemeente de buurtmoestuin te herinrichten zodat gewassen worden geteeld op grond met ruim lagere concentraties arseen. De GGD heeft de gemeente ondersteund in de risicocommunicatie.

Discussie en aanbevelingen

GGD’ers kunnen CSOIL niet gebruiken voor de risicobeoordeling van arseen in bodem, daarvoor is momenteel ondersteuning vanuit RIVM nodig. Verder bemoeilijkt de brede range van de risicogrenswaarde (gevolg van vaststelling van de MoE op 10-50) de GGD-advisering en bestuurlijke afweging van gemeenten over de aanpak van verontreinigde locaties. Ook mist recente informatie over de achtergrondblootstelling aan arseen, o.a. over wat mensen via groenten in de supermarkt binnenkrijgen en in hoeverre blootstelling dus vermijdbaar is. Wat opvalt aan de berekende risicogrenswaarden is dat de ondergrens van de risicogrenswaarde voor moestuinen (uitgaand van een MoE van 50), lager ligt dan de p95 voor arseengehaltes in Nederland (ongeveer 20mg/kg ds). In de regio (zowel bij gemeenten als adviesbureau) bleek onbekendheid te heersen over de fors aangescherpte gezondheidskundige norm voor arseen in de bodem.


Achtergronddocumenten

Achtergronddocument: Gezondheidskundige risicowaarden bodem

In dit document wordt voor stoffen de gezondheidskundige risicowaarde bodem beschreven voor de scenario’s wonen met tuin (organisch stofgehalte 2 en 10%) en moestuin (organisch stofgehalte 2 en 10%). Een GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)-medewerker kan in het geval van een bodemverontreiniging voor een van deze scenario’s een eerste toetsing uitvoeren aan de genoemde gezondheidskundige risicowaarden. Deze gezondheidskundige risicowaarden zijn opgenomen in het Toetsingskader van de GGD Rotterdam-Rijnmond. De gezondheidskundige risicowaarden zijn bepaald met Sanscrit. Als het afleiden van een gezondheidskundige risicowaarde niet mogelijk is, zoals voor de som PCB polychlorobiphenyls (polychlorobiphenyls)’s, is de gezondheidskundige risicowaarde in overleg met de omgevingsdienst of gemeente afgesproken. De gezondheidskundige risicowaarden zijn ook in CSOIL model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems (model voor berekening van de blootstelling aan verontreinigde landbodems) te bepalen.

Achtergronddocument: Bijdrage blootstellingsroutes wonen met tuin

Dit document geeft een overzicht van de bijdrage per blootstellingsroute voor een bepaalde stof voor het scenario wonen met tuin. Een GGD-medewerker heeft zo direct een overzicht van de meest relevante blootstellingsroutes bij de beoordeling van een bodemverontreiniging voor het scenario wonen met tuin. Voor de bijdrage per blootstellingsroute voor de andere scenario’s kan CSOIL geraadpleegd worden.

Achtergronddocument: Werkinstructie CSOIL

Het model CSOIL berekent de risico's voor mensen die aan verontreiniging in de bodem worden blootgesteld. Met CSOIL kan ook de maximale concentratie van een verontreinigende stof in de bodem worden berekend die nog veilig is voor de mens. Deze werkinstructie is bedoeld voor GGD-medewerkers als korte handleiding hoe CSOIL te gebruiken. Voor meer uitleg over CSOIL en het downloaden van CSOIL ga naar de pagina csoil. 

Achtergronddocument: Toelichting lood in bodem en gezondheid

Deze toelichting is bedoeld voor GGD-medewerkers om te gebruiken bij een bestaande bodemverontreiniging met lood of een nog te bebouwen locatie. In de toelichting worden de gezondheidskundige risicowaarden lood voor een drietal scenario’s beschreven met daarbij de belangrijkste handelingsperspectieven en gebruiksadviezen.

Werkgroepleden

A. Kragt ( GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) Rotterdam-Rijnmond, penvoerder)
R. Botma (GGD Groningen, vanaf juli 2023)
P. van Breemen (RIVM)
M. Eggens (GGD Groningen, tot juli 2023)
C. Hegger (GGD Rotterdam-Rijnmond)
I. Links (GGD Gelderland Zuid, vanaf maart 2023)
M. Scholtes (GGD Hart voor Brabant)
N. Sluis (GGD Regio Utrecht)
A. Zijlstra (GGD IJsselland, tot maart 2023)
J. van der Helm (RIVM, coördinator)

F. Swartjes (RIVM)
A. uit de Bosch (Ministerie van Infrastructuur en Waterstaat, en Rijkswaterstaat)
M. Gadella (Ministerie van Infrastructuur en Waterstaat, en Rijkswaterstaat)
M. Cassee (Ministerie van Infrastructuur en Waterstaat, en Rijkswaterstaat)
R. Hakkeling (Omgevingsdienst Zuid-Holland Zuid)

Disclaimer

Disclaimer

De  GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) richtlijnen medische milieukunde worden met de grootste mogelijke zorgvuldigheid opgesteld. Desondanks is het mogelijk dat de inhoud onvolledig/onjuist is. Het  cGM centrum Gezondheid en Milieu (centrum Gezondheid en Milieu) is niet aansprakelijk voor eventuele onjuistheden in de inhoud of genomen beslissingen gebaseerd op de inhoud van de medische milieukunde richtlijnen.

Suggesties voor aanvullingen of wijzigingen zijn welkom via cGM@rivm.nl.

Neem voor lokale situaties contact op met uw GGD.