Het meten van geluidhinder gebeurt meestal door het afnemen van vragenlijsten, bijvoorbeeld bij de inwoners van een stad of een wijk. De respondenten wordt direct gevraagd naar de mate waarin men gehinderd is door een bepaalde geluidbron. Hierbij wegen zij impliciet ook factoren anders dan geluid mee in hun antwoord. Het heeft de voorkeur om gebruik te maken van een gestandaardiseerde hindervraag. Voor geluid is in internationaal verband een vraag vastgesteld (vastgelegd in ISO International Organization of Standardization (International Organization of Standardization)/TS 15666 Acoustics: Assessment of noise annoyance by means of social and socio-acoustic surveys (2003)) over geluidhinder bij volwassenen, om de vergelijkbaarheid tussen onderzoeken te bevorderen. De vraag verwijst per geluidbron naar de hinderbeleving in de thuissituatie, waarbij meestal naar de afgelopen twaalf maanden wordt gevraagd.

In de ISO-norm wordt aangeraden om twee vragen te stellen: één met een verbale antwoordschaal en één met een numerieke antwoordschaal. De verbale schaal heeft de invulmogelijkheden ‘helemaal niet, een beetje, tamelijk, erg of extreem’. Op de numerieke schaal kunnen de respondenten een getal van 0 tot 10 invullen. In de praktijk is het stellen van twee vragen vaak niet mogelijk en wordt meestal gekozen voor de vraag met de numerieke antwoordschaal.

Hieronder staat de gestandaardiseerde vraag naar geluidhinder zoals deze in de Gezondheidsmonitor 2016 is opgenomen (zie ook paragraaf Geluidhinder in Nederland).

Figuur: Vraag naar geluidhinder (Gezondheidsmonitor 2016).

Het is gebruik geworden om de hinder te bepalen door elke antwoordschaal te hercoderen naar een schaal van 0 tot 100 en het percentage respondenten waarvoor de hinder op deze schaal boven de 72 uitkomt het percentage ‘ernstig gehinderd’ te noemen. Voor de schaal van 0-10 betekent dit feitelijk dat de respondenten die 8, 9 of 10 hebben ingevuld worden aangemerkt als ernstig gehinderd. Als 50 als grens wordt genomen, noemen we het resultaat het percentage ‘(minstens) gehinderd’ en als 28 gebruikt wordt, noemen we het resultaat ‘(minstens) enigszins gehinderd’.

Deze drie hinderindicatoren kunnen vragen oproepen omdat de groep (minstens) gehinderden ook de groep ernstig gehinderden omsluit. Voor het presenteren van de geluidhinder zoals vastgesteld in de GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst) volksgezondheidmonitor 2016 is daarom gekozen om over te stappen naar ‘geen hinder’ (respondenten die 0-2 hebben ingevuld), ‘matige hinder’ (3-7) en ‘ernstige hinder’ (8-10). De volgende figuur laat de verschillen zien. 

Figuur: Omscoring van een 0-10 schaal naar de 0-100 schaal en de grenswaarden voor de hindercategorieën.

Vragenlijstonderzoek is gemakkelijk en tegen niet al te hoge kosten uitvoerbaar. Een belangrijke belemmering is het toenemende percentage mensen dat niet meedoet, en dat de gegevens bij een (te) kleine steekproef niet representatief zijn. Vragenlijstonderzoek leent zich bij herhaald uitvoeren goed voor het monitoren van het aantal gehinderden in de tijd (Dusseldorp et al., 2011). En het is bij uitstek geschikt om de hinder in het heden vast te stellen en rekening te houden met de situationele, persoonlijke en contextuele factoren die ook gemeten kunnen worden.

In Van Overveld en Franssen (2009) wordt uitleg gegeven over de mogelijke aanpak van een dergelijk vragenlijstonderzoek. De afdeling epidemiologie of onderzoek van de GGD kan daarbij ondersteunen. 

Het meten van de geluidhinder is niet altijd mogelijk. Ook is regelmatig inzicht nodig in de verwachte geluidhinder door aanpassingen in de bebouwde omgeving zoals de aanleg of uitbreiding van infrastructuur of het veranderen van vliegroutes rond een luchthaven. Daarvoor kunnen scenarioberekeningen worden gebruikt waarin de hinderlijkheid voor de omwonenden kan worden afgewogen tussen verschillende alternatieven.
Er zijn methoden ontwikkeld waarmee op basis van de geluidbelasting berekend kan worden welk percentage van de blootgestelde mensen naar verwachting (ernstig) gehinderd is. Hierbij wordt gebruik gemaakt van blootstelling-effect relaties (ook wel blootstelling-respons relaties genoemd) waarbij de geluidbelasting op de gevel van de woningen wordt omgerekend naar een verwacht percentage gehinderden. Figuur Blootstelling-effect relaties in gebruik in Nederland toont een aantal blootstelling-effect relaties voor omgevingsgeluid die worden toegepast in Nederland. De Miedema-relaties worden gebruikt in de Nederlandse wetgeving.

Figuur: Blootstelling-effect relaties in gebruik in Nederland.

In opdracht van de WHO World Health Organization (World Health Organization ) hebben Guski et al. de nieuwste wetenschappelijke inzichten over hinder van omgevingsgeluid op een rij gezet en beoordeeld. Eind 2017 is deze review voor omgevingsgeluid en hinder gepubliceerd (Guski et al., 2017). In de review worden onder andere nieuwe blootstelling-effect relaties gegeven voor de blootstelling aan geluid van weg-, vlieg- en railverkeer, zie Figuur  Blootstelling-effect relaties WHO.

Figuur : Blootstelling-effect relaties WHO (Guski et al., 2017).

De blootstelling-effect relatie voor ernstige hinder door wegverkeer valt binnen de betrouwbaarheidsintervallen van de relatie van Miedema en is dus vergelijkbaar. Dit geldt echter niet voor de blootstelling-effect relaties van rail- en vliegverkeer.

De door Guski et al. (2017) afgeleide relatie voor geluid van vliegverkeer en ernstige hinder is vergelijkbaar met de relatie afgeleid door Janssen en Vos (2009) en ligt flink hoger dan de relatie afgeleid door Miedema en Oudshoorn uit 2001 (zie Figuur Vergelijking blootstelling-effect relaties Guski met oude relaties). De nieuwe relatie voor geluid van railverkeer en ernstige hinder ligt ook hoger dan de relatie die is afgeleid door Miedema en Oudshoorn (2001). Het lijkt erop dat de hinder door geluid van railverkeer ongeveer gelijk is aan de hinder door geluid van wegverkeer, zie Figuur Blootstelling-effect relaties WHO. 

Figuur: Vergelijking blootstelling-effect relaties Guski met de ‘oude’ relaties.

In de door Guski et al. afgeleide blootstelling-effect relatie voor wegverkeer valt iets vreemds op: van 40 tot 45 dB decibel (decibel) L_den neemt het percentage ernstige hinder af om vanaf 45 dB L_den weer toe te nemen. Volgens het RIVM (mondelinge mededeling Breugelmans, 2018) is dit hoogstwaarschijnlijk het gevolg van de onnauwkeurigheid in de geluidmodellen bij lage blootstelling. Dit kan leiden tot misclassificatie in de hindercijfers. Ook Miedema en Oudshoorn hadden hiermee te maken. Miedema en Oudshoorn hebben dit opgelost door de relaties geforceerd op 0 te zetten bij een blootstelling 42 dB L_den (Miedema & Oudshoorn, 2001). Dit was een arbitraire keuze, het had ook 40 of 38 kunnen zijn. In dit rapport wordt om bovenstaande reden de blootstelling-effect relatie voor wegverkeer vanaf 45 dB L_den weergegeven.

Uit onderzoek rondom luchthavens in verschillende landen blijkt, dat de hinderbeleving door geluid af kan wijken van wat op grond van gegeneraliseerde blootstelling-effect relaties (zoals bijvoorbeeld afgeleid door Miedema & Oudshoorn, 2001; en Guski et al., 2017) verwacht wordt. Daarom is een algemeen toepasbare relatie voor ernstige hinder vaak minder geschikt om de omvang van (ernstige) hinder op een specifieke locatie in te schatten. In die gevallen is het beter om gebruik te maken van locatiespecifieke data (Van Kempen et al., 2005a en 2005b). Een goed voorbeeld van hoe dit kan uitpakken, is het project ‘Gezondheidskundige Evaluatie Schiphol’ (Houthuijs & Wiechen, 2006). In dit project is met behulp van een blootstelling-effect relatie die is afgeleid van data die op een eerder tijdstip zijn verzameld rondom Schiphol, het aantal ernstig gehinderden rondom de luchthaven Schiphol geschat (Houthuijs & Wiegen, 2006). Dit bleek een betere schatting te geven van de omvang van het aantal gehinderden rondom de luchthaven Schiphol, dan het gebruik van een gegeneraliseerde blootstelling-effect relatie – in dit geval de relatie afgeleid door Miedema en Oudshoorn (Miedema & Oudshoorn, 2001).

In Figuur Vergelijking blootstelling-effect relaties Guski met de ‘oude’ relaties staan, naast de generaliseerde relaties en de Schiphol relaties, ook enkele andere locatie specifieke relaties weergegeven.

In de review van Guski et al. is ook gekeken naar het effect van blootstelling aan meerdere bronnen. Helaas zijn er niet genoeg studies naar gecombineerde blootstelling om blootstelling-effect relaties te kunnen afleiden. De aanwezige gegevens lijken te wijzen op het belang van de dominante bron, als gekeken wordt naar hinder.

Naast het feit dat de blootstelling-effect relaties vaak niet (goed) toepasbaar zijn in een lokale situatie moet rekening gehouden worden met het feit dat in de berekening van de geluidbelasting alleen verkeer van auto’s, vrachtwagens, bussen, bestelauto’s en dergelijke is meegenomen. Wanneer in vragenlijstonderzoek gevraagd wordt naar de hinder door wegverkeer, kunnen mensen ook andere bronnen van wegverkeer (brommers, scooters) in hun oordeel betrekken (Dusseldorp et al., 2011).

Ook moet rekening gehouden worden met het feit dat in berekeningen vaak pas vanaf 55 dB de hinder wordt berekend terwijl ook onder 55 dB (ernstige) hinder optreedt. Dit hangt samen met de Europese Geluidrichtlijn, waarvoor gemeenten de geluidbelasting moeten rapporteren en in kaart brengen vanaf 55 dB.

Voor uitgebreidere informatie over de blootstelling-effect relaties en de review van de WHO, zie Blootstelling-effect relaties voor verstoorde slaap. 

Geluid van wegverkeer is in Nederland de belangrijkste bron van geluidhinder in de woonomgeving. Ruim 9% van de volwassenen ondervindt ernstige hinder door geluid van wegverkeer. Geluid van buren staat met ruim 8% op een tweede plaats. Railverkeer en vliegverkeer veroorzaken respectievelijk 2,2 en 4,6% ernstige hinder onder volwassenen in Nederland. 1,9% volwassen Nederlanders zijn ernstig gehinderd door fabrieken en bedrijven (Poll et al., 2018).

Wegen met een snelheidslimiet tot 50 km kilometer (kilometer)/uur veroorzaken de meeste ernstige geluidhinder. Binnen het wegverkeer zijn bromfietsen de belangrijkste bron van geluidhinder (Poll et al., 2018).

Het percentage van de Nederlandse bevolking dat geluidhinder ondervindt, hangt niet alleen samen met de hinderlijkheid van een geluidbron, maar ook met het vóórkomen van de geluidbron. Uit onderzoek is bijvoorbeeld bekend dat geluid van vliegverkeer bij hetzelfde geluidsniveau als hinderlijker wordt ervaren dan het geluid van wegverkeer. Maar, omdat het aantal mensen dat wordt blootgesteld aan geluid van wegverkeer op landelijk niveau groter is, komt wegverkeer als grootste hinderbron in het onderzoek naar voren.

Lokaal kan de hinder van bepaalde bronnen erg afwijken van het landelijk gemiddelde. Zo is het aandeel van de bevolking dat ernstige hinder ondervindt door vliegverkeer in Noord-Holland met 9,3% vrijwel gelijk aan de 9,6% ernstig gehinderden door wegverkeer. Dit wordt veroorzaakt door de aanwezigheid van Schiphol in de regio (Poll et al., 2018).

Op de website van het RIVM staan kaarten en cijfers over gezondheidgerelateerde thema’s, waaronder ook geluidhinder, op wijk- en buurtniveau (RIVM website Gezondheid per wijk en buurt). Het RIVM heeft deze cijfers berekend op basis van de ruim 200.000 respondenten van de Gezondheidsmonitor volwassenen 2016 van GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)’en, CBS Centraal Bureau voor de Statistiek (Centraal Bureau voor de Statistiek) en RIVM. De gegevens van de Gezondheidsmonitor zijn via vragenlijsten verzameld onder volwassenen van 19 jaar tot 65 jaar. Kaarten met cijfers op GGD-regio niveau staan op VZinfo | Volksgezondheid en Zorg. Op de website zijn ook de cijfers per gemeente te downloaden.

Behalve het geluidsniveau (hoeveelheid dB decibel (decibel)) spelen ook andere akoestische factoren een rol bij de mate van hinder:

• karakteristieken van het geluid zoals frequentie, maximale niveaus en aanwezigheid meerdere geluidbronnen;
• interventies of maatregelen zoals raamsluitgedrag, isolatie en de beschikbaarheid van een stille zijde.

Daarnaast is bekend dat ook factoren die niets met het fysieke geluid te maken hebben de mate van hinder kunnen beïnvloeden. Het gaat hierbij om factoren als de houding ten opzichte van of vertrouwen in de producent of verantwoordelijke, houding ten opzichte van de bron, verwachtingen, coping, idee van beheersbaarheid etc. In de praktijk worden deze factoren vaak aangeduid als ‘niet-akoestische factoren’.

Niet-akoestische factoren omvatten een groot aantal uiteenlopende aspecten en de term is weinig specifiek. Vaak wordt daarom in de literatuur de volgende onderverdeling gemaakt:

• Situationele factoren (fysieke factoren van de woonomgeving)
  Aantrekkelijkheid van de buurt, hoeveelheid groen, afstand tot voorzieningen etc. In onderzoeken naar geluidhinder en de invloed van niet-akoestische factoren wordt de hinder gerelateerd aan de geluidsniveaus op de gevel van een woning. Omdat de geluidsisolatie en de aanwezigheid van een stille zijde geen invloed heeft op de gevelbelasting, worden deze maatregelen ook als een situationele factor gezien
• Persoonlijke factoren (factoren ‘eigen’ aan een persoon)
  Angst voor de geluidbron, geluidgevoeligheid, gevoel dat het geluid vermijdbaar is.
• Contextuele factoren (factoren die de context bepalen)
  Proces rond veranderingen/procedurele rechtvaardigheid, voorspelbaarheid, toegang tot informatie, mogelijkheid om geluidprobleem aan te kaarten (bijvoorbeeld via klachtentelefoon) of voorkeuren te uiten, media-aandacht etc.
• Sociale factoren (factoren die een persoon ‘aangeleerd’ zijn)
  Houding ten opzichte van de bron (bijvoorbeeld brommers), verwachtingen over toekomstig geluid, houding ten opzichte van de geluidbron of de verantwoordelijken, economische binding met de geluidbron etc.
• Demografische kenmerken zoals geslacht, leeftijd, opleiding en inkomen hebben niet of nauwelijks effect op hinder en worden hier verder buiten beschouwing gelaten.

Situationele, contextuele en sociale factoren zijn met specifieke maatregelen goed te beïnvloeden; persoonlijke factoren niet of nauwelijks. Een voorbeeld om in te spelen op bovenstaande factoren is het goed informeren van (toekomstige) bewoners over de heersende en de te verwachten geluidsniveaus. Toekomstige bewoners kunnen zo een goed geïnformeerde keuze maken, eventueel rekening houdend met geluidgevoeligheid. Zij kiezen dan bewust om te gaan wonen op een plek met een bepaalde geluidbelasting. Hierbij wordt ervan uitgegaan dat bewoners keuzevrijheid hebben. In het geval van sociale woningbouw valt het te betwijfelen of bewoners keuzevrijheid hebben.

• ISO International Organization of Standardization (International Organization of Standardization)/TS 15666: 2003 (2003). Acoustics – Assessment of noise annoyance by means of social and socio-acoustic surveys. Standard, International Organization for Standardization, Geneva.
• Dusseldorp A., Houthuijs D., van Overveld A., van Kamp I., Marra M. (2011). Handreiking geluidhinder wegverkeer – Berekenen en meten, RIVM, Bilthoven. RIVM rapportnummer 609300020.
• Gezondheidsraad (1999). Committee on Health Impacts of Large Airports. Grote luchthavens en gezondheid. Den Haag: Gezondheidsraad; 1999/14.
• Kamp I. van, Davies H. (2013) Noise and health in vulnerable groups: a review. Noise Health. 2013 May-Jun;15(64):153-9. doi: 10.4103/1463-1741.112361.
• Baliatsas C., van Kamp I., Swart W., Hooiveld M., Yzermans J. (2016). Noise sensitivity: Symptoms, health status, illness behavior and co-occurring environmental sensitivities. Environmental research. 2016 Oct 1;150:8-13.
• Miedema H.M.E., Vos H. (1999). Demographic and attitudinal factors that modify annoyance from transportation noise. The Journal of the Acoustical Society of America. 105(6): 3336-3344.
• Poll R. van, Breugelmans O., Houthuijs D., van Kamp I. (2018). Beleving Woonomgeving in Nederland. Inventarisatie Verstoringen 2016. Bilthoven: RIVM Rapport 2018-0084.
• Houthuijs D.J.M. and van Wiechen C.M.A.G. (2006). Monitoring van gezondheid en beleving rondom de luchthaven Schiphol. RIVM: Bilthoven.
• Kempen E.E.M.M. van, Staatsen B.A.M., van Kamp I. (2005a). Selection and evaluation of exposure-effectrelationships for health impact assessment in the field of noise and health. RIVM report 630400001/2005.
• Kempen E.E.M.M. van, van Kamp I. (2005b). Annoyance from air traffic noise. Possible trends in exposure-response relationships. National Institute of Public Health and the Environment. Bilthoven, the Netherlands.
• Miedema H.M.E., Oudshoorn C.G.M. (2001). Annoyance from transportation noise: Relationships with exposure metrics DNL en DENL and their confidence intervals. Environmental Health Perspectives. 109(4): 409-16.
• Guski R., Schreckenberg D., Schuemer R. (2017). WHO World Health Organization (World Health Organization ) Environmental Noise Guidelines for the European Region: A Systematic Review on Environmental Noise and Annoyance. International Journal of Environmental Research and Public Health, 2017, 14, 1539.
• Overveld A.J.P. van, Franssen E.A.M. (2009). Naar een monitor voor beleving van de leefomgeving. Handreiking en vragenlijst voor GGD Gemeentelijke Gezondheidsdienst (Gemeentelijke Gezondheidsdienst)’en. RIVM, Bilthoven. RIVM Rapport 609300010.