Richtlijn nader onderzoek voor waterbodems

Transcriptie

1 Richtlijn nader onderzoek voor waterbodems Ernst- & urgentiebepaling van verontreinigde waterbodems AKWA-rapport RIZA-nota ISBN

2 Colofon Uitgegeven door: AKWA/RIZA Informatie: Marcel Tonkes Telefoon: Fax: Eindredactie: Auteurs Opmaak: M. van Elswijk (RIZA) J.A. Hin (De Straat Milieu-adviseurs) M. van Elswijk, J.A. Hin, P.J. den Besten, L.M. van der Heijdt, M. van der Hout, C.A. Schmidt. Drukkerij Cabri BV Datum: maart 2002 Goedgekeurd: mw. drs. Cnossen-Voswijk Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 2

3 Inhoudsopgave Inhoudsopgave 3 1 Inleiding Kader Doel, status en toepassingsgebied Leeswijzer 6 2 Waterbodems in het onderzoekstraject Wet- en regelgeving Ingrepen in verontreinigde waterbodems 10 3 Opzet van de richtlijn Algemeen Toetsingskader Besluitvorming 20 4 Vooronderzoek Inleiding Verzamelen van onderzoeksgegevens Interpretatie van onderzoeksgegevens 28 5 Integrale onderzoeksstrategie Inleiding Indeling in deellocaties Opstellen integrale onderzoeksstrategie Uitvoeren van veld- en laboratoriumonderzoek 46 6 Bepaling van de ernst Analyse van de verontreinigingssituatie Globale omvangbepaling Vaststelling van de ernst 51 7 Bepaling van de urgentie Inleiding Beoordeling actueel risico voor de mens Beoordeling actueel risico voor het ecosysteem Beoordeling actueel risico voor grondwater Beoordeling actueel risico voor oppervlaktewater Bepaling van de urgentie 84 8 Omvangbepaling Inleiding Bemonsterings- en analysestrategie Bepaling van het verontreinigd volume 95 Literatuurlijst 96 Begrippenlijst 100 Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 3

4 Bijlagen Bijlage 3.1 Beoordeling van de kwaliteit van uitgevoerd onderzoek 106 Bijlage 4.1 Actualisatie-onderzoek 109 Bijlage 4.2 Checklist vooronderzoek 112 Bijlage 5.1 Sedimentkarakterisering 114 Bijlage 5.2 Bemonsteringsstrategie met RE s 115 Bijlage 5.3 Basisanalysepakket en detectiegrenzen 118 Bijlage 5.4 Bemonstering- en meetmethoden 120 Bijlage 7.1 Opstellen blootstellingscenario 124 Bijlage 7.2 Risicogrenzen voor doorvergiftiging (MTR) 125 Bijlage 7.3 Beschrijving van de TRIADE-methode 129 Bijlage 7.4 Berekening van de verspreidingssnelheid 131 Bijlage 7.5 Berekening van de erosiebijdrage 135 Bijlage 7.6 Checklist saneringsonderzoek 136 Bijlage 8.1 Toepassing van geostatistiek 138 Bijlage 8.2 Interpolatietechnieken 141 Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 4

5 1 Inleiding Kader In de Wet bodembescherming is aangegeven dat bij Ministeriële Regeling zal worden bepaald op welke wijze oriënterend onderzoek, nader onderzoek en saneringsonderzoek dient te worden verricht. Vooruitlopend op deze regeling zijn in de afgelopen jaren de volgende publicaties verschenen: Voorlopige richtlijnen voor nader onderzoek van verontreinigde waterbodems in de Rijkswateren (1991); Protocol voor het oriënterend onderzoek (1993); Protocol voor het nader onderzoek deel 1 (1993); Urgentie van bodemsanering, de handleiding (1995); Richtlijn nader onderzoek (deel 1) voor specifieke categorieën van gevallen van bodemverontreiniging (1995); Nader onderzoeksrichtlijn ernst-, urgentie- en tijdstipbepaling voor landbodems (1997). Bovengenoemde protocollen of richtlijnen geven invulling aan de door het Rijk gewenste onderzoekskwaliteit. Van de protocollen en richtlijnen mag gemotiveerd worden afgeweken, indien met een meer doelmatige aanpak een vergelijkbaar kwaliteitsniveau wordt bereikt [1]. Voor het onderzoek en de sanering van verontreinigde waterbodems is geconstateerd dat de informatiebehoefte en de gewenste onderzoekskwaliteit op een aantal onderdelen nog niet volledig is uitgewerkt. Met het opstellen van deze richtlijn voor nader onderzoek van verontreinigde waterbodems is hieraan verdere invulling gegeven. 1.2 Doel, status en toepassingsgebied De richtlijn is bedoeld voor een ieder die betrokken is bij het uitvoeren van waterbodemonderzoek in het kader van de wet bodembescherming en heeft tot doel de besluitvorming tot onderzoek en sanering tussen het bevoegd gezag en de initiatiefnemer te ondersteunen. De richtlijn beschrijft de benodigde informatie(kwaliteit) en de uit te voeren onderzoeksstappen binnen het nader onderzoek. Ten behoeve van deze richtlijn zijn nieuwe onderzoeksmethoden ontwikkeld en toetsingscriteria opgesteld voor het vaststellen van de ernst en urgentie van een geval van waterbodemverontreiniging. Status Voorliggende richtlijn voor nader onderzoek vormt een verdere uitwerking van de regels voor het doen van (water)bodemonderzoek, zoals die zijn beschreven in de Circulaire Saneringsregeling Wet Bodembescherming, beoordeling en afstemming [1]. In deze Circulaire is voor waterbodems de mogelijkheid gegeven om de urgentiesystematiek aan te passen dan wel uit te breiden op grond van aanvullende inzichten 1. 1 Reden hiervoor was dat de urgentiesystematiek voor waterbodems indertijd niet volledig was uitgewerkt en dat bij de inwerkingtreding van de Circulaire voor waterbodems nog geen praktijkervaring met het gebruik van de urgentiesystematiek was opgedaan [1]. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 5

6 Deze richtlijn dient in de komende 2 tot 3 jaar in de praktijk te worden toegepast. Op basis van de opgedane ervaringen kan vervolgens worden bepaald of de richtlijn nader onderzoek voor waterbodems nog verdere aanpassing behoeft. Toepassingsgebied Voorliggende richtlijn nader onderzoek heeft betrekking op alle waterbodems van Nederland, met uitzondering van de uiterwaarden in het rivierengebied. In het kader van de beleidslijn Actief Bodembeheer Rivierbed (ABR) zijn hiervoor aparte onderzoeksrichtlijnen in voorbereiding [2]. Op onderdelen kan evenwel gebruik worden gemaakt van deze richtlijn. 1.3 Leeswijzer In het volgende hoofdstuk wordt ingegaan op de verschillende aspecten die bij het uitvoeren van waterbodemonderzoek in het kader van de Wet bodembescherming aan de orde kunnen komen. Vervolgens wordt in hoofdstuk 3 de opzet van de richtlijn besproken. In dit hoofdstuk komen de doelstellingen van het nader onderzoek, de besluitvorming ten aanzien van ernst en urgentie, het communicatietraject tussen initiatiefnemer en bevoegd gezag alsmede het nieuwe toetsingskader voor deze richtlijn aan de orde. Het nader onderzoek start met het uitvoeren van een vooronderzoek (hoofdstuk 4). In dit hoofdstuk wordt de informatie beschreven die nodig is voor het opstellen van een locatiespecifieke onderzoeksstrategie. Nieuw is dat binnen het vooronderzoek tevens een inschatting van de risico s plaatsvindt. Aansluitend wordt in hoofdstuk 5 beschreven op welke wijze een integrale onderzoeksstrategie kan worden opgesteld. Tevens is in dit hoofdstuk aandacht besteed aan de wijze waarop het (veld)onderzoek dient te worden uitgevoerd. Hoofdstuk 6 betreft de bepaling van de ernst van de verontreiniging, waarbij wordt ingegaan op de horizontale en verticale afbakening van het geval van verontreiniging en een globale omvangbepaling. Op grond van de resultaten van het veld- en laboratoriumonderzoek dient te worden bepaald of er sprake is van een geval van ernstige waterbodemverontreiniging. De beoordeling van de actuele risico s alsmede de urgentiebepaling wordt in hoofdstuk 7 beschreven. Achtereenvolgens komen de verschillende risicopaden (mens, ecosysteem en de verspreiding richting grond- en oppervlaktewater) aan de orde. De stapsgewijze risicobeoordeling bestaat uit een eenvoudige toetsing en een uitgebreide beoordeling van de actuele risico s. In de laatste paragraaf wordt ingegaan op de wijze waarop de urgentie van een sanering wordt bepaald. In hoofdstuk 8 wordt beschreven op welke wijze een nauwkeurige omvangbepaling kan worden verkregen. In dit hoofdstuk worden bemonsterings- en analysestrategieën beschreven voor verschillende verontreinigingssituaties. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 6

7 2 Waterbodems in het onderzoekstraject In dit hoofdstuk wordt ingegaan op de wet- en regelgeving die van belang is voor het uitvoeren van waterbodemonderzoek in het kader van de Wet bodembescherming (Wbb). In paragraaf wordt ingezoomd op de positie van het nader onderzoek binnen het onderzoekstraject dat conform de Wbb dient te worden uitgevoerd. 2.1 Wet- en regelgeving Bij ingrepen in de waterbodem spelen meestal verschillende wettelijke kaders een rol. Omdat deze wetten deels op elkaar aansluiten, is het van belang om alvorens een nader onderzoek te starten, enig zicht te hebben op deze wetten en de relevante aspecten voor waterbodems. Een aantal aspecten zijn eenduidig in de wet of in regelingen vastgelegd, maar meestal biedt de wet alleen het kader waarbinnen probleemeigenaars en vergunning-verleners en/of handhavers gezamenlijk aan een goede oplossingsrichting moeten werken. Voor de aanpak van verontreinigde waterbodems is de Wet bodembescherming (Wbb), de Wet milieubeheer (Wm) en in een aantal gevallen ook de Wet verontreiniging oppervlaktewateren (Wvo) en de Wet verontreiniging zeewateren (Wvz) van belang. In een aantal specifieke gevallen zullen ook andere wetgeving van toepassing zijn, zoals de Ontgrondingenwet, de Wet Beheer Rijkswateren en de Natuurbeschermingswet. Het voert echter te ver om alles te beschrijven. In deze paragraaf wordt ingegaan op de belangrijkste wettelijke kaders; de Wet bodembescherming en de Wet verontreiniging oppervlaktewateren Wet bodembescherming (Wbb) De Wet bodembescherming en de op deze wet gebaseerde regelingen en besluiten geven regels voor de bescherming en de sanering van bodem, waterbodem en grondwater. Het doel van de Wbb is het voorkomen, beperken of ongedaan maken van veranderingen van de hoedanigheid van de bodem en het grondwater, inclusief de diepere bodemlagen, die een bedreiging betekenen voor de functionele eigenschappen die de (water)bodem heeft voor mens, plant en dier [3]. In de technische zin van de Wet bodembescherming dient de waterbodem te worden beschouwd als een bodem onder het oppervlaktewater. Verontreiniging van kust of oever valt in principe ook onder de saneringsregeling voor waterbodems, tenzij de verontreiniging op het land geen invloed heeft op de kwaliteit van de waterbodem. Hiervoor kan de mate van wisselwerking tussen bodem en oppervlaktewater als uitgangspunt worden gehanteerd. Voor het onderscheid tussen land- en waterbodems bestaat vooralsnog geen eenduidige definitie of scheidingslijn, waardoor de afbakening per geval zal moeten worden bepaald. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 7

8 In 1997 is de Wet bodembescherming uitgebreid met de wettelijke regeling waterbodemsanering [4]. Deze regeling introduceert een nieuwe taakverdeling voor de verschillende overheden die betrokken zijn bij onderzoek en sanering van waterbodems. In deze wettelijke regeling voor waterbodemsanering zijn tevens de taken en verantwoordelijkheden voor de Rijkswateren en regionale wateren vastgelegd. Rijkswateren In de Wet bodembescherming is de bevoegdheid voor de Rijkswateren aan de Minister van Verkeer en Waterstaat gegeven [3]. De Rijkswateren vallen daarmee onder de verantwoordelijkheid van de Minister van Verkeer en Waterstaat. Binnen de Rijkswaterstaat is de bevoegdheid doorgegeven aan de hoofd-ingenieur-directeurs van de regionale directies. Voor het beschikken bij eigen werkzaamheden in de Rijkswateren dient de beschikking te worden verleend door de Directeur- Generaal Rijkswaterstaat (Hoofdkantoor). Het bevoegde gezag wordt beschouwd als de laag in de organisatie waar oordeelkundig de gevallen van verontreiniging of aantasting van de bodem (waaronder ook oevers) onder het oppervlaktewater worden gemeld. Regionale wateren De regionale wateren vallen onder de verantwoordelijkheid van de provincie. Gedeputeerde Staten van de provincie zijn voor de regionale wateren het bevoegd gezag inzake (water)bodemsanering. Waterkwaliteitsbeheerders (waterschappen, zuiveringsschappen) zijn belast met het onderzoek en de sanering van verontreinigde waterbodems in de regionale wateren [4]. Naast overheden kunnen ook bedrijven en particulieren als initiatiefnemers met de Wet bodembescherming te maken krijgen. Particulieren en overheden die van plan zijn om een verontreinigde waterbodem aan te pakken (saneren of handelingen verrichten waardoor de verontreiniging wordt verminderd of verplaatst), melden dit tijdig aan het bevoegde gezag. Verhaalsactie waterbodemsaneringen [5] In beginsel is het de veroorzaker van de verontreiniging die de sanering uitvoert. Als er geen veroorzaker is of niet aangesproken kan worden, dan dient te worden onderzocht of de eigenaar dan wel belanghebbende bij het verwijderen van de waterbodem aanspreekbaar is. Indien dit niet vrijwillig gebeurt, dan kan de overheid met behulp van juridische middelen de veroorzaker of de eigenaar/gebruiker dwingen om de sanering in eigen beheer uit te voeren. Pas wanneer niemand aansprakelijk kan worden gesteld, heeft de overheid vanuit haar grondwettelijke taak de plicht om zelf de verontreiniging op te ruimen. De aanpak bij een verhaalsactie begint met het verzamelen van relevante informatie zoals de eigendomssituatie, periode waarin de verontreiniging is opgetreden en de vergunningenpositie. Aanbevolen wordt om het onderzoek ten behoeve van een eventuele verhaalsactie te combineren met het oriënterend of nader onderzoek. Zodoende kan in een vroegtijdig stadium uitwisseling van informatie tussen de technische en juridische deskundigen plaatsvinden. Recentelijk is een draaiboek opgesteld voor de juridische aanpak van waterbodemsaneringen in de Rijkswateren [5]. In dit draaiboek komen de juridische wegen voor een verhaalsactie uitgebreid aan de orde. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 8

9 2.1.2 Wet verontreiniging oppervlaktewateren (Wvo) Tot de inwerkingtreding van de Wbb was het mogelijk om de bescherming van de bodem (en grondwater) onder het oppervlaktewater te regelen in een Wvo-vergunning [6]. Door de uitbreiding van de Wet bodembescherming met een saneringsregeling voor waterbodems zijn de raakvlakken sterk toegenomen. Algemeen kan worden gesteld dat de Wvo de kwaliteit van het oppervlaktewater beschermt en de Wbb ter bescherming van de bodem en het daarin aanwezige grondwater dient. De kwaliteit van de waterbodem en het bovenstaande oppervlaktewater beïnvloeden elkaar in sterke mate. Op basis hiervan kan de Wvo dus ook regels stellen aan handelingen in de (water)bodem die leiden tot verontreiniging van het oppervlaktewater. Sanering van de waterbodem op grond van de Wvo doet zich voor bij overtredingen van de Wvo of indien de sanering wordt bepaald op grond van de afgegeven Wvo-vergunning. In dat geval heeft de Wvo voorrang op de Wbb. In het kader van de Wet verontreiniging oppervlaktewateren zijn alle handelingen die de waterkwaliteit in negatieve zin beïnvloeden, in principe vergunningplichtig. Zo wordt het storten of verspreiden van baggerspecie in oppervlaktewater gezien als een lozing en is dus in principe vergunningplichtig. Handelingen aan de waterbodem zijn niet Wvo-plichtig indien: a) geen (verontreinigende) stoffen in het oppervlaktewater worden gebracht; b) sprake is van bestaande gevallen van waterbodemverontreiniging. De Wvo voorziet niet in een saneringsregeling voor oude gevallen. In principe dient via de Wvo voldoende garantie te worden geboden om een nieuw geval van (waterbodem)verontreiniging te voorkomen. Als grens tussen het regime van de Wet verontreiniging oppervlaktewateren (Wvo) en het regime van de Wet verontreiniging zeewateren (Wvz) wordt grofweg de kustlijn gehanteerd. Hierdoor vallen de Zeeuwse wateren, het Waddengebied en buitenhavens langs de kust onder het Wvo-gezag [6]. De begrenzing is aangegeven op kaarten van de Directie Noordzee van Rijkswaterstaat. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 9

10 2.2 Ingrepen in verontreinigde waterbodems De aanleiding tot het uitvoeren van een waterbodemonderzoek kan soms zeer divers zijn. Het betreft dan een voornemen tot handelingen op of in de bodem, of wijzigingen in het bodemgebruik. Voorbeelden hiervan zijn natuurontwikkelingsprojecten of het verbreden en verdiepen van een watergang, maar ook (reguliere) onderhoudsbaggerwerkzaamheden en waterbodemsaneringen behoren hiertoe. De algemene procedure voor ingrepen inzake waterbodems wordt weergegeven in figuur Figuur 2.1: Algemene procedure bij ingrepen inzake waterbodems (Bron: De wettelijke regeling waterbodemsanering, 1998) Voornemen tot saneren of handelen met verontreinigde specie nee Geval van ernstige verontreiniging? ja Minder dan 50m 3 grond of 1000m 3 grondwater danwel tijdelijk verplaatsing? ja Betreft sanering Betreft onderhoudsbaggerwerk Openbaar werk of baggerspecie klasse 1, 2 of 3 en instemming overheid? ja Onderhoudsspecie klasse 1 of 2 en volgens Besluit vrijstelling storten buiten inrichtingen? Vergunningaanvraag WVO of ontheffingaanvraag WVZ? ja ja Melding art. 28 Wbb aan Min. V&W resp. GS met saneringsplan Melding art. 28 Wbb aan Min. V&W resp. GS met verzoek om ontheffing van indienen saneringsplan (art. 63i Wbb) Melding art. 28 Wbb aan Min. V&W resp. GS Beoordeling door Min. V&W resp. GS Geen melding beoordeling door 'ander' bevoegd gezag Beoordeling door Min. V&W resp. GS Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 10

11 2.2.1 Aanpak bij waterbodemsanering Het traject van onderzoek tot sanering in het kader van de Wet bodembescherming is opgedeeld in drie onderzoeksfasen; het oriënterend, nader en saneringsonderzoek. Oriënterend onderzoek Als uit onderzoek of op grond van andere informatie een vermoeden bestaat van een geval van waterbodemverontreiniging, dan dient eerst een verkennend of oriënterend onderzoek te worden uitgevoerd. Als in het verkennend of oriënterend onderzoek in één of meerdere (meng)monsters overschrijding van de interventiewaarde is geconstateerd, dan vormt dit voldoende aanleiding om een nader onderzoek te starten. Bij waterbodems vloeit de aanleiding tot het uitvoeren van een nader onderzoek meestal voort uit onderzoek dat de waterkwaliteitsbeheerder vanuit zijn beheerstaken reeds uitvoert. In de praktijk wordt voor waterbodems daaron niet altijd een (volledig) oriënterend onderzoek uitgevoerd. Veelal wordt volstaan met een melding van een verontreiniging aan het bevoegd gezag. De interventiewaarde geeft het concentratieniveau aan waarbij sprake is van ernstige of dreigende (ernstige) vermindering van de functionele eigenschappen die bodem heeft voor mens, plant of dier. Nader onderzoek Binnen het nader onderzoek wordt eerst onderzocht of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. Hiervan is sprake indien voor één of meer parameters de gemiddeld gemeten concentratie in meer dan 25m 3 bodemvolume (of 100 m 3 bodemvolume bij grondwaterverontreiniging) hoger is dan de interventiewaarden. Als er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging, dan dient tevens te worden bepaald of de sanering urgent is. Voor de urgentiebepaling worden de actuele risico s voor de mens, het ecosysteem alsmede de verspreidingsrisico s richting grond- en oppervlaktewater onderzocht. Het bevoegd gezag stelt op grond van de onderzoeksresultaten in een beschikking vast of er sprake is van ernst en/of urgentie van de sanering. Het bevoegd gezag kan voor deze beslissing ook aanvullende overwegingen meenemen. In het geval dat er sprake is van saneringsurgentie, stelt het bevoegd gezag tevens het tijdstip vast waarop met de sanering kan worden gestart. Saneringsonderzoek In het saneringsonderzoek wordt eerst de doelstelling van de sanering en de mogelijke saneringsvarianten bepaald. Vervolgens worden de saneringsvarianten aan de hand van milieuhygiënische, technische en financiële aspecten getoetst. De resultaten vormen de basis voor het saneringsplan. Het saneringsplan moet worden goedgekeurd door het bevoegd gezag. Vervolgens kan met de voorbereidingen voor de sanering worden aangevangen Aanpak in geval van onderhoud Onderhoudsbaggerwerk omvat het op diepte houden van het water voor de noodzakelijke aan- en afvoer van water en voor de haven- en scheepvaart-functies. Hierbij wordt meestal gebruik gemaakt van een baggerprofiel, zoals dat in leggers (ontwerpkaarten voor watergangen) is vastgelegd. In het kader van onderhoud baggeren overheden en particulieren op vrijwillige basis, maar vaak ook op grond van een zogeheten onderhoudsplicht. Deze verplichting is meestal opgenomen in provinciale waterschapsreglementen of waterschapsverordeningen [7]. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 11

12 Indien baggerwerkzaamheden zijn gepland waarbij ernstig verontreinigde waterbodems (klasse 4) worden verwijderd, dienen de werkzaamheden op grond van artikel 28 (Wbb) te worden gemeld aan het bevoegde gezag. Voor de aanpak van niet-ernstige waterbodemverontreiniging is geen melding vereist [8]. Voor het verwijderen van (ernstig) verontreinigde baggerspecie uit vaarwegen die vanwege onderhoudsredenen worden gebaggerd, gelden aparte bepalingen omdat het volgen van de normale procedure voor waterbodemsanering te zwaar zou zijn en bovendien vertragend zal werken [7]. Deze bepalingen zijn: 1) Beoordeling urgentie kan achterwege blijven (bij onderhoudsbaggerwerk is het niet relevant om de saneringsurgentie vast te stellen omdat het onderhoud toch op korte termijn zal worden uitgevoerd); 2) Ontheffing voor het opstellen van een saneringsplan; 3) Verkorte termijn beslissing. In geval van onderhoudsbaggerwerk dient het bevoegd gezag binnen 4 weken over de aanvraag te beslissen. In ingewikkelde gevallen kan deze termijn met nog eens 4 weken worden verlengd Figuur 2.2: Uitvoering van baggerwerkzaamheden. (foto: M. v/d Broek, 2001) Onderhoud in combinatie met sanering In de praktijk zal het vaker voorkomen dat een ernstig verontreinigde waterbodem deels moet worden verwijderd vanwege onderhoudsredenen en deels om milieuhygiënische redenen. Tot de onderhoudsdiepte is dan sprake van onderhoudsbaggerspecie, het overige deel betreft dan saneringsspecie. Bovenstaande biedt echter nog geen duidelijke oplossing voor de te volgen procedure. Voor dergelijke situaties wordt aanbevolen om per geval gezamenlijk (initiatiefnemer en bevoegd gezag) te beoordelen wat de juiste oplossingsrichting is. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 12

13 3 Opzet van de richtlijn Algemeen Een nader onderzoek wordt uitgevoerd als er een vermoeden bestaat van een ernstige waterbodemverontreiniging. Meestal is hieraan een verkennend of oriënterend onderzoek voorafgegaan. Een verkennend onderzoek kan door waterbeheerders ook worden uitgevoerd vanuit reguliere beheerstaken, vanwege onderhoud van de wateren of bij het voornemen van ingrepen wegens herinrichting van gebieden of wateren. Een oriënterend onderzoek wordt bij een vermoeden van een verontreinigde waterbodem uitgevoerd. Uit het verkennend of oriënterend onderzoek moet blijken of de betreffende waterbodem is verontreinigd en zo ja, of de verontreiniging dermate ernstig is dat de uitvoering van een Nader onderzoek is gewenst [9]. In deze richtlijn worden de volgende criteria gehanteerd; - het aantreffen van gehalten boven het niveau van de interventiewaarde in één of meerdere monsters 2 of; - het aantonen van ernstige eco(toxico)logische effecten in het veld. In een enkele situatie bestaat de kans dat bij gehalten in de (water)bodem onder de interventiewaarden toch sprake kan zijn van een ernstige vermindering of bedreiging van de functionele eigenschappen die de (water)- bodem voor mens, plant of dier heeft [1]. Indien het vermoeden bestaat dat een dergelijke situatie zich voordoet, dan wordt aanbevolen om eerst onderzoek te doen naar de daadwerkelijk optredende blootstelling Doelstellingen van het nader onderzoek Het nader onderzoek heeft de volgende twee doelstellingen [10]: 1) het vaststellen of er sprake is van een geval van ernstige (water)bodemverontreiniging; 2) het vaststellen van de urgentie van de sanering en het tijdstip waarop feitelijk saneringsmaatregelen moeten worden genomen. Het nader onderzoek is in eerste instantie gericht op het vaststellen of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. Hierbij dient de aard en concentratie van de verontreinigende stoffen en de (globale) omvang van de verontreiniging te worden bepaald. Op grond van de onderzoeksresultaten wordt door het bevoegd gezag vastgesteld of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. Voor het vaststellen van de saneringsurgentie dient te worden onderzocht of er sprake is van actuele risico s voor mens, ecosysteem of door verspreiding van verontreinigingen richting het grond- en/of oppervlaktewater. In de beslissing ten aanzien van de urgentie van de sanering en het tijdstip 2 Volgens het protocol voor oriënterend onderzoek dient te worden getoetst of de concentratie van een (meng)monster groter is dan (S + I)/2 [9]. In de praktijk blijkt de overschrijding van de interventiewaarde veelal als criterium te worden gebruikt om tot een nader onderzoek over te gaan. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 13

14 waarop de sanering dient plaats te vinden, kan het bevoegd gezag aanvullende overwegingen meenemen (paragraaf 7.6). Na afronding van het nader onderzoek dienen beide doelstellingen te zijn gerealiseerd. Door het bevoegd gezag wordt vervolgens vastgesteld of in het uitgevoerde nader onderzoek voldoende informatie is verzameld én de verkregen informatie van een dusdanige kwaliteit is om tot een verantwoorde uitspraak omtrent de ernst en urgentie van een geval van verontreiniging te kunnen komen Algemene onderzoeksopzet In het nader onderzoek dienen de volgende activiteiten door (of in opdracht van) de initiatiefnemer te worden uitgevoerd: het uitvoeren van een vooronderzoek; het opstellen van een integrale onderzoeksstrategie; het uitvoeren van het veld- en laboratoriumonderzoek; bepaling van de ernst (aard, concentratie en globale omvang van de verontreiniging); bepaling van de urgentie (stapsgewijze risicobeoordeling); nauwkeurige omvangbepaling het opstellen van de melding voor het verkrijgen van de beschikking met betrekking tot de ernst en urgentie van het geval van verontreiniging; In figuur 3.1 zijn de afzonderlijke stappen binnen het nader onderzoek schematisch weergegeven. De verschillende onderzoekstappen worden hieronder kort toegelicht. Vooronderzoek Het vooronderzoek start met een evaluatie van het voorafgaand onderzoek. Getoetst wordt of de gegevens uit het verkennend of oriënterend onderzoek volledig zijn en of de analyseresultaten opnieuw kunnen worden gebruikt en niet zijn verouderd. Vervolgens wordt aan de hand van een checklist nagegaan welke aanvullende gegevens nog moeten worden verzameld. De verzamelde gegevens worden gebruikt om inzicht in de lokale verontreinigingssituatie te verkrijgen. Tevens wordt ingeschat of ter plaatse herverontreiniging kan optreden. In het vooronderzoek vindt tevens een eerste inschatting van de risico s plaats. Hiermee wordt in een vroegtijdig stadium van het nader onderzoek duidelijk voor welke risicopaden (mens, ecosysteem, grond- en/of oppervlaktewater) wel of juist geen risicobeoordeling dient te worden uitgevoerd. Hierbij wordt uitsluitend gebruik gemaakt van de informatie die in het vooronderzoek is verzameld. Integrale onderzoeksstrategie In het vooronderzoek is inzicht verkregen in de lokale verontreinigingssituatie én is tevens duidelijk geworden voor welke risicopaden een risicobeoordeling dient plaats te vinden. Bij het opstellen van de onderzoeksstrategie voor het veldonderzoek wordt hiermee rekening gehouden door gelijktijdig met het onderzoek naar de aard, concentratie en omvang van de verontreiniging ook de benodigde veldgegevens te verzamelen voor de (eerste stap in) de risicobeoordeling. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 14

15 Figuur 3.1: Stroomschema met de verschillende stappen binnen het nader onderzoek. Toelichting Aanleiding tot het uitvoeren van een nader onderzoek. Verzamelene van de benodigde gegevens en een (eerste) inschatting van de risico's. vermoeden van een geval van ernstige verontreiniging uitvoeren vooronderzoek bevoegd gezag Bij het opstellen van de bemonsterings- en analysestrategie wordt zoveel mogelijk rekening gehouden met de benodigde veldgegevens voor de risicobeoordeling. opstellen integrale onderzoeksstrategie informeren uitvoeren veld- en laboratoriumonderzoek In deze fase van het nader onderzoek kan worden volstaan met een globale omvangsbepaling. Bepaling aard, concentratie en (globale) omvang van de verontreiniging informeren Er is sprake van een geval van erstige verontreiniging indien >25m 3 sediment gemiddeld boven interventiewaarde is verontreinigd. geval van ernstige verontreiniging? Nee besluitvorming door bevoegd gezag Voor elk risicopad (mens, ecosysyteem, verspreiding naar grond- en oppervlaktewater) wordt afzonderlijk bekeken of zich actuele risico's voordoen. Ja eenvoudige toetsing per risicopad informeren over vervolgtraject mogelijk actueel risico aanwezig? Voor het uitvoeren van de uitgebreide risicobeoordeling dient meestal aanvullend veldonderzoek plaats te vinden. uitgebreide risicobeoordeling Ja Nee De urgentiebepaling in het nader onderzoek is met name gebaseerd op het al dan niet optreden van actuele risico's. actuele risico's? Ja bepaling van de urgentie Nee informeren Het bevoegd gezag stelt in een beschikking de ernst en urgentie (incl. tijdstip sanering) vast. nauwkeurige omvangbepaling opstellen melding voor beschikking ernst en urgentie besluitvorming door bevoegd gezag Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 15

16 Bepaling van de ernst Om te bepalen of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging wordt de aard, concentratie en de (globale) omvang van de verontreiniging bepaald. De horizontale en verticale afbakening van de verontreiniging dient in deze fase van het nader onderzoek tenminste globaal te zijn bepaald. Aan het einde van het nader onderzoek wordt de omvang van de verontreiniging nauwkeurig vastgesteld. Op deze manier wordt meer rekening gehouden met het feit dat onderzoeksresultaten op termijn weer verouderd kunnen zijn. Bepaling van de urgentie Indien sprake is van een geval van ernstige verontreiniging, worden vervolgens de actuele risico s van de verontreiniging in beeld gebracht. In het uitgevoerde veldonderzoek zijn reeds de benodigde gegevens verzameld om de eerste stap in de risicobeoordeling (= eenvoudige toetsing) te kunnen uitvoeren. Als op grond van de eenvoudige toetsing blijkt dat voor een of meerdere (deel)locaties daadwerkelijk actuele risico s worden verwacht, dient een uitgebreide risicobeoordeling plaats te vinden. Hiervoor is veelal aanvullend veldonderzoek noodzakelijk. Als er sprake is van actuele risico s ten gevolge van de aanwezige verontreiniging, dient de saneringsurgentie te worden bepaald. Op grond van de onderzoeksresultaten wordt door het bevoegde gezag vastgesteld of er inderdaad sprake is van actuele risico s en zo ja, of hiermee ook daadwerkelijk sprake is van een saneringsurgentie. In deze richtlijn is tevens aangegeven welke aanvullende overwegingen (milieuhygiënisch, maatschappelijk) hierbij een rol kunnen spelen. Als voorbeeld kan de te verwachten milieuwinst na een sanering worden genoemd. Afronding van de omvangbepaling Nadat de urgentie van een sanering is bepaald, wordt de omvang van de verontreiniging nauwkeurig vastgesteld. Hiervoor zijn verschillende bemonsterings- en analysestrategieën beschreven. Eventueel kan in deze fase van het nader onderzoek alvast rekening worden gehouden met de uitvoering van een saneringsonderzoek. 3.2 Toetsingskader Ten behoeve van de richtlijn nader onderzoek van verontreinigde waterbodems zijn (nieuwe) toetsingscriteria ontwikkeld. In deze paragraaf wordt het gebruik van normen en risicogrenswaarden in deze richtlijn toegelicht. Verantwoording De gehanteerde toetsingscriteria in deze richtlijn wijken op onderdelen af van de criteria zoals die genoemd worden in de Circulaire Saneringsregeling Wet bodembescherming. Dit komt voort uit het feit dat bij het uitbrengen van de Circulaire saneringsregeling de urgentiesystematiek voor waterbodems op een aantal onderdelen niet volledig was uitgewerkt, zoals bijvoorbeeld de verspreiding van verontreinigingen vanuit de waterbodem, het omgaan met effecten van combinaties van stoffen en veldinformatie over ecologische risico s [1]. Daarnaast is voorafgaand aan de inwerkingtreding van de tweede fase van de saneringsregeling geen praktijkervaring opgedaan met het gebruik van de urgentiesystematiek voor waterbodems. In de Circulaire Saneringsregeling Wet bodembescherming is om bovengenoemde redenen dan ook Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 16

17 aangegeven dat het bevoegd gezag bij waterbodems, vaker dan voor landbodems, tot de conclusie zal komen dat de urgentiesystematiek niet of slechts tel dele toepasbaar is [1]. Derhalve wordt verwacht dat de urgentiebeslissing regelmatig op basis van andere of aanvullende inzichten genomen zal worden 3. Dit is in deze richtlijn verder uitgewerkt Toetsingscriteria voor de risicobeoordeling Hieronder wordt per risicopad kort beschreven welke aanpassingen voor de risicobeoordeling zijn doorgevoerd. Voor aanvullende informatie wordt verwezen naar de betreffende achtergronddocumenten bij deze richtlijn. Risico voor de mens Het toetsingscriterium voor de beoordeling van het actueel risico voor de mens is ongewijzigd gebleven. Wel is de methodiek voor het uitvoeren van een locatiespecifieke risicobeoordeling geactualiseerd op grond van nieuwe inzichten en verbeterde (model)concepten [11]. In samenwerking met het RIVM heeft dit tevens geleid tot het uitbrengen van een nieuwe versie van het model SEDISOIL (2001). Risico voor het ecosysteem Conform de urgentiesystematiek van de Circulaire saneringsregeling wordt in deze richtlijn eerst getoetst of de verontreiniging zich tenminste beneden 0,5 meter onder het grensvlak oppervlaktewater/waterbodem bevindt (paragraaf 4.3.2). Als dit zo is, dan worden er geen (actuele) risico s voor het ecosysteem verwacht. Indien de verontreiniging wel in de bovenste 50 cm van de waterbodem is aangetroffen, dan moesten voorheen de ecologische risico s - conform de urgentiesystematiek worden bepaald op grond van de functie van het watersysteem, het oppervlak of de lengte van ernstige verontreinigingen en de mate van overschrijding van de HC50 [1]. Hoewel de urgentiesystematiek formeel spreekt van actuele risico s voor het ecosysteem, gaat het hier nog altijd om een beoordeling op basis van potentiële risico s. Dit geldt eveneens voor het gebruik van de signaleringswaarden. De systematiek beoordeelt niet of er daadwerkelijk sprake is van effecten in het veld [12]. In de Circulaire Saneringsregeling is wel aangegeven dat op grond van veldonderzoek of onderzoek met bio-assays ook kan worden aangetoond dat er negatieve effecten voor het ecosysteem optreden als gevolg van de aanwezige waterbodemverontreiniging. In deze richtlijn wordt de TRIADE-methodiek gehanteerd als instrument voor de beoordeling van het actueel risico voor het ecosysteem [12]. In de beoordelingscriteria spelen aspecten zoals de verklaarbaarheid van effecten in organismen en de mate van beschikbaarheid (fysisch en biologisch) van verontreinigingen een belangrijke rol. De methode past binnen de recente ontwikkelingen waarbij de actuele beschikbaarheid en de effecten van verontreinigingen steeds meer als maatstaf worden genomen voor een locatiespecifieke risicobeoordeling 4. 3 Recentelijk is het AKWA-rapport integratie van milieuwinst in urgentiebeoordeling waterbodemsanering verschenen, waarin dergelijke overwegingen verder zijn uitgewerkt [38]. 4 Voor landbodems is door het RIVM recentelijk een vergelijkbare opzet voor een systematiek uitgewerkt om te komen tot een locatiespecifieke beoordeling van de ecologische risico s van bodemverontreiniging [39]. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 17

18 Risico van verspreiding richting grondwater In de Circulaire Saneringsregeling is als uitgangspunt opgenomen dat de verspreiding van stoffen uit een geval van ernstige verontreiniging niet mag leiden tot een relevante toename van de hoeveelheid verontreinigde grond of grondwater [1]. Het volumecriterium blijkt in de praktijk voor gevallen van ernstige waterbodemverontreiniging niet eenduidig toepasbaar. Een van de argumenten hiervoor is dat het volumecriterium sterk afhankelijk is van de grootte van het geval van waterbodemverontreiniging [13]. Ten behoeve van deze richtlijn is een nieuw criterium voor de beoordeling van het actueel risico van verspreiding van stoffen uit een verontreinigde waterbodem via het grondwater afgeleid: Er is sprake van actueel risico als het gehalte van een verontreiniging (zowel in de bron als in de pluim) tenminste boven MTR -grondwater aanwezig is en de verspreidingssnelheid van de verontreiniging groter is dan 3 meter in 30 jaar. In het achtergronddocument bij deze richtlijn wordt uitgebreid ingegaan op de afleiding van het criterium [13]. MTR-waarden voor grondwater Momenteel bestaan er nog geen (beleidsmatig) vastgestelde MTR-waarden voor grondwater vanwege een gebrek aan toxiciteitsdata van grondwaterorganismen. Het RIVM heeft geadviseerd bij de afleiding van het MTR grondwater de toxiciteitsdata te gebruiken die geleid hebben tot de MTR oppervlaktewater. Crommentuijn et al (1997) hebben op deze wijze voor zware metalen MTR grondwater -waarden afgeleid [14]. Voor de organische microverontreinigingen zijn vooralsnog geen MTRwaarden specifiek voor grondwater afgeleid. Door de Gezondheidsraad is in 1996 voorgesteld om vooruitlopend op de afleiding van MTR grondwater de MTR s voor oppervlaktewater te hanteren [15]. Verspreiding naar oppervlaktewater In de Circulaire Saneringsregeling is de beoordeling van het actueel risico van verspreiding via het oppervlaktewater indertijd niet uitgewerkt. Wel is aangegeven dat gevallen van ernstige waterbodemverontreiniging urgent zijn indien er een relevante verspreiding naar het oppervlaktewater dan wel via slibtransport optreedt. Ten behoeve van deze richtlijn is een nieuw toetsingskader voor de beoordeling van het actueel risico van verspreiding via het oppervlaktewater uitgewerkt. Eerst dient te worden getoetst of de verontreiniging ook daadwerkelijk in de toplaag van de waterbodem is aangetroffen. Voor de beoordeling van het actueel risico van verspreiding via oppervlaktewater zijn de volgende verspreidingsroutes van belang [16]: a) Verspreiding via sedimenttransport; b) Verspreiding via de waterfase Voor de verspreiding via sedimenttransport wordt getoetst of erosiegebeurtenissen kunnen leiden tot een verwijdering van minimaal 10 cm van de verontreinigde waterbodem. Is dit het geval, dan is er sprake van een actueel risico 5. Is dit niet het geval, dan dient vervolgens te worden 5 Risico = kans x effect. In dit geval gaat het om de kans dat er een erosiegebeurtenis optreedt, waarbij meer dan 10 cm van de verontreinigde waterbodem van de locatie wordt getransporteerd. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 18

19 interventiewaarde streefwaarde achtergrondconcentratie MTR-humaan ingeschat of een erosiegebeurtenis meer dan 10% kan bijdragen aan de totale vracht van de verontreiniging. Met de totale vracht wordt gedoeld op de som van de verontreinigingsvracht in de waterfase én in de sedimentfase. Voor de verspreiding via de waterfase kan kwel, in combinatie met diffusieve nalevering, de waterkwaliteit plaatselijk beïnvloeden. Hiervoor is een deterministische benadering gebruikt, waarbij eerst wordt nagegaan of de actuele waterkwaliteit kan worden verklaard uit andere bronnen dan de verontreinigde waterbodem. Als de waterkwaliteit niet volledig kan worden verklaard door andere bronnen dan de waterbodem, dient een inschatting plaats te vinden of de diffusieve nalevering vanuit de waterbodem op termijn kan leiden tot een overschrijding van het MTR voor oppervlaktewater. In het achtergronddocument wordt uitgebreid op de relevante processen en de onderbouwing van de toetsingscriteria ingegaan [16] Normen en risicogrenswaarden Hieronder worden de belangrijkste normen en risicogrenswaarden toegelicht die regelmatig in de hoofdtekst van deze richtlijn aan de orde komen. De streef- en interventiewaarden zijn landelijk geldende normen voor verontreinigende stoffen in bodem en/of sediment. De interventiewaarde geeft het concentratieniveau aan waarbij sprake is van ernstige of dreigende vermindering van de functionele eigenschappen die bodem heeft voor mens, plant of dier [17]. De interventiewaarden zijn gebaseerd op de risicogrenzen voor mens (MTR-humaan) of ecosysteem (HC50), waarbij de strengste waarde doorslaggevend is. Bij de afleiding van de interventiewaarden wordt er vanuit gegaan dat het gehalte in de (water)bodem volledig beschikbaar is (potentiële risico s). In het nader onderzoek wordt de contourlijn van de interventiewaarde gebruikt om te kunnen vaststellen of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. De streefwaarde geeft het kwaliteitsniveau aan waarbij de functionele eigenschappen van een bepaald compartiment (bijvoorbeeld waterbodems) voor mens, plant en dier zijn veiliggesteld [17]. In het nader onderzoek wordt de streefwaarde (of de achtergrondkwaliteit) gebruikt om de totale omvang van het geval van verontreiniging vast te stellen. De achtergrondconcentratie is het gehalte van een stof (in oppervlaktewater, sediment, grond of grondwater) dat aanwezig is in relatief onbelaste gebieden, van nature ontstaan en met een zeer geringe antropogene beïnvloeding [18]. In het nader onderzoek kan de achtergrondconcentratie van een stof worden gebruikt om het geval van verontreiniging te begrenzen. In overleg met het bevoegd gezag kan worden vastgesteld wat de gemiddelde achtergrondkwaliteit van de waterbodem is of dient te zijn 6. Het MTR-humaan geeft de concentratie aan van een stof waarbij in het geval van levenslange blootstelling bij de mens nog geen schadelijke effecten optreden [19]. Deze risicogrenswaarde wordt als toetsingscriterium 6 In deze richtlijn is geen methodiek voor het bepalen van de achtergrondkwaliteit uitgewerkt. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 19

20 MTR-sediment gehanteerd bij de beoordeling van het actueel risico voor de mens. Het MTR (Maximaal Toelaatbaar Risiconiveau) voor sediment geeft de concentratie aan waarbij het risico voor mens, plant of dier maximaal toelaatbaar wordt geacht. Het MTR-niveau is de wetenschappelijk afgeleide concentratie van een stof in een compartiment waarbij theoretisch 5% van de soorten schade kan ondervinden [18]. Het MTR-sediment is een afgeleide waarde van het MTR-sediment, waarbij gebruik is gemaakt van standaard verdelingscoëfficiënten. In deze richtlijn wordt het MTR-sediment alleen als criterium gebruikt voor de stofkeuze van organische microverontreinigingen in de beoordeling van de verspreidingsrisico s richting grond- en oppervlaktewater. Voor zware metalen is het MTR-sediment als zodanig niet geschikt, omdat de evenwichtsinstelling tussen gehalten in de vaste fase en de concentraties in oplossing te sterk afhankelijk is van de lokale condities. Hiervoor worden in de betreffende paragrafen andere alternatieven genoemd. 3.3 Besluitvorming Het vaststellen van de ernst van de verontreiniging en de urgentie waarmee het geval van verontreiniging moet worden aangepakt, is een taak van het bevoegd gezag. Op grond van de Wet bodembescherming wordt bij de besluitvorming van de milieuhygiënische beoordeling van een geval van (water)bodemverontreiniging door het bevoegd gezag feitelijk vier beslissingen genomen: 1. Op basis van een uitgevoerd nader onderzoek of een melding als bedoeld in artikel 28, 1 e lid, wordt in een beschikking vastgelegd of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging (artikel 29, 1 e lid); 2. Indien sprake is van een geval van ernstige verontreiniging wordt in dezelfde beschikking bepaald of sprake is van urgentie van sanering (artikel 37, 1 e lid); 3. Indien sprake is van urgentie wordt in de beschikking tevens het tijdstip bepaald waarop met de sanering wordt begonnen (artikel 37, 2 e lid); 4. Daarnaast wordt in een (al dan niet aparte) beschikking een besluit genomen over het saneringsplan, waarin het saneringsdoel wordt vastgelegd (artikel 39, 2 e lid, Wbb). In principe kunnen alle bovengenoemde beslissingen in één beschikking worden opgenomen. Dit betekent voor de initiatiefnemer dat bij de melding van het voornemen om te gaan saneren niet alleen de resultaten van het nader onderzoek (ernst en urgentie) maar gelijktijdig ook het saneringsplan ter goedkeuring aan het bevoegd gezag worden overlegd. Het bevoegd gezag kan ook worden gevraagd om eerst te beschikken op de ernst en urgentie van een geval van verontreiniging en pas op een later tijdstip het saneringsonderzoek en het saneringsplan ter goedkeuring aan het bevoegd gezag voor te leggen. Aanbevolen wordt om in een gezamenlijk overleg tussen initiatiefnemer en bevoegd gezag goede afspraken te maken over de te volgen besluitvormingsprocedure [20]. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 20

21 Binnen 13 weken na ontvangst van de rapportage van het nader onderzoek en/of de melding dient door het bevoegd gezag een beschikking te worden afgegeven. Indien onvoldoende gegevens zijn verstrekt om het geval te kunnen beoordelen, kan de termijn met maximaal 13 weken worden verlengd. Door het bevoegd gezag dient te worden vastgesteld of in het uitgevoerde nader onderzoek voldoende informatie is verzameld én de verkregen informatie van een dusdanige kwaliteit is om tot een verantwoorde uitspraak omtrent de ernst en urgentie van een geval van verontreiniging te kunnen komen. Dit moet binnen vier weken na de melding worden besloten. De uiteindelijke beschikking gaat van kracht na een bezwaartermijn van zes weken Tabel 3.1: Indeling in urgente en niet-urgente gevallen van ernstige verontreiniging (Bron: Circulaire Saneringsregeling Wet bodembescherming [1].) Tijdstip van sanering Indien er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging, dient in het kader van de Wet bodembescherming (Wbb) verder onderscheid te worden gemaakt tussen urgente en niet-urgente gevallen van sanering (tabel 3.1). Het onderscheid in de categorie van urgente gevallen is voor waterbodems niet verder uitgewerkt. In de afweging van de saneringsurgentie kan het bevoegd gezag aanvullende overwegingen meenemen (zie paragraaf 7.6). Voor die gevallen waarvan de sanering urgent is, bepaalt het bevoegd gezag in een beschikking tevens het tijdstip waarop met de sanering dient te worden begonnen. Urgent Niet urgent Sanering aanvangen op een Sanering aanvangen op een Geen vastgestelling van vastgesteld tijdstip 4 jaar vastgesteld tijdstip > 4 jaar het tijdstip van sanering na afgeven beschikking na afgeven beschikking Communicatietraject De Wet bodembescherming schrijft twee momenten van communicatie tussen initiatiefnemer en het bevoegd gezag voor: de melding van een geval van (water)bodemverontreiniging door de initiatiefnemer aan het bevoegd gezag en de beschikking die het bevoegd gezag op basis daarvan neemt. Beide zijn wettelijk verplicht en vinden pas aan het einde van het nader onderzoek plaats. Deze richtlijn is zodanig opgesteld dat bij goed gebruik door de initiatiefnemer, dit moet kunnen leiden tot een nader onderzoek met de gewenste informatie en voldoende onderzoekskwaliteit, zodat op basis daarvan een beschikking van ernst en urgentie kan worden afgegeven door het bevoegd gezag. In de praktijk blijkt dat de kwaliteit en de voortgang van het onderzoek er bij gebaat zijn als initiatiefnemer en bevoegd gezag gedurende de uitvoering van het nader onderzoek vaker met elkaar communiceren. Tijdig overleg verhoogt de kans op een kwalitatief goed uitgevoerd nader onderzoek. Een belangrijk aandachtspunt hierbij is dat de onafhankelijkheid van het bevoegd gezag hiermee niet in geding mag komen. Betrokkenheid of inbreng kan leiden tot commitment die in een latere fase van de besluitvorming het bevoegd gezag kan belemmeren om zich onafhankelijk op te stellen [20]. In het stroomschema van figuur 3.1 is aangegeven op welke momenten binnen het nader onderzoek overleg of enige communicatie tussen initiatiefnemer en bevoegd gezag wenselijk wordt geacht. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 21

22 3.3.2 Kwaliteitseisen van onderzoek Door het bevoegd gezag dient te worden vastgesteld of in het uitgevoerde nader onderzoek voldoende informatie is verzameld én de verkregen informatie van een dusdanige kwaliteit is om tot een verantwoorde uitspraak omtrent de ernst en urgentie van een geval van verontreiniging te kunnen komen. In bijlage 3.1 is een beoordelingsformulier opgenomen waarmee kan worden getoetst of het uitgevoerde nader onderzoek aan de gestelde eisen voldoet. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 22

23 4 Vooronderzoek Inleiding Het vooronderzoek vormt de basis van het nader onderzoek. In het vooronderzoek worden de benodigde locatiegegevens verzameld voor het uitvoeren van het onderzoek naar de ernst en urgentie van de waterbodemverontreiniging. Een deel van de benodigde gegevens kan worden betrokken uit voorgaand onderzoek (bijvoorbeeld het verkennend of oriënterend onderzoek). In het vooronderzoek vindt tevens een inschatting van de risico s van de verontreinigde waterbodem plaats (paragraaf 4.3.2). In figuur 4.2 is een stroomschema met de te doorlopen stappen van het vooronderzoek weergegeven Begrenzing onderzoekslocatie In het vooronderzoek worden de grenzen van de locatie aangegeven waarbinnen het feitelijke onderzoek zal worden uitgevoerd. De begrenzing van de onderzoekslocatie plaats op grond van de aanwezige gebiedskennis of op grond van de beschikbare gegevens uit het voorgaand onderzoek. Fysieke barrières zoals inlaatwerken, stuwen, oevers en overgangen naar aangrenzende wateren (bijvoorbeeld van haven naar rivier) worden vaak gebruikt voor de (geografische) begrenzing van de te onderzoeken locatie. Aangrenzende watergangen waarmee een open verbinding bestaat en die van invloed kunnen zijn op de verontreinigingssituatie dienen voor het veldonderzoek eveneens tot de onderzoekslocatie te worden gerekend. Afhankelijk van de aanleiding voor het nader onderzoek kunnen bijvoorbeeld ook de geplande werkzaamheden voor onderhoud of herinrichting bepalend zijn voor de begrenzing van de onderzoekslocatie. In de meeste gevallen zullen de grenzen van de onderzoekslocatie ten behoeve van het veldonderzoek ruim moeten worden gedefinieerd, om er zeker van te zijn dat het geval van verontreiniging hiermee in beeld kan worden gebracht Figuur 4.1: Is dit een fysieke barrière? (Foto M. van Elswijk, 2001) Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 23

24 Figuur 4.2: Stroomschema vooronderzoek. Toelichting De grenzen van de te onderzoeken locatie worden in de meeste gevallen ruim gedefinieerd. (geografische) begrenzing van de onderzoekslocatie De gegevens uit het verkennend of orienterend onderzoek worden gecontroleerd op juistheid en actualiteit. verzamelen en controle van gegevens uit voorafgaand onderzoek Indien de gegevens zijn verouderd, dient een actualisatie-onderzoek plaats te vinden om na te gaan of de onderzoeksgegevens nog wel een voldoende betrouwbaar beeld van de verontreinigingssituatie geven. gegevens nog actueel? Ja Nee uitvoeren actualisatie-onderzoek Voorzover niet alle gegevens al zijn verzameld, worden de benodigde gegevens binnen het vooronderzoek aangevuld (zie checklist bijlage 4.2). verzamelen van aanvullende gegevens Ja bestaande gegevens nog geldig? Nee Het opstellen van een hypothese t.a.v. de aard en omvang van de verontreiniging. interpretatie van gegevens voor hypothese over aard en omvang van de verontreiniging uitvoeren orienterend onderzoek Is er sprake van herverontreiniging boven het niveau van de interventiewaarde, dan wordt het uitvoeren van een nader onderzoek niet zinvol geacht. treedt herverontreiniging >IW op? Ja uitvoeren van nader onderzoek niet zinvol Per risicopad (mens, ecosysteem, grond- en oppervlaktewater) wordt op basis van de verzamelde informatie nagegaan of een actueel risico wordt verwacht. Nee inschatting van de risico's (per risicopad) Zie hoofdstuk 5. opstellen integrale onderzoeksstrategie Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 24

25 4.2 Verzamelen van onderzoeksgegevens In voorgaand onderzoek zijn reeds de nodige gegevens van de onderzoekslocatie verzameld. Alvorens deze gegevens (o.a. boringen en chemische analyses) voor het nader onderzoek worden gebruikt, dient eerst te worden getoetst of deze gegevens juist en (nog) actueel zijn. Vervolgens wordt nagegaan welke aanvullende gegevens dienen te worden verzameld Gegevens uit voorgaand onderzoek Bij de controle op de geldigheid van de gegevens die afkomstig zijn uit voorgaand onderzoek kunnen de volgende vragen worden gesteld: - Is het onderzoek op de juiste wijze uitgevoerd? - Is er sprake van een verstoorde waterbodem? - Zijn de gegevens ouder dan 5 jaar? Evaluatie voorgaand onderzoek Aan de hand van tabel 4.1 wordt eerst nagegaan of het verkennend of oriënterend onderzoek juist is uitgevoerd Tabel 4.1: Checklist voor toetsing van gegevens uit voorgaand onderzoek Onderzoeksgegevens Ja Nee Zijn alle beschikbare gegevens over lozingspunten, calamiteiten en andere mogelijke lokale of diffuse bronnen verzameld, inclusief de aard van de verontreinigende stoffen? Zijn gegevens over de waterdiepte vermeld? Zijn de geraadpleegde bronnen vermeld? Als is aangegeven dat de bemonstering volgens een bestaand protocol is uitgevoerd, zijn de gevolgde strategie en eventuele afwijkingen dan voldoende beargumenteerd op basis van de verzamelde gegevens? Als de bemonstering niet volgens een bestaand protocol is uitgevoerd, is de onderzoeksstrategie dan voldoende onderbouwd, rekening houdend met de dimensie van het water(systeem) en met de dynamiek (sedimentatie, erosie) van het water(systeem)? Is op het volledige basisanalysepakket voor de waterbodem geanalyseerd (zie ter vergelijking bijlage 5.3); zo niet, zijn afwijkingen juist beargumenteerd op basis van de verzamelde gegevens in een vooronderzoek? Zijn de juiste analysemethoden gebruikt, blijkend uit de analysecertificaten? Zijn de gemeten concentraties getoetst aan de vigerende normering 7? Als in het voorgaand onderzoek onvoldoende gegevens over de waterdiepte of de bronnen van verontreiniging zijn verzameld, of als geraadpleegde bronnen van informatie niet zijn vermeld, dient verificatie of aanvulling plaats te vinden (zie paragraaf 4.2.2). Indien de gevolgde strategie voor de bemonstering of de meetmethoden voor de analyse niet juist zijn, zijn de gegevens niet of slechts beperkt bruikbaar. Als er niet is getoetst aan de vigerende normering, dan dient dit alsnog te gebeuren. Daarbij moet worden nagegaan of de aanleiding tot het uitvoeren van een nader onderzoek blijft bestaan. 7 De vigerende normering is thans de normering conform de Circulaire Streef- & Interventiewaarden [17] Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 25

26 Verstoring van de waterbodem Om te beoordelen of de onderzoeksgegevens uit voorgaand onderzoek nog kunnen worden gebruikt voor het nader onderzoek, dient ook te worden geverifieerd of er grote wijzigingen zijn opgetreden als gevolg van dynamische omstandigheden en/of menselijke activiteiten. Aandachtspunten zijn bijvoorbeeld: hoogwatergolven reconstructiewerkzaamheden van oevers baggeren of eggen van de waterbodem; zand-/grindwinning calamiteiten wijzigingen in de waterhuishouding aanpassing rioleringsstelsel of lozingspunten Voor delen van de onderzoekslocatie waarin sprake is van belangrijke verstoringen van de waterbodem kunnen de resultaten van het voorgaand onderzoek niet zonder meer worden gebruikt ten behoeve van het nader onderzoek. De conclusies van het voorgaande onderzoek dienen dan opnieuw te worden geverifieerd. Verouderde gegevens Als de onderzoeksresultaten van het voorgaand onderzoek meer dan 5 jaar oud zijn, dient een actualisatie-onderzoek te worden uitgevoerd. Het actualisatie-onderzoek kan zich beperkt zich tot de toplaag van de waterbodem, waarbij kan worden volstaan met 20 tot 40% van het aantal (meng)monsters dat in het voorgaand onderzoek is geanalyseerd. Het onderzoek kan samenvallen met de bemonstering die voor de bepaling van de ernst wordt uitgevoerd. Voor de bemonstering worden in ieder geval de locaties geselecteerd waar de grootste verandering in concentraties wordt verwacht. Dit zijn de locaties met de sterkste verandering in waterdiepte door sedimentatie of erosie. Tijdens het veldonderzoek wordt op de te bemonsteren locaties de verandering in de hoogteligging van de waterbodem gemeten. Van de toplaag (max cm) worden (meng)monsters genomen. De monsters worden geanalyseerd op het volledige analysepakket (zie bijlage 5.3), in verband met het mogelijk voorkomen van andere probleemstoffen dan eerder zijn aangetroffen. In bijlage 4.1 is een statistische methode opgenomen om de resultaten van het actualisatie-onderzoek te vergelijken met de analysegegevens van voorgaand onderzoek [21]. Indien bij de analyses van de monsters afwijkingen met het voorgaand onderzoek zijn aangetroffen, kunnen de oude gegevens niet meer worden gebruikt. In dat geval wordt aanbevolen om eerst een oriënterend onderzoek uit te voeren Verzamelen aanvullende gegevens Voorzover de gegevens niet in het voorgaand onderzoek zijn verzameld, dient binnen het nader onderzoek aanvulling van de (minimaal) benodigde gegevens plaats te vinden. Tabel 4.2 bevat een overzicht van de gegevens die, voor zover beschikbaar, in het vooronderzoek dienen te worden verzameld. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 26

27 Tabel 4.2: Overzicht van de benodigde locatiegegevens in het nader onderzoek Benodigde locatiegegevens een beschrijving van de toegekende (water)functies; een beschrijving of wel/geen sportvisserij plaatsvindt (eventuele beschrijving van mogelijk aanwezige eetbare vissoorten); een beschrijving van de omgeving van het water, met name de aanwezigheid van campings, jachthavens en natuur- of recreatiegebieden; beschrijving van het watersysteem; kaarten van de waterdiepten (ligging van de waterbodem t.o.v. NAP); gegevens over de onderhoudsdiepte van het water (nautische diepte, leggerdiepte, keurdiepte, ontwerp- of aanlegdiepte); gegevens over debiet (afvoerkarakteristieken), stroomsnelheid en stromingsrichting; gegevens over de bodemopbouw en de geohydrologische situatie; gegevens over sedimentatie- of erosiesnelheden; gegevens over aard en intensiteit van de scheepvaart en over de kielspeling van de scheepvaart; gegevens over uitgevoerde bagger-, eg- of stortwerkzaamheden; gegevens over de kwaliteit van water en zwevend stof in heden en verleden; gegevens over lozingspunten, calamiteiten en andere mogelijke lokale of diffuse bronnen van waterbodemverontreiniging, inclusief aard en eigenschappen van de verontreinigende stoffen; beschikbare gegevens uit waterbodemonderzoek (< 5 jaar oud), eventueel ook gegevens van uitgevoerde toxiciteitstesten; gegevens over de bereikbaarheid van de onderzoekslocatie (ligplaatsen van boten e.d.). De gegevens worden verzameld uit literatuur- of archiefonderzoek, interviews en een veldbezoek. Het veldbezoek dient om de verzamelde gegevens te verifiëren en, waar nodig, aan te vullen met veldgegevens die niet uit de beschikbare informatie werden verkregen (bijvoorbeeld de exacte ligging van woonboten). In bijlage 4.2 is een uitgebreide checklist met een vermelding van mogelijke bronnen van informatie opgenomen. De verzamelde gegevens dienen zoveel mogelijk op gestructureerde wijze te worden verwerkt en opgeslagen zodat de benodigde gegevens beschikbaar blijven voor de vervolgstadia van het onderzoek. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 27

28 4.3 Interpretatie van onderzoeksgegevens De interpretatie van de onderzoeksgegevens dient te leiden tot een hypothese over de aard, concentratie en omvang van verontreiniging en tevens tot een inschatting van de mogelijk aanwezige risico s van de verontreiniging. Voor het opstellen van een integrale onderzoeksstrategie is een zorgvuldige interpretatie van de verzamelde gegevens daarom van groot belang. De interpretatie van de gegevens wordt vergemakkelijkt door eerst een uitgebreide beschrijving van het watersysteem en de directe omgeving, de bodemopbouw en de kwaliteit van de waterbodem op te stellen Aard, concentratie en omvang van de verontreiniging Met betrekking tot de aard, concentratie en omvang van de verontreiniging kunnen twee situaties worden onderscheiden: 1) De waterbodemverontreiniging is niet aan één bron toe te schrijven. Meerdere bronnen hebben (in het verleden) bijgedragen aan de verontreinigingssituatie. Dit kunnen bronnen bovenstrooms van de onderzoekslocatie zijn, maar ook diffuse bronnen in de directe omgeving van de onderzoekslocatie (emissies van verkeer, bestrijdingsmiddelen vanuit landbouwgebieden); 2) De waterbodemverontreiniging is het gevolg van duidelijk te identificeren puntbronnen op of rond de onderzoekslocatie (lozingspunten, hot spots als gevolg van morsen door schepen, e.d.). Ad 1) Als de verontreiniging veroorzaakt is door meerdere bronnen, bestaat deze zeer waarschijnlijk uit een cocktail van stoffen. Verontreinigingen die van bovenstrooms zijn aangevoerd, zijn bezonken in gedeelten waar zich, als gevolg van afname van de stroomsnelheid, sedimentatie heeft voorgedaan. Mogelijk is er dan sprake van een relatie tussen de textuur van het sediment en de mate van verontreiniging, omdat zware metalen en organische microverontreinigingen zich sterker hechten aan kleideeltjes met een fijne textuur dan aan zand met een grovere textuur. Voor bovengenoemde verontreinigingssituaties kan een hypothese over de aard en mate van verontreiniging van de waterbodem worden opgesteld aan de hand van gegevens van de kwaliteit van het oppervlaktewater en zwevend stof in het verleden. Voor een inschatting van de horizontale en verticale begrenzing kan gebruik worden gemaakt van gegevens zoals de ouderdom en de textuur van het sediment, de stromingsrichtingen en de stromingspatronen. Meerjarige reeksen van peilingen of lodingen kunnen meer inzicht geven in de lokale sedimentatiepatronen. Een verandering van de waterkwaliteit zal in situaties met (netto-)sedimenterende watersystemen tot een verandering van de verontreinigingsgraad van de waterbodem met de diepte hebben geleid, ook als de textuur in de diepte gelijk blijft. Ad 2) Vooral in stagnante en langzaam stromende wateren kan de waterbodem nabij een lokale puntbron verontreinigd zijn geraakt. Nagegaan dient te worden welke stoffen en stofgroepen als gevolg van elke afzonderlijke bron in verhoogde gehalten in de waterbodem voor kunnen komen. In de meeste gevallen van verontreinigde waterbodems is er sprake van een combinatie van diffuse en lokale puntbronnen. Dit betekent dat voor beide situaties een afzonderlijke hypothese moet worden opgesteld. Bij het opstellen van de integrale onderzoeksstrategie wordt hiermee rekening gehouden (zie hoofdstuk 5). Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 28

29 Tabel 4.3 bevat een lijst met vragen die bij de interpretatie van de gegevens ten behoeve van het onderzoek naar de aard, concentratie en omvang van de verontreiniging aan de orde dienen te komen Tabel 4.3: Checklist voor de interpretatie van de verzamelde onderzoeks gegevens t.b.v. het onderzoek naar de aard, concentratie en omvang van de verontreiniging. Checklist voor de interpretatie van gegevens a) Zijn de verontreinigende stoffen en hun eventuele onderlinge relatie voor alle mogelijke bronnen van de waterbodemverontreiniging geïdentificeerd? b) Is de dynamiek van de waterbodem (sedimentatie- en erosiepatronen) beschreven? c) Is er sprake van één geval van waterbodemverontreiniging of kan de verontreiniging meerdere oorzaken hebben (bijv. zowel bronnen bovenstrooms als op de locatie, meerdere bronnen op de locatie)? d) Is er sprake van herverontreiniging? (zie toelichting) e) Is (per geval) een hypothese opgesteld over de aard en mate van de waterbodemverontreiniging? f) Is (per geval) een hypothese opgesteld over het ruimtelijke patroon en de verticale begrenzing van de waterbodemverontreiniging? Het is mogelijk dat bij de interpretatie van de onderzoeksgegevens blijkt dat de verontreiniging de grenzen van het onderzoeksgebied kan overschrijden. Als dit het geval is, dan is dat een aanleiding om het onderzoeksgebied te vergroten. Een beslissing hierover is mede afhankelijk van de aanleiding tot het nader onderzoek. Mogelijkheid van herverontreiniging Het uitvoeren van een nader onderzoek is alleen zinvol als een eventuele sanering een duurzame verbetering van de waterbodemkwaliteit tot gevolg zal hebben. Voorwaarde daarvoor is dat de bronnen van verontreiniging zijn aangepakt of op korte termijn zijn aan te pakken. Bij meerdere (diffuse) bronnen is de vraag of de bronnen op korte termijn voldoende aangepakt kunnen worden, in de praktijk meestal niet eenvoudig te beantwoorden. Het uitvoeren van een nader onderzoek wordt niet zinvol geacht als de kwaliteit van nieuw gevormd sediment boven het niveau van de interventiewaarde ligt 8. De kwaliteit van nieuw gevormd sediment valt af te leiden uit de kwaliteit van het zwevende stof dat in het betreffende watersysteem wordt afgezet. Dit kan worden ingeschat met behulp van kwaliteitsgegevens van het sediment dat na onderhoudsbaggerwerk in hetzelfde watersysteem is afgezet. De mate van herverontreiniging kan ook worden ingeschat door gebruik te maken van (meerjarige) gegevens ten aanzien van de kwaliteitsontwikkeling van het zwevende stof. 8 Feitelijk is er dan sprake van een actuele verontreinigingssituatie. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 29

30 4.3.2 Inschatting van de risico s De inschatting van de risico s kan worden omschreven als een zeef, waarmee met een beperkte hoeveelheid informatie op relatief eenvoudige wijze kan worden vastgesteld voor welke gevallen van (water)bodemverontreiniging op voorhand wel of juist géén (actuele) risico s te verwachten zijn. Indien op grond van deze inschatting blijkt dat voor een bepaald risicopad (mens, ecosysteem, verspreiding richting grond- of oppervlaktewater) ook risico s worden verwacht, dan kan in het veld- en laboratoriumonderzoek hiermee rekening worden gehouden door ook de benodigde (meet)gegevens voor een uit te voeren risicobeoordeling te verzamelen. Als er geen risico s voor het betreffende risicopad worden verwacht, dan kan een verdere risicobeoordeling binnen het nader onderzoek achterwege blijven. De inschatting van de risico s kan zowel voor de gehele onderzoekslocatie als voor afzonderlijke deellocaties worden uitgevoerd. Vooral voor grotere onderzoekslocaties kan gelden dat de risico s in verschillende delen van de locatie anders beoordeeld kunnen worden. Door per risicopad de onderzoekslocatie eerst in te delen in verschillende deellocaties kan hiermee rekening worden gehouden. Eventueel kan worden aangesloten bij de indeling die in het voorgaande waterbodemonderzoek is gehanteerd. Risico voor de mens Blootstelling van de mens aan een verontreinigde waterbodem is in principe mogelijk als de bovenste laag van de waterbodem verontreinigd is. Voor de inschatting van het risico voor de mens wordt aangenomen dat de contactmogelijkheden voor de mens zich beperken tot de bovenste 0,5 m van de waterbodem. De blootstelling kan via verschillende routes plaatsvinden. Direct contact met de verontreiniging is mogelijk als in het water gezwommen wordt of als langs het water wordt gerecreëerd. Indirecte blootstelling is mogelijk door de consumptie van vis. De mate waarin de mens wordt blootgesteld aan een verontreinigde waterbodem is afhankelijk van de aard en intensiteit van het gebruik van de locatie door de mens. Voor de inschatting van de risico s voor de mens zijn met name de gebruiksfuncties recreatie en (sport)visserij van belang 9. Of er sprake is van recreatie en/of (sport)visserij is meestal vastgelegd in waterbeheersplannen (waterschappen), provinciale waterhuishoudingplannen of het Beheersplan Nat (Rijkswaterstaat). Behalve met de daarin toegekende functies dient ook rekening te worden gehouden met het feitelijke gebruik van de locatie door de mens. Met name goed toegankelijke oppervlaktewateren, zoals bijvoorbeeld bij campings, jachthavens en recreatiegebieden, worden vaak gebruikt als zwemwater terwijl deze wateren formeel geen functie als zwemwater kennen. Er is dan sprake van zogenaamde wilde zwem- of recreatieplaatsen [22]. 9 Andere gebruiksfuncties, zoals de regionale watervoorziening voor de landbouw en de inname van oppervlaktewater voor de bereiding van drinkwater, worden niet in de beoordeling van het actueel risico voor de mens meegenomen. De risico s die via deze routes kunnen bestaan, worden door andere regelgeving voldoende afgedekt [11]. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 30

31 Sportvisserij is in de meeste openbare vaarwateren toegestaan. Bij de plaatselijke hengelsportvereniging of bij de overkoepelende organisaties van sportvissers kan worden nagevraagd of het water specifiek als viswater is aangewezen. Voor het vaststellen of de sportvisserij ook risico s voor de mens kan opleveren, is het vooral van belang om te weten of de gevangen vis ook wordt gegeten. Er kan navraag worden gedaan of er in het betreffende oppervlaktewater ook eetbare vissoorten voorkomen. Is dit niet het geval, dan is hiermee voldoende aannemelijk gemaakt dat er geen visvangst voor eigen consumptie zal plaatsvinden. Zijn hierover geen gegevens bekend, dan moet er vanuit worden gegaan dat in het betreffende oppervlaktewater wel eetbare vissoorten voorkomen Tabel 4.4 Invulschema voor de inschatting van de risico s voor de mens Inschatting van het risico voor de mens Ja Nee Recreatie Is er sprake van directe contactmogelijkheden met de waterbodem en/of oppervlaktewater in de oeverzone 10 als gevolg van de volgende activiteiten: - zwemmen - verblijven en spelen in oeverzone; - watersport (roeien, kanovaren e.d.) - wonen aan water (incl. woonboten) Sportvisserij Is er mogelijk sprake van visvangst voor eigen consumptie **? ** Voorbeelden van eetbare zoetwatersoorten zijn aal/paling, snoekbaars, baars, snoek en spiering. Voor zoute wateren geldt dat vooral bot, schar, schol, tong en zeebaars worden gegeten. De inschatting van de risico s voor de mens vindt plaats aan de hand van bovenstaand invulschema (tabel 4.4). Indien tenminste eenmaal ja is ingevuld, dan is blootstelling aan de verontreinigde waterbodem in principe mogelijk en gezien het gebruik ook redelijkerwijs te verwachten. Dit betekent dat bij het opstellen van de onderzoeksstrategie voor het uit te voeren veldonderzoek rekening dient te worden gehouden met het verzamelen van de benodigde veldgegevens voor de beoordeling van de actuele risico s voor de mens. Indien in bovenstaand schema alle vragen met nee zijn beantwoord, dan is blootstelling op grond van het huidige gebruik redelijkerwijs niet te verwachten. Op grond van het huidige gebruik wordt er dan geen (actueel) risico voor de mens verwacht. In het nader onderzoek kan dan worden afgezien van een verdere risicobeoordeling. Risico s voor het ecosysteem De inschatting van de risico s voor het ecosysteem heeft betrekking op de leeflaag. Dit is de (bovenste) bodemlaag waarin biologische activiteit het meest waarschijnlijk is. De leeflaag kan in het veld variëren van 5 tot circa 30 cm dikte. Veiligheidshalve wordt voor deze inschatting een (maximale) dikte van 0,5 meter aangehouden. Dit geldt voor zowel zoete als zoute sedimenten [12]. 10 De oeverzone is hier gedefinieerd als de zone tot een maximale waterdiepte < 2 meter. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 31

32 Aan de hand van onderstaand invulschema wordt de kans ingeschat dat organismen kunnen worden blootgesteld aan de verontreiniging. Er is sprake van een verontreiniging indien één of meerdere stoffen in verhoogde concentraties in de bovenste 50 cm van de waterbodem zijn aangetroffen tabel 4.5: Invulschema voor de inschatting van de risico s voor het ecosysteem. Inschatting van de risico s voor het ecosysteem Ja Nee Bevindt de verontreiniging zich in de leeflaag (= de bovenste 50 cm van de waterbodem)? Indien bovenstaande vraag met ja wordt beantwoord, dan valt actueel risico voor het ecosysteem niet uit te sluiten en dient in ieder geval een risicobeoordeling binnen het nader onderzoek plaats te vinden. Indien bovenstaande vraag met nee wordt beantwoord, dan is blootstelling van organismen aan de verontreiniging niet te verwachten en kan een verdere risicobeoordeling achterwege blijven. Dit kan bijvoorbeeld voorkomen bij historische verontreinigingen waar de gehele verontreiniging zich meer dan 50 cm beneden het grensvlak tussen het oppervlaktewater en de waterbodem bevindt. Verspreiding richting grondwater De drijvende kracht achter de verspreiding van verontreinigende stoffen vanuit de waterbodem is de snelheid waarmee het oppervlaktewater door de waterbodem infiltreert. In het geval van infiltratie in een watersysteem met een verontreinigde waterbodem zullen de verontreinigingen door het infiltrerende water worden meegevoerd en zich vervolgens met de grondwaterstroming mee verspreiden. Dit proces wordt advectief transport genoemd. Ook door diffusie kunnen verontreinigingen zich verspreiden. Diffusie treedt op onder invloed van concentratieverschillen. Bij (moleculaire) diffusie kan de verontreiniging zich in alle richtingen verplaatsen, terwijl bij advectief transport de verontreinigende stof zich via een stroombaan zal verplaatsen. De snelheid waarmee het (oppervlakte)water infiltreert, is afhankelijk van de lokale bodemopbouw waarin lagen met verschillende doorlatendheid elkaar kunnen afwisselen. De mate waarin verspreiding van verontreinigingen via het grondwater optreedt, wordt sterk bepaald door de eigenschappen van de desbetreffende stof en de retarderende eigenschappen van de bodemlaag die zich direct onder de verontreinigde sedimentlaag bevindt [13]. Geohydrologische situatie Verschillen in oppervlaktewater- of grondwaterpeilen zijn bepalend voor de grondwater-stroming. Hierdoor ontstaan gradiënten in stijghoogten van de watervoerende pakketten. Om de stroomrichtingen en -snelheden van het grondwater goed in beeld te krijgen, is het beschikbaar hebben van o.a. oppervlaktewaterpeilen en stijghoogtegegevens van groot belang. Uit de beschikbare literatuur- of onderzoeksgegevens kan worden achterhaald of ter plaatse van de onderzoekslocatie (of in delen van de locatie) sprake is van een (netto) infiltratiesituatie of van een kwelsituatie. 11 Hiermee wordt de concentraties boven de streefwaarde of de natuurlijke achtergrondwaarde van het betreffende watersysteem bedoeld. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 32

33 Is er sprake van een infiltratiesituatie, dan kan in principe transport van stoffen vanuit de verontreinigde waterbodem naar het grondwater optreden. In een kwelsituatie worden stoffen uit de verontreinigde waterbodem naar het oppervlaktewater getransporteerd. Bij zeer lage snelheden van de kwelstroom bestaat de kans dat als gevolg van diffusief transport toch verontreiniging van het grondwater kan optreden [13]. Bij rivieren met wisselende waterstanden kan gedurende het jaar afwisselend kwel en infiltratie plaatsvinden. Uitgaande van een meerjarig gemiddelde waterstand kan worden nagegaan of ter plaatse overwegend infiltratie of kwel zal plaatsvinden. Uitsluitend in het geval dat er permanent (= gedurende het hele jaar) sprake is van een geïsoleerde kwelsituatie én een waterscheiding 12 aanwezig is, valt het risico van verspreiding van verontreinigende stoffen via het grondwater uit te sluiten. Bij een geïsoleerde kwelsituatie stroomt het grondwater van alle kanten naar het oppervlaktewater toe. Aanwezigheid van weerstandbiedende laag In het geval van een infiltratiesituatie wordt nagegaan of er direct onder de verontreinigde waterbodem een (relatief) schone weerstandbiedende klei- of veenlaag aanwezig is met een minimale dikte van 3 meter. Deze klei- of veenlaag dient in het gehele gebied onder de verontreinigde waterbodem aanwezig te zijn. Anders blijft de mogelijkheid bestaan dat lokaal toch verspreiding van verontreinigende stoffen richting het grondwater kan optreden. Weerstandbiedende laag [13] Indien de verontreinigde sliblaag op een (relatief) schone, weerstandbiedende laag van voldoende dikte ligt, dan zal deze laag op twee manieren remmend werken op de verspreiding van verontreinigingen richting het grondwater. Ten eerste zal de infiltratiesnelheid door deze remmende laag gering zijn. Ten tweede is de retardatie in klei- of veenpakketten vele malen hoger dan in zand vanwege hogere gehaltes van het aanwezige organische stof. Door de (zeer) trage verplaatsingssnelheid in deze laag zal het een lange tijd duren voordat de verontreinigende stoffen het watervoerend pakket bereiken. In het achtergronddocument over de verspreiding richting grondwater is dit aan de hand van berekeningen toegelicht Tabel 4.6 Invulschema voor de inschatting van de verspreidingsrisico s richting grondwater. Om vast te stellen of zich direct onder de verontreinigde waterbodem een weerstandbiedende laag bevindt, zijn gegevens over de (lokale) bodemopbouw noodzakelijk. Als er geen gegevens bekend zijn over de dieper gelegen bodemlagen, dan moet worden aangenomen dat er geen weerstandbiedende laag onder de verontreinigde waterbodem aanwezig is. De vraag in het onderstaande invulschema dient dan met nee te worden beantwoord. Inschatting verspreidingrisico richting grondwater Ja Nee 1) Is er sprake van een (permanente) kwelsituatie met een waterscheiding? 2) Is in het gehele gebied direct onder de verontreinigde waterbodem een (schone) klei of veenlaag aanwezig met een minimale dikte 3 meter? 12 Een waterscheiding is de grens tussen twee stroomgebieden. Deze grens kan voor grondwater anders liggen dan voor oppervlaktewater. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 33

34 Verspreiding richting oppervlaktewater Verspreiding van verontreinigingen vanuit de waterbodem naar het oppervlaktewater kan plaatsvinden via transport van verontreinigd sediment en via het oplossen van verontreinigingen in de waterfase. De volgende processen kunnen hierbij een rol spelen [16]: - opwerveling en transport van sediment uit de waterbodem onder invloed van stroming en/of golfwerking door wind of scheepvaart; - diffusieve nalevering van verontreinigingen als gevolg van verschillen in concentraties aan verontreinigingen tussen de waterbodem en het oppervlaktewater; - verticaal advectief transport ten gevolge van kwelstroming. Verspreiding door erosie Onder invloed van stroming en/of golfwerking door wind of scheepvaart kunnen schuifspanningen nabij de bodem worden veroorzaakt, die leiden tot opwerveling van het bodemmateriaal. Het opgewervelde materiaal kan direct weer bezinken of met de stroming over grotere afstanden worden meegevoerd. Erosie en resuspensie [16] Vaak worden begrippen zoals erosie en resuspensie als synoniemen door elkaar gebruikt. In deze richtlijn wordt erosie gedefinieerd als het proces waarbij materiaal dat wordt opgewerveld ook daadwerkelijk van de locatie af wordt getransporteerd. Van resuspensie wordt gesproken indien het opgewervelde materiaal bezinkt binnen de onderzoekslocatie. Een dergelijke situatie kan zich bijvoorbeeld voordoen op min of meer geïsoleerd liggende meren en plassen, waarvan de waterbodem over grote oppervlakten verontreinigd is. Opwerveling van sediment kan daar plaatselijk optreden door windgolven en door de scheepvaart. De aanwezigheid van een (verontreinigde) waterbodem wijst in de regel op netto-sedimentatie in het watersysteem. Immers, op locaties die worden gekenmerkt door netto-erosie, zal vorming van een waterbodem niet of nauwelijks hebben kunnen plaatsvinden. In gebieden waar het morfologisch evenwicht na vorming van de waterbodem door ingrepen (herinrichting, gewijzigd sluisbeheer e.d.) verstoord is, kan wel netto-erosie van een waterbodem optreden. Behalve door netto-erosie kunnen verontreinigingen vanuit de waterbodem ook worden verspreid door het tijdelijk optreden van erosie (ook in een netto-sedimenterend watersysteem). In beken en rivieren kunnen periodes van sedimentatie worden afgewisseld door periodes met hoge afvoeren die tot erosie leiden. Ook sterke getijstromen kunnen erosie tot gevolg hebben. Erosie treedt tevens op door de golven die ontstaan als een harde wind zich over grotere afstanden over ondiep water beweegt. Ook het passeren van schepen kan een (kortstondige) erosiegebeurtenis tot gevolg hebben, met name als sprake is van geringe kielspeling (< 2 m) of van retourstroming zoals dat wordt veroorzaakt door zeeschepen en vierbaksduwvaart. Verspreiding via de waterfase Verspreiding van verontreinigingen via de waterfase kan optreden door diffusieve nalevering en door kwel. De drijvende kracht achter diffusieve nalevering zijn concentratieverschillen tussen de waterbodem (en het opgewervelde sediment) enerzijds en de waterfase anderzijds. Voor metalen geldt dat wijzigingen in ph, CO 2 -spanning en concentraties aan andere metalen het evenwicht tussen de waterfase en de sedimentfase beïnvloeden. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 34

35 In de oppervlaktewateren in de hoger gelegen delen van Nederland en in de oppervlaktewateren in de polders in de laaggelegen delen van Nederland doen zich op veel plaatsen kwelsituaties voor. De kwelstroom kan verontreinigingen vanuit de waterbodem meevoeren naar het oppervlaktewater. Aan de hand van onderstaand invulschema (tabel 4.7) wordt ingeschat of verspreiding van de verontreiniging naar het oppervlaktewater via sedimenttransport dan wel via de waterfase mogelijk is tabel 4.7: Invulschema voor de inschatting van de risico s van verspreiding richting oppervlaktewater Inschatting verspreidingsrisico richting oppervlaktewater Ja Nee 1) Optreden van erosie: Zijn er gegevens bekend (bijv. lodingen) waaruit blijkt dat gedurende kortere of langere tijd in het watersysteem erosie optreedt? Treedt er meer dan 7 dagen per jaar een gemiddelde stroomsnelheid op die groter is dan 0.30 m/s? Is er mogelijk sprake van erosie door windgolven (tabel 4.8)? Is er mogelijk sprake van erosie door onvoldoende kielspeling (< 2 m) voor de scheepvaart? Is er mogelijk sprake van erosie als gevolg van zeescheepvaart of vierbaksduwvaart 13? 2) Verspreiding via de waterfase als gevolg van kwel of diffusieve nalevering: Is er sprake van een kwelsituatie in een stagnant of langzaam stromend water? Indien in het invulschema één of meerdere vragen met ja zijn beantwoord, dan is er mogelijk sprake van een verspreidingsrisico. Dit betekent dat in een later stadium van het nader onderzoek hiervoor een risicobeoordeling moet plaatsvinden. Als in het invulschema alle vragen met nee zijn beantwoord, mag worden verwacht dat er geen sprake is van risico s van verspreiding naar het oppervlaktewater Tabel 4.8: Scoretabel voor risico van verspreiding door windgolven [16]. Gemiddelde waterdiepte (in m) Strijklengte (m) < > > = risico op verspreiding door windgolven aanwezig; - = geen risico van verspreiding door windgolven. 13 Hiervoor geldt dat A schip*v schip/a watersysteem groter is dan 0,3 m/s. A schip= oppervlakte schip in dwarsdoorsnede; A watersysteem=oppervlakte watersysteem in dwarsdoorsnede. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 35

36 Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems Rapportage vooronderzoek Aanbevolen wordt om het vooronderzoek af te sluiten met een op zichzelf staande, beknopte verslaglegging. De rapportage kan bestaan uit een overzicht van de verzamelde gegevens en gebruikte bronnen van informatie, een gedegen beschrijving van het watersysteem en de geverifieerde resultaten van voorgaand onderzoek, de grenzen van de onderzoekslocatie en de resultaten van de inschatting van de risico s alsmede de hypothese voor het onderzoek naar de aard, concentratie en omvang van de verontreiniging.

37 5 Integrale onderzoeksstrategie Inleiding In deze richtlijn wordt aanbevolen om te werken met een integrale onderzoeksstrategie. Dat betekent dat bij het onderzoek naar de ernst van de verontreiniging, voor zover mogelijk, al rekening wordt gehouden met de gegevens die straks nodig zijn voor het uitvoeren van de risicobeoordeling. Om die reden is in dit hoofdstuk ook de bemonsteringsstrategie voor de risicobeoordeling opgenomen. In figuur 5.1 is weergegeven op welke wijze een integrale onderzoeksstrategie wordt opgesteld en welke stappen verder ondernomen moeten worden om te kunnen vaststellen of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging Figuur 5.1: Stroomschema voor het opstellen van een integrale onderzoeksstrategie voor het nader onderzoek Toelichting Hoofdspoor: Bepaling van de ernst Parallel spoor: veldonderzoek voor risicobeoordeling Het verwachtingspatroon heeft betrekking op het ruimtelijke patroon van de verontreiniging. verwachtingspatroon verontreiniging uit vooronderzoek relevante risicopaden waarvoor geldt dat actueel risico mogelijk is Het indelen in deellocaties dient voor beide sporen afzonderlijk plaats te vinden. Het onderzoek is primair gericht op het vaststellen van de ernst van de verontreiniging. Parallel kan in het veldonderzoek wel de bemonstering voor de risicobeoordeling worden uitgevoerd. indelen in deellocaties opstellen onderzoeksstrategie voor aard en omvang van verontreiniging indelen in deellocaties (per risicopad) bepalen bemonsteringsstrategie per risicopad Afstemming c.q. optimalisatie van de bemonsteringsstrategieen. opstellen van een integrale onderzoeksstrategie Het veld- en laboratoriumonderzoek kan gecombineerd worden uitgevoerd. uitvoeren veld- en laboratoriumonderzoek De gemeten gehalten worden getoetst aan de vigerende normen voor (standaard)bodem en sediment. bepaling van ernst (hoofdstuk 6) eenvoudige toetsing risico's (hoofdstuk 7) Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 37

38 5.2 Indeling in deellocaties In het vooronderzoek zijn de grenzen van de onderzoekslocatie gedefinieerd. Afhankelijk van de oppervlakte van de onderzoekslocatie en de lokale verontreinigingssituatie kan voor het uit te voeren veldonderzoek een indeling in deellocaties worden gemaakt. Een indeling in deellocaties is geen noodzaak, maar kan een doelmatigere onderzoeksinspanning opleveren Deellocaties voor omvangbepaling Voor de omvangbepaling kan het zinvol zijn om een indeling in deellocaties op te stellen op basis van watersysteemgrenzen, dynamiek van het watersysteem of het verwachtingspatroon ten aanzien van de verontreinigingssituatie. In watersystemen met een sterke dynamiek kunnen deellocaties vaak worden onderscheiden op basis van de textuur van de waterbodem. Bij een sterke dynamiek doen zich ook sterke verschillen in korrelgrootteverdeling van de waterbodem voor. Op deellocaties met een fijne textuur mag een sterkere verontreiniging worden verwacht dan op deellocaties met een grove textuur. Vaak komt deze indeling overeen met een indeling op basis van sedimentatie- en erosiepatronen: een grove textuur (zand) wijst op een erosiegebied (hoge stroomsnelheden), een fijne textuur op een sedimentatiegebied (lage stroomsnelheden). Bij het indelen in deellocaties zal in de praktijk vaak aangesloten kunnen worden op de indeling die in het voorgaand (verkennend of oriënterend) onderzoek is gebruikt. Als nog geen indeling beschikbaar is, kan deze worden gebaseerd op bestaande gegevens over sedimentatie- en erosie, bijvoorbeeld uit peilingen of lodingen. Eventueel kan gebruik worden gemaakt van bestaande of specifiek voor dit doel te verzamelen gegevens van de korrelgrootteverdeling van de toplaag van de waterbodem (zie bijlage 5.4) Deellocaties voor risicobeoordeling Bij een integrale onderzoeksstrategie wordt alvast rekening gehouden met de veldgegevens die nodig zijn voor de risicobeoordeling. Voor de bemonstering ten behoeve van de risicobeoordeling kan een andere indeling in deellocaties nodig zijn. Voor elk risicopad (mens, ecosysteem en verspreiding richting grond- of oppervlaktewater) geldt dat binnen een deellocatie de te verwachten risico s zoveel mogelijk gelijk dienen te zijn. In het veldonderzoek hoeven alleen de relevante risicopaden te worden onderzocht. Dit zijn de risicopaden waarvan in het vooronderzoek is gebleken dat er mogelijk sprake is van een actueel risico. Risico s voor de mens De blootstelling van de mens aan de waterbodemverontreiniging hangt af van de gebruiksfuncties. Als er meerdere gebruiksfuncties in verschillende delen van de onderzoekslocatie voorkomen, dan dient de onderzoekslocatie te worden opgesplitst in deellocaties met gelijke gebruiksfunctie. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 38

39 Toelichting: In een onderzoeksgebied kan de consumptie van vis door sportvisserij een relevante blootstellingsroute zijn, terwijl in een klein deel van het gebied ook de waterrecreatie nog een rol kan spelen in de beoordeling van de risico s voor de mens. In bepaalde gevallen kan een verdere opsplitsing naar intensiteit van het gebruik worden gemaakt. Voorbeelden hiervan zijn: a) Bij waterdiepten tot 2 meter zijn de mogelijkheden van direct contact van de mens met de waterbodem groter dan bij waterdiepten van 2 meter of meer. Men mag ervan uitgaan dat de blootstelling aan een verontreinigde waterbodem in gebieden met waterdiepten > 2 meter gering zal zijn; b) Bepaalde gedeelten van de locatie zijn, met name in het recreatieseizoen, beter bereikbaar voor recreatie, dan andere delen van de locatie. Risico s voor het ecosysteem Voor de beoordeling van de risico s voor het ecosysteem kan een indeling in deellocaties op basis van een sedimentkarakterisering van de leeflaag worden uitgevoerd. De leeflaag is in het veld te onderscheiden en kan in dikte variëren van 5 cm of minder tot meer dan 20 cm. Door eerst een sedimentkarakterisering uit te voeren, ontstaat een indeling in deellocaties met een min of meer homogene textuur/fysische samenstelling (bijlage 5.1). De sedimentkarakterisering kan direct worden uitgevoerd, indien uit het vooronderzoek voldoende gegevens over de korrelgrootteverdeling van de bovenste waterbodemlaag (circa 0-30 cm) beschikbaar zijn. Is dit niet het geval, dan wordt aanbevolen om eerst meer gegevens over de korrelgrootteverdeling in de bovenste laag van de waterbodem te verzamelen. Dit kan bijvoorbeeld tijdens het veldonderzoek plaatsvinden. Dit betekent wel dat de bemonstering pas aan het einde van het veldonderzoek kan worden uitgevoerd. Verspreidingsrisico via grondwater Als de oppervlakte van een onderzoekslocatie relatief klein is ten opzichte van de aanwezige grondwaterstromingspatronen, dan is een indeling in deellocaties meestal niet noodzakelijk. Alleen als de verwachting bestaat dat binnen de onderzoekslocatie de variatie in dikte van (water)- bodemlagen, de kwaliteit van de waterbodem of de geohydrologische omstandigheden relatief groot is, wordt aanbevolen om de onderzoekslocatie in deellocaties op te splitsen. Bij grote onderzoekslocaties mag worden verwacht dat de variatie in dikte van de bodemlagen, de kwaliteit en of de geohydrologische omstandigheden relatief groot 14 is. Een indeling in deellocaties of hydrologische eenheden kan ertoe bijdragen om meer inzicht in het grondwatersysteem te krijgen. Dit is van belang als gebruik wordt gemaakt van grondwatermodellen. Meer informatie over het gebruik van hydrologische eenheden (gridcellen) bij grootschalige onderzoekslocaties kan worden gevonden in Schmidt et al. [13]. Ten behoeve van het veldonderzoek kan een eerste (globale) indeling in deellocaties plaatsvinden op grond van: - geohydrologische kenmerken; - verschillen in (lokale) bodemopbouw; - variatie in waterbodemkwaliteit. 14 Als vuistregel voor het onderscheid groot/klein kan een breedte van het oppervlaktewater of verontreinigde waterbodem van 100 meter worden aangehouden. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 39

40 Risico s verspreiding via oppervlaktewater In het vooronderzoek is getoetst of verspreiding naar het oppervlaktewater via erosie en/of via de waterfase kan plaatsvinden. Erosie Verontreinigde waterbodems bevinden zich meestal in netto-sedimenterende watersystemen. Ter plaatse van de onderzoekslocatie kunnen ruimtelijk sterke verschillen optreden in snelheden en patronen van de stroming (beken/ rivieren), van de invloed van windgolven (verschillen in strijklengte en/of waterdiepte) of van de intensiteit van de scheepvaart. Deze ruimtelijke variatie leidt dan tot verschillen in de mate waarin erosie optreedt. Voor het indelen in deellocaties kan gebruik worden gemaakt van gegevens over sedimentatiesnelheden (uit peilingen of lodingen) van metingen (bijlage 5.4) en/of van interpolatiemethoden (bijlage 8.2). Verder dient bij het indelen in deellocaties ook rekening te worden gehouden met de mate van verontreiniging van de waterbodem. Transport via waterfase Als de verspreiding potentieel kan optreden door diffusieve nalevering of door kwel dient de indeling in deellocaties te worden gebaseerd op (te verwachten) verschillen in de concentraties in de toplaag van de waterbodem. Bij de indeling dient verder rekening te worden gehouden met eventuele sterke verschillen in kwelintensiteit. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 40

41 5.3 Opstellen integrale onderzoeksstrategie In deze paragraaf wordt aandacht besteed aan het uitwerken van een integrale onderzoeksstrategie. Achtereenvolgens wordt beschreven op welke wijze een strategie voor de omvangbepaling kan worden opgesteld en welke gegevens (in een later stadium) benodigd zijn voor de risicobeoordeling. Vervolgens dienen de beide onderzoeksstrategieën te worden geïntegreerd in één onderzoeksstrategie voor het uit te voeren veld- en laboratoriumonderzoek. Uitgangssituatie Bij het bepalen van de strategie voor het veld- en laboratoriumonderzoek wordt gebruik gemaakt van gegevens uit het vooronderzoek en uit het voorgaand onderzoek. Er kunnen twee uitgangssituaties worden onderscheiden 15 : 1) Voorafgaand aan het nader onderzoek is een onderzoek conform het protocol voor het oriënterend onderzoek uitgevoerd [9]. In het nader onderzoek wordt met deze onderzoeksstrategie doorgegaan; 2) Voorafgaand aan het nader onderzoek is een onderzoek uitgevoerd volgens een locatiespecifieke onderzoeksstrategie, waarbij wel voldaan zal moeten zijn aan het kwaliteitsniveau van een oriënterend onderzoek. Ad 1) Het protocol voor het oriënterend onderzoek beschrijft bemonsteringsstrategieën voor homogeen en heterogeen verdeelde verontreinigingen. In de praktijk wordt vrijwel uitsluitend de bemonsteringsstrategie voor homogeen verdeelde verontreinigingen toegepast (bijlage 5.2). Afhankelijk van de vorm (lijnvormig of niet-lijnvormig) en grootte van de onderzoekslocatie wordt een bepaald aantal ruimtelijke eenheden (= RE) onderscheiden. Per RE wordt op drie plaatsen een monster van de meest verdachte sedimentlaag genomen. Deze monsters worden samengesteld tot één mengmonster. Ad 2) Het protocol voor het oriënterend onderzoek is niet van toepassing op locaties groter dan circa 1 km 2. Daarnaast is het protocol vanwege de gehanteerde strategie op basis van mengmonsters, niet geschikt voor waterbodems met een sterk wisselende textuur en met sterk wisselende diktes van de verontreinigde sedimentlagen. Dit betekent dat het protocol minder geschikt is voor locaties in watersystemen met een sterke dynamiek (waterbeweging), zoals beken en rivieren. Voor grote locaties en voor de locaties met een sterke dynamiek geldt dat hiervoor meestal een locatiespecifieke onderzoeksstrategie is uitgewerkt. In het nader onderzoek kan hierop worden doorgegaan. 15 in beide gevallen dient in het vooronderzoek de geldigheid van de gegevens uit het oriënterend onderzoek te zijn gecontroleerd. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 41

42 5.3.1 Strategie voor globale omvangbepaling Bij het bepalen van een strategie voor de globale omvangbepaling van de verontreiniging wordt gebruik gemaakt van de bevindingen uit het vooronderzoek over de aard, mate en omvang van de verontreiniging. Hierbij is onderscheid te maken tussen de verontreiniging die het gevolg is van lokale puntbronnen en de verontreiniging die niet aan één bron kan worden toegeschreven. Vaak zullen beide typen verontreiniging voor kunnen komen, zodat de onderzoeksstrategie op beide typen dient te worden toegespitst. Basisbemonsteringspatroon De verontreiniging die niet aan één bron kan worden toegeschreven wordt bemonsterd volgens het basisbemonsteringspatroon. Ook bij grootschalige verontreinigingen vanuit één (diffuse) bron kan de bemonstering plaatsvinden volgens het basisbemonsteringspatroon. Er kunnen drie situaties worden onderscheiden: 1) Voor kleinere onderzoekslocaties (< 1 km 2 ) met een geringe dynamiek kan voor het basisbemonsteringspatroon worden aangesloten bij het protocol voor het oriënterend onderzoek (O.O) voor homogeen verdeelde verontreinigingen. In vergelijking met het protocol O.O. dient nu niet alleen van de meest verdachte waterbodemlaag, maar van álle verdachte waterbodemlagen de kwaliteit te worden vastgesteld. 2) Locaties met een sterke dynamiek worden opgesplitst in deellocaties. Voor het basisbemonsteringspatroon in de deellocaties kan worden aangesloten bij situatie 1, met als wijziging dat per ruimtelijke eenheid (RE) niet een mengmonster maar een separaat monster uit één individuele boring wordt geanalyseerd. Het is wenselijk dat de boringen zoveel mogelijk in een regelmatig patroon worden geplaatst. 3) Voor grote onderzoekslocaties geldt in het algemeen dat onderzoekskosten bespaard kunnen worden door een locatiespecifieke onderzoeksstrategie uit te werken. Voor de globale omvangbepaling kan een bemonsteringsstrategie worden uitgewerkt die toepassing van geostatistiek mogelijk maakt. Een voorbeeld hiervan is uitgewerkt in bijlage 8.1. Voorwaarde voor de toepassing van geostatistiek is onder andere dat minimaal 50 waarnemingen beschikbaar zijn. De uitwerking van een locatiespecifieke strategie dient altijd te leiden tot een vergelijkbare betrouwbaarheid van de schatting van de omvang als bij situatie 1) en 2). Het benodigde veld- en laboratoriumonderzoek voor het bepalen van de aard, concentratie en (globale) omvang van de verontreiniging kan worden afgeleid uit tabel 5.1. De tabel kan worden vergeleken met de gegevens die reeds beschikbaar zijn, zodat een optimale bemonsteringsstrategie wordt verkregen. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 42

43 Tabel 5.1: Overzicht van gegevens voor het onderzoek naar de aard, concentratie en globale omvang van de verontreiniging. Onderwerp Minimaal benodigde informatie Bemonstering van de - per te bemonsteren ruimtelijke eenheid (RE) zijn alle verwaterbodem dachte sedimentlagen 16 bemonsterd (zie bijlage 5.2); - per lozingspunt is op twee plaatsen de meest verdachte sedimentlaag bemonsterd: één monster ter plaatse van de te verwachten kern en één monster op enige afstand stroomafwaarts van de kern - per RE is één boring gezet tot 0,5 m onder de te verwachten maximale diepte van de waterbodemverontreiniging - per boring zijn monsters genomen van elke afzonderlijk visueel te onderscheiden waterbodemlaag 17 - bemonstering van de bovenste waterbodemlaag (maximaal 0,5 m) op een referentielocatie Chemische analyses - per te bemonsteren RE is één (meng)moster verdachte sedimentlagen geanalyseerd op het basispakket - per lozingspunt is één (separaat) monster van de kern en één (separaat) monster van een locatie stroomafwaarts geanalyseerd op het basis-analysepakket Chemische analyses overige - per 1 tot 3 RE s is een monster van elke sedimentlaag bemonsterde sedimentlagen geanalyseerd op het basis-analysepakket; - in de boorprofielen van de uitgevoerde boringen dient de te verwachten verticale grens tussen verontreinigd en niet-verontreinigd globaal te zijn vastgesteld; - het monster van de bovenste waterbodemlaag op de referentielocatie is geanalyseerd op het basis-analysepakket Fysische analyses - van alle verontreinigde lagen is de korrelgrootteverdeling (fracties <2, <16, <63, <125, <210 en >210 µm) vastgesteld via analyse van (meng)monsters Basis-analysepakket voor - droge stof, organisch koolstof, korrelgroottefracties milieuchemische analyses < 2, < 16 en < 63 µm, metalen (arseen, -cadmium, chroom, koper, kwik, lood, nikkel, zink), PAK s (16 EPA), EOX, minerale olie, OCB s en PCB s In bijlage 5.3 is een overzicht gegeven van het basis-analysepakket en zijn de eisen vermeld die aan de detectiegrenzen van de analysemethoden worden gesteld. 16 Met een sedimentlaag wordt een visueel te onderscheiden laag met een maximale dikte van 0,5 m bedoeld; als het vooronderzoek aanwijzigingen heeft opgeleverd dat zich binnen dit verticale traject van 0,5 m belangrijke verschillen in kwaliteit kunnen voordoen, dienen monsters van kleinere verticale trajecten (minimaal 0,25 m) te worden genomen. 17 Voor het bepalen van de verontreinigingsgrens kan een gefaseerde analysestrategie worden toegepast. Dit betekent dat niet alle genomen monsters direct moeten worden geanalyseerd. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 43

44 Brongericht bemonsteringspatroon Van aanwezige lozingspunten op en rond de onderzoekslocatie dient te worden vastgesteld of deze in belangrijke mate bijdragen aan de verontreiniging van de waterbodem. Er wordt één boring geplaatst in de vermoedelijke kern van de waterbodemverontreiniging die als gevolg van de lozing mogelijk is ontstaan. Verder wordt minimaal één boring stroomafwaarts of nabij het lozingspunt geplaatst. De boringen dienen te worden doorgezet tot 0,5 m onder de vermoedelijke verontreiniging. De meest verdachte sedimentlagen uit elke boring worden separaat geanalyseerd (tabel 5.1) Strategie veldonderzoek voor risicobeoordeling Bij het veldonderzoek wordt uitgegaan van een indeling in deellocaties, zoals is beschreven in paragraaf 5.1. Als de indeling in deellocaties pas tijdens het veldonderzoek kan worden vastgesteld, dienen allereerst op onderling gelijke afstanden over de onderzoekslocatie deelmonsters te worden genomen en bewaard. Van de deelmonsters wordt de textuur visueel ingeschat. Op basis van de visuele inschatting kan vervolgens de indeling in deellocaties worden bepaald. De deelmonsters worden per deellocatie samengesteld tot mengmonsters en vervolgens geanalyseerd. Voor de risicopaden mens, ecosysteem en verspreiding naar het oppervlaktewater worden per deellocatie mengmonsters samengesteld en geanalyseerd. Deze mengmonsters worden samengesteld uit circa 3-10 deelmonsters, waarbij het aantal afhankelijk is van de oppervlakte van een deellocatie en de ruimtelijke variatie van de kwaliteit binnen de (deel)locatie. De deelmonsters worden, op onderling gelijke afstanden, zo regelmatig mogelijk verspreid over de deellocatie genomen. Voor het risicopad grondwater komt de benodigde veldinformatie voor de risicobeoordeling grotendeels overeen met de informatie die ook nodig is voor de bepaling van de globale omvang. Voor het risicopad grondwater dient de gemiddelde dikte en samenstelling van het slibpakket, de onderliggende bodemlagen en eventueel de diepte waarop het watervoerend pakket begint, te worden bepaald. Het doel hiervan is om tot een voldoende betrouwbare schematisatie van het (geo)hydrologisch systeem te komen. Een belangrijk aandachtspunt voor het risicopad grondwater is de continuïteit van slecht doorlatende bodemlagen in het grondwatersysteem. Daarnaast wordt, in geval van een verontreiniging met zware metalen, ook metingen van poriewater op basis van de zwakke extractiemethode uitgevoerd [24]. De methode kan ook worden toegepast ten behoeve van het risicopad oppervlaktewater. In tabel 5.2 is het minimaal benodigde veldonderzoek voor de eerste stap in de risicobeoordeling toegelicht. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 44

45 Tabel 5.2: Overzicht van de benodigde gegevens die tijdens het veldonderzoek in module 2 reeds kunnen worden verzameld. Risicopad Humane risico s Ecologische risico s Verspreiding via oppervlaktewater Verspreiding naar grondwater Minimaal benodigde informatie Per deellocatie is één mengmonster van de toplaag (0-20 cm) geanalyseerd op het basisanalysepakket + ph (bijlage 5.3). Van de onderzoekslocatie zijn de resultaten bekend van metingen van de oppervlaktewaterkwaliteit (minimaal één analyse op het basis-analysepakket). Per deellocatie is één mengmonster van de leeflaag geanalyseerd op het basis-analysepakket. Hierbij is voldoende monstermateriaal (ca. 30 liter) verzameld voor uitvoering van bio-assays. Belangrijk is dat het monstermateriaal voldoet aan de randvoorwaarden die door de testen met de gekozen organismen worden gesteld [23]. Per deellocatie is één mengmonster van de toplaag (0-20 cm) geanalyseerd op het basisanalysepakket. Tevens zijn de resultaten bekend van metingen van de kwaliteit van het oppervlaktewater (minimaal één monster op basisanalysepakket). In geval van een verontreiniging met zware metalen worden ook zwakke extractie-metingen van de toplaag uitgevoerd 18. Het onderzoek naar de aard, concentratie en globale omvang levert voldoende gegevens op van de bodemopbouw en de waterbodemkwaliteit (zie tabel 5.1). In geval van een verontreiniging met zware metalen worden ook metingen met zwakke extractie (CaCl 2 ) uitgevoerd Optimalisatie van de onderzoeksstrategie Voor de omvangbepaling en de risicobeoordeling worden verschillende bemonsteringspatronen en analysestrategieën opgesteld. Op onderdelen zal dit in het veld kunnen leiden tot overlapping van de te bemonsteren locatiepunten. Voorbeelden van optimalisatie In een onderzoek wordt een regelmatig basisbemonsteringspatroon gebruikt om de gemiddelde waterbodemkwaliteit van de onderzoekslocatie in beeld te brengen, terwijl dit patroon toevallig vlakbij een bekend lozingspunt uit komt. In dat geval wordt deze informatie al verzameld door het brongerichte bemonsteringspatroon. Het is in dat geval beter om het basismonsterpunt te verplaatsen. In een andere situatie kan de bemonstering van de toplaag samenvallen met een actualisatie-onderzoek. Bovendien kunnen deze gegevens aanvullend worden gebruikt om aan het aantal deelmonsters te komen die nodig zijn voor de risicobeoordeling voor de mens en verspreiding richting oppervlaktewater. Voor de optimalisatieslag kan gebruik worden gemaakt van een grafische weergave, bijvoorbeeld door de afzonderlijke bemonsteringspatronen in een GIS (Geografisch Informatie Systeem) te zetten. Eventuele overlappingen worden hiermee inzichtelijk gemaakt. 18 Voor zware metalen geldt dat de evenwichtinsinstelling tussen gehalten in de vaste fase en de concentratie in oplossing (poriewater) sterk variabel is, waardoor het gebruik van een Kd op basis van gemiddelde waarnemingen kan leiden tot zowel onder- als overschatting van de concentraties. Met behulp van zwakke extractiemeting onder oxische condities worden (potentieel) beschikbare poriewaterconcentraties beter worden ingeschat [24]. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 45

46 5.4 Uitvoeren van veld- en laboratoriumonderzoek In deze paragraaf wordt ingegaan op enkele aspecten bij het uitvoeren van het veld- en laboratoriumonderzoek. Tijdstip van veldonderzoek Het veldonderzoek kan in principe in alle jaargetijden plaatsvinden. Voor het verzamelen van het benodigde monstermateriaal voor de bio-assays hoeft vooralsnog geen rekening te worden gehouden met een bepaald jaargetijde, omdat voor de eerste stap in de risicobeoordeling uitsluitend bio-assays onder laboratoriumomstandigheden worden uitgevoerd. Plaatsbepaling boringen Van de boorpunten dient de X- en Y-coördinaat volgens het RD stelsel te worden vastgelegd. Voor grote wateren kan voor dit doel gebruik worden gemaakt van het dgps-systeem (differential Global Position System). Hiermee is een nauwkeurigheid haalbaar binnen 0,1 meter. Voor kleinere wateren kan gebruik gemaakt worden van systemen zoals theodoliet met afstandsmeter (haalbare nauwkeurigheid 0,1 m per km) en laser met afstandsmeter. Op de kleinste wateren kan gewerkt worden met zichtlijnen en sjalons [25]. Boor- en bemonsteringsapparatuur De wijze waarop de boringen in de waterbodem geplaatst kunnen worden is afhankelijk van de stroomsnelheid, de waterdiepte, de samenstelling van de waterbodem en de gewenste boordiepte. In bijlage 5.4 is een overzicht gegeven van de beschikbare boor-en bemonsteringsmethoden en de toepassingsmogelijkheden. Voor een nadere beschrijving van de bemonsteringsmethoden wordt verwezen naar NPR 5741 [26]. De boorprofielen en monsters van de toplaag dienen te worden beschreven volgens de systematiek van NEN 5104: Classificatie van onverharde grondmonsters [27]. Voor zover van toepassing op waterbodems dient bij de beschrijving verder te worden aangesloten op de NPR 5706: Zintuiglijke beoordeling van bodemmateriaal. Het verdient aanbeveling om de boorprofielen te fotograferen Figuur 5.2: Foto van meerdere boorprofielen Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 46

47 Bij de beschrijving van de boorprofielen dient als aanvulling op de classificatie volgens NEN 5104 slib als afzonderlijke bodemsoort te worden onderscheiden. De textuur van sliblagen komt overeen met die van kleilagen. Slib onderscheidt zich echter van klei in het feit dat het materiaal niet of niet volledig gerijpt is. Behalve de kenmerken kan bij het beschrijven van de sliblagen ook de consolidatiegraad (zwak, matig of sterk) worden opgetekend. Er zijn diverse bemonsteringstechnieken mogelijk voor het verzamelen van het monstermateriaal dat wordt gebruikt bij de uitvoering van bio-assays. Op vele locaties is een box-corer het meest geschikt, omdat hiermee het sediment tijdens de bemonstering praktisch ongestoord blijft [23]. Voor bemonstering van waterbodems met een slappe structuur is een Ekman- Birgehapper aan te bevelen. Bemonstering Van elke onderscheiden waterbodemlaag in de boorprofielen wordt een monster genomen. Een monster mag worden samengesteld uit een laag met een maximale dikte van 0,5 m. Met uitzondering van de monsters die voor de beoordeling van ecologische risico s worden verzameld, is het niet toegestaan om in het veld mengmonsters samen te stellen. Het verzamelen, verpakken en bewaren van monsters dient te geschieden conform NEN 5742 en NEN Laboratoriumonderzoek Met behulp van tabel 5.1 wordt bepaald welke (meng)monsters milieuchemisch worden geanalyseerd en/of op fysische samenstelling worden onderzocht. Het basis-analysepakket milieuchemische analyses en de bijbehorende maximaal toegestane detectiegrenzen zijn vermeld in bijlage 5.3. De chemische analyses dienen door een STERLAB geaccrediteerd laboratorium te worden uitgevoerd. Voor de behandeling van het monstermateriaal en de werkwijze bij de uitvoering van bio-assays wordt verwezen naar de methodebeschrijvingen volgens de TRIADE-benadering [23]. Toetsing analyseresultaten De analyseresultaten van de waterbodemmonsters worden getoetst aan de vigerende normen. Deze normen gelden voor standaard-sediment (sediment met 10% organische stof en 25% lutum). Om gemeten gehalten in sediment te kunnen toetsen, dienen ofwel de normen te worden gecorrigeerd voor de condities van het betreffende sediment ofwel de gemeten gehalten te worden gecorrigeerd naar standaard-sediment. In beide gevallen zal het toetsingsresultaat hetzelfde zijn [28]. Voor de toetsing kan gebruik worden gemaakt van bestaande programmatuur (TOWABO). Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 47

48 6 Bepaling van de ernst In het kader van de saneringsparagraaf van de Wet bodembescherming (Wbb) wordt in het nader onderzoek eerst vastgesteld of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging. Op grond van het uitgevoerde veld- en laboratoriumonderzoek dient de aard en concentratie van de verontreinigende stoffen alsmede het gemiddeld boven interventiewaarde verontreinigd bodemvolume te worden vastgesteld. Voor de horizontale en verticale afperking van het geval van verontreiniging worden de contourlijnen van de streefwaarde of de lokale achtergrondwaarde gehanteerd. 6.1 Analyse van de verontreinigingssituatie Voor een gedegen analyse van de verontreinigingssituatie worden eerst de resultaten van het veldonderzoek en de toetsing aan de normen in kaart gebracht. Om de situatie ook driedimensionaal inzichtelijk te maken, kan gebruik worden gemaakt van een Geografisch Informatie Systeem (GIS). Eventueel kan een speciaal voor dit doel ontwikkeld Bodem Informatie Systeem (BIS) worden ingezet. De grenzen van het geval van verontreiniging worden in horizontale en verticale richting (globaal) afgebakend. Tevens dient inzicht te worden verkregen in de aard van de verontreiniging en eventuele (punt)bronnen van verontreiniging Horizontale afbakening Bij het afbakenen van de verontreiniging in horizontale richting moet er rekening mee worden gehouden dat in de directe omgeving van de verontreiniging de achtergrondconcentraties van gemeten stoffen verhoogd kunnen zijn. In het geval van een verontreinigingssituatie met meerdere stoffen kan de omvang van het geval van verontreiniging worden gerelateerd aan de contourlijnen van de streef- of achtergrondwaarden van andere stoffen, waarvoor rondom de betreffende onderzoekslocatie geen verhoogde concentraties zijn aangetroffen [10]. Om de gemiddelde achtergrondkwaliteit te bepalen, kan ook een referentielocatie worden bemonsterd. De kwaliteit van de toplaag van de waterbodem wordt in kaart gebracht en vergeleken met de streefwaarde of de achtergrondconcentratie. Indien de onderzoekslocatie is verdeeld in ruimtelijke eenheden (RE s) en er per RE alleen mengmonsters zijn geanalyseerd, valt de horizontale begrenzing samen met de grens van een RE 19. In andere gevallen worden (globale) contourlijnen van de kwaliteitsgrenzen (streefwaarde, interventiewaarde) getrokken. 19 Een ruimtelijke eenheid (RE) is een deel van de locatie dat een zodanige grootte heeft dat alle variatie binnen het als homogeen beschouwde systeem erin voorkomt. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 48

49 Eerst worden de stoffen en stofgroepen vastgesteld die verhoogd voorkomen ten opzichte van de streefwaarde of de achtergrondconcentratie. Voor deze stoffen en stofgroepen worden de (naar standaard-sediment omgerekende) gehalten in kaart gebracht. De vermoedelijke ligging van de grenzen van de verontreiniging wordt voor elke stof of stofgroep afzonderlijk vastgesteld (figuur 6.1). Uit de ligging van de contourlijnen voor de afzonderlijke stoffen of stofgroepen kan worden afgeleid waar de grenzen van het geval van (ernstige) verontreiniging zich bevinden Verticale afbakening Voor de verticale begrenzing van een geval van verontreiniging wordt in principe de streefwaarde als grens tussen schoon en (licht) verontreinigd sediment gehanteerd. Ook hier geldt dat ervoor gekozen kan worden om de achtergrondconcentratie als grens te kiezen 20. Dwarsdoorsneden waarin de profielbeschrijvingen en de bijbehorende analyseresultaten zijn aangegeven, kunnen inzicht geven in de mate waarin de waterbodemverontreiniging in de diepte is aangetroffen. Voor de verticale afbakening is het van belang te onderzoeken of er een relatie bestaat tussen de gehalten aan stoffen en stofgroepen en de overgangen tussen onderscheiden sedimentlagen. Als er een relatie bestaat met laagovergangen, dan wordt als verticale grens de laagovergang genomen waaronder de streefwaarde of achtergrondconcentratie van de verontreinigende stof(fen) wordt bereikt. Bestaat er geen relatie tussen de verontreiniging en laagovergangen, dan wordt de dikte van het verontreinigde pakket ingeschat aan de hand van de profielbeschrijvingen en de analyseresultaten voor individuele stoffen en stofgroepen (somparameters) Bronnen van verontreiniging Door het ruimtelijke patroon van de verontreiniging in het horizontale vlak te vergelijken met gegevens van de waterdiepte en met de ligging van de lokale (historische) bronnen van verontreiniging, kan een beter inzicht worden verkregen in de oorzaken van de verontreiniging. Duidelijk aanwijsbare puntbronnen van verontreiniging worden hiermee in kaart gebracht, evenals hot spots van verontreinigingen die op onverwachte plaatsen zijn aangetroffen. De invloed van lokale puntbronnen kan tot uitdrukking komen in hogere gehalten aan stoffen of stofgroepen in de waterbodem. Als er sprake is van een verstoring van de algemene trend in de verhoudingen tussen stoffen of stofgroepen vormt dit eveneens een sterke aanwijzing voor een lokale puntbron. De omvang van de verontreiniging ten gevolge van lokale puntbronnen dient afzonderlijk in kaart te worden gebracht. 20 Als bijvoorbeeld de kwaliteit van het nieuw gevormd sediment nog niet zodanig is dat een schone waterbodem ontstaat, dan kan ervoor worden gekozen om de verontreiniging in verticale richting eveneens op de gemiddelde achtergrondconcentratie(s) af te bakenen. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 49

50 6.2 Globale omvangbepaling De globale omvang van de waterbodemverontreiniging wordt bepaald aan de hand van de geschatte horizontale en verticale grenzen van de verontreiniging en de marges die bij deze schatting horen. Door ook de marges weer te geven wordt een beter beeld verkregen van de onzekerheden die ten aanzien van de volumebepaling van het verontreinigd sediment bestaan Figuur 6.1: Geschatte ligging van de horizontale grenzen van een geval van ernstige verontreiniging, De getallen geven de gestandaardiseerde gehalten in mg/kg d.s. > interventiewaarde = donkergrijs; > streefwaarde = lichtgrijs In figuur 6.1 is een voorbeeld uitgewerkt. Het betreft een verontreiniging met koper, waarvan de lokale achtergrondwaarde gelijk is aan de streefwaarde. Het geschatte volume van het geval van verontreiniging wordt op twee manieren berekend: 1) een geschat volume (in m 3 ) aan sediment dat de interventiewaarde overschrijdt, inclusief een geschat minimum en een geschat maximum; 2) een geschat totaalvolume (in m 3 ) aan verontreinigd sediment (> streefwaarde of achtergrondkwaliteit), inclusief een geschat minimum en een geschat maximum oppervlak. Het gemiddelde volume aan sediment dat de interventiewaarde overschrijdt, wordt bepaald aan de hand van de verwachte ligging van de contourlijn van de interventiewaarde. Dit kan met behulp van interpolatietechnieken (bijlage 8.2) of op basis van expert-judgement worden bepaald. Het minimale volume aan sediment dat de interventiewaarde overschrijdt, wordt bepaald door het oppervlak waarbinnen de interventiewaarde wordt overschreden. Hiervoor zijn alle (aaneengesloten) monsterpunten met een overschrijding van de interventiewaarde geselecteerd. Voor een schatting van het maximale volume wordt er veiligheidshalve vanuit gegaan dat de contourlijn van de interventiewaarde dichtbij de monsterpunten ligt waar geen overschrijding van de interventiewaarde meer is aangetroffen. Op deze manier kan een range van het geschatte oppervlak aan ernstig verontreinigd sediment worden berekend. Volgens hetzelfde beginsel kan de minimale en maximale omvang ook in verticale richting worden vastgesteld. Het verdient aanbeveling om in de eindrapportage van het nader onderzoek het geschatte volume van de verontreiniging inclusief de marges (minimum en maximum volume) op te nemen. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 50

51 6.3 Vaststelling van de ernst Op grond van de onderzoeksresultaten over de aard, concentratie en globale omvangbepaling van de verontreiniging dient te worden vastgesteld of er sprake is van een geval van ernstige waterbodemverontreiniging. Hiervan is sprake als in een (water)bodemvolume van minimaal 25 m 3 de interventiewaarde wordt overschreden. Indien sprake is van een geval van ernstige verontreiniging dient in het nader onderzoek vervolgens een risicobeoordeling plaats te vinden om de saneringsurgentie te onderzoeken (hoofdstuk 7). Voor kleine gevallen van verontreiniging kan het voorkomen dat het geschatte volume rond de 25 m 3 sediment ligt. In dat geval wordt aanbevolen om de omvang van de verontreiniging eerst nauwkeuriger in kaart te brengen (zie hiervoor hoofdstuk 8) alvorens een risicobeoordeling uit te voeren. Besluitvorming Indien in het vooroverleg met het bevoegd gezag is afgesproken dat de besluitvorming ten aanzien van de ernst en urgentie van het geval van verontreiniging in één beschikking zal worden opgenomen, kan in dit stadium van het nader onderzoek worden volstaan met het informeren van het bevoegd gezag over de onderzoeksresultaten en de voorlopige conclusies met betrekking tot het geval van (ernstige) verontreiniging 21. De rol van het bevoegd gezag in dit stadium van het nader onderzoek is weergegeven in figuur Voor een uitgebreide toelichting op de besluitvorming binnen het nader onderzoek wordt verwezen naar paragraaf 3.3. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 51

52 Figuur 6.2: De rol van het bevoegd gezag bij de beoordeling van het geval van (ernstige) verontreiniging. Toelichting De onderzoeksopzet wordt beoordeeld en eventuele afwijkingen van de richtlijn dienen gemotiveerd te zijn aangegeven. Opzet uitgevoerd nader onderzoek overeenkomstig richtlijn? Nee onvoldoende Motivatie en kwaliteit afwijkend onderzoek beoordelen Aanvullende informatie vragen voldoende Aanvullen nader onderzoek Voor de beoordeling of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging dient de aard, geconcentratie en de (globale) omvang van de verontreiniging in beeld te zijn gebracht. toetsen aan doelstellingen nader onderzoek voldoet niet Terugkoppelen met initiatiefnemer voldoet Het bevoegd gezag stelt vast of er sprake is van een geval van ernstige verontreiniging (zie ook paragraaf 3.3). Beoordeling: geval van ernstige verontreiniging? Nee Afsluiten nader onderzoek en dossier (Wbb) Ja Vervolg nader onderzoek (bepaling van de urgentie) Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 52

53 7 Bepaling van de urgentie Inleiding Voor de urgentiebepaling zijn de actuele risico s als gevolg van de waterbodemverontreiniging in relatie tot het huidige of toekomstige gebruik van de locatie doorslaggevend, terwijl bij het vaststellen van de ernst van de verontreiniging de potentiële risico s (overschrijding van de interventiewaarden) bepalend zijn. Conform de urgentiesystematiek van de Circulaire saneringsregeling van de Wet bodembescherming geldt het volgende uitgangspunt: een geval van ernstige (water)bodemverontreiniging is urgent, tenzij is aangetoond of aannemelijk kan worden gemaakt dat er geen sprake is van actuele risico s [1]. Een beoordeling van actuele risico s wordt uitgevoerd als er sprake is van een geval van ernstige waterbodemverontreiniging én als uit het vooronderzoek is gebleken dat zich ter plaatse mogelijk actuele risico s kunnen voordoen. In de opzet van het veldonderzoek is hiermee rekening gehouden door naast het onderzoek naar de aard, concentratie en omvang van de verontreiniging gelijktijdig ook de veldgegevens te verzamelen die nodig zijn om de eerste stap in de risicobeoordeling te kunnen uitvoeren (hoofdstuk 5). Een risicobeoordeling kan achterwege blijven indien een geval van ernstige verontreiniging pro forma urgent wordt verklaard (paragraaf 2.2.2). Stapsgewijze risicobeoordeling De beoordeling van de actuele risico s is opgesplitst in een eenvoudige toetsing en een uitgebreide risicobeoordeling. De eenvoudige toetsing heeft tot doel om op relatief eenvoudige wijze te kunnen beoordelen of er mogelijk sprake is van actuele risico s. Op grond van de uitkomsten van de eenvoudige toetsing wordt onderscheid gemaakt tussen (deel)locaties waar evident geen sprake is van een actueel risico en waar mogelijk wél sprake is van actueel risico. De uitgebreide risicobeoordeling behoeft alleen te worden uitgevoerd voor die (deel)locaties waarvoor geldt dat er mogelijk sprake is van een actueel risico. Hiervoor is vaak aanvullend (veld)onderzoek nodig. In de meeste gevallen zal blijken dat niet voor elk risicopad (mens, ecosysteem, verspreiding naar grond- of oppervlaktewater) de volledige risicobeoordeling behoeft te worden doorlopen. Informatie over locatiespecifieke factoren als het gebruik of de functie van de locatie, de aanwezige blootstellingsroutes, de eigenschappen en het gedrag van de aanwezige stoffen in de bodem en de dynamiek van het watersysteem geven vaak al voldoende informatie over het al dan niet optreden van actuele risico s. Het minimale schaalniveau waarop een risicobeoordeling wordt uitgevoerd, betreft meestal het niveau van een deellocatie. Voor onderzoekslocaties van geringe omvang is opsplitsing in deellocaties niet altijd noodzakelijk. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 53

54 Op grond van de resultaten van de risicobeoordeling dient door het bevoegd gezag te worden vastgesteld of er inderdaad sprake is van actuele risico s en zo ja, of hiermee ook daadwerkelijk sprake is van een saneringsurgentie (paragraaf 7.6) Figuur 7.1: Stroomschema voor de beoordeling van de actuele risico s en urgentie. Geval van ernstige verontreiniging Eenvoudige toetsing van de risico's Risico voor de mens (par ) Risico voor het ecosysteem (par ) Risico van verspreiding via grondwater (par ) Risico van verspreiding via oppervlaktewater (par ) actueel risico mogelijk? Nee stop risico beoordeling Ja Uitgebreide risicobeoordeling Risico voor de mens (par ) Risico voor het ecosysteem (par ) Risico van verspreiding via grondwater (par ) Risico van verspreiding via oppervlaktewater (par ) actueel risico? Nee niet urgent Ja Afweging van de urgentie (par. 7.6) Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 54

55 7.2 Beoordeling actueel risico voor de mens Conform de urgentiesystematiek is er sprake van actueel risico, tenzij is aangetoond of aannemelijk is gemaakt dat de blootstelling niet leidt tot overschrijding van het MTR humaan [1]. Dit betekent dat blootstelling ten gevolge van de waterbodemverontreiniging niet tot negatieve effecten voor de individuele mens mag leiden. Figuur 7.2 geeft een overzicht van de stappen die in de beoordeling van de actuele risico s voor de mens worden doorlopen Figuur 7.2: Stroomschema voor de beoordeling van het actueel risico voor de mens Toelichting In het model SEDISOIL zijn verschillende combinaties van blootstelling mogelijk. Hiermee kan een locatiespecifiek blootstellingsscenarios worden afgeleid. In het veldonderzoek is rekening gehouden met het verzamelen van de benodigde gegevens voor de eenvoudige toetsting. De blootstelling kan modelmatig worden berekend met behulp van het model SEDISOIL. opstellen blootstellingsscenrio per (deel)locatie verzamelen van de benodigde gegevens uit het veldonderzoek berekenen van de actuele blootstelling per (deel)locatie uitvoeren van aanvullende metingen De toets op overschrijding van het MTR humaan wordt per stof of stofgroep berekend. Hierbij wordt ook rekening gehouden met combinatietoxiciteit. Ja is dosis > MTR humaan? Nee Aanvullende metingen zijn niet altijd noodzakelijk. Dit hangt sterk af van de relevante blootstellingroutes (paragraaf 7.2.2). zijn aanvullende metingen zinvol? Ja Nee Indien de berekende blootstelling kleiner is dan het toetscriterium voor actueel risico, dan is er geen sprake van actueel risico voor de mens. actueel risico geen actueel risico Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 55

56 7.2.1 Eenvoudige toetsing Als eerste stap in de risicobeoordeling wordt getoetst of er mogelijk sprake is van overschrijding van het MTR humaan. Hiervoor wordt gebruik gemaakt van de gegevens die tijdens het veldonderzoek voor dit doel zijn verzameld. Keuze voor blootstellingsscenario Ten behoeve van het uitgevoerde veldonderzoek is al een indeling in deellocaties gemaakt (paragraaf 5.2). Voor elke onderscheiden deellocatie dient een blootstellingsscenario te worden opgesteld. In bijlage 7.1 is beschreven waaruit een blootstellingsscenario bestaat en hoe deze wordt opgesteld Figuur 7.3 Een mogelijke blootstellingsroute is de ingestie van sediment (Foto: J.P.M. Vink, 2001) Stofkeuze Allereerst wordt een selectie gemaakt van de verontreinigende stoffen of stofgroepen (somparameters) die zich in de contactzone van de waterbodem bevinden. De contactzone voor de mens betreft maximaal de bovenste 50 cm van de waterbodem. Indien metingen van de bovenste cm beschikbaar zijn, dan verdient het de voorkeur om deze gegevens te gebruiken. Een stof wordt meegenomen in de risicobeoordeling indien: a) de interventiewaarde voor die stof of stofgroep in de contactzone van de waterbodem wordt overschreden; b) de stof binnen de contouren van het geval van ernstige verontreiniging verhoogd 22 is aangetroffen en bijdraagt aan combinatietoxiciteit. In tabel 7.1 is aangegeven voor welke stoffen geldt dat combinatietoxiciteit een rol kan spelen bij de beoordeling van het actueel risico voor de mens [11]. De risicobeoordeling kan worden beperkt tot die stoffen die 22 Onder de stoffen die verhoogd voorkomen binnen het ernstige geval van waterbodemverontreiniging worden de stoffen verstaan die ter plaatse in een hogere concentratie voorkomen dan in de omgeving (zie begrip achtergrondkwaliteit) Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 56

57 Tabel 7.1: Stoffen die combinatietoxiciteit veroorzaken. Metalen PAK PCB Drins Chloorbenzenen cadmium naftaleen 28 Aldrin Pentachloorbenzeen kwik antraceen 52 Dieldrin Hexachloorbenzeen lood fenanthreen 101 Endrin fluorantheen 118 benzo(a)anthraceen 138 chryseen 153 benzo(a)pyreen 180 benzo(ghi)peryleen benzo(k)fluorantheen indeno(1,2,3-cd)pyreen ook daadwerkelijk gecombineerd in verhoogde concentraties voorkomen. Behalve via ingestie van sediment kan de mens ook via andere contactmedia zoals oppervlaktewater, zwevend stof en vis aan de verontreiniging worden blootgesteld. Gegevens over de concentraties van risicovolle stoffen in deze contactmedia zijn voor een deel al in het uitgevoerde veldonderzoek (t.b.v. de bepaling van de ernst) verzameld. Voor grotere onderzoekslocaties dienen bij voorkeur meetreeksen van verschillende meetpunten te worden verzameld. Vanwege de mogelijke variaties van concentraties in de tijd verdient het gebruik van jaar- of seizoensgemiddelden of medianen uit (meerjarige) meetreeksen de voorkeur. Berekening actuele blootstelling Voor de berekening van de blootstelling van de mens aan de waterbodemverontreiniging kan gebruik worden gemaakt van het SEDISOILformularium of de bijgeleverde gebruikersversie van het model SEDISOIL (2001). Het model berekent de levenslanggemiddelde blootstelling (dosis) met de aanname dat een mens circa 6 jaar kind en 64 jaar volwassene is [29]. De blootstelling wordt bepaald door verschillende blootstellingsroutes: ingestie van waterbodemdeeltjes, oppervlaktewater en zwevend stof; dermale opname via de waterbodem of het oppervlaktewater; consumptie van vis (uit eigen vangst). Voor de berekening van de locatiespecifieke blootstelling wordt zoveel mogelijk gebruik gemaakt van gemeten gehalten aan risicovolle stoffen in de verschillende contactmedia (waterbodem, oppervlaktewater, zwevend stof en vis). Indien alleen het gehalte in de waterbodem is gemeten, zal SEDISOIL de gehalten voor de overige contactmedia berekenen op basis van een evenwichtssituatie. In de praktijk is meestal geen sprake van een evenwicht tussen de kwaliteit van de waterbodem en het oppervlaktewater. Dit geldt vooral bij stromende wateren. Daarom dient zoveel mogelijk gebruik te worden gemaakt van meetgegevens van contactmedia op de betreffende locatie. Voor de berekening van de blootstelling zijn de gemiddelde gehalten in de contactmedia binnen de (deel)locatie maatgevend. Toets op actueel risico voor de mens De beoordeling van het actueel risico voor de mens wordt voor elke deellocatie afzonderlijk uitgevoerd. Voor de beoordeling wordt per stof of stofgroep het quotiënt van de blootstelling (= dosis) en het MTR humaan berekend. Voor stofgroepen waarvoor geldt dat sprake kan zijn van combinatietoxiciteit van stoffen (tabel 7.1) worden de quotiënten afzonderlijk berekend en vervolgens gesommeerd. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 57

58 Er is sprake van actueel risico voor de mens indien voor een of meerdere risicovolle stof(fen) geldt: dosis > 1 MTR humaan Indien het quotiënt van de dosis en het MTR humaan kleiner is dan 1, dan mag worden aangenomen dat er geen sprake is van een actueel risico. Indien tenminste één van de berekende quotiënten of het gesommeerde quotiënt (bij combinatietoxiciteit) groter is dan 1, dan is er mogelijk sprake van actueel risico. In dat geval is een uitgebreide risicobeoordeling voor de betreffende (deel)locatie noodzakelijk om te kunnen vaststellen of er sprake is van een actueel risico voor de mens Uitgebreide risicobeoordeling Voor de uitgebreide risicobeoordeling zijn aanvullende metingen in de contactmedia (zwevend stof, oppervlaktewater en/of vis) benodig (figuur 7.2). De risicobeoordeling wordt per (deel)locatie uitgevoerd. Aanvullende metingen De aanvullende metingen kunnen worden beperkt tot de stoffen of stofgroepen die in de eenvoudige toetsing verantwoordelijk waren voor de overschrijding van het MTR humaan. Voor deze stoffen en stofgroepen wordt onderzocht welke blootstellingsroutes (ingestie van sediment, visconsumptie) bepalend zijn 23. De volgende situaties kunnen worden onderscheiden: 1) Als het actueel risico vrijwel volledig wordt veroorzaakt door directe opname van de risicovolle stoffen of stofgroepen vanuit de waterbodem (via ingestie of dermale opname), dan is het uitvoeren van aanvullende metingen in de overige contactmedia (oppervlaktewater, zwevend stof, vis) niet zinvol. De uitslag van de risicobeoordeling blijft dan onveranderd. 2) Als het actueel risico vrijwel volledig wordt veroorzaakt door opname van de risicovolle stoffen of stofgroepen via visconsumptie, dan wordt aanbevolen om een visonderzoek uit te voeren. Door het meten van de concentraties aan verontreinigende stoffen in het eetbare gedeelte (vlees) van de meest voorkomende eetbare vissoort(en) wordt meer inzicht verkregen in deze blootstellingsroute. De gemeten gehalten in vis kunnen direct worden ingevoerd in SEDISOIL; 3) Als het actueel risico vrijwel volledig wordt veroorzaakt door directe opname van de risicovolle stoffen of stofgroepen vanuit het oppervlaktewater of het zwevend stof, is het uitvoeren van aanvullende metingen in deze contactmedia wenselijk. Daarbij moet, met name in sterk stromende wateren, rekening worden gehouden met de variaties in de gehalten in ruimte en tijd. Bij metingen van de gehalten in zwevend stof dienen ook het lutumgehalte en het organisch koolstofgehalte van het zwevend stof te worden bepaald. In bijlage 5.4 is beschreven op welke wijze het zwevend stof kan worden bemonsterd. 23 In het SEDISOIL-model kan voor dit doel een grafiek met de procentuele bijdrage van de verschillende blootstellingsroutes worden gegenereerd. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 58

59 Visonderzoek In het visonderzoek dient het eetbare gedeelte (filet) van de vis te worden geanalyseerd op de relevante stoffen. Aanbevolen wordt om voor elke vissoort tenminste 20 vissen af te vangen. De verzamelde vissen worden gehomogeniseerd tot een monster en vervolgens geanalyseerd op de relevante stoffen. Het gemeten gehalte vormt de basis voor de berekening met behulp van SEDISOIL (2001). Beoordeling actueel risico voor de mens Na het uitvoeren van aanvullende metingen wordt opnieuw beoordeeld of de actuele blootstelling (dosis) het MTR humaan overschrijdt. dosis > 1 MTR humaan Indien tenminste één van de berekende quotiënten of het gesommeerde quotiënt (bij combinatietoxiciteit) groter is dan 1, dan is er sprake van een actueel risico voor de mens. Indien het quotiënt van DOSIS en MTR humaan kleiner is dan 1, dan is hiermee aangetoond dat er geen actueel risico voor de mens bestaat. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 59

60 7.3 Beoordeling actueel risico voor het ecosysteem In deze richtlijn is gekozen voor de TRIADE-benadering als instrument voor de beoordeling van het actueel risico voor het ecosysteem, waarbij de verklaarbaarheid van de effecten in het veld, bio-assays en de mate van beschikbaarheid (fysisch en biologisch) van verontreinigingen een belangrijke rol spelen. Voor een uitgebreide beschrijving van de TRIADE-methode wordt verwezen naar bijlage 7.2. Wat zijn bio-assays? Bio-assays zijn laboratoriumtesten die worden uitgevoerd met bacteriën, algen of lagere diersoorten zoals muggelarven [23]. Het doel van het uitvoeren van bio-assays is het beoordelen of de aanwezige verontreinigingen in het monster ook dermate beschikbaar zijn dat ze negatieve effecten veroorzaken bij de testorganismen. Een negatief effect is bijvoorbeeld de remming van de groei of reproductie of in het uiterste geval sterfte. De gehanteerde bio-assays zijn representatief voor organismen in het veld. De hier beschreven methode is hoofdzakelijk gericht op de beoordeling van verontreinigde waterbodems. Momenteel is nog geen uitgewerkte methodiek beschikbaar voor het beoordelen van de risico s van een verontreiniging die zich zowel in de waterbodem als in de oeverzone en de landbodem aanwezig is. Recentelijk zijn wel een tweetal rapporten verschenen die nader op deze problematiek ingaan [30; 31]. Beschrijving van de methode Om zoveel mogelijk aan te sluiten bij de behoefte in de praktijk is ten behoeve van deze richtlijn een stapsgewijze en kosteneffectieve methodiek ontwikkeld. In de eenvoudige toetsing wordt de mate van toxiciteit van het sediment bepaald aan de hand van mengmonsters en een (beperkte) testset aan bioassays 24. Hiermee wordt nagegaan of de mate waarin effecten optreden ook daadwerkelijk kunnen worden verklaard op grond van de aanwezigheid van verontreinigende stoffen in het sediment. Indien na de eenvoudige toetsing nog geen eenduidig oordeel kan worden gevormd over het al dan niet optreden van actuele risico s door de aanwezigheid van verontreinigende stoffen in het sediment, dan dient een uitgebreide risicobeoordeling conform de TRIADE-methode plaats te vinden. In de stapsgewijze risicobeoordeling worden twee onderzoekssporen onderscheiden: Spoor A : directe effecten in het veld Spoor B : risico van doorvergiftiging Zowel het afzonderlijke resultaat van spoor A als dat van spoor B kan leiden tot de vaststelling dat er sprake is van een actueel risico voor het ecosysteem. 24 In de uitgebreide risicobeoordeling worden (conform de TRIADE-methode) ook veldinventarisaties uitgevoerd. Voor de eenvoudige toetsing is juist gekozen voor een beperktere inzet. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 60

61 Figuur 7.4 Beoordeling directe effecten (spoor A) Toelichting Directe effecten (spoor A) In het veldonderzoek is het benodigde monstermateriaal verzameld. uitvoeren bio-assays en chemische analyses De interpretatie en beoordeling van de eenvoudige toetsing vindt plaats aan de hand van tabel 7.3. interpretatie en beoordeling onderzoeksresultaten Afhankelijk van de resultaten kan vervolgonderzoek nodig zijn om te kunnen vaststellen of er sprake is van een actueel risico. effect ernstig en verklaarbaar vervolgonderzoek nodig geen effect waargenomen Uitgebreide risicobeoordeling conform TRIADE-methode. uitvoeren veldinventarisatie, bio-assays en chemische analyses uitvoeren eenvoudige toetsing spoor B Zie tabel 7.5 voor interpretatie en beoordeling van de resultaten van de uitgebreide risicobeoordeling. interpretatie en beoordeling onderzoeksresultaten Indien op basis van het ecotoxicologisch onderzoek naar (directe) effecten in het veld geen actueel risico wordt geconstateerd, dan dient te worden getoetst of er mogelijk een actueel risico via doorvergiftiging bestaat (spoor B). Nee actueel risico o.b.v. directe effecten? stoffen met potentieel risico voor doorvergiftiging aanwezig? Nee Ja stroomschema fig.7.6 actueel risico Ja geen actueel risico Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 61

62 7.3.1 Eenvoudige toetsing Ten behoeve van het veldonderzoek is reeds een indeling in deellocaties gemaakt op grond van een sedimentkarakterisering van de leeflaag (ca cm). In het uitgevoerde veldonderzoek is het benodigde monstermateriaal verzameld. In de eenvoudige toetsing wordt het verzamelde monstermateriaal eerst getoetst op het optreden van directe effecten. Onder directe effecten worden effecten verstaan die direct optreden als gevolg van blootstelling van test-organismen aan het (porie)water of sediment. Indien er geen directe effecten optreden, dan wordt vervolgens nagegaan of de verontreiniging bestaat uit stoffen die mogelijk een risico via doorvergiftiging kunnen vormen. Indien dit laatste het geval is, dan dient ook spoor B te worden doorlopen. Directe effecten (spoor A) Voor de bepaling van de (directe) effecten wordt gebruik gemaakt van bio-assays in combinatie met chemische analyses, waarbij de relatie tussen aanwezige verontreinigingen en waargenomen effecten verklaarbaar moet zijn Tabel 7.2: Korte beschrijving van de testset aan bio-assays Bio-assays Watervlo Muggenlarve Microtox (luminescerende bacterietest) Korte omschrijving Chronische test met poriewater van sediment Chronische test o.b.v. totaalgehalte Optionele (acute) test met poriewater van sediment Voor de risicobeoordeling worden hoofdzakelijk chronische testen uitgevoerd, omdat in de praktijk is gebleken dat in acute bio-assays zelden effecten worden gevonden. Indien de sterke verwachting bestaat dat ernstige effecten ook in acute bio-assays zullen optreden, dan kunnen acute bio-assays eerst worden ingezet. Of het zinvol is om acute testen in te zetten, kan worden beoordeeld via een trefkans-berekening [32]. Acute bio-assays [32] Van acute bioassays kan gebruik gemaakt worden uit kostenefficiëntie-overwegingen, omdat een aantal van deze assays aanzienlijker goedkoper uitgevoerd kan worden dan de chronische bioassays. Een nadeel van acute bioassays is echter de veel kortere blootstellingsduur van de organismen, waardoor bij de gangbare verontreinigingsniveaus van waterbodems in Nederland met deze assays vaak geen effecten zichtbaar zijn. Chronische bioassays zijn door hun langere blootstellingsduur gevoeliger, zodat de kans groter is dat effecten worden aangetoond. Uitgebreidere informatie over de mogelijkheden van acute bioassays in de risicobeoordeling van verontreinigde waterbodems is te vinden in het STOWA-rapport [32]. De resultaten van de chemische analyses worden gebruikt voor de verklaring van de effecten door de gemeten gehalten te vertalen in toxic units (TU). De toxic unit wordt berekend door het gemeten gehalte in het sediment te delen door de NOEC (NO Observed Effect Concentration) voor de betreffende stof (bijlage 7.2). Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 62

63 Interpretatie De afzonderlijke resultaten van de waargenomen effecten in bio-assays en chemische analyses leiden gezamenlijk tot een oordeel over het actueel risico of tot de conclusie dat een uitgebreide risicobeoordeling nodig is (zie tabel 7.3) Tabel 7.3: Interpretatie van de onderzoeksresultaten voor de eenvoudige toetsing (spoor A). TU = toxic Units Effect bio- Verklaarbaar o.b.v. Oordeel eenvoudige Vervolgonderzoek? assays * analyses (in TU) toetsing Ernstig Ja Actueel risico Nee. Ernstig Nee Actueel risico, maar niet Ja, verder onderzoek t.b.v. verklaarverklaarbaar o.b.v. baarheid of TRIADE-onderzoek gemeten stoffen uitvoeren. Matig Ja Mogelijk actueel risico Ja, verder onderzoek (TRIADE) o.b.v. gemeten stoffen uitvoeren of spoor B (door vergiftiging) doorlopen. Matig Nee Mogelijk actueel risico, Ja, verder onderzoek (TRIADE) maar niet verklaarbaar uitvoeren of spoor B (door vergifo.b.v. gemeten stoffen vergiftiging) doorlopen. Vervolgonderzoek naar verklaarbaarheid. Geen n.v.t. Nog geen definitief Ja, toets op risico van doorvergifoordeel mogelijk tiging * de beoordelingscriteria voor het onderscheid in geen, matig of ernstig effect in bio-assays zijn beschreven in Maas, et al [23]. Indien een van de drie testen een ernstig effect geeft dat tevens verklaarbaar is op grond van de aanwezige verontreinigingen, dan is er sprake van een actueel risico. In het geval dat er geen directe effecten zijn waargenomen, dient een toets op doorvergiftiging uitsluitsel te geven of er eveneens geen actueel risico van doorvergiftiging mogelijk is. In alle andere gevallen is vervolgonderzoek nodig om tot een definitief oordeel te komen. Risico van doorvergiftiging (spoor B) Voor spoor B wordt in de eenvoudige toetsing alleen getoetst of er verontreinigende stoffen in de leeflaag zijn aangetroffen die een actueel risico voor doorvergiftiging vormen. In tabel A van bijlage 7.3 is een lijst opgenomen met stoffen waarvan bekend is dat die doorvergiftiging kunnen veroorzaken. Indien een of meerdere verontreinigende stoffen uit deze lijst zijn aangetroffen, dan valt actueel risico via doorvergiftiging niet uit te sluiten. Om te beoordelen of er inderdaad sprake is van een actueel risico via doorvergiftiging, dient de uitgebreide risicobeoordeling te worden doorlopen (paragraaf 7.3.2). Als er geen verontreinigende stoffen zijn aangetroffen die doorvergiftiging kunnen veroorzaken, dan kan een verdere risicobeoordeling voor spoor B achterwege blijven. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 63

64 7.3.2 Uitgebreide risicobeoordeling Afhankelijk van de uitkomsten van de eenvoudige toetsing kan ervoor worden gekozen om eerst spoor A of juist spoor B van de uitgebreide risicobeoordeling te doorlopen. Indien uit de uitgebreide risicobeoordeling vervolgens blijkt dat er sprake is van een actueel risico voor het ecosysteem, dan hoeft het andere spoor niet alsnog te worden doorlopen. Directe effecten (spoor A) De beoordeling van directe effecten wordt uitgevoerd conform de TRIADE-methode. De methode omvat veldwaarnemingen aan bodemfauna en het uitvoeren van bio-assays en chemische analyses, waarbij de nadruk ligt op de verklaarbaarheid van de relatie tussen aanwezige verontreinigingen en de waargenomen effecten [12]. Meer informatie omtrent de bemonstering en uitvoering van de testen is te vinden in het rapport Methodebeschrijvingen voor de beoordeling van verontreinigde waterbodems volgens de TRIADE-benadering [23]. In figuur 7.4 is het stroomschema voor de beoordeling van de directe effecten weergegeven. De directe effecten worden bepaald middels een combinatie van veldinventarisatie, (laboratorium) bio-assays en chemische analyses. Wanneer negatieve effecten in het veld zijn waargenomen, wordt nagegaan of in de bio-assays vergelijkbare effecten optreden. De resultaten van de chemische analyses worden gebruikt voor de verklaring van de waargenomen effecten in de bioassays. Hiermee kan uiteindelijk de relatie met de aanwezige verontreinigingen worden vastgesteld Figuur 7.5 Laboratoriumopstelling van een Daphnia-kweek. (Foto: RIZA, 2001) Tabel 7.4 beschrijft de drie onderdelen van de TRIADE voor de beoordeling van directe effecten van verontreinigde waterbodems in zoete wateren. In bijlage 7.2 worden ook geschikte bio-assays genoemd voor zoutwatersedimenten. Er is gekozen voor chronische bio-assays, aangevuld met een enkele acute bio-assay die een specifieke gevoeligheid heeft (zoals de luminescerende bacterietest voor PAK en oliecomponenten). Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 64

65 Tabel 7.4: Onderdelen van de TRIADE-beoordeling voor zoetwater sedimenten. Bulkchemie Laboratoriumbioassays*** Veldinventarisatie Analyses sediment Luminescerende bacterietest*/** Macrofauna-inventarisatie (acute test) (dichtheden, aantallen individuen Watervlo* (chronische test) in verschillende groepen, Muggelarve (chronische test kaakmisvormingen Chironomiden) * test met poriewater van sediment ** optionele test; wordt door RIZA standaard toegepast binnen TRIADE-onderzoek. *** De bioassays zijn geselecteerd op basis van de gevoeligheid van de testen voor het spectrum aan te verwachten verontreinigingen (metalen, PAK, chloorpesticiden) en de reeds opgedane praktijkervaring met de betreffende toetsorganismen. Beoordeling De interpretatie van mogelijke uitkomsten van de TRIADE-beoordeling (directe effecten) wordt duidelijk aan de hand van tabel 7.5. Zowel de resultaten van de veldinventarisatie als de bioassays worden in drie categorieën uitgedrukt (geen, matig en ernstig effect). Voor de veldinventarisatie geldt dat het onderscheid tussen deze categorieën is gebaseerd op de mate van afwijking ten opzichte van normaalwaarden (waarden gebaseerd op een referentielocatie). Bij de beoordeling van bioassays wordt onderscheid gemaakt tussen relatief schone, matig toxische en ernstig toxische monsters (bijlage 7.2). De chemische analyseresultaten worden vertaald in toxic units (TU). Een toxic unit wordt berekend uit het gemeten gehalte in sediment en de NOEC (No Observed Effect Concentration) voor de betreffende stof (bijlage 7.2). Volgens de TRIADE-methodiek dienen negatieve effecten in het veld te worden onderbouwd met de resultaten van laboratoriumbioassays. Indien er een matig of ernstig effect in de bioassays is waargenomen én het monster heeft een TU die groter is dan 1, dan is daarmee voldoende aangetoond dat de waargenomen effecten daadwerkelijk ook toe te schrijven zijn aan de verontreinigende stoffen in het sediment 25. De combinatie van de verschillende TRIADE-resultaten leidt tot een oordeel over het al dan niet aanwezig zijn van een actueel ecologisch risico op basis van directe effecten van de verontreinigingen. Aanvullend onderzoek Wanneer er sprake is van actueel ecologisch risico als gevolg van directe effecten, maar deze effecten zijn onverklaarbaar op basis van de onderzochte stoffen, dan zijn er verschillende opties voor aanvullend onderzoek. Het betreft: (a) aanvullend onderzoek naar de chemische en biologische beschikbaarheid van de verontreiniging [33]; (b) aanvullend onderzoek naar de componenten in de verontreiniging die de effecten veroorzaken, zoals bijvoorbeeld de TIE-methode [34]; (c) aanvullend onderzoek naar de mogelijkheid dat andere factoren dan de verontreiniging de oorzaak zijn van waargenomen effecten. 25 In deze berekening van TU s wordt gebruik gemaakt van NOEC s (No Observed Effect Concentration). Er bestaan ook risicoschattingen die LC50-waarden i.p.v. NOEC s hanteren. In verband met de verklaarbaarheid is gekozen voor NOEC s. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 65

66 Tabel 7.5: Interpretatie van TRIADE-onderzoeksresultaten Effect veldinventarisatie * Effect bioassays * TU bioassay ** Actueel ecologisch risico Aanvullend onderzoek uitvoeren Consequentie voor de urgentiebeoordeling *** en aanbevelingen voor aanvullend onderzoek: ja nee Actueel risico aangetoond, voldoende om urgentie op te baseren. + ± + ja nee Actueel risico aangetoond, voldoende om urgentie op te baseren. ± + + ja nee Actueel risico aangetoond, voldoende om urgentie op te baseren. _ + + ja ja Actueel risico is aangetoond, maar de resultaten zijn onvoldoende om het urgentieoordeel te onderbouwen. Om urgentie uit te sluiten, aanvullend onderzoek nodig gericht op veld (inventarisatie op ander tijdstip van het jaar, meer parameters). + _ + ja ja Het ernstig effect in het veld is niet bevestigd door bioassays. Aanvullend onderzoek nodig om urgentie te kunnen vaststellen. Mogelijk is een lage beschikbaarheid de verklaring dat bioassays geen effect laten zien. Bioaccumulatiebiossays (zie spoor B) zouden dit kunnen bevestigen. + + _ ja ja Er bestaat actueel ecologisch risico, maar het is onvoldoende om de urgentie op te baseren (geen relatie met onderzochte stoffen). Verder onderzoek moet de oorzaak van de effecten verklaren. + ± _ ja ja Er bestaat actueel ecologisch risico, maar het is onvoldoende om de urgentie op te baseren (geen relatie met onderzochte stoffen). Verder onderzoek moet de oorzaak van de effecten verklaren. ± + _ ja ja Er bestaat actueel ecologisch risico, maar het is onvoldoende om de urgentie op te baseren (geen relatie met onderzochte stoffen). Verder onderzoek moet de oorzaak van de effecten verklaren. ± ± + vermoeden ja Matige effecten, maar er is wel verklaarbaarheid. Aanvullend onderzoek nodig om risico uit te sluiten (herhaling en/of meer parameters in onderzoek betrekken). ± ± _ nee optioneel Matige effecten, maar geen verklaarbaarheid aangetoond. + nee optioneel Effect lijkt niet door contaminanten te worden veroorzaakt. Mogelijk andere oorzaak van de ernstige veldeffecten. _ + _ nee optioneel Onderzoek zou zich in eerste instantie moeten richten op verklaring van het gevonden effect in bioassay(s). ± _ + nee optioneel Matige effecten in veld, maar niet in bioassays terwijl er wel verklaarbaarheid zou zijn. Mogelijk lage beschikbaarheid contaminanten. Aanvullend onderzoek zou zich kunnen richten op andere bioassays (meer representatief voor organisme in het veld of gericht op andere contaminanten). _ ± + nee optioneel Matig effect, verklaarbaar. Aanvullend onderzoek zou zich kunnen richten op veld (inventarisatie op ander tijdstip van het jaar, meer parameters). Expert-oordeel i.v.m. afwezigheid veldeffecten. ± ± nee nee nee nee + nee nee Verontreinigingen weinig biologisch beschikbaar. _ nee nee Legenda: * +=ernstig effect ±= matig effect _=geen effect **TU bioassay : beoordeling van de verklaarbaarheid van mogelijk in bioassays gevonden effecten. += TU voor groepen contaminanten of individuelen contaminanten>1. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 66

67 Doorvergiftiging (Spoor B) Of het spoor voor doorvergiftiging dient te worden doorlopen, is afhankelijk van het feit of in de leeflaag stoffen zijn aangetroffen die ook doorvergiftiging bij hogere organismen (vissen, vogels) kunnen veroorzaken. In figuur 7.6 is het stroomschema voor de beoordeling van het risico voor doorvergiftiging weergegeven Figuur 7.6 Stroomschema voor de beoordeling van het actueel risico via doorvergiftiging Toelichting Risico van doorvergiftiging (spoor B) Bio-accumulatiemetingen worden uitgevoerd indien stoffen met een potentieel risico voor doorvergiftiging in de leeflaag zijn aangetroffen (bijlage 7.3). uitvoeren van bio-accumulatiemeting Bij het verrichten van metingen aan lagere veldorganismen (wormen, muggelarve) wordt ook gekeken naar referentiegebieden. Meting aan lagere veldorganisme Veldwaarneming aan hogere predatoren (optioneel) Het oordeel "ernstig effect" bij veldwaarnemingen aan hogere organismen (vogels) vindt plaats op grond van expert judgement. gehalte> HC50 voor doorvergiftiging Ja onderzoek naar bijdrage waterbodem aan doorvergiftiging Ja ernstig effect? Om de bijdrage van de waterbodem te bepalen, kunnen modelstudies of laboratoruim bio-accumulatie metingen worden uitgevoerd. Indien de bijdrage van alle stoffen vanuit de waterbodem aan doorvergiftiging groter is dan 50% dan is er sprake van een ernstig risico voor doorvergiftiging en daarmee van een actueel risico. Nee Nee laboratorium bio-accumulatie metingen ernstig risico? Ja modelstudies bijdrage waterbodem >50%? Ja Nee Nee geen actueel risico actueel risico Voor de beoordeling van het risico voor doorvergiftiging wordt een basisaanpak gehanteerd, waarbij de accumulatie van verontreinigingen in wormen (oligochaeten) in het laboratorium of in veldorganismen wordt bepaald. De gemeten interne gehalten worden getoetst aan de risicogrenswaarden voor hogere organismen (vogels, vissen) die via de voedselketen worden blootgesteld. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 67

68 Toetsing In onderstaande tabel is de beoordelingswijze van de waargenomen gehalten opgenomen Tabel 7.6: Toetsingscriteria voor het bepalen van het risico van doorvergiftiging. Doorvergiftigingsrisico* Gemeten interne gehalten in MTR >MTR < HC50** HC50** aquatische wormen (oligochaeten) op basis van versgewicht Oordeel Gering risico Verhoogd risico Ernstig risico * de risicogrenzen hebben betrekking op de interne gehalten in de organismen, waarbij een risico voor doorvergiftiging van vogels bestaat; ** indien geen HC50-waarde beschikbaar is, wordt voorlopig uitgegaan van 10 * MTR (een lijst met beschikbare risicogrenzen is opgenomen in tabel B van bijlage 7.3). In het geval van accumulatiemetingen in veldorganismen wordt, analoog aan de beoordeling van directe effecten, nagegaan of de waargenomen risico s verklaarbaar zijn op grond van de aanwezige verontreinigende stoffen in het sediment 26. Immers, wanneer de accumulatie in laboratoriumbioassays wordt gemeten, is de bijdrage van de waterbodem daarmee zelf al onderwerp van studie. De uitslag ernstig doorvergiftigingsrisico leidt tot de conclusie dat er sprake is van een actueel risico voor het ecosysteem. Naast deze aanpak kan voor de beoordeling van het actueel risico ook gebruik worden gemaakt van modellen in combinatie met veldwaarnemingen (bijlage 7.2) Eindbeoordeling actueel risico voor het ecosysteem Indien voor een van de sporen (A of B) een actueel risico is geconstateerd, dan is dit doorslaggevend voor de eindbeoordeling van het actueel risico voor het ecosysteem. Bij de beoordeling van directe effecten in het veld kan duidelijk onderscheid worden gemaakt tussen deellocaties waar wel en waar geen actueel risico bestaat. Echter, indien sprake is van een actueel risico via doorvergiftiging, zal moeten worden nagegaan of dit risico voor de gehele onderzoekslocatie geldt of dat er specifieke deellocaties kunnen worden aangewezen. Dit hangt samen met bijvoorbeeld het foerageergedrag of leefgebied van hogere organismen als vissen en vogels waarvoor het risico van doorvergiftiging is geconstateerd. 26 Voor het bioaccumulatie-onderzoek aan organismen in het veld geldt als aanvullend criterium dat de waterbodem voor minimaal 50% als bron bijdraagt aan de gehalten in die organismen. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 68

69 7.4 Beoordeling actueel risico voor grondwater Ten behoeve van deze richtlijn is een nieuw toetsingscriterium afgeleid voor de beoordeling van het actueel risico van verspreiding van verontreinigende stoffen vanuit de waterbodem richting het grondwater. Voor de onderbouwing van het toetsingscriterium wordt verwezen naar het achtergronddocument [13]. Het criterium voor waterbodems luidt als volgt 27 : Er is sprake van actueel risico als het gehalte van een verontreinigende stof boven MTR grondwater aanwezig is en de verspreidingssnelheid van deze verontreiniging groter is dan 3 meter in 30 jaar. In het nader onderzoek dient de actuele verontreinigingssituatie te worden beschouwd. Indien door historische verspreiding van verontreinigingen het verontreinigde bodemvolume is vergroot, wordt dit extra volume dus impliciet tot het geval van bodemverontreiniging gerekend. Voorafgaand aan de risicobeoordeling is de omvang van het geval van verontreiniging reeds vastgesteld (hoofdstuk 6). Gedrag en verspreiding van stoffen De belangrijkste processen die het gedrag en de verspreiding van verontreinigende stoffen in de (water)bodem bepalen, zijn: - advectief transport; meevoering met de grondwaterstroming; - diffusie/dispersie; verspreiding onder invloed van concentratieverschillen en heterogeniteit op microschaal; - adsorptie/desorptie; interactie met bodemmateriaal; - Complexatie/precipitatie/oplossing; (geo)chemische interactie met andere verbindingen; - Biologische afbraak onder invloed van micro-organismen. Door infiltratie in een watersysteem met een verontreinigde waterbodem, zullen de verontreinigingen gedeeltelijk door het infiltrerende water worden meegevoerd (advectief transport). Het infiltrerende water verandert in het 1 e watervoerende pakket van richting door de grotere doorlatendheid en de dikte van het 1 e watervoerend pakket (wvp). Door hechting van de microverontreinigingen aan de vaste matrix in het 1 e watervoerend pakket wordt het transport van de verontreinigingen geretardeerd. Over het algemeen vormen de gehalten in de onderste lagen van de waterbodem een bedreiging voor het grondwater. De snelheid van verspreiding van verontreinigende stoffen wordt met name bepaald door de stroomsnelheid en de sorptie-eigenschappen van de laag direct onder de verontreinigde waterbodem. Beschrijving van de methode In figuur 7.7 is het stroomschema voor de beoordeling van het risico van verspreiding via grondwater weergegeven. Op grond van de uitkomsten van de eenvoudige toetsing wordt onderscheid gemaakt tussen (deel)locaties waar evident geen overschrijding van het toetsingscriterium optreedt en waar mogelijk wél sprake is van een actueel risico van verspreiding naar het grondwater. In het laatste geval wordt een uitgebreide risicobeoordeling uitgevoerd. 27 Het criterium geldt voor alle locaties met uitzondering van locaties die in de beschermingszone van drinkwater-wingebieden zijn gelegen. Hiervoor wordt aanbevolen om, ter bescherming van het waterwingebied, een bedreigd objectbenadering te volgen [13]. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 69

70 Figuur 7.7: Stroomschema voor de beoordeling van het risico van verspreiding via het grondwater Toelichting Indien uit het veldonderzoek blijkt dat direct onder de verontreinigde waterbodem overal een relatief schone weerstandbiedende laag aanwezig is van voldoende dikte, dan kan van een verdere risicobeoordeling worden afgezien. weerstandbiedende klei- of veenlaag aanwezig? Criteria voor stofselectie: - metalen: indien gehalten in poriewater boven MTR grondwater zijn gemeten. - organische microverontreiniging: indien (totaal)-gehalten boven MTR sediment zijn gemeten. toets of dikte > 3 meter selectie van stoffen Ja geen actueel risico Voor de bepaling van de verspreidingssnelheid worden de retardatiefactoren en de resulterende grondwatersnelheid afzonderlijk berekend [13]. bepaald de verspreidingsnelheid per (deel)locatie De toets op overschrijding van het criterium wordt per stof of stofgroep berekend. toets of verspreiding > 3 m in 30 jaar Nee Indien er mogelijk sprake is van een actueel risico, dan dient voor de uitgebreide risicobeoordeling een aanvullend veldonderzoek plaats te vinden. Ja mogelijk actueel risico uitvoeren van aanvullend veldonderzoek bepaald de verspreidingsnelheid per (deel)locatie Ja toets of verspreiding > 3 m in 30 jaar Nee actueel risico geen actueel risico Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 70

71 7.4.1 Eenvoudige toetsing De eenvoudige toetsing wordt uitgevoerd op grond van de verzamelde gegevens uit het veldonderzoek en op basis van literatuurgegevens uit het vooronderzoek. Met behulp van de verzamelde veldinformatie dient eerst de schematisatie van de bodemopbouw en de geohydrologische situatie te worden gecompleteerd. Weerstandbiedende laag Als uit het vooronderzoek is gebleken dat er vermoedelijk een weerstandbiedende laag (klei- of veen) direct onder de verontreinigde waterbodem aanwezig is, dan dient dit vervolgens in het veldonderzoek te zijn geverifieerd. In de eenvoudige toetsing wordt in dat geval eerst nagegaan of de weerstandbiedende laag niet reeds verontreinigd is en tevens van voldoende dikte is om een eventuele verspreiding van verontreiniging richting het grondwater tegen te gaan Figuur 7.8 Voorbeeld van verspreiding vanuit een verontreinigde laag direct op een slecht-doorlatend kleipakket [13]. waterpeil verontreinigde waterbodem schone klei- of veenlaag Vstof stijghoogte benedenstrooms Vhorizontaal watervoerend pakket hydrologische basis De continuïteit van de aanwezige klei- of veenlaag is van groot belang. Indien deze laag ergens zeer dun is of ontbreekt en tevens de verontreinigde (slib)laag daar dun is, ontstaat een kortsluitstroming. Dit houdt in dat de infiltratie voornamelijk via dit deel van de locatie plaatsvindt en dat via deze route het watervoerend pakket relatief snel verontreinigd raakt. Naarmate de aanwezige klei- of veenlaag dikker is, wordt de kans op kortsluitstroming kleiner. De variatie in de dikte van de weerstandbiedende klei- of veenlaag kan worden afgeleid uit de gegevens van het veldonderzoek. Als de betreffende bodemlaag over de gehele onderzoekslocatie een minimale dikte heeft van 3 meter, dan mag worden verwacht dat er geen actueel risico van verspreiding bestaat en kan van een verdere risicobeoordeling worden afgezien. In het achtergronddocument bij deze richtlijn wordt uitgebreid ingegaan op de berekening van de benodigde dikte van de weerstandbiedende laag [13]. Stofkeuze Voor de risicobeoordeling worden alleen die stoffen meegenomen waarvan de concentraties in het grondwater een actueel risico kunnen vormen. Dit geldt in principe voor alle stoffen waarvan de concentratie in het poriewater van de verontreinigde waterbodem boven MTR-grondwater is aangetroffen. Er wordt uitgegaan van de poriewaterconcentratie omdat het evenwichtsniveau dat zich bij verspreiding zal instellen, maximaal gelijk is aan de concentratie in het poriewater van de verontreinigde waterbodem. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 71

72 Meestal is het totaalgehalte van een stof in de vaste fase gemeten. Voor organische microverontreinigingen kan worden volstaan met het toetsen van de (gestandaardiseerde) concentraties in de vaste fase (totaalgehalte) aan het MTR sediment 28. Indien het MTR sediment niet wordt overschreden, kan van een verdere risicobeoordeling worden afgezien. Voor de zware metalen geldt dat een evenwichtssituatie tussen gehalten in de vaste fase en de concentraties in oplossing zo sterk afhankelijk is van lokale condities dat toetsing vooraf aan het MTR -sediment niet mogelijk is [13]. In paragraaf 5.3 is beschreven op welke wijze in het veldonderzoek hiermee rekening is gehouden. Voor het risicopad grondwater zijn metingen uit te voeren waarbij de concentraties van zware metalen in het poriewater worden bepaald met behulp van een zwakke extractiemeting 29 [24]. De resultaten van deze metingen worden getoetst aan de MTR -grondwater voor zware metalen. Indien men beschikt over te weinig analysegegevens van de (diepere) lagen van het verontreinigd slibpakket, moet worden aangenomen dat alle verdachte stoffen in concentraties boven MTR-niveau voorkomen. Hydrofiele en hydrofobe stoffen [13] Bij de stofkeuze kan ook rekening worden gehouden met de mobiliteit van een stof. Zeer hydrofobe stoffen kunnen bijvoorbeeld voor de risicobeoordeling buiten beschouwing blijven, omdat stoffen met een sterke sorptie aan de vaste stof (hoge K oc of K d ) zich slechts zeer langzaam zullen verspreiden en dus zelden het verspreidingscriterium zullen overschrijden. Stoffen met een lage sorptie (hydrofiele stoffen) hechten zich zo slecht aan het sediment dat deze stoffen geen ernstige waterbodemverontreiniging zouden kunnen veroorzaken. Vooral in het overgangsgebied tussen de sterk hydrofobe en hydrofiele stoffen bevinden zich relatief mobiele stoffen, die in voorkomende gevallen een actueel risico voor verspreiding naar het grondwater kunnen veroorzaken. In bijlage 2 van het achtergronddocument over grondwater wordt een overzicht gegeven van de te beschouwen stoffen [13]. Resulterende grondwatersnelheid De snelheid waarmee het grondwater stroomt, wordt sterk bepaald door de opbouw van de bodem. Er kunnen verschillende situaties worden onderscheiden: 1. In het geval dat de verontreinigde laag direct op het watervoerend pakket ligt, hangt de snelheid waarmee de stoffen uit de verontreinigde laag in het watervoerend pakket komen, rechtsevenredig af van de infiltratiesnelheid door de deklaag (laag boven het watervoerend pakket). Omdat de weerstand over deze zogeheten deklaag groter is dan in het watervoerend pakket zal de infiltratie voornamelijk in verticale richting plaatsvinden. De hoogste stroomsnelheid waarmee stoffen zich verplaatsen, wordt in het watervoerend pakket bereikt. 28 Omdat de MTR sediment -waarden voor de organische microverontreinigingen op basis van evenwichtspartitie (Koc s) zijn afgeleid uit het MTR oppervlaktewater,komt toetsing van concentraties in poriewater aan MTR oppervlaktewater op hetzelfde neer als toetsing van concentraties in de vaste fase aan het MTR sediment. 29 Omdat de zwakke extractiemeting onder oxische condities wordt uitgevoerd, is het feitelijk een worst-case meting van de concentratie in het poriewater. Voor de eenvoudige toetsing kan hiermee worden volstaan. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 72

73 2. Indien onder de verontreinigde sliblaag een niet-verontreinigde bodemlaag aanwezig is, die als een weerstandbiedende laag kan worden beschouwd, dan zal eerst verspreiding van stoffen in verticale richting plaatsvinden met een snelheid die bepaald wordt door de dikte en sorberende eigenschappen van deze niet-verontreinigde laag. Als het sorberend vermogen groot genoeg is, fungeert deze laag als een isolerende (remmende) laag voor verspreiding. Indien nodig kan de resulterende grondwatersnelheid per gridcel worden berekend uit de afzonderlijk berekende infiltratiesnelheid en de snelheid in de bovenste lagen van het watervoerend pakket. In gevallen dat de horizontale snelheid meer dan tienmaal groter is, behoeft voor de beoordeling van het actueel risico uitsluitend de horizontale snelheid in het watervoerend pakket te worden berekend 30. In bijlage 7.4 wordt beschreven op welke wijze de resulterende (verticale + horizontale) grondwaterstroomsnelheid wordt afgeleid. Voor onderzoekslocaties met een grote oppervlakte heeft vaak al een indeling in deellocaties plaatsgevonden. Binnen een deellocatie kan de infiltratiesnelheid echter nog sterk variëren, afhankelijk van het stijghoogteverschil en de stromingsweerstand. Daarom wordt aanbevolen om in een Geografisch Informatie Systeem (GIS) de deellocaties in gridcellen te verdelen. Hiervoor dient de dikte en samenstelling van het slibpakket, de onderliggende bodemlagen en de diepte van het watervoerend pakket te zijn bepaald. De veldinformatie kan vervolgens in een Geografisch Informatie Systeem (GIS-systeem) met gridcellen worden verwerkt. De berekeningen van de infiltratiesnelheid, de stroomsnelheid in het watervoerend pakket en de verspreidingssnelheid kunnen dan vervolgens per gridcel gemakkelijk worden berekend. Informatie die niet per gridcel aanwezig is, kan in veel gevallen worden geïnterpoleerd. Retardatie Door adsorptie van een deel van de totale hoeveelheid van een microverontreiniging aan de vaste fase wordt de snelheid van verspreiding in de bodem ten opzichte van het water vertraagd. De vertraging ten opzichte van de stroomsnelheid van het water wordt aangegeven met de retardatiefactor R. De retardatiefactor wordt per stof bepaald door de sorptie-eigenschappen van de matrix en door fysische eigenschappen als porositeit en bulkdichtheid. In bijlage 7.4 worden de aannames en berekeningen beschreven voor een schatting van de retardatiefactor in het watervoerend pakket. 30 Als de verticale snelheid meer dan 10x kleiner is dan de horizontale snelheid zal de resulterende grondwatersnelheid slechts minder dan 1% verschillen van de horizontale snelheid. Daarom wordt gesteld dat als de verhouding horizontaal: verticaal 10, dat de verticale watersnelheid kan worden verwaarloosd en alleen de horizontale watersnelheid hoeft te worden bepaald. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 73

74 Berekening verspreidingssnelheid De verspreidingssnelheid wordt per stof berekend aan de hand van de volgende formule: V stof = V gw / R stof waarin: v stf = verplaatsingssnelheid van de verontreiniging [m/jaar] V gw = (resulterende) grondwatersnelheid [m/jaar] R stof = retardatiefactor in watervoerend pakket (of weerstandbiedende laag) Voor onderzoekslocaties, waar al een onderverdeling in deellocaties is gemaakt, wordt de berekening per deellocatie of gridcel uitgevoerd. Toets op actueel risico Er is sprake van actueel risico indien de berekende verspreidingssnelheid het toetsingscriterium voor grondwater overschrijdt. Getoetst wordt of de berekende verspreidingssnelheden van de geselecteerde stoffen groter is dan 3 meter in 30 jaar. In situaties waarin een schone kleilaag direct onder de verontreinigde laag aanwezig is, zal de verspreiding van verontreinigingen gedurende een bepaalde tijd als niet risicovol worden beoordeeld. Na doorslag van de bodem, dus op het moment dat de zich in verticale richting verplaatsende stoffen het watervoerend pakket bereiken, zal de verplaatsingssnelheid sterk toenemen, omdat de stroomsnelheid in het watervoerend pakket meestal groter is en de sorptie-eigenschappen veel kleiner zijn. Bij de uiteindelijke beoordeling van het actueel risico dient hiermee rekening te worden gehouden door de verspreidingsnelheid en de dikte van de verschillende bodemlagen bij elkaar op te tellen (zie voorbeeld). Voorbeeldberekening In een haven is direct onder de verontreinigde waterbodem een schone kleilaag met een dikte van circa 0,5 meter aangetroffen. De berekende verspreidingssnelheid van de verontreiniging in deze kleilaag is 0,5 meter in 20 jaar (dit is per stof verschillend!). Na 20 jaar komt de verontreiniging in het 1 e watervoerend pakket terecht, waar het zich vervolgens 4 meter per 10 jaar in horizontale richting verspreidt. De resulterende verspreidingssnelheid is dan 4,5 meter in 30 jaar. Dit betekent dat er sprake is van een actueel risico voor verspreiding via het grondwater. Door gebruik te maken van veilige aannames ten aanzien van het stofgedrag en de grondwatersnelheid is in de eenvoudige toetsing een worst case -inschatting van de verspreidingssnelheid gemaakt, waardoor de uitkomsten van de eenvoudige toetsing uitsluitend (deel)locaties aanwijzen waar géén actueel risico voor verspreiding naar het grondwater bestaat. Voor de overige (deel)locaties geldt dat er mogelijk sprake is van een actueel risico van verspreiding richting het grondwater. Voor deze (deel)locaties dient een uitgebreide risicobeoordeling plaats te vinden. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 74

75 7.4.2 Uitgebreide risicobeoordeling In de uitgebreide risicobeoordeling worden aanvullende veldmetingen uitgevoerd in de (deel)locaties waar mogelijk sprake is van een actueel verspreidingsrisico. Op grond hiervan kan de verspreidingssnelheid van de verontreinigende stoffen nauwkeuriger berekend. In de uitgebreide risicobeoordeling worden dezelfde stappen en berekeningen uitgevoerd als bij de eenvoudige toetsing. Ten behoeve van het aanvullend veldonderzoek wordt eerst nagegaan welke specifieke veldinformatie dient te worden verzameld. Dit is onder meer afhankelijk van de informatie die reeds bij de eenvoudige toetsing beschikbaar is. Als voor de eenvoudige toetsing nog geen indeling in deellocaties heeft plaatsgevonden, kan ten behoeve van de uitgebreide risicobeoordeling worden nagegaan of een verdere onderverdeling in deellocaties of grids zinvol is. Aanvullende veldmetingen Voor een gedetailleerde analyse van het grondwatersysteem dient informatie uit het veld te worden verzameld over: - lokale bodemopbouw d.m.v. veldmetingen met waterspanningssonderingen; - stijghoogtegradiënten en horizontale stroomsnelheden in het 1 e of 2 e wvp; - de ruimtelijke verdeling van de infiltratie over de deklaag 31 ; - aanwezigheid van eventuele waterscheidingen; - doorlatendheid van de waterbodem (deklaag) en de ondergrond; - concentraties van verontreinigende stoffen in poriewater; - veldgegevens voor berekening van retardatiefactor (porositeit, bulkdichtheid, org. koolstofgehalte) in het watervoerend pakket; In het achtergronddocument over het risicopad grondwater wordt uitgebreid ingegaan op bovengenoemde aspecten [13]. Hieronder wordt voor elk aspect een korte toelichting gegeven. Voor de berekening van stijghoogtegradiënten en horizontale stroomsnelheden in het watervoerend pakket kunnen regionale grondwatermodellen worden ingezet, die al dan niet worden verfijnd. Daarnaast dient de ruimtelijke verdeling van de infiltratie over de deklaag gedetailleerder te worden ingeschat. De verdeling van de infiltratie over de deklaag wordt sterk bepaald door de variatie in de (lokale) intreeweerstand, die weer wordt bepaald door de dikte van de deklaag. In de betreffende (deel)locaties is informatie over de variatie in de dikte van de deklaag dus van groot belang. Meer gedetailleerde informatie over de lokale bodemopbouw kan in het veld worden verzameld met behulp van waterspanningssonderingen, waarmee de geologische opbouw en de grondwaterstromingsrichting tot circa 20 à 30 meter diepte (beneden maaiveld) kan worden bepaald. Bij het plaatsen van de sonderingen is het vooral van belang om de continuïteit van slechtdoorlatende pakketten te onderzoeken. Per locatie kan uit het gemeten waterspanningssverloop zowel de scheidende werking van lagen als de stijghoogte worden bepaald. De continuïteit van slechtdoorlatende lagen 31 Onder de deklaag wordt zowel de verontreinigde sliblaag als een eventueel zich daaronder bevindend niet of minder verontreinigde slecht doorlatende laag verstaan. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 75

76 (gebiedsdekkend) kan ook met geofysische onderzoekstechnieken worden bepaald, zoals bijvoorbeeld sub-bottom profiling [35]. Dergelijke informatie is ook van belang als invoer voor grondwatermodellering. Bij grotere onderzoekslocaties kan soms sprake zijn van een hydrologische scheiding binnen het watersysteem. Er is sprake van een hydrologische scheiding als in een zeker geval meer dan 90% van het water in een smalle zone vlakbij de oever infiltreert, waardoor het watervoerend pakket ook voor 90% vanuit die plek wordt gevoed [13]. Dit kan bijvoorbeeld het geval zijn als de bodem van het oppervlaktewater bedekt is met een laag verontreinigd slib, met uitzondering van de vooroever Figuur 7.9: Voorbeeld van een hydrologische scheiding binnen het watersysteem [13]. oppervlaktewaterpeil h polder verontreinigde waterbodem vrijwel geen verticale stroming >95% instroom door schone vooroever watervoerend pakket hydrologische basis De doorlatendheid van een bodemlaag hangt af van de korrelgrootteverdeling en de pakking van de deeltjes. Een goed geconsolideerde kleilaag zal een veel lagere doorlatendheid hebben dan een recent afgezette sliblaag. In de literatuur is weinig bekend over de relatie van de doorlatendheid en de korrelgrootteverdeling of andere parameters in klei of slib in bodems met een grote fijnkorrelige fractie. Om de weerstand tegen verticale grondwaterstroming te bepalen, wordt de verticale doorlatendheid van de (verontreinigde) laag op verschillende plaatsen en dieptes bepaald. Hierbij kan eveneens gezocht worden naar een relatie tussen bijvoorbeeld de korrelgrootteverdeling en de doorlatendheid [36]. Stofkeuze Voor de uitgebreide risicobeoordeling heeft een directe meting in het poriewater van het sediment de voorkeur. Hierbij wordt poriewater onder zuurstofloze omstandigheden (met behulp van stikstof) uit het sediment geperst. Dergelijke metingen zijn echter relatief duur en vaak moeilijk reproduceerbaar. In bijlage 5.4 zijn om die reden alternatieve meettechnieken voor directe metingen in poriewater opgenomen. Een voorbeeld van een operationele methode is de TENAX-extractie voor organische microverontreinigingen [37; 38]. De concentraties van organische microverontreinigingen worden bepaald uit de gemeten totaalgehalten in de vaste fase en uit metingen van de snel-desorberende fractie. Voor metingen van zware metalen in poriewater kunnen technieken als DGT (diffusive gradients in thin films) en CaCl 2 -meting onder anaërobe condities worden toegepast om een reële inschatting van de concentratie in het poriewater te verkrijgen. Om te bepalen of een directe meting in poriewater zinvol is, kan ook eerst een SEM/AVSanalyse worden uitgevoerd (bijlage 5.4). Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 76

77 Voor een locatiespecifieke berekening van de retardatiefactor in het watervoerende pakket (wvp) dienen aanvullende veldgegevens te zijn verzameld ten aanzien van de porositeit, bulkdichtheid, verdelingscoefficienten van zowel organische microverontreinigingen als zware metalen en het organisch koolstofgehalte (OC) in het watervoerend pakket. Benadrukt moet worden dat het chromatografisch meten van het OC-gehalte verreweg de voorkeur heeft boven een meting van gloeirest, gloeiverlies of meting door middel van natte oxidatie. Aanbevolen wordt door middel van metingen op verschillende diepten na te gaan of er sprake is van een gradiënt in de bodem. Berekening van de verspreidingssnelheid De retardatiefactoren en de resulterende grondwatersnelheid worden in principe op dezelfde wijze berekend als bij de eenvoudige toetsing. De verspreidingssnelheid wordt per stof berekend aan de hand van de volgende formule: V stof = V gw / R stof waarin: v stf = verplaatsingssnelheid van de verontreiniging [m/jaar] V gw = (resulterende) grondwatersnelheid [m/jaar] R stof = retardatiefactor in watervoerend pakket (of weerstandbiedende laag) Berekeningen van de verspreidingssnelheid kunnen, afhankelijk van de complexiteit van het grondwatersysteem, met een grondwatermodel of met een GIS (Geografisch Informatie Systeem) worden uitgevoerd. Hiermee kan een gebiedsdekkende benadering van bijvoorbeeld de stijghoogtegradiënten worden verkregen. Beoordeling actueel risico Actueel risico van verspreiding via het grondwater wordt geconcludeerd in die situaties of deellocaties waarin de verspreidingssnelheid het toetsingscriterium overschrijdt. Hiervan is sprake als het gehalte van een verontreiniging in het verontreinigd sediment boven MTR grondwater aanwezig is en de verspreidingssnelheid van deze verontreiniging in het watervoerend pakket groter is dan 3 meter in 30 jaar. Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 77

78 7.5 Beoordeling actueel risico voor oppervlaktewater De wijze waarop de risicobeoordeling dient te worden uitgevoerd, is afhankelijk van de processen die de verspreiding veroorzaken. Voor de eenvoudige toetsing wordt zoveel mogelijk gebruik gemaakt van bestaande gegevens. Als uit de eenvoudige toetsing blijkt dat mogelijk sprake is van actueel risico, dient een uitgebreide risicobeoordeling plaats te vinden Eenvoudige toetsing De wijze waarop de eenvoudige toetsing van de risico s van verspreiding naar het oppervlaktewater kan worden uitgevoerd, is in onderstaand stroomschema (figuur 7.8) weergegeven Figuur 7.8 Stroomschema eenvoudige toetsing voor verspreiding via oppervlaktewater vaststelling concentratie in toplaag is concentratie > MTR sediment Nee Ja kan erosie optreden Nee Wijst de actuele waterkwaliteit op invloed van de liggende waterbodem als verontreinigingsbron Nee Ja / onbekend Ja / onbekend Ja kan bij een erosiegebeurtenis meer dan 10 cm eroderen Nee / onbekend Nee is de bijdrage van erosie aan de totale verontreinigingsvracht van het oppervlaktewater mogelijk > 10% Ja / onbekend kan de waterbodem overschrijding van MTR water veroorzaken Nee Ja / onbekend mogelijk actueel risico actueel risico geen actueel risico Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 78

79 Stofkeuze De risicobeoordeling wordt uitgevoerd voor die stoffen of stofgroepen waarvan in het veldonderzoek is aangetoond dat het MTR -sediment in de toplaag wordt overschreden. Indien in een (deel)locatie geen enkele overschrijding van het MTR sediment is aangetoond, mag worden aangenomen dat zich ter plaatse geen actuele risico s van verspreiding naar het oppervlaktewater zullen voordoen. Verspreiding via sedimenttransport Onder invloed van stroming en/of golfwerking door wind of scheepvaart kunnen schuifspanningen nabij de bodem worden veroorzaakt, die leiden tot opwerveling (erosie of resuspensie) van bodemmateriaal. Het opgewervelde materiaal kan direct weer bezinken of met de stroming over grotere afstanden worden meegevoerd. Vaak worden erosie en resuspensie als synoniemen gebruikt, maar in het huidige verband wordt erosie gedefinieerd als het proces waarbij materiaal dat wordt opgewerveld, ook daadwerkelijk van het geval van ernstige waterbodemverontreiniging af wordt getransporteerd. Van resuspensie wordt gesproken indien het opgewervelde materiaal bezinkt binnen het geval van ernstige waterbodemverontreiniging [16]. De aanwezigheid van een verontreinigde waterbodem wijst in de regel op netto-sedimentatie in het watersysteem (in het verleden). Immers, op locaties die worden gekenmerkt door netto-erosie zal vorming van een verontreinigde waterbodem niet of nauwelijks hebben kunnen plaatsvinden. In gebieden waar het morfologisch evenwicht na vorming van de verontreinigde waterbodem door ingrepen (herinrichting, gewijzigd sluisbeheer e.d.) verstoord is, kan wel netto-erosie van een verontreinigde waterbodem optreden. Behalve door netto-erosie kunnen verontreinigingen vanuit de waterbodem ook worden verspreid door het tijdelijk optreden van erosie in een netto-sedimenterend watersysteem. In beken en rivieren kunnen periodes van sedimentatie worden afgewisseld door periodes met hoge afvoeren die tot (grootschalige) erosie leiden. Ook sterke getijstromen, sterke windgolven en stroming en golven veroorzaakt door scheepvaart kunnen tot erosie in netto-sedimenterende watersystemen leiden Figuur 7.11 Een hoge afvoer kan tijdelijk leiden tot erosie. (foto: I. Schreurs, 2001) Richtlijn Nader Onderzoek voor Waterbodems 79