Uitdamping en bodemverontreiniging Deel 3: Code van goede praktijk voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging

Uitdamping en bodemverontreiniging Deel 3: Code van goede praktijk voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging

Documentbeschrijving 1. Titel publicatie

Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 3: Code van goede praktijk voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging

2. Verantwoordelijke uitgever

Herman Gobel, OVAM, Stationsstraat 110, 2800 Mechelen

4. Wettelijk depot nummer

D/2009/5024/12

6. Publicatiereeks

Achtergronddocument bodemsanering

3. Aantal blz.

51

5. Aantal tabellen en figuren

3 tabellen en 5 figuren

7. Datum publicatie

maart 2005

8. Trefwoorden

bodemverontreiniging, risico-evaluatie, software modellen, binnenlucht, bodemluchtmetingen

9. Samenvatting

De code van goede praktijk heeft tot doel het mogelijk te maken binnenluchtverontreiniging als gevolg van bodemverontreiniging, te kwantificeren. Onder bodemverontreiniging wordt zowel verontreiniging van de vaste fase als verontreiniging van het grondwater verstaan. De richtlijnen omvatten zowel het gebruik van modellen als het gebruik van metingen. De richtlijnen gaan uit van de kenmerken van de verontreinigde locatie. Er werd een stroomschema opgesteld, waarbij aan de hand van de kenmerken van de verontreiniging, van de locatie en van de bodem, een beslissing kan worden genomen omtrent de keuze van metingen en/of modellen.

10. Begeleidingsgroep en/of auteur

Jeroen Provoost (VITO), Christa Cornelis (VITO), Karen Van Geert (Arcadis Gedas), Greet Schrauwen (Arcadis Gedas), Kristel Lauryssen (Soresma), Griet Van Gestel (OVAM), Raf Engels (OVAM), Caroline Van Gool (OVAM)

11. Contactperso(o)n(en)

Griet Van Gestel, Raf Engels, Tom Behets

12. Andere titels over dit onderwerp

Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 1: Bodemlucht- en binnenluchtmetingen: veldwerk en analyses Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 2: Modelsimulaties Gegevens uit dit document mag u overnemen mits duidelijke bronvermelding. De meeste OVAM-publicaties kan u raadplegen en/of downloaden op de OVAM-website: http://www.ovam.be

INHOUD 1.

INLEIDING ................................................................................................................. 4

2.

ALGEMEEN ................................................................................................................ 5 2.1. 2.2. 2.3. 2.4.

OPWAARTSE EMISSIE NAAR BODEMOPPERVLAK ..................................................... 5 VERDUNNING EN VERVERSING................................................................................ 5 RISICO-INSCHATTING.............................................................................................. 6 KADERING CODE VAN GOEDE PRAKTIJK.................................................................. 6

3. SYSTEMATIEK VOOR DE BEOORDELING VAN HET RISICO OP BINNENLUCHTVERONTREINIGING .......................................................................... 7 3.1. BEOORDELING ACTUEEL OF POTENTIEEL RISICO ..................................................... 7 3.1.1 VRAAG 1 – Aanwezige bodemgebruik........................................................... 7 3.2. BEOORDELING VAN KLACHTEN (ACTUELE SITUATIE).............................................. 9 3.2.1 VRAAG 2 – Klachten van aanwezigen........................................................... 9 3.2.2 VRAAG 3 – Toetsing binnenluchtmetingen.................................................... 9 3.3. INDELING VAN DE VERONTREINIGINGSSITUATIE ................................................... 10 3.3.1 VRAAG 4 – Van toepassing zijnde verontreinigingssituatie(s).................... 10 3.3.1.1. 3.3.1.2. 3.3.1.3. 3.3.1.4. 3.3.1.5. 3.3.1.6.

Verontreiniging in de onverzadigde zone..............................................................11 Verontreiniging in een drijflaag ............................................................................12 Verontreiniging in grondwater en in de onverzadigde zone..................................14 Verontreiniging ondiep in het grondwater ............................................................16 Verontreiniging zakt uit in het grondwater ...........................................................17 Overige situaties....................................................................................................18

3.3.2 Overzicht situaties en aanpak ...................................................................... 19 3.4. BEPALING HUMANE RISICO VIA METINGEN EN/OF MODELBEREKENINGEN ............ 19 VRAAG 5 – Bepaling humaan risico ........................................................................... 20 4.

KEUZE VAN DE MEETMETHODE...................................................................... 21 4.1. BODEMLUCHTBEMONSTERINGSMETHODES ........................................................... 21 4.1.1 Grondwatermetingen versus bodemluchtmetingen ...................................... 21 4.1.2 Algemene randvoorwaarden en toepasbaarheid bij bodemluchtmetingen .. 22 4.1.3 Vaste bodemluchtfilters en randvoorwaarden ............................................. 23 4.1.4 Verloren punt methode en randvoorwaarden .............................................. 24 4.1.5 Bodemluchtmetingen in bestaande snijdende peilbuizen (headspace)......... 24 4.1.6 PID meting en randvoorwaarden ................................................................ 24 4.1.7 Actief koolmetingen en randvoorwaarden ................................................... 25 4.2. KEUZE BODEMLUCHTBEMONSTERING................................................................... 25 4.2.1 Beoordeling actuele situatie ........................................................................ 25 4.2.2 Beoordeling potentiële situatie .................................................................... 26 4.2.3 Uitvoering .................................................................................................... 26 4.3. BINNENLUCHTMEETMETHODES ............................................................................ 27 4.3.1 Toepasbaarheid ........................................................................................... 27 4.3.2 Uitvoering .................................................................................................... 28 4.3.2.1. 4.3.2.2.

4.3.3 4.3.4 5.

Actieve bemonstering..........................................................................................28 Passieve bemonstering ........................................................................................30

Internationale ISO en EN staalname protocollen........................................ 31 Beschrijving analysemethoden..................................................................... 32

KEUZE VAN MODELLEN EN BEPALING VAN INVOERPARAMETERS ... 33

Deel 3 Protocol voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging

1

5.1. KEUZE VAN MODELLEN ........................................................................................ 34 5.1.1 Algemeen...................................................................................................... 34 5.1.2 Modellen in functie van gebouwenconstructies ........................................... 37 5.1.3 Aanbeveling voor het gebruik van modellen................................................ 39 5.2. INFORMATIE MET BETREKKING TOT DE KEUZE VAN PARAMETERWAARDEN .......... 41 5.2.1 Concentratie van de verontreiniging ........................................................... 41 5.2.2 De ligging van de kern en pluim .................................................................. 41 5.2.3 Diepte van de verontreiniging ..................................................................... 42 5.2.4 Bodemporositeit en soortelijke massa.......................................................... 42 5.2.5 Luchtpermeabiliteit...................................................................................... 43 5.2.6 Drukverschil................................................................................................. 46 5.2.7 Verluchting van gebouwen........................................................................... 46 5.3. NUTTIGE OMREKENINGSFORMULES ...................................................................... 47 5.3.1 Van bodemluchtconcentratie naar bodemconcentratie................................ 47 5.3.2 Van drijflaagconcentratie naar bodemluchtconcentratie ............................ 47 5.3.3 Van grondwaterconcentratie naar bodemconcentratie................................ 48 6.

REFERENTIES ......................................................................................................... 50

7. BIJLAGE 1: CHECKLIST VOOR UITVOEREN VAN BODEMLUCHTMETINGEN.......................................................................................... 52 8.

BIJLAGE 2: UITKLAPSCHEMA........................................................................... 54

LIJST MET FIGUREN Figuur 1: overzicht actueel en potentieel bodemgebruik met duiding humane risico’s.................................................................................................................8 Figuur 2: verontreiniginssituatie met te gebruiken aanpak......................................19 Figuur 3: schematische voorstelling actieve bemonstering bodemlucht: ................29 Figuur 4: diffusieve monstername d.m.v. Radiello ..................................................31 Figuur 5: toepasbaarheid van softwaremodellen voor uitdamping vanuit de bodemverontreiniging naar de binnenlucht ......................................................37 LIJST MET TABELLEN Tabel 1: schijnbare dichtheid en porositeit in functie van bodemtype (Lijzen, 1996) ..........................................................................................................................43 Tabel 2: literatuurwaarden voor luchtpermeabiliteit (Waitz, 1996) ..........................44 Tabel 3: intrinsieke luchtpermeabiliteit en bijkomende bodemkarakteristieken ......45 LIJST MET VERGELIJKINGEN Vergelijking 1: uitdrukken massa bemonsterde contaminant..................................29 Vergelijking 2: omrekening passieve sampler .........................................................30 Vergelijking 3: debietberekening c.q. opnamesnelheid ...........................................30 Vergelijking 4: Peclet-getal ......................................................................................33 Vergelijking 5: totaal porievolume ...........................................................................42 Vergelijking 6: berekening watergevulde porositeit .................................................43 Vergelijking 7: berekening van de luchtpermeabiliteit .............................................44 Vergelijking 8: berekening van de intrinsieke permeabiliteiten ...............................44 Vergelijking 9: berekening van de relatieve luchtpermeabiliteit ..............................44 Vergelijking 10: berekening van de effectieve totale vloeistofverzadiging ..............44 Vergelijking 11: effectieve luchtpermeabiliteit .........................................................45 Vergelijking 12: omrekening concentratie in de bodem ..........................................47

Uitdamping en bodemverontreiniging

2

Vergelijking 13: omrekening Henry-coëfficiënt naar lucht-waterverdelingscoëfficiënt ..........................................................................................................................47 Vergelijking 14: omrekening concentratie in bodemlucht........................................47 Vergelijking 15: berekening partieeldruk van de stof ..............................................48 Vergelijking 16: berekening mol fractie van een stof...............................................48 Vergelijking 17: berekening concentratie vaste deel van de aarde.........................48


3

1.

Inleiding Het voorliggende document formuleert een protocol, dat tot doel heeft het mogelijk te maken binnenluchtverontreiniging als gevolg van bodemverontreiniging met vluchtige stoffen, te kwantificeren. Onder bodemverontreiniging wordt zowel verontreiniging van de vaste fase als verontreiniging van het grondwater verstaan. De richtlijnen omvatten zowel het gebruik van modellen als het gebruik van metingen. De richtlijnen zijn opgesteld rekening houdende met de bevindingen van de volgende onderzoeken: • OVAM, 2000. Evaluatie van modellen en meetmethoden voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging, Oktober 2000, uitgevoerd in opdracht van de OVAM • OVAM, 2001. Code van goede praktijk voor bodemluchtbemonstering, Provoost J., Bronders J., Van Keer I., Cornelis C., Studie uitgevoerd in opdracht van de OVAM, rapportnummer 2001/IMS/R/219, December 2001 • OVAM, 2004a. Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 1: bodemlucht- en binnenluchtmetingen - veldwerk en analyses, OVAM, juni 2004 • OVAM, 2004b. Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 2: modelsimulaties, OVAM, oktober 2004 • OVAM, 2004c. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 1-H - Werkwijze voor het opstellen van bodemsaneringsnormen • OVAM, 2004d. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 2-H - Uitvoeren van een locatiespecifieke humane risico-evaluatie • OVAM, 2004e. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 3-H – Formularium Vlier-Humaan • OVAM, 2004f. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 4-SN - Stofdata normering • OVAM, juni 2000. beschrijvend bodemonderzoek - standaardprocedure De richtlijnen gaan uit van de kenmerken van de verontreinigde locatie. Er werd een stroomschema opgesteld, waarbij aan de hand van de kenmerken van de verontreiniging, van de locatie en van de bodem, een meer afgewogen beslissing kan genomen worden omtrent de keuze van metingen en/of modellen. In hoofdstuk 3 wordt dit stroomschema toegelicht via verontreinigingsituatie aangevuld met mogelijkheden voor het uitvoeren van bodemonderzoek. In bijlage 2 bevindt zich het stroomschema dat uitklapbaar is. In hoofdstuk 4 worden de beschikbare meetmethoden en hun toepassing meer in detail besproken, terwijl in hoofdstuk 5 aandacht geschonken wordt aan de softwaremodellen en aan de bepaling van parameters voor gebruik in deze modellen.

Deel 3 Protocol voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging

4

2.

Algemeen De aanwezigheid van vluchtige stoffen in het vaste deel van de aarde en/of grondwater, kan leiden tot verhoogde concentraties in binnenlucht van gebouwen. Onder vluchtige stoffen worden stoffen verstaan met een Henry-coëfficiënt groter dan 0,1 en een dampdruk groter dan 0,5 mm Hg. Vluchtige stoffen in bodem of grondwater gaan hierin in zekere mate (bepaald door de dampdruk en de Henry coëfficiënt) naar de dampfase. Eens deze stoffen in de dampfase zijn ontstaat er een opwaartse emissie en kunnen zij, hoofdzakelijk onder invloed van twee processen, aangevoerd worden naar gebouwen namelijk door diffusie of door convectie.

2.1.

Opwaartse emissie naar bodemoppervlak Onder invloed van een concentratiegradiënt tussen de verontreinigde laag en het gebouw grijpt transport plaats naar het gebouw. Dit proces wordt diffusief transport genoemd. Diffusief transport kan zowel plaatsvinden in het bodemwater als in de bodemlucht. Door de veel hogere diffusiecoëfficiënten in bodemlucht is diffusie via de gasfase van de bodem over het algemeen dominant bij normale bodemomstandigheden. Als gevolg van temperatuursverschillen tussen gebouwen en bodem en als gevolg van windeffecten bouwt zich een drukverschil op tussen bodem en gebouw. Stoffen in de dampfase van de bodem worden, eens in de invloedzone van dit drukverschil, door het gebouw aangezogen (convectief transport). Uit de literatuur blijkt dat in de meeste gevallen convectief transport een grotere invloed heeft dan diffusief transport. Het belang van beide processen wordt evenwel sterk bepaald door de verontreinigingskenmerken (vluchtigheid, diepte verontreiniging), door de bodemkenmerken (vochtgehalte, luchtpermeabiliteit, …) en door de locatiekenmerken (kelderconstructie). Ook is het mogelijk dat er preferentiële kanalen, zoals af- of toevoerbuizen, leidingen, spouwmuren of rioleringen, bestaan waarlangs de bodemlucht op eenvoudige wijze het pand kan intreden.

2.2.

Verdunning en verversing Eens deze stoffen in het gebouw aangevoerd worden, worden zij verdund in het gebouw. Deze verdunning wordt bepaald door de gebouwconstructie (kelder, kruipkelder, volume van het gebouw) en door de ventilatie van het gebouw. De hieruit resulterende concentratie bepaalt of risico’s al dan niet uitgesloten zijn. Boven beschreven processen kunnen sterk fluctueren in de tijd, vooral als gevolg van klimatologische factoren (neerslag, temperatuur, wind, …). Daarnaast kunnen allerhande processen leiden tot wijziging in concentraties in de bodem (bijvoorbeeld: biodegradatie, vervluchtiging zelf) en in bodemlucht (toegenomen sorptie) in functie van de tijd.


5

2.3.

Risico-inschatting Het risico door vervluchtiging kan ingeschat worden door het gebruik van modellen en/of metingen. Beide benaderingswijzen hebben hun voor- en nadelen. Modellen vragen vaak een geringe onderzoeksinspanning. Zij kunnen over het algemeen gebruikt worden uitgaande van concentraties in het vaste deel van de aarde en/of het grondwater en aanvaarding van de standaardwaarden van beïnvloedende parameters. Op deze wijze hebben zij evenwel slechts een screeningfunctie. Voor verfijning van de modellen is het belangrijk de informatie aan te vullen via een betere inschatting van hoofdzakelijk gegevens omtrent bodemkenmerken. Een aantal onzekerheden op de optredende processen in de bodem kunnen gereduceerd worden door het uitvoeren van bodemluchtmetingen. In een aantal gevallen is het zelfs beter uitsluitend terug te vallen op metingen in het vaste deel van de aarde, grondwater, kelderen/of binnenluchtmetingen om de vervluchtiging in te schatten. Over het algemeen wordt aangenomen dat modellen leiden tot een overschatting van binnenluchtconcentraties. Onvoorziene en niet te kwantificeren invloeden kunnen soms tot een onderschatting leiden via berekeningen. Dit kan het geval zijn wanneer lucht preferentieel wordt aangevoerd. Deze laatste processen zijn echter niet modelmatig te kwantificeren. Het stroomschema in bijlage 2 samen met de toelichtingen in hoofdstuk 3, laat toe om voor een concrete verontreinigingssituatie een keuze te maken tussen de verschillende beschikbare technieken en naargelang de gewenste onderzoeksinspanning. Het stroomschema start in principe na het oriënterend bodemonderzoek, waarbij de conclusie getrokken is dat er een 'ernstige aanwijzing voor een ernstige bedreiging' bestaat. Voor de vluchtige stoffen (i.e. stoffen met een dampdruk > 0,5 mm Hg en een Henry coëfficiënt > 0,1) kan deze code worden gebruikt om een humane risico-inschatting te doen.

2.4.

Kadering code van goede praktijk De ‘Code van goede praktijk voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging’ gaat nader in op de aanpak en afwegingen die kunnen worden gemaakt bij een bodemverontreiniging die transport van vluchtige contaminanten naar de binnenlucht teweegbrengt. De code is een aanvulling op bestaande protocollen, zoals de basisinformatie voor risico-evaluaties, het standaardprotocol beschrijvend bodemonderzoek en/of de afwegingsprocedure voor het bepalen van en 'ernstige bedreiging' . In deze code wordt met bestaande procedures rekening gehouden en indien nodig naar verwezen.


6

3.

Systematiek voor de beoordeling van het risico op binnenluchtverontreiniging De hiernavolgende aanpak laat toe om in de fase van het beschrijvend bodemonderzoek en in functie van de gewenste onderzoeksinspanning een keuze te maken tussen de verschillende instrumenten, die ter beschikking staan voor het inschatten van het risico op binnenluchtverontreiniging. In de aanpak worden aanbevelingen richting meetstrategie en modelkeuze gedaan. De aanpak vertrekt in essentie van de concrete verontreinigingssituatie. In bijlage 2 bevindt zich een uitklapblad dat naast de tekst gelegd kan worden. De aanpak start, zoals eerder vermeld, na een oriënterend bodemonderzoek waaruit blijkt dat er een 'ernstige aanwijzing voor een ernstige bedreiging' aanwezig is voor vluchtige stoffen. Dit zijn stoffen met een dampdruk > 0,5 mm Hg en een Henry coëfficiënt > 0,1.

3.1.

Beoordeling actueel of potentieel risico

3.1.1

VRAAG 1 – Aanwezige bodemgebruik Betreft het de beoordeling van het actuele of potentiële bodemgebruik en risico’s? • •

Indien het de beoordeling betreft van het actuele bodemgebruik, dan wordt voortgegaan bij hoofdstuk 3.2. Indien het de beoordeling betreft van het potentiële bodemgebruik, dan wordt voortgegaan bij hoofdstuk 3.3. Intermezzo Zowel voor het actuele (huidige) als aan de potentiële (toekomstige) bodemgebruik kunnen zich humane risico’s voordoen. Bij de risico-evaluatie worden zowel de actuele als de potentiële risico’s meegenomen die samenhangen met het bodemgebruik. Onder de actuele risico’s vallen de risico’s die het gevolg zijn van het huidige (bodem)gebruik en de huidige functie van de locatie. Onder potentiële risico’s worden de risico’s verstaan, die het gevolg zijn van waarschijnlijke of reële toekomstige wijzigingen in het (bodem)gebruik en de functie van de locatie (standaardprocedure BBO, OVAM, juni 2000). Ook kunnen de risico’s wijzigen ten gevolge van wijziging van de verontreiniging, bijvoorbeeld na (toekomstige) verspreiding van de verontreiniging door bijvoorbeeld uitloging of migratie in het grondwater. Figuur 1 geeft dit samengevat weer. Specifiek naar bodemverontreiniging en binnenluchtkwaliteit wordt onder de beoordeling van het actueel risico verstaan dat voor het terrein de humane risico’s van binnenluchtverontreiniging op basis van de actuele gebouwenconstructies worden ingeschat. Onder het potentiële risico wordt verstaan dat voor het terrein de humane risico’s van binnenluchtverontreiniging op basis van een wijziging in gebouwenconstructies, nog te bouwen constructies of nog te migreren (grondwater)verontreiniging worden ingeschat. Ook het mogelijk toekomstig ontstaan van afbraakproducten, zoals bijvoorbeeld vinylchloride bij een VOCl verontreiniging, wordt hier onder verstaan. (Bemerk dat dit laatste een potentieel risico is, maar niet tengevolge van wisselend bodemgebruik).


7

Het potentiële bodemgebruik verschilt in die zin van het actuele bodemgebruik dat de constructies waarvoor de humane risico’s dienen te worden ingeschat niet aanwezig zijn. Metingen in de kelder- of binnenlucht zijn om die reden niet mogelijk. Metingen van bodemlucht ter hoogte van het bodemoppervlak (vermoedelijke plaats gebouw) hebben slechts zin indien reeds een verharding aanwezig is. Indien niet, dan kan slechts gebruik gemaakt worden van analyses in het vaste deel van de aarde en/of grondwater en bodemluchtmetingen ter hoogte van de bron (voor zover deze niet tegen het bodemoppervlak gesitueerd is).

Figuur 1: overzicht actueel en potentieel bodemgebruik met duiding humane risico’s. Bodemgebruik

ACTUEEL (huidig) BODEMGEBRUIK

POTENTIEEL (toekomstig) BODEMGEBRUIK

Actuele humane risico’s

Potentiële humane risico’s

Potentiële directe risico’s

AANDACHTSPUNTEN Huidige functie / (bodem)gebruik van de locatie Actuele huidige gebrouwcontructie Metingen bodem, kelderen/of binnenlucht toepasbaar Modellering binnenluchtconcentratie toepasbaar

AANDACHTSPUNTEN Potentiële toekomstige functie / (bodem)gebruik van de locatie Mogelijk toekomstige gebrouwcontructie Modellering binnenluchtconcentratie toepasbaar

Potentiële indirecte risico’s

AANDACHTSPUNTEN Gevolg van toekomstige verspreiding van de verontreiniging Mogelijke toekomstige gebrouwcontructie Modellering binnenluchtconcentratie toepasbaar


8

3.2.

Beoordeling van klachten (actuele situatie)

3.2.1

VRAAG 2 – Klachten van aanwezigen Worden door de aanwezigen (bewoners, bezoekers, arbeiders, …) op het terrein klachten gesignaleerd met betrekking tot geurhinder, irritatie of gezondheidsproblemen, die zouden kunnen wijzen op binnenluchtverontreiniging? •

•

Indien klachten gesignaleerd worden, worden bij voorkeur eerst binnenluchtmetingen uitgevoerd alvorens het verder traject te volgen. Voor details omtrent de keuze van bemonstering en de uitvoering van binnenluchtmetingen wordt verwezen naar hoofdstuk 4. Ga verder met hoofdstuk 3.2.2. Indien geen binnenluchtmetingen uitgevoerd worden, dan dient de erkend bodemsaneringsdeskundige dit te motiveren. Ga verder met hoofdstuk 3.3. Intermezzo Het uitvoeren van binnenluchtmetingen kan bijvoorbeeld zinloos zijn indien een te groot aantal beïnvloedende bronnen aanwezig zijn, waardoor de gemeten concentraties niet eenduidig kunnen toegewezen worden aan de bodemverontreiniging. In deze gevallen kan het aangewezen zijn om een modellering uit te voeren. Voor de toetsing wordt verwezen naar OVAM 2004e.

•

3.2.2

Indien geen klachten gesignaleerd worden, ga verder met hoofdstuk 3.3.

VRAAG 3 – Toetsing binnenluchtmetingen Geeft de toetsing, via binnenluchtmetingen, een mogelijk humaan risico aan en is dit in belangrijke mate (> 80% van totale blootstelling) te wijten aan de binnenlucht (eventueel in combinatie met de buitenlucht)? •

Kwaliteit en representativiteit van de metingen Binnenluchtconcentraties zijn onderhevig aan schommelingen en zijn zeer dynamisch. Zo kunnen metingen bijvoorbeeld beperkt in aantal zijn, een te korte bemonsteringstijd hebben of maar op één plaats zijn uitgevoerd. Ook bestaat de mogelijkheid dat de concentraties toenemen in de tijd, door bijvoorbeeld migratie vanuit een verderop gelegen kern. Mogelijk kan door een beperkte meetcampagne het risico onderschat worden omdat niet representatief bemonsterd werd. In dit onderdeel moet ervoor gezorgd worden dat er representatief gemeten wordt, zoals beschreven in hoofdstuk 4.3.

•

Toetsing gemeten binnenluchtconcentraties Uit de toetsing kan blijken dat een humaan risico voor de route ‘inhalatie binnenlucht’ niet uit te sluiten is ten gevolge van de aanwezige bodemverontreiniging. Intermezzo Het is noodzakelijk dat conclusies rond humane risico’s ten gevolge van het inademen van binnenlucht niet louter op één meting worden gestoeld. Er dienen altijd meerdere meetcampagnes te worden uitgevoerd. Bij voorkeur wordt tegelijkertijd ook de buitenlucht bemonsterd. Nagegaan dient te worden of metingen op meer dan één meettijdstip kunnen worden uitgevoerd en of het een stabiele of afnemende verontreiniging betreft. Voor nadere


9

informatie rond meettijdstippen wordt verwezen naar hoofdstuk 4. Bij een stabiele verontreiniging wordt verwacht dat de concentraties niet meer toenemen in functie van de tijd.

Indien uit de toetsing blijkt dat er geen humaan risico is, dan dient een inschatting gemaakt te worden van het toekomstige risico op binnenluchtverontreiniging via voorspelling van de concentraties in het vaste deel van de aard of het grondwater. Via modelmatige berekening van binnenluchtconcentraties kan de mogelijkheid tot risico’s nader worden bekeken (ga ook verder met hoofdstuk 3.3).

3.3.

Indeling van de verontreinigingssituatie Voor elk van de hierna geschetste verontreinigingssituaties geldt dat, indien niet uitgesloten kan worden dat concentraties ter hoogte van de receptoren (gebouwen) in de toekomst zullen toenemen, in de interpretatie van metingen en in de uitvoering van berekeningen rekening moet worden gehouden met deze mogelijke concentratietoename. Bij iedere verontreinigingssituatie worden aanbevelingen gegeven voor de aanpak van de metingen en/of de modellering. Met behulp van deze aanbevelingen kunnen data worden verzameld via het uitvoeren van binnenluchtmetingen of modelberekeningen. Deze data wordt gebruikt in de volgende stap, namelijk de bepaling van de humaan risico ten gevolge van inhalatie van binnenlucht, zoals beschreven in hoofdstuk 3.4. In de hoofdstukken 4 en 5 wordt respectievelijk achtergrondinformatie gegeven rond de keuze van meetmethoden en modellen met invoerparameters. Het is aanbevolen om deze hoofdstukken te raadplegen tijdens de selectie van een situatie.

3.3.1

VRAAG 4 – Van toepassing zijnde verontreinigingssituatie(s) Welke verontreinigingssituatie(s) is (zijn) van toepassing? •

Na het bekijken van de specifieke informatie voor de van toepassing zijn de verontreinigingssituatie kan worden verdergegaan met hoofdstuk 3.4.


10

3.3.1.1.

Verontreiniging in de onverzadigde zone Situatie 1

Verontreiniging in de onverzadigde zone

Binnenlucht

Brandstof tank

Verontreiniging

Onverzadigde zone

Capillaire zone

Grondwater

Bij verontreiniging in de onverzadigde zone kunnen de risico’s door uitdampen van vluchtige stoffen niet enkel ingeschat worden door het analyseren van het vaste deel van de aarde. De betrouwbaarheid van dergelijke metingen is immers vrij laag omwille van de heterogeniteit van de verontreiniging, vervluchtiging bij monstername en analyse en mogelijke afbraak tijdens opslag en transport. Bijgevolg dienen, bij indicatie van een verontreiniging in het vaste deel van de aarde, naast mogelijke bodemanalyses ook bijkomende bodemluchtmetingen uitgevoerd te worden om risico’s op uitdamping in te kunnen inschatten of uit te sluiten. Het voordeel van bodemluchtmetingen ter hoogte van de bron is ook dat de onzekerheden omtrent de verdeling over de bodemfasen en eventueel vrij product omzeild worden. Deze metingen hebben evenwel slechts zin indien de verontreiniging zich niet tegen het bodemoppervlak bevindt en de metingen in de verontreinigde zone uitgevoerd worden op verhard terrein. •

Aanpak metingen

Uit het beschrijvend bodemonderzoek worden geschikte invoerdata aangeleverd voor risico-inschatting. Dit wordt uitvoerig beschreven in de standaardprocedure voor beschrijvend bodemonderzoek en voor nadere informatie wordt hiernaar verwezen. Naar uitdamping is het belangrijk om zo goed mogelijk een inschatting te maken van de pluim onder en rondom de te beschouwen gebouwen. Voor deze afbakening kunnen bodemluchtmetingen worden uitgevoerd ter hoogte van de verontreinigingskern in het vaste deel van de aarde. Voor het actuele bodemgebruik kan een volgende stap zijn het uitvoeren van bodemluchtmetingen in de omgeving van of onder gebouwen en het uitvoeren van binnenluchtmetingen. Er dient eveneens een controlemeting in de buitenlucht te gebeuren. Dit kan ofwel via een kwantitatieve meting ofwel via snelle screening


11

met PID. Indien de PID meting een positief signaal geeft (aantoonbaarheidsgrens), dient steeds overgegaan te worden tot een kwantitatieve buitenluchtmeting. Een volgende stap voor het potentiële bodemgebruik kan zijn het uitvoeren van bodemluchtmetingen op de plaats waar bodemverontreiniging aanwezig is en waar (mogelijk) een gebouw komt te staan. De randvoorwaarden voor het uitvoeren van bodemluchtmetingen zijn weergegeven in paragraaf 4.2. Na elke meetronde is het mogelijk via modellen de verdere risicotoetsing te doen. Details omtrent de keuze van de meettechniek worden gegeven in hoofdstuk 4. •

Aanpak modellering

Zowel bodemluchtmetingen als concentraties in het vaste deel van de aarde en grondwater kunnen na verwerking tot de geschikte invoerwaarde, gebruikt worden in modellen om de flux naar binnenlucht en de binnenluchtconcentratie te berekenen. De binnenluchtconcentraties (gemeten of berekend) worden gebruikt voor de toetsing. Voor de toetsing en verfijning wordt verwezen naar hoofdstuk 3.4 Toelichting omtrent de keuze van modellen en de bepaling van modelparameters en invoerwaarden wordt gegeven in hoofdstuk 5.

3.3.1.2.

Verontreiniging in een drijflaag

Situatie 2 Verontreiniging in een drijflaag

Binnenlucht

Brandstof tank

Onverzadigde zone

Verontreiniging

Capillaire zone

Grondwater

Bij verontreiniging in een drijflaag kunnen risico’s door uitdamping van vluchtige stoffen in principe moeilijk ingeschat worden door het nemen van stalen van de drijflaag. Indien de contaminant duidelijk gekend is, kan de oplosbaarheid of de verzadigde dampspanningsconcentratie van de contaminant gehanteerd worden als inputparameter voor een eerste modelmatige berekening. Indien meerdere vluchtige contaminanten aanwezig zijn kan de keuze van de contaminant worden


12

bepaald door zijn toxiciteit, vluchtigheid en aangetroffen concentratie. De selectie van prioritaire contaminanten wordt beschreven in de basisinformatie voor risicoevaluaties (deel 2) en voor nadere informatie wordt hiernaar verwezen. Rekening houdend met de modelmatige onzekerheden bij het berekenen van een bodemluchtconcentratie boven een drijflaag, wordt echter duidelijk de voorkeur gegeven aan het uitvoeren van bodemluchtmetingen in de onverzadigde zone boven de drijflaag. Het is ook mogelijk dat de drijflaag zelf niet onder het gebouw aanwezig is, maar dat de bodemlucht- of grondwaterpluim zich wel tot onder het gebouw bevindt. Beoordeling van het potentieel bodemgebruik (zijnde de aanwezigheid van een gebouw bovenop de drijflaag, bij mogelijke herinrichting van het terrein) houdt wel een beoordeling van de drijflaag in. Beoordeling van het actueel bodemgebruik betreft enkel uitdamping vanuit de grondwaterpluim indien de drijflaag zich in de actuele terreininrichting niet onder het gebouw bevindt. •

Aanpak metingen

Uit de afbakening komen geschikte invoerdata voor modellering en risicoinschatting. Belangrijk hierbij is om zo goed mogelijk een inschatting te kunnen maken van de pluim onder en rondom de te beschouwen (toekomstige) gebouwen. Voor deze afbakening worden analyses uitgevoerd op de drijflaag, bij voorkeur in combinatie met bodemluchtmetingen uitgevoerd ter hoogte van de drijflaag. Volgende stappen, voor de actuele situatie, kunnen zijn: • het uitvoeren van bodemluchtmetingen in de omgeving van of onder gebouwen en/of • het uitvoeren van binnenluchtmetingen • Er dient eveneens een controlemeting in de buitenlucht te gebeuren. Dit kan ofwel via een kwantitatieve meting ofwel via snelle screening met PID. Indien de PID meting een positief signaal geeft (aantoonbaarheidsgrens), dient steeds overgegaan te worden tot een kwantitatieve buitenluchtmeting. Een volgende stap, voor de potentiële situatie, kan zijn • het uitvoeren van bodemluchtmetingen De randvoorwaarden voor het uitvoeren van bodemluchtmetingen zijn weergegeven in hoofdstuk 4.1.2. Na elk van de meetstappen is het mogelijk via modellen de verdere risicotoetsing te doen. Details omtrent de keuze van de meettechniek worden gegeven in hoofdstuk 4. •

Aanpak modellering

Indien geen bodemluchtmetingen uitgevoerd worden, moet bij berekening van de bodemluchtconcentratie rekening gehouden worden met het specifieke gedrag van stoffen in drijflagen. Geen van de modellen kunnen direct werken met inputconcentraties uit drijflagen. In hoofdstuk 5.3.2 wordt een formule gegeven, waarmee voor drijflagen de concentratie in bodemlucht kan berekend worden, die vervolgens als startconcentratie dienst kan doen. Na verwerking van de bodemluchtmetingen tot de geschikte invoerwaarde, kunnen deze gebruikt worden in modellen om de flux naar binnenlucht en de binnenluchtconcentratie te


13

berekenen. De binnenluchtconcentraties (gemeten of berekend) worden gebruikt voor de toetsing en berekening van de totale inhalatoire blootstelling. Voor de toetsing en verfijning wordt verwezen naar hoofdstuk 3.4

3.3.1.3. zone

Verontreiniging in grondwater en in de onverzadigde

Situatie 3 Binnenlucht

Verontreiniging in grondwater en in de onverzadigde zone

Brandstof tank

Onverzadigde zone

Verontreiniging grond Capillaire zone

Verontreiniging grondwater Grondwater

In de praktijk is het niet onwaarschijnlijk dat een verontreiniging met dezelfde contaminanten in zowel de onverzadigde zone en in het grondwater aanwezig is. Indien de verontreinigingen zich in elkaars buurt bevinden, dan kan de uitdamping door beide bronnen beïnvloed worden. •

Aanpak metingen

De verontreiniging in het ondiepe grondwater wordt in eerste instantie door peilbuizen gecontroleerd en ingeschat. Een mogelijke invloed op de uitdamping vanuit de onverzadigde zone kan gecontroleerd worden door analyses van de vaste fase. Het gebruik van metingen in de bodemlucht is aan te raden omdat zij de bijdragen van bodem en grondwater tot de bodemluchtconcentratie integreert tot één bronterm. Deze bodemluchtconcentratie kan dan dienst doen als start voor berekeningen. Echter in de meeste gevallen is één van de bronnen bepalend voor de uitdamping. Voor een evaluatie van het belang in de totale uitdamping van iedere bron (vaste fase en/of grondwater) dienen volgende gegevens bij voorkeur beschikbaar te zijn: o grondwaterconcentratie in ondiep grondwater (tot 10 cm onder de freatische grondwatertafel) in de kern van de verontreiniging; o grondwaterconcentratie in ondiep grondwater (tot 10 cm onder de freatische grondwatertafel) in de nabijheid van gebouwen; o bodemluchtconcentratie ter hoogte van mogelijk bedreigde receptoren (gebouwen);


14

o

omvang en concentratie van de verontreiniging in de onverzadigde zone.

Het uitvoeren van bodemluchtmetingen ter hoogte van bedreigde receptoren is ook hier slechts zinvol indien rekening wordt gehouden met een aantal randvoorwaarden. De randvoorwaarden voor het uitvoeren van bodemluchtmetingen zijn weergegeven in hoofdstuk 4.1.2. Verder kunnen voor de actuele situatie binnenluchtmetingen uitgevoerd worden, waardoor de totale uitdamping wordt gemeten. •

Aanpak modellering

Er zijn geen modellen beschikbaar (met uitzondering van variabel gesatureerde numerieke modellen voor waterstroming en stoftransport), die de gelijktijdige aanwezigheid van verontreiniging in het vaste deel van de aarde en grondwater en de invloed hiervan op de binnenluchtconcentraties, kunnen berekenen. Het enige model, dat hiermee omgaat (RBCA) geeft een sommatie van twee afzonderlijke berekeningen. Indien representatieve bodemluchtmetingen ter hoogte van de gebouwen beschikbaar zijn, dan kan de modellering en risico-inschatting uitgevoerd worden. Indien dergelijke metingen afwezig zijn, en geen binnenluchtmetingen beschikbaar zijn, dan wordt een modellering uitgevoerd van de grondwaterverontreiniging en van de grondverontreiniging en worden bekeken welke bron domineert. Om consistentie met het softwaremodel Vlier-Humaan te behouden wordt hier dezelfde benadering voorgesteld. Deze bestaat erin dat als er simultaan een verontreiniging in de vaste fase en het grondwater aanwezig is, de verontreiniging in de vaste fase domineert over deze in het grondwater. Voor de toetsing en verfijning wordt verwezen naar hoofdstuk 3.4


15

3.3.1.4.

Verontreiniging ondiep in het grondwater Situatie 4

Verontreiniging ondiep in het grondwater

Binnenlucht

Brandstof tank

Onverzadigde zone

Capillaire zone

Verontreiniging grondwater Grondwater

Bij verontreinigingen in het grondwater waarbij geen neiging tot vorming van een verticale concentratiegradiënt is (vb: BTEX) zal zich net onder de grondwatertafel een dynamisch evenwicht ingesteld hebben, waardoor de aanvoer vanuit het grondwater naar de onverzadigde zone niet zal toenemen in functie van de tijd. •

Aanpak metingen

De verontreiniging in het grondwater wordt in eerste instantie door peilbuizen gecontroleerd en ingeschat. Volgende gegevens dienen bij voorkeur beschikbaar te zijn: o grondwaterconcentraties in het ondiepe grondwater (tot 10 cm onder de freatische grondwatertafel) in de kern van de verontreiniging o grondwaterconcentraties in het ondiepe grondwater (tot 10 cm onder de freatische grondwatertafel) in de nabijheid van mogelijk bedreigde objecten (gebouwen) o omvang en concentratie van de verontreiniging De grondwateranalyses voor het berekenen van vervluchtiging dienen uitgevoerd te worden net onder de grondwatertafel. Vervolgens kunnen ook bodemluchtmetingen ter hoogte van (potentieel) bedreigde gebouwen, en binnenluchtmetingen in actueel bedreigde objecten, uitgevoerd worden. •

Aanpak modellering

De modellering kan starten vanaf de gekende grondwaterconcentraties met modellen die toelaten om een grondwaterconcentratie in te voegen. Voor de


16

toetsing en verfijning wordt verwezen naar hoofdstuk 3.4. De selectie van modellen wordt beschreven in hoofdstuk 5.1.

3.3.1.5.

Verontreiniging zakt uit in het grondwater Situatie 5 Binnenlucht

Verontreiniging zakt uit in het grondwater

Brandstof tank

Onverzadigde zone

Capillaire zone

Grondwater

Verontreiniging grondwater

Het uitzakken van een verontreiniging naar het diepere grondwater ontstaat als gevolg van een bepaald verspreidingsgedrag en stofgedrag, onder meer bepaald door de dichtheid van de stoffen. Deze categorie grondwaterverontreinigingen omvat onder meer verontreinigingen met gechloreerde solventen, die mogelijk zaklagen vormen onder invloed van verschillende stroming van niet mengbare fasen. Voor dergelijke verontreinigingen geldt dat de grondwaterconcentraties naar de diepte toe een concentratiegradiënt vormen, waardoor de hoogste concentratie zich niet aan het grondwateroppervlak bevindt. De bepalende concentratie voor uitdamping is de concentratie net onder de grondwatertafel, meer bepaald de concentratie in de bovenste 10 cm van het freatisch grondwater. •

Aanpak metingen

Bij dit soort verontreinigingen heeft zich in vele gevallen reeds een concentratiegradiënt ingesteld door een gelijktijdige opwaartse diffusie en afbraak van de verontreiniging. In dit geval is de concentratie net onder de grondwatertafel een redelijk stabiele waarde en kan gesteld worden dat de diffusie in het grondwater naar het grondwateroppervlak een dynamisch evenwicht heeft bereikt en bijgevolg representatief is voor input in uitdampingsmodellen en evaluatie van risico’s. In situaties waaruit duidelijk blijkt dat de verontreiniging vrij recent is, zal nog geen evenwichtssituatie bereikt zijn net onder de grondwatertafel en zal bijgevolg een


17

aanvoer van verontreiniging vanuit het diepere grondwater mogelijk zijn tot een evenwicht wordt bereikt. In deze situatie kunnen enkele grondwatermetingen in de tijd uitgevoerd te worden om de evolutie van uitdamping te kunnen schetsen. Bemerk echter dat de diffusie (zijnde aanvoer) doorheen grondwater echter snelheidsbepalend is en ongeveer 1000 keer lager is dan de diffusie doorheen (bodem)lucht. Volgende gegevens dienen bij voorkeur beschikbaar te zijn: o grondwaterconcentraties in ondiep grondwater in de kern van de verontreiniging (indien mogelijk, meerdere metingen in functie van de tijd); o grondwaterconcentraties in ondiep grondwater in de nabijheid van mogelijke objecten (gebouwen) (indien mogelijk, meerdere metingen in functie van de tijd). De grondwaterstalen worden genomen net onder de grondwatertafel. Een bijkomende, meer specifieke meting, kan uitgevoerd worden door het plaatsen van microfilters net onder de grondwatertafel (dit kunnen zowel klassieke peilbuizen als tijdelijke peilbuizen zijn). Deze filters hebben een beperktere filterlengte en geven dus een exactere waarde voor invoer in het softwaremodel. Vervolgens kunnen ook bodemluchtmetingen ter hoogte van bedreigde (potentiële) objecten, zoals gebouwen, en binnenluchtmetingen uitgevoerd worden. Voornamelijk indien nog geen evenwicht bereikt is, kan een meting in de tijd nuttig zijn. Het gebruik van vaste bodemluchtfilters is in deze situatie aangewezen. Meer informatie kan worden teruggevonden in hoofdstuk 4. •

Aanpak modellering

De modellering kan starten vanaf de gekende grondwaterconcentraties, rekening houdend met de tijdsinvloed op de concentraties.

Indien uit de modellering blijkt dat er een overschrijding is van de TCL of indien de totale blootstelling leidt tot een RI > 1 als gevolg van de luchtverontreiniging, dan kan besloten worden dat een risico niet uit te sluiten is, of een verfijning van de modelberekeningen kan gebeuren via bodemluchtmetingen ter hoogte van de bron of de receptoren (gebouw) en via locatiespecifieke bepaling van bijkomende invoerparameters. Dit gaat meestal op voor de actuele situatie waarbij voor de potentiële situatie in de toekomst een humaan risico niet kan uitgesloten worden. Toelichting omtrent de keuze van modellen en de bepaling van invoerparameters wordt gegeven in hoofdstuk 5. Voor de toetsing en verfijning wordt verwezen naar hoofdstuk 3.4

3.3.1.6.

Overige situaties

Alhoewel de meest waarschijnlijk situaties zijn opgenomen in dit document kan het in de praktijk voorkomen dat zich situaties voordoen die in dit document niet beschreven worden. Hiertoe kan een situatie (1 tot en met 5) worden gekozen die het dichtst bij de site situatie ligt of kan een combinatie van situaties worden gebruikt.


18

Enkele voorbeelden •

•

3.3.2

Zo kan het voorkomen dat bijvoorbeeld bodemlucht horizontale migratie vertoond. De softwaremodellen voor uitdamping houden voornamelijk rekening met verticaal transport. In zo’n geval kunnen bodemluchtmetingen van belang zijn. Indien een woning zich op minder dan 20 meter van de bron bevindt zijn binnenluchtmetingen aangewezen om uit te voeren. Duidelijke preferentiële kanalen zijn aanwezig, waardoor de voorgaande situaties vervallen en kelderen/of binnenluchtmetingen zijn aangewezen.

Overzicht situaties en aanpak In Figuur 2 worden de verontreinigingssituaties weergegeven met hun desbetreffende voorstel voor meet- en modelleringsaanpak. Het betreft een voorstel en afhankelijk van de werkelijke situatie kunnen aanvullende metingen of andere modellen worden ingezet.

Figuur 2: verontreiniginssituatie met te gebruiken aanpak

3.4.

X X X X

X X

X X

X X X X X X

X X

Overige situaties

X

6

Verontreiniging zakt uit in het grondwater

5

Verontreiniging ondiep in het grondwater

4

Verontreiniging in grondwater en in de onverzadigde zone

Metingen in • Vaste deel aarde • Grondwater • Bodemlucht • Kelderlucht • Binnenlucht • Buitenlucht Modellering Convectie + diffusiemodel • Johnson & Ettinger • RBCA • VolaSoil Difussiemodellen • Vlier-Humaan • Risc-Human

3

Verontreiniging in een drijflaag

Aanpak

2

Verontreiniging in de onverzadigde zone

Verontreinigingssituatie 1

X X X X X X

X X X X X

X X X X X

X X X X X X

X

X X X

X X X

X

X

X

Bepaling humane risico via metingen en/of modelberekeningen Uitdamping en bodemverontreiniging

19

VRAAG 5 – Bepaling humaan risico Blijkt uit de toetsing dat er sprake van een humaan risico via de blootstellingsroute inhalatie binnenlucht? Eens voor een bepaalde situatie is gekozen voor de actuele en/of potentiële situatie kunnen afhankelijk van de behoefte metingen en/of modellering worden uitgevoerd om de humane risico’s voor de route “inhalatie binnenlucht” beter in te schatten. Hierbij kan rekening worden gehouden met de aanbevelingen voor meetstrategie en modellering uit de vorige hoofdstukken. Verder kan in dit stadium van het onderzoek achtergrondinformatie worden gevonden in hoofdstuk 4 voor de keuze van meetmethoden en hoofdstuk 5 voor de keuze van modellen. •

Toetsing

De toetsing aan TCL en TDIinhalatoir wordt beschreven in de basisinformatie voor risico-evaluatie (OVAM, 2004d en e). •

Verfijning

Indien uit de modellering op basis van bodemluchtmetingen blijkt dat een humaan risico niet uit te sluiten is, dan kan een verfijning van de modelberekeningen gebeuren via locatiespecifieke bepaling van bijkomende invoerparameters. Dit gaat meestal op voor de actuele situatie waarbij voor de potentiële situatie in de toekomst een humaan risico niet kan uitgesloten worden. Voor modellen is in het stroomschema, zoals weergeven in bijlage 2, een optie opgenomen of verfijning in de berekeningen door te voeren, door enerzijds het gebruik van meer site specifieke gemeten data of anderzijds door naast modellering ook te meten. Beiden geven een eenduidiger besluit omtrent de een mogelijk humaan risico ten gevolge van uitdamping naar de binnenlucht.


20

4.

Keuze van de meetmethode

4.1.

Bodemluchtbemonsteringsmethodes

4.1.1

Grondwatermetingen versus bodemluchtmetingen Afhankelijk van onder meer bodemopbouw, diepte van het grondwater, verontreinigingssituatie dient de voorkeur gegeven te worden aan grondwatermetingen of bodemluchtmetingen. Grondwatermetingen hebben als voordeel: • stabieler te zijn in functie van ondermeer de klimatologische factoren; • niet al te sterk afhankelijk te zijn van de bodemopbouw (zijn ook in slechter doorlatende gronden relatief eenvoudig en eenduidig te bepalen); • essentieel om uitdampingseffecten op langere termijn te kunnen voorspellen (voornamelijk bij recentere verontreinigingen). Bodemluchtmetingen hebben als voordeel: • een betere inschatting van de actuele uitdamping te kunnen geven; • een totale indicatie van de uitdamping van zowel verzadigde zone als onverzadigde zone te geven indien er naast grondwaterverontreiniging ook verontreiniging in de onverzadigde zone aanwezig is; • meer accurate risico-inschatting, er dient geen modelmatige omrekening (inschatting) van grondwater of vaste deel van de aarde naar bodemlucht te gebeuren. Deze omrekening gebeurt vaak met standaard parameters en uitgaande van evenwicht en massabehoud. Bodemluchtmetingen hebben als nadeel: • niet even goed toepasbaar in alle bodems (bijvoorbeeld zeer slecht toepasbaar in kleibodems), echter uitdamping zal voornamelijk in minder kleiige bodems een potentieel probleem vormen; • bodemlucht kan aangezogen worden via preferentiële routes (dit kan resulteren in een ‘worst case’ inschatting); • concentratieprofielen van verontreiniging in de bodemlucht onder verharding en onder onverhard terrein zijn verschillend (op een diepte van minder dan 1 meter onder maaiveld); • bij recentere verontreinigingen (nog geen steady state) enkel een indicatie te zijn van het actueel uitdampingsvermogen en niet van de uitdamping die op termijn kan ontstaan.


21

4.1.2

Algemene randvoorwaarden en toepasbaarheid bij bodemluchtmetingen Verhard versus onverhard Het uitvoeren van bodemluchtmetingen ter hoogte van bedreigde receptoren is slechts zinvol indien bij: • Ondiepe bodemluchtmetingen (top filter 0,5 m –mv) in de omgeving van gebouwen of ter hoogte van de verwachte bouwconstructie, de omgeving verhard is (beton, asfalt). Bij onverharde terreindelen stelt zich immers een ander concentratieprofiel van de bodemluchtgehaltes in dan bij verharde terreindelen. Een duidelijk afnemende concentratiegradiënt naar het bodemoppervlak is zichtbaar ondermeer ten gevolge van verversingsflux ter hoogte van het bodemoppervlak en mogelijke afbraak van verontreiniging. Ondiepe bodemluchtmetingen op onverhard terrein zullen bijgevolg resulteren in een onderschatting van de effectieve emissieflux en bijgevolg van het mogelijk risico in de binnenlucht. Een ondiep bodemluchtmonster op een onverhard terrein naast een woning, zal aldus geen al te representatieve meting zijn om een risico in een gebouw in te kunnen schatten. Of • juist boven grondwaterniveau (ongeveer een halve meter boven grondwaterniveau en minimaal 1,5 meter onder maaiveld) onafhankelijk of er verharding aanwezig is. Dit komt neer op situaties waar de grondwaterstand minimaal 2,0 m-mv is. De data die hieruit verkregen worden resulteren veelal in een maximale uitdamping ter hoogte van de capillaire zone in de bodem.

Toepasbaarheid: bodemopbouw-stoffen Goed toepasbaar: • Verontreinigingscomponenten moeten een hoge dampdruk hebben (> 0,5 mm Hg) en een hoge Henry constante (> 0,1). • Vochtgehalte in het vaste deel van de aarde is best lager dan 80 %. • Kleiige bodems zijn weinig geschikt voor het uitvoeren van bodemluchtmetingen, echter resulteren niet vaak in uitdampingsprobleem. • afwezigheid van puin (vermijden van voorkeursstromingen waarheen lucht wordt onttrokken). • Heterogeniteit van de bodem resulteert mogelijk in preferentiële routes waarlangs bodemlucht wordt aangezogen, voornamelijk via goed doorlatende bodemlagen. Dit kan leiden tot een worst-case inschatting. • De representatieve diepte voor het nemen van bodemluchtmonsters in het kader van risicobeoordeling is 0,5 m-mv (afgedicht met goede kleistop om aanzuigen van buitenlucht te vermijden) indien verharding aanwezig is of op diepte ter hoogte van grondwater om de directe uitdamping ter hoogte van de capillaire zone te kunnen meten (indien onverhard dient de top van de filter zich minimaal 1,5 meter min maaiveld te bevinden). Grondwaterstand-vochtgehalte Uit deel 1 van deze studie is gebleken dat bij een beduidend hogere grondwaterstand de bodemluchtconcentratie in de peilbuis en/of in de vaste bodemluchtfilter beduidend lager is. Een mogelijke verklaring hiervoor is het vochtgehalte: bij een hogere grondwaterstand komt de capillaire zone dichter bij de filter waaraan bodemlucht onttrokken wordt en is de zone rondom de bodemluchtfilter bijgevolg vochtiger. Dit resulteert in een verschuiving van


22

evenwicht tussen de verschillende bodemfasen waardoor een groter aandeel aan verontreiniging in opgeloste fase zal voorkomen, eerder dan in bodemlucht waardoor de gemeten concentratie aan bodemlucht beduidend lager kan zijn. Het effect van vochtigheid zou eveneens duidelijk te zien moeten zijn in onverharde zone, bij aanhoudend regenweer of droog weer. Het effect van de grondwaterstand op de bodemluchtmeting werd eveneens aangetoond in de literatuur door Ririe et al. (1998). Bijkomend heeft het vochtgehalte een belangrijke invloed op de adsorptiecapaciteit van de bodemlucht op actief kool. Een hoger vochtgehalte resulteert duidelijk in een lagere adsorptiecapaciteit van de verontreiniging op actief kool. Bovenstaand effect geeft aan dat de diepte bij de plaatsing van een bodemluchtfilter zeer belangrijk kan zijn, er dient rekening gehouden te worden met een minimale afstand van 0,5 meter ten opzichte van de hoogste grondwaterstand.

4.1.3

Vaste bodemluchtfilters en randvoorwaarden Voordelen: • Monitoring van verontreiniging in de dampfase, er kan steeds op dezelfde plaats een meting uitgevoerd worden zodat een gestandaardiseerde opvolging kan gebeuren. • Door het uitvoeren van een boring voorafgaand aan de plaatsing van de bodemluchtfilter, wordt vermeden dat de meting uitgevoerd wordt in een puinlaag of via een preferentiële route bodemlucht wordt aangezogen. • Door keuze van de geschikte diepte en plaats kan vrij snel de actuele mate van uitdamping bepaald worden. • Technisch/praktisch eenvoudig om correct uit te voeren (wel nodige aandacht bij aanbrengen van bentonietstop). Nadelen: • De bodemluchtmeting kan pas uitgevoerd worden een week na plaatsing van de bodemluchtfilter (tot herstel van evenwicht). • Kosten voor plaatsing en meting zijn hoger dan bij verloren punt methode (voornamelijk in tijd). Aandacht voor: • Het goed aanbrengen van een bentonietstop; • De keuze van de bodemlaag waar de filter wordt gepositioneerd; • De diepte ten opzichte van de grondwaterstand.


23

4.1.4

Verloren punt methode en randvoorwaarden Voordelen: • Meting kan direct na het inslaan van de stang met verloren punt uitgevoerd worden en geanalyseerd worden; • Kosten voor plaatsing en meting zijn lager (voornamelijk in tijd); • Snelle manier om meest risicovolle zones te karakteriseren (bijvoorbeeld in combinatie met semi-kwantitatieve PID-metingen) (directe on site metingen van bodemlucht). Nadelen: • De bodemlucht kan aangezogen worden via preferentiële routes in het vaste deel van de aarde (er is vooraf geen bodemprofiel beschikbaar). • Monitoring in de tijd is minder gestandaardiseerd. • Bij veel puin in het vaste deel van de aarde kan de stang met verloren punt niet in de grond geslagen worden. • Creëren van voldoende opening voor meting is niet evident. • Goede punten zijn niet commercieel verkrijgbaar. • In combinatie met PID-meter wordt zelden een stabiel signaal bekomen. Dit is mogelijk te wijten aan een slechte toestroming. Als alternatief kan de worden verzameld in een glazen fles en wordt daarin de PID-meting uitgevoerd.

4.1.5

Bodemluchtmetingen in bestaande snijdende peilbuizen (headspace) Voordelen: • Geven een snelle inschatting van de uitdamping vanuit de verzadigde zone. • Geen extra kosten voor plaatsing nodig; • Headspace samples worden genomen tussen 0,3 en 0,6 meter boven de grondwatertafel, in de bestaande snijdend geplaatste filters.

Nadelen: • De invloed van de verontreiniging in de onverzadigde zone op de totale uitdamping is beperkt. Indien deze laatste aanwezig is, geeft een headspace meting in een peilbuis een sterke onderschatting. • Uitdamping is slechts gedeeltelijk gerelateerd aan de bodemopbouw • Het resultaat geeft weinig meerwaarde voor de beoordeling van de uitdamping. Er wordt enkel stofspecifieke informatie bekomen in verband met uitdamping (enkel interessant voor ongekende polluenten).

4.1.6

PID meting en randvoorwaarden PID metingen kunnen uitgevoerd worden in combinatie met volgende technieken: • onttrekken van lucht via bodemluchtfilter • headspace metingen • onttrekken van lucht via verloren punt methode


24

Voordelen voor risico-inschatting: • snelle manier om de bron te lokaliseren • snelle manier om na te gaan of er een significante invloed van de verontreiniging in de onverzadigde zone aanwezig is Nadelen voor risico-inschatting: • er wordt een somparameter gemeten en geen individuele componenten, dit is op niveau van toxicologische eigenschappen, moeilijk te gebruiken. • Afhankelijk van vochtgehalte Aandacht voor: • Dagelijkse calibratie én tussentijdse calibratie; • Meetbereik aanpassen met responsfactor; • Onvoldoende kennis van omgevingsparameters op PID-resultaat • Niet alle parameters kunnen bepaald worden, dit is ondermeer afhankelijk van de gekozen lamp van de PID.

4.1.7

Actief koolmetingen en randvoorwaarden Actief koolmetingen kunnen uitgevoerd worden in combinatie met volgende technieken: • onttrekken van lucht via bodemluchtfilter • onttrekken van lucht via verloren punt methode Voordelen voor risico-inschatting: • Geven een kwantitatief resultaat, waardoor het resultaat getoetst kan worden met normen en ingevoerd kan worden in blootstellingsmodellen; Aandacht voor: • Vocht in de bodem (het gebruik van een vochtvang is echter niet aan te raden gezien hierin tevens adsorptie van de verontreiniging plaatsvindt).

4.2.

Keuze bodemluchtbemonstering

4.2.1

Beoordeling actuele situatie Voor de beoordeling van het actuele risico naar uitdamping van verontreinigingen zijn zowel vast bodemluchtfilters, headspace metingen als verloren puntmethodes bruikbaar. Naargelang de verontreinigingssituatie en de mate van kennis van de omvang (kern/pluim) van de verontreiniging, wordt voorkeur gegeven aan bepaalde methodes. Onderstaande tabel geeft een overzicht per verontreinigingssituatie, in het geval dat de verontreinigingssituatie reeds voldoende is ingeschat. Theoretisch zouden headspace metingen steeds een worst-case indicatie geven, gezien er een rechtstreekse uitdamping uit het grondwater is en er geen beïnvloeding van de bodemmatrix is.


25

In realiteit geven headspace metingen vaak een onderschatting van de uitdamping. De verontreiniging aanwezig in de onverzadigde zone wordt namelijk niet mee gedetecteerd bij een ‘headspace’-meting in een peilbuizen of m.a.w. er is een onderschatting van de totale uitdamping. Vaste bodemluchtfilters Onverzadigde zone Drijflaag Grondwater+onverzadigde zone Ondiep grondwater zaklaag

Headspace metingen in snijdende peilbuis

x x x

x

x x

x x

Verloren punt methode x x x x x

Bij de uiteindelijke keuze dient rekening gehouden te worden met bovenvermelde randvoorwaarden, met als belangrijkste: • Is er puin aanwezig? o Ja: voorkeur voor vaste bodemluchtfilters (bodemprofiel beschikbaar) o Nee: geen specifieke voorkeur • Is meting in de tijd noodzakelijk (zie meetstrategieën per verontreinigingssituatie)? o Ja: voorkeur voor vaste bodemluchtfilters o Nee: geen specifieke voorkeur Indien de verontreiniging nog in onvoldoende mate ingeschat is, is het in eerste instantie belangrijk de meest risicovolle zones voor uitdamping te karakteriseren. De voorkeur wordt hierbij gegeven aan een combinatie van verloren punt methoden en PID metingen, omwille van de eenvoud en snelheid van resultaten. Headspace metingen zijn in dit geval enkel van toepassing indien met voldoende zekerheid kan gesteld worden dat de verontreiniging enkel een grondwaterprobleem betreft. Vervolgens kan overgegaan worden tot de methoden die leiden tot karakterisatie van de reële uitdamping.

4.2.2

Beoordeling potentiële situatie Voor de beoordeling van een potentiële situatie wordt de voorkeur gegeven aan metingen met een vaste bodemluchtfilter omwille van de mogelijkheid een gestandaardiseerde monitoring in de tijd uit te voeren. De meting dient datn uitgevoerd te worden in de zone waar ten gevolge van herinrichting een gebouw zal aanwezig zijn.

4.2.3

Uitvoering Voor een volledige technische toelichting wordt verwezen naar deel 1 van de studie (Uitdamping en bodemverontreiniging: deel 1: bodemlucht– en binnenluchtmetingen: veldwerk en analyses, OVAM, juni 2004). Plaatsing vaste bodemluchtfilter in het kader van risicobeoordeling:


26

• • • • •

Een boring met diepte van 70 cm-mv wordt uitgevoerd of ongeveer 50 cm boven grondwaterniveau. Een filter, voorzien van filterkous, wordt op een diepte van 50 – 70 cm-mv geplaatst (maximale lengte van de filter 50 cm). Het boorgat wordt goed afgedicht met bentoniet De tijd tussen de plaatsing en de bemonstering dient minimaal 5 dagen te zijn Bemonstering gebeurt met een constant debiet van 100ml/min, gedurende 810 minuten, na doorpompen van dood volume (actieve bemonstering). De manier van plaatsing is aangeduid op de figuur in het deelrapport 1 (Uitdamping en bodemverontreiniging: deel 1: bodemlucht– en binnenluchtmetingen: veldwerk en analyses, OVAM, juni 2004)

Bodemluchtbemonstering met verloren punt • Een sonde wordt op een diepte tussen 50 en 70cm-mv in de grond geklopt. • Bemonstering gebeurt onmiddellijk na plaatsing • Dezelfde debieten en tijden worden gehanteerd als deze van de vaste bodemluchtfilters Passieve bemonsteringsmethoden voor bodemluchtmetingen zijn weinig gestandaardiseerd en worden bijgevolg niet aanbevolen in het kader van risicobeoordelingen. Als adsorptiemedium is actief kool voor de meeste verontreinigingen aangewezen, belangrijk hierbij is te beschikken over een actief kool reservoir dat bestaat uit 2 compartimenten. Op deze manier kan een mogelijke verzadiging van de actief koolbuis nagegaan worden. Tijdens de bemonstering dient een checklist ingevuld te worden om de representativiteit van de meting na te gaan. Een voorbeeld van checklist wordt in bijlage 1 weergegeven.

4.3.

Binnenluchtmeetmethodes

4.3.1

Toepasbaarheid Binnenluchtmetingen dienen uitgevoerd te worden in volgende gevallen: • Indien er op basis van de bodemluchtmetingen of metingen in vaste deel van de aarde en grondwater een significante uitdamping naar de binnenlucht berekend wordt. • Indien geen representatieve bodemluchtstalen genomen kunnen worden bijvoorbeeld door de aanwezigheid van puin in de bovenste meter of indien rondom het gebouw voornamelijk onverhard terrein aanwezig is. • Indien het vaste deel van de aarde weinig doorlatend is (bemerk: meestal resulteert een weinig doorlatende bodem niet in een significante uitdamping). • Indien er klachten zijn van hinder vanwege de bewoners. • Indien de constucties van de gebouwen en/of keldervloer veel scheuren en kieren bevat. In dat geval is een binnenluchtmeting aan te raden omdat dergelijke situaties moeilijk modeleerbaar zijn.


27

Binnenluchtmetingen hebben als voordeel: • Onzekerheden betreffende default parameters in de modellen worden uitgeschakeld. • Het resultaat is een specifieke concentratie waaraan iemand blootgesteld wordt (naargelang de meetduur wordt een idee verkregen van de blootstelling op een bepaald tijdstip of van de tijdsgemiddelde blootstelling). De voorkeur wordt gegeven aan passieve metingen in binnen- en kelderlucht omdat deze een meer tijdsgeïntegreerde concentratie geven. Met behulp van passieve samplers kan tot een week worden gemeten. • Mogelijk andere bronnen dan bodemverontreiniging worden mee in rekening gebracht waardoor een beeld gekregen wordt van de totale concentratie waaraan iemand blootgesteld wordt. • Voor de bewoners op verontreinigde grond is een binnenluchtmeting geruststellender dan een berekende binnenluchtconcentratie (psychologisch aspect). Randvoorwaarden: • Ventilatie verhoogt de onderdruk t.o.v. de bodem waardoor meer bodemlucht wordt aangezogen, anderzijds is er door een geforceerde ventilatie een snellere verversing, waardoor de concentratie in de binnenlucht in het laatste geval lager is. • Om duidelijke effecten van uitdamping van de bodemverontreiniging te kunnen inschatten is het eveneens belangrijk een meting in de buitenlucht en de kelder uit te voeren. • Naast de effectieve metingen zijn ook metingen van temperatuur en vochtgehalte aan te raden.

4.3.2

Uitvoering De uitvoering van binnenluchtmetingen kan zowel op een actieve als een passieve manier uitgevoerd worden: meettoestel met pomp of samplers.

4.3.2.1.

Actieve bemonstering

Voor staalname van de buiten-, kelderen binnenlucht kan een staalnamepatroon aangesloten worden op bijvoorbeeld een “LFS-113 dual mode low flow” staalnamepomp. Om het voorkomen van doorbraak te controleren dient elk bemonsteringspatroon uit een “front” (100 mg) en een “back-up sectie” (50 mg) te bestaan. Indien de concentratie in de “back-up sectie” meer dan 10 % bedragen van de concentraties in de “front sectie” spreekt men van doorbraak. Indien doorbraak zich voordoet is het onmogelijk om een correcte analyse te doen. De werkelijke concentratie ligt dan aanzienlijk hoger dan de gemeten concentratie. De opzet van een actieve bemonstering wordt weergegeven in Figuur 3.


28

Figuur 3: schematische voorstelling actieve bemonstering bodemlucht:

Waarbij: SKC_F: monsternamepatroon met actieve kool: “front sectie” SKC_B: monsternamepatroon met actieve kool: “back-up sectie”

Tijdens een actieve staalname dient bij voorkeur het debiet gemeten te worden met bijvoorbeeld een DryCal® type L debietmeter. Tijdens de staalname wordt verder de druk en de temperatuur genoteerd om via de algemene gaswet het correcte bemonsteringsvolume te kunnen berekenen. Indien de temperatuur bijvoorbeeld 15°C lager is dan de standaardtemperatuur geeft dit aanleiding tot een volumeverschil van 5%. Tijdens de bemonstering kan een checklist ingevuld worden om de representativiteit van de meting na te gaan. Mogelijke parameters zijn: • Temperatuur • Vochtigheid • Ventilatie • Andere aanwezige bronnen die de meting kunnen beïnvloeden De massa van de bemonsterde contaminant kan mathematisch als volgt uitgedrukt worden:

Vergelijking 1: uitdrukken massa bemonsterde contaminant M = Q ⋅T ⋅C met M: analytisch te bepalen massa geadsorbeerde contaminant (µg) Q: het aanzuigdebiet (cm3/s) T: staalnametijd (s) C: de concentratie in de binnen of buitenlucht van de te meten contaminant (µg/cm³)

Kalibratie van de staalnamepompen dient te gebeuren in het laboratorium voor en na een meetcampagne door middel van een hoog accurate zeepvlies- of kwikringdebietmeter. Bemonsteringsvolume, staalnametijd en aanzuigdebiet werden gekozen zoals vermeld in de standaardnormen (hoofdstuk 4.3.3). Bij actieve bemonstering via actieve koolpatronen is het adsorbeerbare vermogen beperkt, en dus afhankelijk van de concentraties contaminant in de lucht. Het bemonsteringsvolume is


29

voornamelijk afhankelijk van het aanzuigdebiet en in mindere mate ook van de staalnametijd.

4.3.2.2.

Passieve bemonstering

Voor de monstername kan gebruik worden gemaakt van een diffusieve sampler zoals samplers van Vito, Radiello of 3M. Bij staalname door diffusie migreren de contaminanten (gasmoleculen) van een hoge concentratie naar een adsorbens en dit ten gevolge van een concentratiegradiënt. De massa contaminanten die diffundeert doorheen een oppervlak S, van een concentratie C naar Co over een afstand l volgt de eerste wet van Fick (Vergelijking 2):

Vergelijking 2: omrekening passieve sampler m D × S × (C − C 0 ) = t I Hierbij is m: de massa (µg) contaminant geadsorbeerd gedurende de tijd t (s) C: de omgevingsconcentratie (µg/cm³) Co: de concentratie aan het adsorptieoppervlak S: het diffusieoppervlak (cm²) op een afstand l (cm) van het adsorbens D: de diffusiecoëfficiënt (cm²/s)

Co wordt beschouwd als zijnde verwaarloosbaar ten opzichte van C. Vergelijking 2 wordt dan:

Vergelijking 3: debietberekening c.q. opnamesnelheid m D×S = =Q C ×t I Hierbij is Q uitgedrukt in cm³/s. De term Q heeft de dimensies van een debiet. Het debiet wordt de opnameconstante genoemd en is vergelijkbaar met het bemonsteringsdebiet bij actieve staalname. Wanneer deze opnameconstante Q bekend is volstaat het om m (massa geadsorbeerd) en t (tijd monstername in seconden) te bepalen waaruit dan de omgevingsconcentratie C volgt. Het bepalen van de opnameconstante is het gebeurt door middel van validatie experimenten. De waarde van de opnameconstante dient verrekend voor de gemiddelde temperatuur tijdens de monstername. De diffusieve sampler (zie Figuur 4) zelf is opgebouwd uit een adsorbens, in dit geval actieve kool, met daaromheen een diffusieve cilinder gemaakt van polyethyleen (HDPE). De diffusieve cilinder is 50 mm lang en heeft een diameter van 16 mm. Het adsorbens is in een cilindervormig (inox ) net verpakt. De totale hoeveelheid actieve kool is typisch 530 mg. Na staalname wordt de actieve


30

koolcilinder bewaard in een glazen buisje afgesloten met een teflon ( PTFE) stop. Hieronder wordt een afbeelding van het gebruikte type Radiello weergegeven.

Figuur 4: diffusieve monstername d.m.v. Radiello

Typisch voor Radiello zijn de hoge opnameconstanten waardoor in omgevingslucht korte bemonsteringstijden kunnen gecombineerd worden met analyse via solvent desorptie.

4.3.3

Internationale ISO en EN staalname protocollen De buiten-, kelder en binnenluchtmetingen moeten worden genomen volgens bestaande normen zoals: • ISO 9486:1991 Workplace air - Determination of vapours chlorinated hydrocarbons – charcoal tube / solvent desorption / gas chromatographic method. • ISO 9487:1991 Workplace air - Determination of vapours aromatic hydrocarbons – charcoal tube / solvent desorption / gas chromatographic method. • ISO 16017-1:2000 Indoor, ambient and workplace air - Sampling and analysis of volatile organic compounds by sorbent tube/thermal desorption/capillary gas chromatography - Part 1: Pumped sampling. • ISO 16017-2:2003 Indoor, ambient and workplace air - Sampling and analysis of volatile organic compounds by sorbent tube/thermal desorption/capillary gas chromatography Part 2: Diffusive sampling. • ISO 16200-1:2001 Workplace air quality -- Sampling and analysis of volatile organic compounds by solvent desorption/gas chromatography -- Part 1: Pumped sampling method.


31

•

ISO 16200-2:2000 Workplace air quality -- Sampling and analysis of volatile organic compounds by solvent desorption/gas chromatography -- Part 2: Diffusive sampling method (available in English only).

Nadere informatie over de ISO normen kan worden verkregen op de website: http://www.iso.ch/ De volgende additionele normen kunnen worden gebruikt: • EN 14662-1:2003 Ambient air quality - Standard method for the measurement of benzene concentration - Part 1: Pumped sampling followed by thermal desorption and gas chromatography method. • prEN 14662-2:2003 Ambient air quality - Standard method for measurement of benzene concentration - Part 2: Pumped sampling followed by solvent desorption and gas chromatography.

4.3.4

Beschrijving analysemethoden De op actieve en passieve kool geadsorbeerde contaminanten kunnen met koolstofdisulfide (en 2-fluortolueen als inwendige standaard) geëxtraheerd worden. Het extract met aanwezige actieve kool wordt mechanisch geschud en dit gedurende 30 minuten teneinde de geadsorbeerde stoffen maximaal te elueren. De desorptie-efficiëntie voor betrokken agentia is steeds hoger dan 90%. Validatieonderzoek heeft aangetoond dat koolpatronen bij voorkeur gedurende 1 maand bij 4ºC kunnen worden bewaard. De stabiliteit kan evenwel worden beïnvloed door de bemonsteringscondities en aanwezige interferenten. Het is daarom raadzaam reële monsters zo kort mogelijk te stockeren. Kwantificatie van de betrokken agentia gebeurt via gaschromatografie en massaspectrometrie, waarbij de massaspectrometer zoals “Single Ion Monitoring” detector wordt gebruikt (GC-MS, SIM-mode). De detectielimiet (DL) van de analytische methode wordt geoperationaliseerd als 3 maal de signaal/ruis verhouding voor een praktijkmonster, waarbij de ruis wordt gedefinieerd als “peak to peak noise” en gerelateerd aan het signaal voor de laagste kalibratieoplossing. Ook de kwalitatieve analyse van luchtmonsters berust op een GC-MS (full Scan) methode. Resulterende massaspectra worden onderworpen aan een bibliotheekonderzoek teneinde aanwezige luchtcontaminanten te identificeren.


32

5.

Keuze van modellen en bepaling van invoerparameters De modellen voor het berekenen van concentraties in binnenlucht worden ingedeeld in twee groepen op basis van de transportprocessen, die in rekening gebracht worden: • Aanvoer vanuit het vaste deel van de aarde wordt beschreven door diffusie; • Aanvoer vanuit de het vaste deel van de aarde wordt beschreven door diffusie en convectie. Het belang van diffusie versus convectie wordt in hoofdzaak bepaald door de bodemeigenschappen, daarnaast ook door de diepte van de verontreiniging, de kelderconstructie van het gebouw en de diffusiecoëfficiënt van de stof. Via het dimensieloze Peclet-getal kan de verhouding convectie versus diffusie ingeschat worden. Een Peclet-getal beduidend groter dan 1 wijst op overheersende convectie, terwijl een Peclet-getal beduidend kleiner dan 1 aangeeft dat diffusie overheerst.

Vergelijking 4: Peclet-getal Pe =

kv ⋅ ∆Pr ⋅ LD D eff ⋅ µ ⋅ LP

De bepalende factoren hierin zijn: • Luchtpermeabiliteit (kv – [m²]) van de bodem; • Drukverschil (∆P – [Pa]) tussen bodem en gebouw; • Convectielengte (LP – [m]), afstand waarover convectie speelt; • Diffusielengte (LD – [m]), afstand waarover diffusie speelt, normaliter de afstand tussen de verontreiniging en de keldervloer; eff • Effectieve diffusiecoëfficiënt (D – [m²/s]) van de stof in de bodem; • Viscositeit van lucht (µ - [kg/m.s] (vertoont beperkte variatie). De effectieve diffusiecoëfficiënt wordt bepaald door de diffusiecoëfficiënt van de verontreinigende stof en door de lucht- en watergevulde porositeit van de bodem. Hoe hoger de luchtgevulde porositeit, hoe hoger de effectieve diffusiecoëfficiënt. Bodems, zelfs binnen een zelfde bodemtype, vertonen een vrij grote variatie in eigenschappen. Uitgaande van deze vaststelling en rekening houdend met typische waarden voor een aantal bodemparameters, blijkt dat alleen voor een kleibodem kan gesteld worden dat de invloed van convectie kan verwaarloosd worden. Dit heeft tot gevolg dat bij voorkeur gekozen wordt voor een model dat zowel rekent met diffusie als met convectie. Alleen voor bodems, waarbij de verontreiniging zich in een homogene kleilaag bevindt en die bovenaan begrensd is door een kleilaag kan volstaan worden met een model dat alleen diffusie in rekening brengt. Op dit ogenblik stelt zich derhalve een probleem met Vlier-humaan, dat alleen diffusie kan meenemen in de berekeningen. Dit model wordt herzien zodat diffusie


33

en convectie, in combinatie met een aantal typeconstructies van gebouwen, kunnen meegenomen worden. Berekening van het risico voor mensen gebeurt in principe op basis van uitmiddeling over een bepaalde tijd. Typisch wordt een jaargemiddelde berekend. Metingen geven vaak een momentopname of middelen uit over een relatief korte periode. Een goede vertaling van metingen (bij voorkeur op verschillende tijdstippen uitgevoerd) naar invoer in het model is nodig. Dit kan door uitmiddeling, indien mogelijk rekening houdend met gewichtsfactoren op basis van de representativiteit van de meetomstandigheden (vb: extreem droge periode, regendag). Voor de voor- en nadelen van actieve versus passieve metingen wordt verwezen naar hoofdstuk 4. Indien bijvoorbeeld drie meetcampagnes in de binnenlucht gedurende één week werd uitgevoerd via passieve sampling, dan kunnen de drie concentraties worden uitgemiddeld en aan de TCL worden getoetst als zijnde jaargemiddelde concentratie. De TCL wordt namelijk voor een jaargemiddelde concentratie bepaald. Alleen indien tijdelijk hoge pieken verwacht worden, zal het risico van deze pieken in concentratie of blootstelling worden ingeschat. In dit geval kan een actieve meting over kortere tijd uitkomst bieden om zo de piekconcentratie te kunnen achterhalen. Het is altijd aangewezen om de hoogste gemeten concentratie te relateren aan de TCL. Bij overschrijding van de TCL is het aangewezen om de noodzaak tot additionele metingen te bekijken. De bespreking van de modellen gebeurde alleen op basis van de wetmatigheden en de mogelijkheden van de modellen. Er is geen uitspraak gedaan met betrekking tot de stofdata en tot de risicotoetsing. Elk model heeft over het algemeen standaard meegeleverde stoffen met fysicochemische en toxicologische parameterwaarden. Deze wijken vaak af van de waarden die in Vlaanderen gebruikt worden (zie Basisinformatie voor risico-evaluatie). Minstens voor de toxicologische parameters is het noodzakelijk de in het kader van de bodemsaneringsnormen geselecteerde waarden over te nemen (voor zover de stoffen reeds genormeerd zijn). Toetsing van concentraties aan TCL is voor elk model over het algemeen gelijk. Toetsing van blootstelling aan TDI-waarden (TDIinhalatoir) verschilt van model tot model. Hier dient de risicotoetsing zoals beschreven in Basisinformatie voor risico-evaluaties en opgenomen in Vlierhumaan gevolgd te worden.

5.1.

Keuze van modellen

5.1.1

Algemeen Hierna worden een aantal modellen beschreven, die kunnen gebruikt worden voor het berekenen van binnenluchtconcentraties bij bodemverontreiniging. De indeling gebeurt op basis van typische gebouwconstructies. Hieronder vallen karakteristieken zoals de aan- of afwezigheid van een kelder, kruipkelder, al dan niet verharding van een kruipkeldervloer. In deze onderverdeling worden de modellen gegroepeerd naargelang het diffusiegestuurde of diffusieconvectiegestuurde modellen zijn. Per model worden ook de toepassingsmogelijkheden en beperkingen gegeven. Over het algemeen kunnen de verschillende modellen de in hoofdstuk 3.3 beschreven verontreinigingssituaties aan in de berekeningen. Invoer van bijvoorbeeld bodemmetingen of invoer van de


34

invloed van een drijflaag op concentraties in bodemlucht is evenwel niet altijd mogelijk. Daarom worden onder hoofdstuk 5.3.2 een aantal omrekeningsformules gegeven. Voor het effectieve gebruik van de modellen wordt verwezen naar de handleidingen van het softwaremodel. Alleen VolaSoil is in staat om te gaan met de aanwezigheid van puur product in grondwater (drijflagen) en in het vaste deel van de aarde. Er kan evenwel geen rekening gehouden worden met gemengde fracties puur product. Het betreft dus puur product bestaande uit één stof. RBCA houdt rekening met puur product van gemengde samenstelling voor de begrenzing van de concentratie in oplossing, maar niet voor de berekening van de concentratie in de dampfase. Wil men wel rekening houden met drijflagen van enkelvoudige of gemengde samenstelling, dan moeten concentraties in de dampfase buiten de modellen om berekend worden. Niet alle modellen zijn geschikt voor het doorrekenen van een groot aantal situaties met betrekking tot gebouwconstructie. Uitzonderingen zijn Vlier-Humaan en RiscHuman (beide diffusiegebaseerd). Nadere informatie wordt gegeven in Figuur 5. Alle modellen gaan uit van een horizontale homogeniteit in zowel bodemkarakteristieken als verontreinigingssituatie. Johnson & Ettinger laat toe om een verticale gelaagdheid met betrekking tot bodemkarakteristieken in te voeren in de zone tussen de top van de verontreiniging en de vloer van de kelder. Dit is mogelijk voor drie bodemlagen. Vlier-Humaan laat toe om een verticale gelaagdheid van de verontreiniging in te voeren voor 3 vaste lagen. De maximale diepte van de verontreiniging is hier evenwel beperkt tot 1,5 m-mv. Verticale gelaagdheid van de bodemkenmerken kan niet meegenomen worden. Risc-Human geeft aan dat de gemiddelde diepte van de verontreiniging moet ingevoerd worden. Zeker met betrekking tot een bodemverontreiniging is dit een zeer vaag begrip. Alle modellen zijn opgesteld voor steady-state omstandigheden. Afname van de verontreiniging met de tijd wordt niet in rekening gebracht. Johnson & Ettinger kan met een eindige bron rekenen, waarbij uitputting van de bron plaatsvindt. Hierbij wordt een gemiddelde binnenluchtconcentratie over de tijd berekend, maar is het niet mogelijk om de tijdsevolutie te berekenen. De modellen voeren in principe berekeningen uit voor één soort stof, in een grondwater of bodemverontreiniging. Met gecombineerde verontreinigingszones kan geen rekening gehouden worden (tenzij in RBCA). Modellen, die rekening houden met convectie en diffusie, onderscheiden in geval van een grondwaterverontreiniging het optreden van een capillaire zone. Bij Johnson & Ettinger moet de top van de capillaire zone onder de keldervloer gesitueerd zijn. Bij VolaSoil geldt die voorwaarde niet. Wanneer de verschillende modellen naast elkaar geplaatst worden, dan blijkt dat elk model één of een aantal situaties simuleert in functie van de relevant geachte concepten. Over het algemeen is geen enkel model geschikt om de verschillende constructiewijzen te simuleren. Op basis van de beschreven vergelijkingen, wordt diffusie over het algemeen op een redelijk gelijkaardige manier formule technisch meegenomen. Met betrekking tot convectie zijn de basisvergelijkingen gelijk, maar worden deze anders verwerkt in de detailformules. Zo gaan Johnson & Ettinger en Ferguson er vanuit dat het


35

drukverschil zich slechts op een geringe afstand van het gebouw laat gelden. Zo beschouwt Johnson & Ettinger standaard de diepte van de kelder als de afstand waarover het drukverschil speelt (waarbij de top van de capillaire zone dieper moet zijn dan de diepte van de kelder). Uitgangspunt hierbij is dat de verontreiniging via diffusie aangevoerd wordt naar de beïnvloedingszone waar drukverschil speelt. Eens in de beïnvloedingszone spelen zowel het convectief transport als diffusie. Volasoil daarentegen laat het drukverschil spelen over de totale afstand tussen top van de capillaire zone en de onderzijde van het gebouw. Mogelijk wordt dit ingegeven door het feit dat grondwater in Nederland typisch op een geringe diepte gesitueerd is. Bij convectie moet de grootte van de luchtstroom vanuit het vaste deel van de aarde naar binnen- / kelderlucht berekend worden. Hierbij moet rekening gehouden worden met de oppervlakte waardoorheen dit transport optreedt. Bij een betonnen vloer is deze oppervlakte beperkt tot de oppervlakte van de spleten en barsten in de keldervloer en keldermuren. Blijkbaar is dit niet zo eenvoudig te berekenen. In Johnson & Ettinger wordt een veronderstelling gemaakt waarbij het transport plaatsvindt via de naad tussen keldervloer en keldermuur (hoewel de voorafgaandelijke toelichting het wel heeft over transport doorheen barsten en spleten in de gehele kelderconstructie) met een transportformule doorheen een cilindrisch concept. Bij Ferguson wordt ook het begrip omtrek van het gebouw (= naad) ingevoerd vermenigvuldigd met een niet nader verklaarde lengte, zodanig dat de bekomen oppervlakte gelijk is aan de oppervlakte waardoorheen het convectief transport optreedt. In het geval van Volasoil ligt het geheel eenvoudiger (geen beton), en wordt de gehele vloeroppervlakte meegenomen. Bij de berekening doorheen de vloer tussen kelder en binnenruimte wordt rekening gehouden met de oppervlakte van barsten ten opzichte van de totale vloeroppervlakte. In het Volasoil model heeft men niet te maken met transport doorheen wanden van kelder zoals in Johnson en Ettinger, wat het geheel vereenvoudigt. In Figuur 5 worden de voornaamste criteria weergeven waarmee een softwaremodel voor een bepaalde site kan worden gekozen. Het betreft een richtinggevende tabel.


36

rH um Ri aa sc n( Hu v2 m .0 ) Vo a n( laS -B v3 E oil .1 ) (v RB o 2 pti CA .0 ) eC -N To So Jo olk L il hn it ( so NL v1 n .2) BP & Et Ri US t. ( sc v3 A ( v4 .0 ) .0 3 US )US A A *

Figuur 5: toepasbaarheid van softwaremodellen voor uitdamping vanuit de bodemverontreiniging naar de binnenlucht

Vli e

Softwaremodellen

Bodem Transportproces Concept

Voornaamste bron

Zand Zand leem of zand klei

X

X

Convectief Diffusief

X

Kruipkelder

X

Kelder

X

Vloer direct op de bodem

X

Vaste deel aarde - ondiep

X

Vaste deel aarde - diep > 2,5 m-mv Grondwater - ondiep

X

X X

X

5.1.2

O

O

Diepte verontreiniging vaste deel

O

O

Diepte grondwaterverontreiniging

O

toepasbaar voor het software model

O

toepasbaar met beperkingen

X X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X X

X

Meerdere bodemlagen invoerbaar

X

X X

X

X

Grondwater - diep 3 m-mv

Mogelijkheden

X X

X X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

X

Modellen in functie van gebouwenconstructies In de navolgende tekst wordt aangegeven welke modellen kunnen gebruikt worden voor het berekenen van bepaalde situaties, gebaseerd op de constructie van het gebouw. Een aantal typesituaties worden gegeven. De modellen worden toegelicht met hun beperkingen. Gebouw zonder kelder met betonnen vloer rechtstreeks op de grond Modellen alleen op basis van diffusie (Peclet getal < 1): • Vlier-Humaan 2.0 Modellen op basis van diffusie en convectie (Peclet getal > 1): • Johnson & Ettinger • RBCA Toolkit • Risc • Ferguson (momenteel geen software beschikbaar) Bij Risc-Human is het mogelijk de hoogte van de keldervloer gelijk te stellen aan nul, wat de optie van afwezigheid van een kelder suggereert. De berekeningsresultaten geven onder die omstandigheden een binnenluchtconcentratie = 0, waardoor het model toch niet bruikbaar is voor constructies zonder kelder. Vlier-Humaan heeft als beperking dat de maximale diepte waarop een verontreiniging kan ingevoerd worden 1,5 m-mv is. Ferguson berekent in vrij gedetailleerde mate de fluxen doorheen de vloer en wanden van de


37

woning. Hierbij wordt rekening gehouden met de opbouw van bijvoorbeeld de vloerplaat. Ferguson heeft (volgens de publicaties) als beperking dat de verontreiniging in onmiddellijk contact moet staan met het gebouw. Hoe dit in de nog niet beschikbare software gebruikt wordt, is niet geweten. Gebouw met kelder met betonnen vloer Modellen alleen op basis van diffusie: • Vlier-Humaan • Risc-Human Modellen op basis van diffusie en convectie: • Johnson & Ettinger • Risc • RBCA Toolkit Vlier-Humaan heeft als beperking dat de maximale diepte waarop een verontreiniging kan ingevoerd worden 1,5 m-mv is. Zowel Vlier-Humaan als RiscHuman gaan uit van de veronderstelling dat de concentratie in de binnenlucht een bepaalde fractie is van de concentratie in de kelderlucht, met standaardwaarde 0,1. Dit is vermoedelijk gebaseerd op de aannames voor een kruipkelder. Deze fractie is aan een aantal factoren onderhevig. Onder meer de ventilatie van de kelder en de binnenruimte, de luchtstroom tussen kelder en binnenruimte, en het volume van de binnenruimte ten opzichte van de kelder spelen een rol Johnson & Ettinger gaat uit van één compartiment als binnenruimte en houdt daardoor niet specifiek rekening met de aanwezigheid van een aparte kelder voor de berekening van de binnenluchtconcentratie. De flux, die de woning binnenkomt, wordt gemengd met de aanwezige binnenlucht, rekening houdend met een bepaalde verversingsflux van de woning. Enerzijds is er bij een kelder een vrij goede ventilatie tussen kelder en binnenlucht (bijvoorbeeld: vloerconstructie, kelderdeur); anderzijds heeft een kelder over het algemeen ook een zekere directe ventilatie door ventilatieopeningen, die maken dat niet alle kelderlucht de binnenlucht zal bereiken. Mogelijk treedt hierbij een overschatting op. RBCA houdt geen rekening met de aanwezigheid van een aparte kelder (afstand verontreiniging tot keldervloer) bij de berekening van fluxen, omdat het gebouw als één compartiment wordt aanzien. Gebouw met kruipkelder zonder verharding van de vloer Modellen alleen op basis van diffusie: • Vlier-Humaan • Risc-Human Modellen op basis van diffusie en convectie: • Volasoil • Risc-Human (VolaSoil optie) • Ferguson (momenteel geen software beschikbaar) Vlier-Humaan heeft als beperking dat de maximale diepte waarop een verontreiniging kan ingevoerd worden 1,5 m-mv is. Zowel Vlier-Humaan als RiscHuman gaan uit van de veronderstelling dat de concentratie in de binnenlucht een bepaalde fractie is van de concentratie in de kruipkelderlucht, met standaardwaarde 0,1. Deze fractie is aan een aantal factoren onderhevig. Onder


38

meer de ventilatie van de kelder en de binnenruimte, de luchtstroom tussen kelder en binnenruimte, en het volume van de binnenruimte ten opzichte van de kelder spelen een rol. Volasoil is specifiek ontwikkeld voor de situatie van een kruipkelder en voert vrij gedetailleerde berekeningen uit van de aanvoer vanuit kruipkelder naar binnenlucht op basis van eigenschappen van de vloer van de binnenruimte. Bij Ferguson geldt in principe een constructie met een beperkte kruipkelder boven maaiveld. Qua berekeningswijze kan dit evenwel gelijkaardig aan een ondergrondse kruipkelder (gelijk oppervlak voor diffusie en convectie door verwaarlozing van betonnen muren in berekeningen in Volasoil omdat transport doorheen de onverharde vloer veel belangrijker is). Beide hebben als doelstelling voldoende ventilatie te voorzien tussen bodem en binnenlucht en hebben ventilatieopeningen bovengronds. Ferguson gaat in de publicaties evenwel uit van de situatie dat het gebouw in direct contact staat met de verontreiniging. Of dat in de nog niet beschikbare software behouden blijft, is niet geweten. Gebouw met kruipkelder met betonnen vloer Modellen alleen op basis van diffusie: • Vlier-Humaan • Risc-Human Modellen op basis van convectie en diffusie: • Ferguson (momenteel geen software beschikbaar) Vlier-Humaan heeft als beperking dat de maximale diepte waarop een verontreiniging kan ingevoerd worden 1,5 m-mv is. Zowel Vlier-Humaan als RiscHuman gaan uit van de veronderstelling dat de concentratie in de binnenlucht een bepaalde fractie is van de concentratie in de kruipkelderlucht, met standaardwaarde 0,1. Deze fractie is aan een aantal factoren onderhevig. Onder meer de ventilatie van de kelder en de binnenruimte, de luchtstroom tussen kelder en binnenruimte, en het volume van de binnenruimte ten opzichte van de kelder spelen een rol. Bij Ferguson geldt in principe een constructie met een beperkte kruipkelder boven maaiveld. Qua berekeningswijze kan dit vermoedelijk niet geheel gelijkgesteld worden aan een ondergrondse kruipkelder (ander oppervlak voor diffusie en convectie). Beide hebben wel als doelstelling voldoende ventilatie te voorzien tussen bodem en binnenlucht en hebben ventilatieopeningen bovengronds. Ferguson gaat in de publicaties evenwel uit van de situatie dat het gebouw in direct contact staat met de verontreiniging. Of dat in de nog niet beschikbare software behouden blijft, is niet geweten. Op dit ogenblik is dus geen software beschikbaar, die toelaat om de situatie van een gebouw met betonnen kruipkelder door te rekenen en waarbij zowel convectie als diffusie in rekening gebracht worden.

5.1.3

Aanbeveling voor het gebruik van modellen •

Gebruik voor de berekeningen een (minimum,) gemiddeld en maximale gemeten concentratie in het grondwater of de onverzadigde zone. Genereer een range van berekende bodemlucht of binnenluchtconcentraties. Focusseer hierbij op de gevoeligste modelparameters zoals bijvoorbeeld water- en luchtgevulde porositeit, bodemluchtpermeabiliteit, drukverschillen en de diepte


39

•

• •

•

•

•

•

•

•

van de verontreiniging. Het is aanbevolen om de parameters te meten met voldoende ruimtelijke spreiding en meermaals in de tijd (temporele spreiding). Ook dient goed bekeken te worden hoe de parameters in het formularium worden toegepast en of het softwaremodel gevoelig reageert voor de parameter. Indien zowel in de onverzadigde zone als in het grondwater verontreiniging aanwezig is dan kunnen best gemeten worden in de kelder- of binnenlucht voor meerdere meettijdstippen. Hierdoor wordt een gecumuleerde concentratie bepaald. Op het niveau van detectielimieten overschatten modellen de berekende bodemluchtconcentratie op basis van gemeten grondwaterconcentratie. Een combinatie van modelleren en monitoring in het vaste deel van de aarde of binnenlucht is aan te bevelen. Monitoring van binnenlucht kan plaatsvinden via diffusieve samplers in binnenlucht of kelder. Bodemlucht dient nog actief bemonsterd te worden. De combinatie van modelleren en metingen kan de onzekerheid van de berekende binnenluchtconcentratie reduceren. Het uitvoeren van bodemluchtmetingen kan helpen bij; het kalibreren van de berekende theoretische evenwichtpartitionering van softwaremodellen, het kalibreren van het berekende diffusief transport en is vooral aanbevolen bij de aanwezigheid van puur product. Het toetsen van de binnenluchtconcentratie aan de TCL kan via verschillende softwaremodellen, maar de berekening van de dosis via de inhalatoire weg dient voornamelijk met het formularium van Vlier-Humaan te worden uitgevoerd. Veel andere softwaremodellen benaderen dit anders dan VlierHumaan. De fysico-chemische data, zoals oplosbaarheid, dampdruk of Henry coëfficiënt, van de stoffen plus de toxicologische data, zoals TCL en TDIinhalatoir, dienen bij gebruik van softwaremodellen te worden aangepast aan de data opgenomen in de “Herziene basisinformatie humane risico-evaluatie, Deel 4-SN - Stofdata normering”. Daarnaast dienen modelparameters, zoals verblijfstijden en scenariospecifieke waarden, in de mate van het mogelijk aangepast te worden aan die van Vlier-Humaan. Modelparameters en scenario specifieke waarden worden beschreven in “Deel 1-H - Werkwijze voor het opstellen van bodemsaneringsnormen” (OVAM, 2004c) en “Deel 3-H – Formularium VlierHumaan” (OVAM, 2004e) van de Herziene basisinformatie voor humane risicoevaluatie. Uit OVAM (2004b) bleek dat het niet aanpassen van voorvermelde data en parameters alleen al aanleiding kan zijn tot aanzienlijke verschillen (grootteordes) tussen de softwaremodellen. Uit de resultaten van de studie OVAM 2004b bleek dat naast Vlier-Humaan het model van Johnson en Ettinger als een goed alternatief kan worden toegepast als convectie erg belangrijk wordt. Voor bepaalde sites kan VolaSoil vanuit toepasbaar modelconcept worden gebruikt. Echter het aanpassen van de fysico-chemische en toxicologische data in gewenst bij het gebruik van andere softwaremodellen. In principe moet men de voorkeur geven aan modellen, die zowel diffusie als convectie in rekening brengen. Zeker voor grondverontreinigingen met een betonnen of kruipkelder is dit belangrijk. Voor grondwaterverontreinigingen speelt vooral diffusie een belangrijke rol en kan een convectieflux minder snel domineren. Softwaremodellen voor uitdamping van bodemverontreiniging naar de binnenlucht kunnen gebruikt worden als eerste beslismoment om naar metingen over te gaan. Indien overschrijdingen plaatsvinden van een TCL kan


40

•

5.2.

dit aanleiding zijn tot meetcampagnes. Metingen dienen uitgevoerd te worden op meerdere tijdstippen (3 maal) en bij voorkeur in verschillende seizoenen. Bij het uitvoeren van bodemluchtmetingen en modelleringen kan het interessant zijn om een “achtergrondwaarde” te bepalen. Sommige verontreinigingen zoals fenolen komen van nature ook in de bodem voor en worden in lage concentraties in de bodemlucht waargenomen. Bij het interpreteren van de data kan een “achtergrondwaarde” een correctiefactor zijn of aangeven waar daadwerkelijk verhoogde concentraties in de bodemlucht worden waargenomen. Indien alle bodemluchtmonsters worden genomen in de verontreinigde zone, dan kan een “achtergrondwaarde” een referentiepunt zijn. Hetzelfde gaat op voor de interpretatie van gemeten concentraties in kelderen binnenlucht. Simultaan dient ook de buitenluchtconcentratie bepaald te worden om de “achtergrondwaarde” te bepalen. Uit OVAM 2004b bleek bijvoorbeeld dat voor bepaalde metingen de buitenluchtconcentratie hoger was dan de binnenluchtconcentratie en de berekende concentraties lager lagen dan dat er gemeten werd in de buitenlucht.

Informatie met betrekking tot de keuze van parameterwaarden De hiernavolgende opsomming geeft voor een aantal belangrijke parameters informatie omtrent de wijze waarop deze bekomen kunnen worden.

5.2.1

Concentratie van de verontreiniging Afhankelijk van de bodemopbouw kan een verontreiniging preferentieel accumuleren in een bepaalde bodemlaag. De bepaling van de concentratie van de verontreiniging gebeurt bij voorkeur in de onderscheiden lagen tussen bodemoppervlak en grondwatertafel. Op die manier wordt een initieel concentratieprofiel bepaald dat representatief is voor de verontreinigde site. Steeds moet het aantal stalen per monsterpunt en het aantal monsterpunten op de site afgewogen worden tegen de budgettaire middelen. Statistische technieken ter bepaling van de gewenste steekproefgrootte uitgaande van de verwachte ruimtelijke variabiliteit (heterogeniteit) van de bodemverontreiniging kunnen hierbij uitkomst bieden. Het verdient aanbeveling dat de concentratie van de verontreiniging gemeten wordt in de bodemfase waarin de stof beweegt, hetzij lucht of water. Afhankelijk van de beschikbare meettechniek, de financiële middelen en de bereikbaarheid van de staalnameplaats, wordt gekozen voor een meting in bodemlucht, poriewater, vast fase of grondwater.

5.2.2

De ligging van de kern en pluim Als de kern bijvoorbeeld een ondergrondse tank is en deze onder het gebouw ligt, zal de maximale concentratie de meest representatieve zijn. De aanvoer van verontreiniging op een grotere diepte verloopt meestal traag. De meest representatieve diepte voor grondwaterverontreinigingen is de concentratie net onder de grondwatertafel. De diffusie uit het dieper verontreinigd grondwater is meestal een trage stap (diffusie is snelheidsbepalend).


41

5.2.3

Diepte van de verontreiniging De gemiddelde hoogste grondwaterstand (GHG) kan wordt geschat op basis van de boorbeschrijvingen, waarin gleyverschijnselen kunnen worden waargenomen ten gevolge van wisselende oxidatie en reductieomstandigheden. De gemiddelde hoogste grondwaterstand is van belang om een worst case inschatting te kunnen maken. Er zijn niet veel modellen die toelaten om bodemgelaagdheid in te voeren en mee te modelleren. Vaak wordt verondersteld dat het vaste deel van de aarde homogeen is met overal dezelfde bodemeigenschappen. Indien een gelaagdheid kan worden ingevoerd, wordt karakterisatie van de verschillende lagen belangrijk. Indien het grondwater op grote diepte voorkomt is het soms erg duur om grondwaterstalen te kunnen nemen. In dit geval kunnen ook bodemluchtmonsters genomen worden op een bepaalde diepte (gemiddelde diepte van de verontreiniging). De bodemluchtconcentratie kan aldus via verschillende wegen worden verkregen. Via bodemluchtmetingen of via verdelingsconstantes met een totale bodemconcentratie. De laatste methode geeft geen accurate bodemluchtconcentratie. Bij het bepalen van de diepte van de verontreiniging in het grondwater is het bepalen van de capillaire zone van belang. Deze kan bij leem of kleibodems dikker zijn. Bij bepaalde software modellen dient de dikte van de capillaire zone te worden ingegeven, omdat uitdamping naar buitenlucht vanuit de top van de capillaire zone plaatsvindt.

5.2.4

Bodemporositeit en soortelijke massa Voor de soortelijke massa en de porositeit van het vaste deel van de aarde kunnen in functie van het bodemtype een aantal vuistregels gegeven worden. Voor een nauwkeuriger inschatting kunnen metingen worden uitgevoerd. De totale porositeit (totaal porievolume) van een bodem wordt, naargelang de omstandigheden, ingenomen door water en lucht, waarbij de verhouding van water tot lucht zeer veranderlijk is. Het totaal porievolume wordt berekend via Vergelijking 5.

Vergelijking 5: totaal porievolume TPV = 100 ⋅ (1 − waarbij: TPV εb εv

εb ) εv

totaal porievolume (totale porositeit) schijnbare dichtheid van de bodem dichtheid van de bodemdeeltjes

Voor puur kwartszand is de schijnbare dichtheid van de bodem (εv) gelijk aan 2,63. Indien veengronden aanwezig zijn gaat deze formule niet op en kan de totale porositeit beter gemeten worden. De schijnbare dichtheid (soortelijke massa - kg/l) van een grond wordt bepaald in gekalibreerde steekringen (100 cm³, hoogte 5 cm en diameter 5 cm). De bodem


42

vertoont evenwel een grote variabiliteit met betrekking tot deze parameters. Tabel 1 geeft een aantal indicatieve waarden voor verschillende bodemtypes.

Tabel 1: schijnbare dichtheid en porositeit in functie van bodemtype (Lijzen, 1996) Bodem

Humusarm zand Humeus zand Leem Klei

Soortelijke massa (kg/l) 1,65 1,29 1,4 1,4

totale porositeit (-) 0,4 0,4 0,5 0,5

watergevulde porositeit (-)

luchtgevulde porositeit (-)

0,13 0,13 0,39 0,39

0,27 0,27 0,11 0,11

De luchtgevulde porositeit wordt berekend uit het verschil van de totale porositeit met de watergevulde porositeit. Het volumegehalte of de watergevulde porositeit kan ook op relatief eenvoudige manier gemeten worden met behulp van steekringen die op de gewenste diepte in het bodemprofiel worden bemonsterd. Het vochtgehalte wordt bepaald door drogen (105 C ° ) en wegen van het monster. De watergevulde porositeit varieert sterk in ruimte en tijd. Hiertoe kan worden gewerkt met een jaargemiddelde dat kan worden berekend met software zoals Hydrus, waarbij de neerslag in rekening wordt gebracht. Indien de dichtheid van de bodem gekend is, kan het volumetrisch vochtgehalte berekend worden uit het gravimetrisch vochtgehalte (w) volgens.

Vergelijking 6: berekening watergevulde porositeit

θ=

εb .w εw waarbij: θ εb εw w

5.2.5

watergevulde porositeit schijnbare droge dichtheid van de bodem dichtheid van water (standaard 1000 kg/m³) gravimetrisch vochtgehalte

Luchtpermeabiliteit De luchtpermeabiliteit van een bodem wordt bepaald door het product van de intrinsieke permeabiliteit (ki) en de relatieve permeabiliteit (krg). In de literatuur zijn voor een aantal bodemsoorten typische permeabiliteiten beschikbaar. Deze worden opgegeven in Tabel 2. Echter deze komen niet geheel overeen met de Belgische bodemklassen.


43

Tabel 2: literatuurwaarden voor luchtpermeabiliteit (Waitz, 1996) Bodemsoort Grof zand Middelgrof zand fijn zand Lemig zand Leem Klei

luchtpermeabiliteit (m²) -10 1.10 -11 3,2.10 -12 3,2.10 -13 3,2.10 -14 3,2.10 -16 1,0.10

Daarnaast zijn in Tabel 3 intrinsieke permeabiliteiten berekend voor de bodemklassen uit de Belgische bodemclassificatie op basis van Vergelijking 7 tot en met Vergelijking 10. Wanneer de porositeit en het vochtgehalte gekend zijn, kan de effectieve luchtpermeabiliteit voor de bodem berekend worden. Let wel dat, gezien de grote variabiliteit in een bodem, de berekende waarden slechts een schatting zijn en werkelijke waarden voor één bodemtype een grootteorde uit elkaar kunnen liggen.

Vergelijking 7: berekening van de luchtpermeabiliteit k v = k i ⋅ k rg

Vergelijking 8: berekening van de intrinsieke permeabiliteiten ki =

Ks ⋅ µw ρw ⋅ g

Vergelijking 9: berekening van de relatieve luchtpermeabiliteit 1 k rg = 1 − S te ⋅ 1 − S te M   

2M

Vergelijking 10: berekening van de effectieve totale vloeistofverzadiging S te =

θ w −θ r n −θr waarbij: ki krg kv Ks µw ρw g Ste M θw θr n

intrinsieke permeabiliteit (m²) relatieve luchtpermeabiliteit (-) luchtpermeabiliteit (m²) verzadigde hydraulische geleidbaarheid van de bodem (m/s) dynamische viscositeit van water (0,001307 kg/m.s bij 10°C) dichtheid van water (0,999 kg/l bij 10 C °) valversnelling (9,807 m/s²) effectieve totale vloeistofverzadiging (-) van Genuchten vormparameter (-) watergevulde porositeit (-) residueel vochtgehalte bij verwelkingspunt (-) totale porositeit (-) (kan vervangen worden door de verzadigde porositeit θs)


44

Op basis van voorgaande vergelijkingen geeft Tabel 3 een overzicht van de intrinsieke luchtpermeabiliteit en bijkomende bodemkarakteristieken voor het berekenen van de bodempermeabiliteit en dit voor Belgische bodemklassen (berekend uit US EPA, 1997 en Vereecken, 1989).

Tabel 3: intrinsieke luchtpermeabiliteit en bijkomende bodemkarakteristieken Bodemklasse zand (Z) Lemig zand (S) licht zandleem (P) Zandleem (L) leem (A) klei (E) zwarte klei (U)

Ks* (m/s) 8,06E-03 2,78E-03 1,11E-03 5,56E-04 5,56E-05 2,78E-04 5,56E-05

ki (m²) 1,07E-06 3,71E-07 1,48E-07 7,41E-08 7,41E-09 3,71E-08 7,41E-09

M (-) 0,405 0,174 -0,087 -0,163 -0,250 -0,587 -0,515

θr (-) 0,04 0,09 0,09 0,09 0,11 0,16 0,27

θs (-) 0,39 0,41 0,37 0,41 0,42 0,44 0,55

* afgeleid uit USEPA en de overeenkomst tussen de US SCS textuurdriehoek en de Belgische textuurdriehoek Waarbij: Ks ki M θr θs

verzadigde hydraulische geleidbaarheid van de bodem (m/s) intrinsieke permeabiliteit (m²) van Genuchten vormparameter (-) residueel vochtgehalte bij verwelkingspunt (-) verzadigingscapaciteit (-)

Luchtpermeabiliteiten kunnen ook gemeten worden door lucht door een bodemkolom te persen en de verplaatsing van de zuiger in functie van de tijd te meten. De meting is echter van die aard dat zij moeilijk in routinematige toepassingen kan worden gebruikt. De keuze van de luchtpermeabiliteitswaarde voor een bepaalde verontreiniging wordt bepaald door de bodemopbouw ter hoogte van het terrein. Is de bodem tussen de verontreinigde zone en het gebouw vrij homogeen, dan kan de luchtpermeabiliteit voor het aanwezige bodemtype gehanteerd worden. In geval van een verticale gelaagdheid in bodemopbouw en gebruik van het model van Johnson & Ettinger, kan een oordeelkundige keuze van waarden voor drie lagen plaatsvinden. Bij gebruik van modellen, die werken met uniforme bodemopbouw, wordt een gewogen gemiddelde luchtpermeabiliteit ("effectieve" luchtpermeabiliteit) gebruikt, zoals weergegeven in Vergelijking 11.

Vergelijking 11: effectieve luchtpermeabiliteit

D eff =

Ld L L L = 1 + 2 + ... + n k v k v1 k v 2 k vn waarbij Deff Ld kv

effectieve luchtpermeabiliteit (cm²/s) dikte van de bodemlaag (cm) bodempermeabiliteit (cm²)


45

Wordt een horizontale heterogeniteit aangetroffen, dan wordt de permeabiliteit van het meest doorlatende bodemtype gehanteerd, omdat hierdoor preferentiële aanvoer kan plaatsvinden.

5.2.6

Drukverschil Voor het drukverschil tussen bodem en binnenlucht kunnen een aantal typische waarden worden gegeven. De drukverschillen ontstaan door effecten van wind op het gebouw, aanzuigende effecten door verwarming (open haard, schouw, verluchtingsopeningen) en mechanische ventilatie (aircondition). Het drukverschil induceert een drukgedreven luchtstroom door de bodemmatrix naar de binnenlucht via scheuren, gaten en openingen. Een conservatieve defaultwaarde van 4 Pa voor ∆P wordt voorgesteld. Het bepalen van onderdruk in de bodem kan geschieden door het plaatsen van pijpjes (2,1 diameter) in de bodem op de gewenste diepte (meestal 0,9 m) en dit te verbinden via een polyethyleenslang met een luchtdruktransductor. Dit gelijkaardig met het nemen van bodemluchtmonsters. Hierdoor wordt de onderdruk in de bodem ten opzichte van de buitenlucht bepaald. De onderdruk in de kelder is moeilijk te meten omdat drukverschillen tussen kelderen buitenlucht minder verschillen.

5.2.7

Verluchting van gebouwen De concentratie van de kruipkelder hangt af van de totale contaminantenflux en ventilatie in deze ruimte. Voor de ventilatiesnelheid in woningen worden waarden gebruikt in VolaSoil die uiteenlopen van 25 tot 150 m³/uur. In de software van Johnson en Ettinger wordt een verversingssnelheid van 0,45 maal per uur gebruikt. Vlier-humaan Ventilatie van kruipkelders De ventilatie in de kruipkelder ten gevolge van drukverschil en verticale luchtbeweging naar de binnenlucht ten gevolge van temperatuurverschillen draagt in grote mate bij tot de ventilatiesnelheid in de kruipkelder. In Nederland (CSoil) en Vlaanderen (Vlier-Humaan) wordt een geometrische ventilatiesnelheid van 1,25 maal per uur gebruikt. Terwijl voor VolaSoil een ventilatiesnelheid voor de kruipkelder van 1,05 maal per uur wordt gebruikt. Ventilatie van kelders De ventilatie van kelders komt grotendeels overeen met deze van kruipkelders. Ook in kelders bevinden zich ventilatieroosters. Voor Vlier-Humaan geldt zowel voor kelders als voor kruipkelders eenzelfde ventilatiesnelheid. Wel wordt er onderscheidt gemaakt naar het gebruikstype. Voor landbouw, wonen, dagrecreatie en verblijfsrecreatie is de ventilatiesnelheid 1,25 maal per uur, terwijl dit voor lichte industrie 2 en voor zware industrie 3 is.


46

5.3.

Nuttige omrekeningsformules

5.3.1

Van bodemluchtconcentratie naar bodemconcentratie Indien bodemluchtmetingen beschikbaar zijn, kunnen deze omgerekend worden naar een bodemconcentratie (Vergelijking 12) voor gebruik in modellen, waar geen invoer van bodemluchtmetingen mogelijk is. In Vergelijking 13 wordt de formule weergeven voor het omrekenen van de Henry-coëfficiënt naar een luchtwaterverdelingscoëfficiënt.

Vergelijking 12: omrekening concentratie in de bodem θ K ×θ  C s = C sa  a + d ' w  H ρ  Vergelijking 13: omrekening Henry-coëfficiënt naar luchtwaterverdelingscoëfficiënt H' =

H R ×T waarbij: Cs Csa θa θw ρ Kd H’ H R T

5.3.2

concentratie in de bodem (mg/kg ds) concentratie in de bodemlucht (mg/l) luchtgevulde porositeit (-) watergevulde porositeit (-) soortelijke massa van de bodem (kg/l) bodem-waterverdelingscoëfficiënt (l/kg) lucht-waterverdelingscoëfficiënt (-) Henry-coëfficiënt (Pa.m³/mol) gasconstante (8,3144 J/mol.K) bodemtemperatuur (K)

Van drijflaagconcentratie naar bodemluchtconcentratie Vervluchtiging vanuit een drijflaag wordt gestuurd door de verzadigingsdampdruk en de molfractie van de beschouwde stof in de drijflaag. In Vergelijking 14 en Vergelijking 15 worden formules gegeven waarmee de bodemluchtconcentratie kan worden bepaald op basis van partieeldruk van de stof en zijn molmassa.

Vergelijking 14: omrekening concentratie in bodemlucht C sa =

PX ⋅ M R ⋅T


47

Vergelijking 15: berekening partieeldruk van de stof

PX = X ⋅ P waarbij: Csa PX M R T X P

concentratie in bodemlucht (mg/l) partieeldruk van de stof (Pa) molmassa (g/mol) gasconstante (8,3144 J/mol.K) bodemtemperatuur (K) molfractie van de stof in de drijflaag (-) dampdruk van de stof (Pa) bij voorkeur op bodemtemperatuur (10 C °)

De molfractie wordt gedefinieerd als het aantal mol van een stof gedeeld door het totaal aantal mol van de stoffen in de oplossing. In een vergelijking ziet dit er als volgt uit.

Vergelijking 16: berekening mol fractie van een stof X1 =

aantal mol stof 1 totaal aantal mol van alle stoffen

De molfracties per stof kunnen worden berekend uit de grondwaterconcentraties. Indien bijvoorbeeld voor verschillende aromaten (Benzeen, Tolueen, Ethylbenzeen en Xylenen) de molfracties bepaald dienen te worden, dan kunnen de grondwaterconcentraties in mg/l worden omgerekend naar het aantal mol/m³ via een deling door de molmassa. Dit kan gedaan worden in Vlier-Humaan. Vervolgens wordt per stof het aantal mol per m³ gedeeld door het totaal aantal gemeten mol per m³ van alle BTEX.

5.3.3

Van grondwaterconcentratie naar bodemconcentratie De vergelijking 17 wordt gebruikt om een grondconcentratie te berekenen zodat het model een poriewaterconcentratie berekent gelijk aan de grondwaterconcentratie.

Vergelijking 17: berekening concentratie vaste deel van de aarde  θ + θa ⋅ H '   Cs = C gw  K d + w ρ   Voor de omrekening van de Henry-coëfficiënt naar waterverdelingscoëfficiënt wordt verwezen naar Vergelijking 13. waarbij: Cs Cgw θa θw ρ Kd H’

de

lucht-

concentratie vaste deel aarde (mg/kg ds) grondwaterconcentratie (mg/l) luchtgevulde porositeit (-) watergevulde porositeit (-) soortelijke massa van de bodem (kg/l) bodem-waterverdelingscoëfficiënt (l/kg) lucht-waterverdelingscoëfficiënt (-)


48


49

6.

Referenties Lijzen, J.P.A., Franken, R.O.G. (1996). Kritische bodembelasting voor prioritaire stoffen: afleiding en toepassing. Rapportnummer 715810017, RIVM, Bilthoven, Nederland. OVAM, juni 2000. beschrijvend bodemonderzoek - standaardprocedure OVAM, 2000. Evaluatie van modellen en meetmethoden voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging, Oktober 2000, uitgevoerd in opdracht van de OVAM OVAM, 2001. Code van goede praktijk voor bodemluchtbemonstering, Provoost J., Bronders J., Van Keer I., Cornelis C., Studie uitgevoerd in opdracht van de OVAM, rapportnummer 2001/IMS/R/219, December 2001 OVAM, 2004a. Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 1: bodemlucht- en binnenluchtmetingen - veldwerk en analyses, OVAM, juni 2004 OVAM, 2004b. Uitdamping en bodemverontreiniging – Deel 2: modelsimulaties, OVAM, oktober 2004 OVAM, 2004c. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 1-H - Werkwijze voor het opstellen van bodemsaneringsnormen OVAM, 2004d. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 2-H - Uitvoeren van een locatiespecifieke humane risico-evaluatie OVAM, 2004e. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 3-H – Formularium Vlier-Humaan OVAM, 2004f. Basisinformatie voor risico-evaluaties – Deel 4-SN - Stofdata normering Ririe, G.T., Sweeney, R.E., Daugherty, S.J., Peuron, P.M. A vapor model that is consistent with field and laboratory data. Proceedings of the 1998 Petroleum Hydrocarbons and organic Chemiscals in Groundwater: prevention, detection and remediation, 1998.

USEPA (1997). User’s guide for the Johnson and Ettinger (1991) model for subsurface vapor intrusion into buildings. prepared by Environmental Quality Management. Vereecken, H., Maes, J., Feyen, J., Darius, P. (1989). Estimating the soil moisture retention characteristic from texture, bulk density, and carbon content. Soil Science, 148 (6), p 389 – 402.


50

Waitz, M.F.W., Freijer, J.I., Kreule, P., Swartjes, F.A. (1996). The VOLASOIL risk assessment model based on CSOIL for soils contaminated with volatile compounds. Rapportnummer 715810014, RIVM, Bilthoven, Nederland.


51

7.

Bijlage 1: Checklist voor uitvoeren van bodemluchtmetingen Datum: Project: Meetomstandigheden • Grondwaterstand: • Vochtigheid bodem: • Weer : • Temperatuur : • Vochtgehalte : regen/vochtig/droog • Wind : veel/gewoon/windstil • Verversing • PIDmetingen omgevingslucht: • Binnen: • Buiten: • Andere bronnen die de meting kunnen beïnvloeden Per meetpunt Bodemluchtfilter: o Plaatsing: Boorbeschrijving Filterdiepte: ten opzichte maaiveld en ten opzichte grondwater Afwerking Verharding o PID meting: tijdspanne tot stabiel signaal + eventuele maximum piek

Verloren punt: o Plaatsing: Boorbeschrijving Filterdiepte: ten opzichte maaiveld en ten opzichte grondwater Afwerking Verharding o PID meting: tijdspanne tot stabiel signaal + eventuele maximum piek

Actief koolmeting: o bemonsteringsduur + debiet o visuele controle vochtigheid in slang + actiefkool

Infrastructuur Verharding Type verharding aanduiden op plan

Gebouw: type kelder


52

Kruipkelder: 0 Neen 0 Ja 0 Gebetonneerd: 0 Met steengruis, kiezel of iets dergelijks: 0 Open (niet verhard) Hoogte: ca. ……. meter Oppervlakte/ligging (aan te duiden op plan) Kelder: 0 Neen 0 Ja Hoogte: ca. ……. meter Oppervlakte/ligging (aan te duiden op plan)


53

8.

Bijlage 2: Uitklapschema


54

Bepaling humaan risico

Actuele of potentiële bodemgebruik

ACTUEEL BODEMGEBRUIK

Klachten bewoners

POTENTIEEL BODEMGEBRUIK

NEE

JA Representatieve binnenluchtmetingen

Is er humaan risico?

NEE

JA

Humaan risico

Situatie 1 Onverz. zone

Situatie 2 Drijflaag

Situatie 3 Onverz. zone + grondwater

Metingen uitvoeren in bodem, kelder- of binnenlucht

Situatie 4 Ondiep in grondwater

Situatie 5 Dichtheidsstroming grondwater

Situatie 6 Overige

Modelberekeningen uitvoeren

Is er humaan risico?

NEE

Geen humaan risico

JA JA

JA

Verfijning nodig?

NEE

Humaan risico


55

Uitdamping en bodemverontreiniging Deel 3: Code van goede praktijk voor bepaling van binnenluchtkwaliteit bij bodemverontreiniging

Recommend Documents