HANDELINGSKADER VOOR HET OMGAAN MET ORGANOCHLOORBESTRIJDINGSMIDDELEN IN DE BODEM VAN DE KROMME RIJNSTREEK

Bijlage 1. Aandachtsgebied voor bodemverontreiniging met OCB

Bijlage 2. Conceptueel model voor het verspreidingspatroon van OCB-verontreinigingen

Inleiding

In de Kromme Rijnstreek worden regelmatig diffuse bodemverontreinigingen met organochloorbestrijdingsmiddelen (OCB) aangetroffen. Om te kunnen bepalen hoe om te gaan met deze bodemverontreiniging is inhoudelijke kennis noodzakelijk. In dit document geven we invulling aan een diffuus verspreidingsmodel wat in vergelijking met het standaard verontreinigingsmodel beter past bij de onderzoeksresultaten.

Door het toepassen van dit diffuse verspreidingsmodel zijn we in staat de huidige onderzoeksresultaten beter te interpreteren, toekomstige onderzoeken beter vorm te geven en kunnen we het nut en de noodzaak van uitgevoerde saneringen beter inschatten.

Noodzaak nieuw verspreidingsmodel

De huidige onderzoeksstrategie die wordt gebruikt (NEN 5740 en eventueel NTA 5755) gaat uit van een klassiek verspreidingsmodel (zie afbeelding 1). Dit model is gebaseerd op een goed herleidbare bronlocatie waardoor er met een nader bodemonderzoek een contour is te onderscheiden. Door middel van doelgericht onderzoek is het dus mogelijk de omvang van de verontreiniging nauwkeurig in te schatten en vast te stellen welk gedeelte van een terrein wel en welk gedeelte niet verontreinigd is. Het is dan ook duidelijk welke grond wel en welke grond niet gesaneerd dient te worden. Tijdens de sanering is het mogelijk door middel van wand- en putmonsters te verifiëren of de verontreiniging voldoende is gesaneerd.

Figuur 1: Klassiek verspreidingsmodel

Uit tientallen onderzoeken die de afgelopen jaren zijn uitgevoerd ter plaatse van (voormalige) boomgaarden in de Kromme Rijnstreek blijkt dat het klassieke verspreidingsmodel niet goed aansluit bij verontreinigingen met bestrijdingsmiddelen. De aangetroffen verontreinigingen met DDE zijn namelijk:

• -

  Niet herleidbaar naar een puntbron;

• -

  Niet te verenigen in een interventiewaardecontour;

• -

  Niet reproduceerbaar in vervolgonderzoeken;

• -

  Niet visueel aan te tonen in boorprofielen.

Om de eigenschappen van de verontreiniging beter te kunnen beoordelen is een verontreinigingsmodel nodig dat beter past bij dit type verontreiniging en de bijbehorende onderzoeksresultaten.

Bron verontreiniging

Het belangrijkste verschil tussen verontreinigingen met bestrijdingsmiddelen (met name DDE) en een klassiek verontreinigingsmodel is te herleiden naar de oorsprong. Bestrijdingsmiddelen werden in de jaren dat DDE werd toegepast (naoorlogs tot ongeveer 1970), verneveld (zie figuur 2). Hierdoor is er een diffuse verspreiding ontstaan zoals gevisualiseerd in figuur 3.

Toepassing van verspreidingsmodel op onderzoeksresultaten

Het diffuse karakter van de verontreiniging heeft een aantal belangrijke consequenties voor de interpretatie van onderzoeksgegevens. Dit heeft met name betrekking op het aantreffen van overschrijdingen van interventiewaarden. De maatgevendheid die individuele waarnemingen hebben bij een klassiek onderzoek en het koppelen van deze waarnemingen aan een bepaald gebied of oppervlakte past niet in het verspreidingsbeeld van bestrijdingsmiddelen. De spreiding tussen de waarnemingen is hiervoor te hoog en ook zijn de resultaten onvoldoende reproduceerbaar. De enige maatgevende parameter uit het onderzoek is een aggregatie van alle waarnemingen.

Samen zeggen de waarnemingen namelijk wel iets over het gemiddelde gehalte op de locatie.

Behoefte aan nieuwe onderzoeksstrategie en risicobeoordeling

Zoals aangetoond passen de diffuse verontreinigingen met bestrijdingsmiddelen niet binnen het huidige verspreidingsmodel. Om de verontreiniging juist te interpreteren is dus naast een andere benadering van de resultaten ook een andere onderzoeksstrategie noodzakelijk. De onderzoeksstrategie moet erop zijn gericht om een gemiddelde te beoordelen in plaats van de beoordeling van individuele meetwaarden.

De klassieke risicobeoordeling middels Sanscrit gaat uit van de hoogst gemeten gehalten op onderzoeksniveau.

De uitgevoerde data-analyse, de business case en het daaruit volgende conceptueel model tonen aan dat het realistischer is om bij een verontreiniging met bestrijdingsmiddelen uit te gaan van gemiddelde gehalten.

Toepassing verspreidingsmodel op resultaat van saneringen

De toepassing van het klassieke verontreinigingsmodel heeft in het verleden geleid tot saneringen die waren gebaseerd op een verontreinigingscontour. Door de diffuse eigenschappen van de verontreiniging verlopen deze saneringen vaak onvoorspelbaar. De resultaten van de wandbemonsteringen halen vaak niet de terugsaneerwaarden waardoor er vaak veel meer grond moet worden afgevoerd dan vooraf werd gecalculeerd. Tegelijkertijd blijkt regelmatig uit partijkeuringen van gesaneerde grond (mengmonsters van 50 grepen) dat hier de hergebruiksnormen niet worden overschreden.

Met behulp van het diffuse verspreidingsmodel is deze onvoorspelbaarheid te verklaren. Het opstellen van een saneringscontour (het maatgevend verklaren van een individuele waarneming voor een bepaalde oppervlakte) past namelijk niet bij de aard van de verontreiniging. Daarnaast heeft het saneren middels een saneringscontour andere consequenties:

• 1)

  Er wordt veel relatief schone grond afgevoerd. Deze grond wordt behandeld alsof deze hoge gehalten bevat maar in de realiteit is dit niet zo. Partijkeuringen vanuit reststromen van saneringswerkzaamheden bevestigen deze stelling.

• 2)

  De uitkeuring zegt relatief weinig over het saneringsresultaat. Gezien het diffuse karakter van de verontreiniging kan een uitkeuringsresultaat onder de terugsaneerwaarde zowel een toevalligheid zijn als het daadwerkelijk saneren van het geval.

Samengevat is het saneren op basis van individuele waarnemingen efficiënt noch effectief voor de aanpak van een verontreiniging met bestrijdingsmiddelen.

Bijlage 3. Generieke afweging ecologische risico’s Kromme Rijnstreek

Inleiding

In de Kromme Rijnstreek is er sprake van een diffuse verspreiding van organochloorbestrijdingsmiddelen (OCB) ter plaatse van (voormalige) boomgaarden. Er zijn, conform de Wet bodembescherming, bij het aantreffen van een interventiewaardeoverschrijding risicobeoordelingen uitgevoerd. Deze risicobeoordelingen zijn gericht op het nader in kaart brengen van humane-, ecologische- en verspreidingsrisico’s op locatieniveau. Op basis van de huidige beoordelingsmethodiek zou er plaatselijk sprake zijn van ecologische risico’s, waardoor een sanering noodzakelijk zou zijn.

In deze notitie is beschreven welke uitgangspunten zijn gehanteerd om te komen tot een generieke uitspraak voor het gehele Kromme Rijngebied met betrekking tot de ecologische risico’s en de noodzaak om over te gaan tot een sanering.

Aanleiding generieke risicobeoordeling

Het RIVM (Posthuma et al., 2008) heeft zich eerder uitgesproken over het omgaan met risico’s als gevolg van bodemverontreiniging. Samengevat komt dit neer op het zoveel mogelijk toepassen van maatwerk om een risicobeoordeling zo goed mogelijk te laten passen op de daadwerkelijke verontreinigingssituatie. Hierbij is het noodzakelijk om een goed beeld te hebben van de verontreiniging. Het uitvoeren van een grondsanering is lang niet altijd de maatregel die het beste past bij de gestelde doelen en efficiënt beleid.

Met betrekking tot de verontreinigingen met bestrijdingsmiddelen in de Kromme Rijnstreek hebben we door middel van een data-analyse en het opstellen van een conceptueel model een goed beeld van de verontreiniging. De volgende eigenschappen spelen een rol bij het berekenen van de risico’s:

• 1)

  Er zijn door het hele gebied gehalten boven de interventiewaarde aangetroffen.

• 2)

  Door het zeer diffuse karakter en de slecht reproduceerbare onderzoeksgegevens is het niet verantwoord om oppervlaktes te koppelen aan een bepaald gemeten gehalte. Een worst case gehalte is hier daarom niet op zijn plaats. Het is beter om het gemiddelde te nemen als uitgangspunt.

• 3)

  Er is sprake van een bepaalde bandbreedte in de gemeten gehalten aan bestrijdingsmiddelen. Het gemiddeld gemeten gehalte en het maximaal gemeten gehalten zijn binnen de hele Kromme Rijnstreek vergelijkbaar.

Sanscrit toetsing

Met bovenstaande informatie is het mogelijk om een generieke uitspraak te doen over ecologische risico’s binnen de Kromme Rijnstreek. Hieronder worden de stappen in de risicomodule ingevuld met geaggregeerde gehalten uit de data-analyse:

• -

  Stap 1 – Is er sprake van een geval van ernstige bodemverontreiniging6?

  Het gemiddelde gehalte ligt op veel locaties onder de interventiewaarde. Er kan echter niet worden uitgesloten dat er meer dan 25 m3 sterk verontreinigde grond op de locatie aanwezig is. Hierdoor is stap 2 van de risicobeoordeling relevant.

• -

  Stap 2 – Standaard ecologische risicobeoordeling

  Conform de standaard risicobeoordeling wordt van een aantal representatieve monsters de toxische druk (msPAF7, berekend in procenten) bepaald. Als de toxische druk bij een monster uitkomt boven de 25%, dan wordt er een aantal m2 gekoppeld aan de locatie waarvan het monster afkomstig is. Komt dit boven een grenswaarde uit dan is er modelmatig sprake van ecologische risico’s.

  Bij het invullen van een gehalte is in veel gevallen gebruik gemaakt van een worst-case benadering, een getekende interventiewaarde-contour waarbinnen het hoogst gemeten gehalte gebruikt wordt in de risicobeoordeling. Dit is volgens het conceptueel model een onjuiste toepassing en leidt in veel gevallen tot een overschatting van de (ecologische) risico’s.

  Voor een correcte toepassing van het conceptueel model is een wijziging in de invoervariabelen van Sanscrit noodzakelijk. Omdat we op gebiedsniveau een gemiddeld gehalte hanteren, volgt uit de berekening voor de toxische druk een msPAF van 19,8%8. Dit is lager dan het criterium voor ecologische risico’s.

Interpretatie resultaten

Door de grootschalige toepassing van organochloorbestrijdingsmiddelen is de bodem in Kromme Rijnstreek diffuus verontreinigd geraakt, met name met DDE (DichloroDifenyldichloroEthaan, een afbraakproduct van DDT). Uit een gebiedsanalyse blijkt dat deze diffuse verontreiniging een beperkte negatieve invloed heeft op de ecologische kwaliteit van het gebied. De toxische druk blijft echter onder het criterium uit de Wet bodembescherming. Hierdoor is er geen sprake van een saneringsnoodzaak.

Bijlage 4. Protocol bodemonderzoek (voormalige) boomgaarden Kromme Rijnstreek

Dit protocol beschrijft de te hanteren onderzoeksstrategie in het geval van een (voormalige) boomgaard waar verhoogde OCB-gehalten in de bovengrond worden verwacht. Tevens wordt ingegaan op de toetsing van de onderzoeksresultaten, onder verwijzing naar het stroomschema in bijlage 5.

Tenslotte worden twee voorbeelden gegeven van locaties waar reeds onderzoek naar verhoogde OCB-gehalten in de bovengrond heeft plaatsgevonden. Hoewel deze onderzoeken niet volgens de onderzoeksstrategie uit dit protocol zijn uitgevoerd, kan wel al ‘door de bril’ van de aangepaste toetsing naar de resultaten worden gekeken. Hierbij beantwoorden we de vraag wat de conclusie van de toetsing bij deze twee locaties zou zijn na deze aangepaste toetsing.

Dit protocol betreft overigens alleen een aangepaste strategie voor het onderzoek naar OCB in de bovengrond. Met betrekking tot andere stoffen (anders dan OCB, zoals bijvoorbeeld zware metalen) dient het bodemonderzoek ter plaatse van (voormalige) boomgaarden te voldoen aan het geldende NEN 5740 protocol.

Onderzoeksstrategie bij (voormalige) boomgaardpercelen

Bij het opstellen van een onderzoekshypothese voor een verkennend bodemonderzoek ter plaatse van een boomgaardperceel, wordt uitgegaan van een verdachte onderzoekslocatie (vanwege het gebruik van bestrijdingsmiddelen), een diffuse bodembelasting (d.w.z. geen plaatselijke verontreiniging) en een heterogene verdeling van de verontreiniging (hoge en lage gehalten vlak naast elkaar). De NEN 5740 schrijft de volgende onderzoekshypothese voor: ‘Verdachte locatie, diffuse bodembelasting, heterogeen verdeelde verontreiniging op schaal van monsterneming’ en hierbij hoort de strategie afgekort met VED-HE.

Bij de strategie VED-HE geldt dat de boringen gelijkmatig worden verdeeld over de locatie en dat deze tot een diepte van 50 cm in de verdachte laag worden uitgevoerd. De ervaring heeft echter geleerd dat verhoogde OCB-gehalten met name in de bovenste 30 cm van het (oorspronkelijk) maaiveld worden aangetroffen, ook wel de bouwvoor genoemd. Daarom richt bodemonderzoek naar OCB zich (alleen) op deze bovenste 30 cm.

In onderstaande tabel (in zwart) het schema uit de NEN 5740 (VED-HE) met het aantal voorgeschreven boringen en analyses bij een OCB-onderzoek. Deze opzet betreft alleen grondonderzoek omdat OCB niet of nauwelijks in verhoogde gehalten in het grondwater voorkomen. In de tabel is het totaal aantal boringen vermeld (optelsom van aantal boringen tot 0,5 m, boringen tot 2 m en boring met peilbuis behorende bij NEN5740 VED-HE).

Tabel: onderzoeksstrategie OCB-onderzoek (huidig en aangepast)

In bovenstaand schema is in rood het aantal boringen en analyses vermeld in het geval van OCB-onderzoek bij (voormalige) boomgaarden. De aanpassingen t.o.v. de strategie VED-HE zijn als volgt:

• •

  Bij het hanteren van de NEN 5740, VED-HE worden bij onderzoekslocaties met een oppervlakte kleiner dan 1 ha, maximaal vier mengmonsters geanalyseerd. De ervaring leert dat vier gemeten OCB-gehalten op een oppervlak van 1 ha (10.000 m2) vaak onvoldoende antwoord geven op de vraag of er wel of geen sprake is van een duidelijke bodemverontreiniging en of nader onderzoek dan noodzakelijk is. Om de kans te vergroten dat in een verkennend bodemonderzoek direct betrouwbare uitspraken kunnen worden gedaan, gaat het OCB-protocol bij een oppervlakte van 1 ha uit van de analyse van 10 i.p.v. 4 mengmonsters. Bij het kleinste oppervlak van 100 m2 is het aantal te analyseren mengmonsters verhoogd van één naar twee. Tussen de 100 m2 en 1 ha is het aantal te analyseren mengmonsters vervolgens in stappen verhoogd. Deze verhoging van het aantal analyses tijdens het verkennend bodemonderzoek zal in de meeste gevallen tijdswinst opleveren omdat de kans op vervolgonderzoek kleiner wordt.

• •

  Een mengmonster bestaat uit drie deelmonsters, oftewel uit drie boringen. Ter vergelijking: de NEN 5740 VED-HE schrijft voor dat maximaal vier grondmonsters mogen worden gemengd tot één te analyseren mengmonster.

• •

  Deze strategie gaat uit van het gebruik van rastervakken; in elk rastervak worden drie boringen geplaatst en dit leidt tot één analyseresultaat per rastervak. Dus bij een oppervlak van 1 ha boomgaard horen 10 rastervakken met in elk rastervak drie boringen. Alle rastervakken dienen ongeveer even groot te zijn en de drie boringen per rastervak worden in de vorm van een ‘driehoek’ verspreid over het rastervak geplaatst, waarbij de afstand tot de boringen in het naastgelegen rastervak voldoende groot moet zijn. De rastervakken nemen in oppervlakte toe naarmate de onderzoekslocatie groter is. In bovenstaande tabel (laatste kolom) is de oppervlakte van het afzonderlijke rastervak berekend op basis van de grootte van de onderzoekslocatie en het aantal rastervakken. De maximale grootte van een rastervak is 1000 m2.

• •

  Bij grote locaties (vanaf 2 ha boomgaard) neemt het aantal OCB-analyses relatief af doordat dan niet meer elk rastervak geanalyseerd hoeft te worden. Bij een oppervlak van 2 ha wordt uitgegaan van 20 rastervakken van elk 1000 m2 waarvan slechts 14 rastervakken geanalyseerd moeten worden. De geanalyseerde rastervakken dienen verspreid over de onderzoekslocatie te liggen. Bij een oppervlak vanaf 10 ha vinden er 22 analyses plaats en vanaf dat moment sluit deze aangepaste onderzoeksstrategie (m.b.t. het aantal analyses) weer aan op de NEN5740 VED-HE.

Toetsing van de analyseresultaten

Zoals hierboven beschreven wordt per rastervak één mengmonster bestaande uit drie deelmonsters (van de bovengrond) samengesteld en geanalyseerd. Hieruit volgt een gemiddeld DDE-gehalte (= de stof die het vaakst een verhoogd gehalte laat zien) per rastervak. Elk rastervak wordt dus apart getoetst. Vervolgens zijn er drie mogelijkheden na toetsing:

• 1.

  Bij een DDE-gehalte kleiner dan of gelijk aan de interventiewaarde zijn vervolgstappen (zoals een nader onderzoek of een bodemsanering) in dat betreffende rastervak niet nodig.

• 2.

  Bij een DDE-gehalte groter dan de interventiewaarde maar kleiner dan 2,5 x de interventiewaarde dient nader onderzoek plaats te vinden in dat rastervak: in het rastervak worden 6 nieuwe boringen geplaatst waaruit 2 nieuwe mengmonsters (elk uit 3 deelmonsters) worden samengesteld en geanalyseerd. Van dat rastervak zijn dan drie analyseresultaten bekend, één van het verkennend onderzoek en twee van het nader onderzoek, die vervolgens gemiddeld worden. Dat gemiddelde DDE-gehalte (op basis van 3 mengmonsters) wordt dan opnieuw getoetst:

  • a.

    Bij een gemiddeld DDE-gehalte kleiner of gelijk aan de interventiewaarde zijn vervolgstappen niet nodig.

  • b.

    Bij een gemiddeld DDE-gehalte groter dan de interventiewaarde (maar kleiner dan 2,5 x de interventiewaarde) gelden de aanvullende specifieke voorwaarden.

  • c.

    Vanwege de sterke heterogeniteit kan het zelfs zo zijn dat het gemiddeld DDE-gehalte alsnog groter is dan 2,5 x de interventiewaarde. In dat geval is dit handelingskader niet van toepassing en is er sprake van een duidelijke DDE-bodemverontreiniging die, in overleg met het bevoegd gezag, als zodanig aangepakt dient te worden.

• 3.

  Bij een DDE-gehalte groter dan 2,5 x de interventiewaarde is het handelingskader (in principe) niet meer van toepassing. Echter ook dan heeft de initiatiefnemer alsnog de mogelijkheid om 6 nieuwe boringen te plaatsen en het gemiddelde te bepalen van 3 mengmonsters. Vervolgens kan het resultaat worden getoetst zoals hierboven beschreven bij 2.

Toetsing gebiedsspecifiek OCB-beleid aan een reeds uitgevoerde bodemonderzoek

Bovenstaande strategie en toetsing zijn vergeleken met de uitvoering en resultaten van twee reeds uitgevoerde bodemonderzoeken ter plaatse van (voormalige) boomgaarden in de gemeente Wijk bij Duurstede. Onderstaand wordt de OCB-verontreiniging van beide locaties beschreven, zonder deze locaties specifiek te noemen:

Locatie A: Grote onderzoekslocatie met een oppervlakte groter dan 10 hectare met functiewijziging naar natuur.

• •

  Het onderzoek is in twee fasen uitgevoerd waarbij de boringen niet d.m.v. rastervakken maar wel ruimtelijk verdeeld over de locatie zijn geplaatst.

• •

  In fase 1 zijn 11 (individuele) bovengrondmonsters (laag 0,0 – 0,3 m-mv) geanalyseerd op OCB. Ter plaatse van twee boringen werd de interventiewaarde overschreden, respectievelijk 1,6 en 2,0 x interventiewaarde. In fase 2 zijn 13 (individuele) bovengrondmonsters (laag 0,0 – 0,3 m-mv.) geanalyseerd op OCB. Ter plaatse van twee boringen werd de interventiewaarde voor DDE overschreden, respectievelijk een overschrijding van 2 x interventiewaarde en een overschrijding van 1,5 x interventiewaarde.

• •

  Opgeteld zijn dus in twee fasen in totaal 24 bovengrondmonsters geanalyseerd en na toetsing bleken hiervan (slechts) vier bovengrondmonsters een sterk verhoogd DDE of DDT gehalte te bevatten (maximaal 2x de interventiewaarde). De betreffende vier boringen liggen op grote afstand van elkaar (tussen de boringen afzonderlijk meer dan 100 meter) en tussen deze vier boringen zijn in andere boringen veel lagere OCB-gehalten gemeten. Om deze vier boringen kan geen interventiewaardecontour worden getrokken waarbinnen de bovengrond ‘overal’ sterk verontreinigd is met OCB.

• •

  In het rapport concludeert het adviesbureau dat de gehele onderzoekslocatie heterogeen licht tot sterk verontreinigd is met DDE en dat het daarmee een geval van ernstige bodemverontreiniging betreft. Ook concludeert het adviesbureau dat, na een Sanscrit-berekening, er sprake is van een spoedeisende bodemsanering (vanwege ecologische risico’s).

• •

  Weliswaar is er sprake van interventiewaarde-overschrijdingen maar het maximaal gemeten DDE-gehalte van alle 24 bovengrondmonsters bedraagt (omgerekend naar 10% OS) 4,6 mg/kg, hetgeen ruim onder 2,5 x de interventiewaarde ligt. Dit betekent dat deze locatie qua verontreinigingsgraad goed past binnen het algemene beeld in het aandachtsgebied.

• •

  Stel de resultaten van deze locatie zouden getoetst zijn volgens het stroomschema in bijlage 5. Op basis van de analyseresultaten zou er een kans zijn geweest dat een rastervak een gemiddeld DDE-gehalte zou opleveren dat de interventiewaarde zou overschrijden. De kans dat dit rastervak (na aanvullend onderzoek, op basis van drie mengmonsters) een gemiddeld DDE-gehalte zou bevatten dat de interventiewaarde zou overschrijden, is echter klein. De verwachting is daarom ook dat op deze locatie alleen de algemene voorwaarden (het Besluit bodemkwaliteit en de huidige Nota Bodembeheer) van toepassing zouden zijn en dat sanerende maatregelen niet nodig zouden zijn.

Locatie B: Kleine onderzoekslocatie met een oppervlakte van ca. 2500 m2 met functiewijziging naar bedrijventerrein

• •

  Ook op deze locatie heeft bodemonderzoek naar DDE-gehalten in de bovengrond in twee fasen plaatsgevonden. Nadat in het verkennend onderzoek sterk verhoogde DDE-gehalten waren aangetroffen is in een nader onderzoek geprobeerd om de omvang van deze DDE-verontreiniging (verschillende spots) beter in kaart te brengen. Uiteindelijk zijn 30 DDE-analyses uitgevoerd.

• •

  Het hoogst gemeten DDE-gehalte bedroeg 4,32 mg/kg hetgeen past in het beeld wat we tot nu toe gezien hebben t.p.v. (voormalige) boomgaarden.

• •

  Stel deze locatie zou volgens de nieuwe onderzoeksstrategie onderzocht zijn, dan was de locatie verdeeld in 6 rastervakken. In eerste instantie zouden dan 6 analyses (één per rastervak) uitgevoerd zijn.

• •

  Mogelijk dat één rastervak dan aanvullend onderzocht had moeten worden a.d.h.v. twee aanvullende mengmonsters. De kans dat het gemiddelde van deze 3 mengmonsters dan nog de interventiewaarde zou overschrijden wordt klein geacht.

• •

  Conform de nieuwe onderzoeksstrategie zouden dan 8 DDE-analyses (i.p.v. de nu verrichte 30 DDE-analyses) zeer waarschijnlijk het beeld hebben opgeleverd dat sanerende maatregelen of aanvullende voorwaarden niet nodig zouden zijn.

Bijlage 5. Stroomschema toetsing en beoordeling onderzoeksresultaten