<b>Bijsluiter</b>. De hyperlink naar het originele document werkt niet meer. Daarom laat Woogle de tekst zien die in dat document stond. Deze tekst kan vreemde foutieve woorden of zinnen bevatten en de opmaak kan verdwenen of veranderd zijn. Dit komt door het zwartlakken van vertrouwelijke informatie of doordat de tekst niet digitaal beschikbaar was en dus ingescand en vervolgens via OCR weer ingelezen is. Voor het originele document, neem contact op met de Woo-contactpersoon van het bestuursorgaan.<br><br>====================================================================== Pagina 1 ======================================================================

<pre>Omgevingslawaai beoordelen
Voorstel voor een uniform systeem van geluidmaten
ter beoordeling van hinder en slaapverstoring door geluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 1 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 2 ======================================================================

<pre></pre>

====================================================================== Einde pagina 2 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 3 ======================================================================

<pre>Omgevingslawaai beoordelen
Voorstel voor een uniform systeem van geluidmaten
ter beoordeling van hinder en slaapverstoring door geluid
Gezondheidsraad: Commissie ‘Uniforme geluiddosismaat’
aan
deMinister van Volksgezondheid, Welzijn en Sport
deMinister van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer
deMinister van Defensie
deMinister van Verkeer en Waterstaat
Nr 1997/23, Rijswijk, 20 oktober 1997
</pre>

====================================================================== Einde pagina 3 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 4 ======================================================================

<pre>Deze publicatie kan als volgt worden aangehaald:
Gezondheidsraad: Commissie ‘Uniforme geluiddosismaat’. Omgevingslawaai beoorde-
len. Rijswijk: Gezondheidsraad, 1997; publicatie nr 1997/23.
auteursrechts voorbehouden
ISBN: 90-5549-190-X
</pre>

====================================================================== Einde pagina 4 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 5 ======================================================================

<pre>  Ten geleide
  Dit rapport bevat de Nederlandse vertaling van het advies ‘Assessing noise exposure
  for public health purposes’, dat op 20 oktober 1997 door de Gezondheidsraad is uitge-
  bracht. Om publicatie van de hoofdtekst van het advies in het Nederlands zoveel moge-
  lijk te bespoedigen, is afgezien van een vertaling van de technische bijlagen (bijlagen D
  tot en met H). Deze zijn hier in de oorspronkelijke, Engelse versie opgenomen.
  Prof dr JA Knottnerus,
  vice-voorzitter
5 Ten geleide
</pre>

====================================================================== Einde pagina 5 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 6 ======================================================================

<pre>6 Omgevingslawaai beoordelen</pre>

====================================================================== Einde pagina 6 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 7 ======================================================================

<pre>    Inhoud
    Samenvatting 9
1   Omgevingsgeluid, een volksgezondheidsvraagstuk 15
1.1 Inleiding 15
1.2 Adviesaanvraag, commissie en werkwijze 16
1.3 Opzet van het advies 16
2   Blootstellingsmaten en gezondheidseffecten 17
2.1 Karakterisering van blootstelling aan geluid in de huidige regelgeving 17
2.2 Invloed van blootstelling aan omgevingsgeluid op de bevolking 18
3   Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid 23
3.1 Toepassing van het stelsel 23
3.2 Eisen 24
3.3 Aanpak 24
3.4 Model voor het afleiden van een blootstellingsmaat voor omgevingsgeluid 25
3.5 Afleiding van de EEL 26
3.6 Een geluidmaat voor de beoordeling van slaapverstoring (ENEL) 33
4   Kanttekeningen bij het voorgestelde stelsel 37
4.1 Eisen uit de adviesaanvraag 37
4.2 Verdere overwegingen 39
7   Inhoud
</pre>

====================================================================== Einde pagina 7 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 8 ======================================================================

<pre>4.3 Vergelijking met de huidige Nederlandse regelgeving 40
    Literatuur 43
    Bijlagen 51
A   De adviesaanvraag 53
B   De commissie 57
C   Begrippen en definities 59
D   Activity pattern of the Dutch population 63
E   Exposure-effect relationships for general annoyance 71
F   Adjustments for special characteristics 81
G   Exposure-effect relationships for sleep disturbance 85
H   Stepwise determination of noise metrics 93
8   Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 8 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 9 ======================================================================

<pre>  Samenvatting
  In dit advies doet de Commissie ‘Uniforme geluiddosismaat’ van de Gezondheidsraad
  een voorstel voor een stelsel van maten voor blootstelling aan omgevingslawaai. Het
  stelsel moet dienen voor de risicobeoordeling en beleidsondersteuning met betrekking
  tot de schadelijke gevolgen van die blootstelling voor de gezondheid en het welzijn van
  mensen in de woonomgeving.
  Adviesaanvraag en achtergrond
  De Ministers van Volksgezondheid, Welzijn en Sport en van Volkshuisvesting,
  Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer hebben de Gezondheidsraad gevraagd een
  stelsel van maten voor de blootstelling aan omgevingsgeluid aan te bevelen. Dat stelsel
  moet, aldus de adviesaanvraag, eenvoudig en inzichtelijk zijn, passen binnen bindende
  internationale afspraken en bruikbaar zijn voor alle geluidbronnen buiten de woning.
  Het huidige bestaan van een grote diversiteit van bronspecifieke geluiddosismaten die,
  elk op eigen wijze, verband houden met gezondheidseffecten, vormt de achtergrond
  van de adviesaanvraag.
       Het voorliggende advies is een antwoord op het verzoek van de beide ministers.
  Het maakt deel uit van het nationale beleidsproject Modernisering Instrumentarium
  Geluidbeleid (MIG) dat moet resulteren in een op sterke vereenvoudiging van het
  huidige normstelsel gerichte herziening van het overheidsbeleid. Belangrijke
  doelstellingen zijn: het bewerkstelligen van meer inzichtelijkheid en flexibiliteit
9 Samenvatting
</pre>

====================================================================== Einde pagina 9 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 10 ======================================================================

<pre>   alsmede het overhevelen van meer bevoegdheden naar provinciale en gemeentelijke
   overheden.
   Specificatie van gezondheidseffecten van blootstelling aan geluid
   De adviesaanvraag heeft betrekking op blootstelling aan omgevingsgeluid. In een
   eerdere publicatie van de Gezondheidsraad toonde de Commissie ‘Geluid en
   Gezondheid’ aan dat, op populatieniveau, hinder en slaapverstoring de meest
   voorkomende effecten van deze blootstelling zijn. Het in het voorliggende advies
   beschreven stelsel is zodanig opgezet dat het een mogelijkheid biedt om, onafhankelijk
   van de aard van de geluidbron, de omvang van deze effecten in woongebieden vast te
   stellen. Om dat doel te bereiken worden, op geleide van empirische gegevens, gangbare
   fysische blootstellingsmaten aangepast teneinde bronspecifieke verschillen tussen
   blootstelling-responsrelaties op te heffen.
        Als maat voor de hinder in een populatie wordt in wetenschappelijk onderzoek
   gewoonlijk het ‘percentage ernstig gehinderde personen’ gebruikt, aangeduid als %HA
   (‘highly annoyed’). Als ernstig gehinderd wordt beschouwd iedereen die op een schaal
   van 0 tot 100 (respectievelijk: ‘geheel niet gehinderd’ en ‘uitermate gehinderd’) 72 of
   hoger scoort. Ook in dit advies wordt deze hindermaat gehanteerd.
        Met betrekking tot het effect ‘slaapverstoring’ is er een onderscheid tussen
   enerzijds de hinder die voortvloeit uit aantasting van de slaapkwaliteit door geluid en
   anderzijds het ontwaken uit de slaap ten gevolge van geluid, kortheidshalve aangeduid
   als, respectievelijk, slaaphinder en ontwaken. Analoog aan hetgeen voor hinder is
   gezegd, geldt als maat voor slaaphinder in de populatie het ‘percentage mensen met
   ernstige slaaphinder’ in die populatie (%HS). De maat voor ‘ontwaken’ is het aantal
   malen dat een doorsnee volwassene gedurende diens nachtrust uit de slaap gehaald
   wordt. Deze maat is alleen gespecificeerd voor situaties met geïsoleerd van elkaar
   optredende geluidgebeurtenissen.
   Basisconcept
   Voor de langdurige blootstelling van een bevolkingsgroep aan geluid stelt de
   commissie twee maten voor:
        de EEL (‘environmental exposure level’), geassocieerd met de hinder die, op lange
        termijn, veroorzaakt wordt door dagelijkse blootstelling aan omgevingsgeluid
        de ENEL (‘environmental night-time exposure level’), geassocieerd met de
        slaapverstoring (slaaphinder en ontwaking) die op lange termijn teweeggebracht
        wordt door blootstelling aan nachtelijk omgevingsgeluid
10 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 10 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 11 ======================================================================

<pre>   Beide maten worden zodanig gespecificeerd dat, onafhankelijk van de aard van de
   geluidbron, eenzelfde waarde van EEL respectievelijk ENEL leidt tot eenzelfde niveau
   van hinder respectievelijk slaapverstoring.
        De beschikbare gegevens zijn ontoereikend voor een volledige specificatie van
   EEL en ENEL. De commissie specificeert wel de twee geluidmaten Ladjusted,den en
   Ladjusted,23-07h. Deze geluidmaten zijn te beschouwen als tussenstappen naar EEL en
   ENEL. De commissie geeft in dit advies aan wat nog gedaan moet worden om EEL en
   ENEL volledig te specificeren.
   Bepaling van de EEL
   De bepaling van EEL voor een bepaalde bron van omgevingsgeluid begint met het
   uitdrukken van de mate van blootstelling aan het geluid gedurende een gedeelte van
   een etmaal in het zogeheten ‘equivalente geluidniveau’. Vervolgens worden verschillen
   die voortvloeien uit speciale kenmerken van het geluid (bijvoorbeeld: de aan- of
   afwezigheid van tonale of impulscomponenten), de tijd van de dag en de aard van de
   geluidbron in rekening gebracht.
        De eerste stap in de bepaling van een EEL behelst aanpassen van het equivalente
   geluidniveau in samenhang met speciale fysische kenmerken van het geluid. Dergelijke
   aanpassingen zijn gewenst als er sprake is van:
        niet-impulsief industrieel geluid van laag niveau (voorlopig wordt de volgende
        aanpassing voorgesteld: verhoging van het equivalente geluidniveau met 0 tot 10
        dB(A))
        hoorbare tonen in het geluid (voorlopig wordt de volgende aanpassing voorgesteld:
        0 tot 5 dB(A))
        impulscomponenten in het geluid (de aanpassing: 5 of 12 dB(A)).
   Voor het geluid van de tegenwoordig gebruikelijke vormen van transport zijn
   aanpassingen voor tonale en impulscomponenten volgens de commissie niet
   noodzakelijk. Onderzoek terzake is echter gewenst voor eventuele nieuwe vormen.
        De tweede stap van de EEL-bepaling behelst een aanpassing voor de deelperiode
   van optreden van het geluid binnen een etmaal (de commissie onderscheidt dag: 07.00 -
   19.00 uur; avond: 19.00 - 23.00 uur; nacht: 23.00 - 07.00 uur). Die aanpassing is een
   verhoging met 5 dB(A) voor de ‘avond’ en met 10 dB(A) voor de ‘nacht’. Ter
   verkrijging van de blootstellingsmaat voor een heel etmaal (Ladjusted,den) worden de drie
   aldus aangepaste equivalente geluidniveaus exponentieel gemiddeld.
        De laatste stap in de bepaling van de EEL zou nu een zodanige aanpassing van het
   zojuist bedoelde etmaal-gemiddelde moeten zijn dat de voor de onderscheiden types
   van geluidbronnen (vliegtuigen, weg- en railverkeer, niet mobiele bronnen zoals
11 Samenvatting
</pre>

====================================================================== Einde pagina 11 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 12 ======================================================================

<pre>   fabrieken) geldende blootstelling-responsrelaties met elkaar samenvallen.
   Voornamelijk wegens het ontbreken van algemene consensus over de meest geschikte
   maat voor hinder, acht de commissie het echter nog niet mogelijk die stap definitief te
   zetten. Weliswaar wordt %HA veelvuldig als maat voor hinder gebruikt, maar in
   sommige wetten en voorschriften in binnen- en buitenland komen ook andere maten
   voor. Het maken van een keuze is grotendeels een politieke kwestie. Daarom beschrijft
   de commissie de hier bedoelde laatste stap bij wijze van voorbeeld.
   Bepaling van de ENEL
   De ENEL dient als maat voor de blootstelling aan geluid gedurende de nachtelijke
   periode, dat wil zeggen tussen 23.00 en 07.00 uur. Zoals bij de bepaling van de EEL,
   wordt het equivalente geluidniveau gedurende die periode aangepast voor speciale
   kenmerken van het geluid. Het resultaat is Ladjusted,23-07h. Vervolgens zijn dan
   aanpassingen aan Ladjusted,23-07h nodig wegens verschillen tussen brontypes. Deze laatste
   stap kan de commissie nog niet zetten omdat daartoe nader onderzoek noodzakelijk is
   naar de algemene geldigheid van de beschikbare gegevens over
   blootstelling-responsrelaties voor onderscheiden types van bronnen. De in het advies
   gepresenteerde blootstelling-responsrelaties voor slaaphinder van verkeerslawaai en
   lawaai van stilstaande bronnen is derhalve als voorlopig te beschouwen. Hetzelfde
   geldt voor de gepresenteerde blootstelling-responsrelaties voor ontwaken ten gevolge
   van geïsoleerde nachtelijke geluidgebeurtenissen. Aan beide
   blootstelling-responsrelaties valt wel inzicht in de omvang van de nog noodzakelijke
   aanpassingen te ontlenen.
   Discussie
   De commissie meent dat haar voorstellen in belangrijke mate voldoen aan de eisen die
   in de adviesaanvraag zijn geformuleerd.
   Inzichtelijkheid Het door de commissie ontwikkelde stelsel is in hoge mate inzichtelijk.
   Het gebruik van zowel de EEL als de ENEL betekent dat voor veel relevante
   blootstellingssituaties, aan de hand van eenvoudige formules en ongeacht het type van
   de geluidbron, een goede schatting te maken is van de mate van hinder en
   slaapverstoring door omgevingsgeluid. Ook het gedeeltelijk gespecificeerde systeem
   met Ladjusted,den en Ladjusted,23-07h is veel inzichtelijker dan het huidige Nederlandse systeem.
   Internationale afspraken Het in dit advies gepresenteerde stelsel is vergaand in
   overeenstemming met ISO-document 1996-2 over het beschrijven en meten van
12 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 12 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 13 ======================================================================

<pre>   omgevingsgeluid in de woonomgeving. Ook is er goede aansluiting bij de conclusies
   van een internationale conferentie over de toekomstige Europese regelgeving op het
   gebied van geluid, gehouden in mei 1997 in Den Haag.
   Eenvoud van meting en beoordeling De voorgestelde blootstellingsmaten berusten op
   de equivalente geluidniveaus gedurende bepaalde gedeelten van een etmaal. Deze
   niveaus zijn in principe eenvoudig te gebruiken in berekeningsmodellen en met relatief
   eenvoudige en goedkope apparatuur te meten. De commissie erkent dat het meten van
   woonomgevingsgeluid een gecompliceerde zaak is, bijvoorbeeld door (geluid van)
   menselijke activiteiten in de buurt, variaties in de geluidsituaties van dag tot dag en
   eisen die bestaan om meetresultaten te verkrijgen die bron-specifiek zijn. De bepaling
   van specifieke geluidkarakteristieken — vereist om onderschatting van hinderniveaus
   te voorkomen — vraagt weliswaar meer geavanceerde apparatuur, maar is slechts
   zelden nodig.
       Omdat het stelsel berust op de beschikbaarheid van de numerieke waarden van
   blootstellingsniveaus die representatief zijn voor het gehele jaar, moet de gebruiker
   over een zekere kennis van bepaalde reken- en extrapolatietechnieken beschikken die
   niet altijd aanwezig zal zijn. De commissie erkent dat dit een complicatie betekent,
   maar wijst erop dat geen enkel systeem voor betrouwbare schatting van effecten van
   blootstelling hieraan kan ontkomen.
   Toepasbaarheid De commissie verwacht dat het stelsel in de meeste
   blootstellingssituaties toepasbaar is. Te denken valt aan het geluid van weg-, rail- en
   luchtverkeer, fabrieken, schietbanen en rangeerterreinen. Het is in dit verband
   belangrijk op te merken dat het stelsel is ontworpen voor het schatten van mogelijk
   optredende schadelijke gezondheidseffecten op de lange termijn. Het stelsel is derhalve
   niet geschikt voor het schatten van veranderingen in de mate van hinder of
   slaapverstoring die teweeg worden gebracht door plotselinge wijzigingen, bijvoorbeeld
   de invoering van geluidwerende maatregelen of het in gebruik nemen van een nieuwe
   spoorlijn.
       Evenmin is het stelsel geschikt voor de kwantificering van blootstelling aan geluid
   dat zich betrekkelijk weinig voordoet, zoals dat van overvliegende helicopters (voor
   reddingsdoeleinden), ‘ultra-light’- en reclamevliegtuigjes, popconcerten en
   sportmanifestaties. De commissie beveelt verder onderzoek op dit gebied aan.
       De commissie beseft dat burengerucht en het geluid van incidentele gebeurtenissen
   in de directe omgeving van de eigen woning veel hinder kunnen veroorzaken. Omdat
   echter een grote diversiteit van niet-akoestische factoren een rol speelt in de menselijke
   perceptie van dit soort geluiden, is het onwaarschijnlijk dat, zelfs na eventuele verdere
   aanpassingen, het beschreven stelsel de schatting van hinder in die situaties mogelijk
13 Samenvatting
</pre>

====================================================================== Einde pagina 13 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 14 ======================================================================

<pre>   kan maken. Wellicht kan nader psycho-akoestisch onderzoek licht werpen op de in het
   geding zijnde akoestische, psychologische en sociale variabelen.
       Gebleken is dat mensen relatief heftig kunnen reageren als ze zich bewust worden
   van laagfrequent geluid in hun leefomgeving. De reactie kan dermate sterk zijn dat een
   geschikte aanpassing al snel in de grootteorde van 40 dB(A) zou liggen. Voor een
   dusdanige aanpassing van het stelsel is volgens de commissie meer onderzoek nodig.
       Aanbevelingen inzake de kwantificering en de effecten van blootstelling aan
   hoog-energetisch impulsgeluid (bijvoorbeeld dat van het doorbreken van de
   geluidsbarrière door een vliegtuig) gaan, zo meent de commissie, de reikwijdte van dit
   advies te buiten.
   In haar beraad over de toepasbaarheid van het stelsel, heeft de commissie eveneens de
   mogelijkheid besproken om het geschikt te maken voor het schatten van het
   gecombineerde effect van twee of meer gelijktijdig optredende geluidbronnen, die elk
   ongeveer een gelijke mate van hinder en slaapverstoring veroorzaken. Zij heeft, mede
   gezien de haar toegemeten tijd, geen kans gezien om op basis van de beschikbare
   onderzoekgegevens over dit gecompliceerde onderwerp thans een voorstel te doen.
   Daardoor is het in feite nog niet mogelijk om EEL-waarden en ENEL-waarden van
   verschillende bronnen te aggregeren tot één gecombineerde blootstellingsmaat.
14 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 14 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 15 ======================================================================

<pre>Hoofdstuk 1
          Omgevingsgeluid,
          een volksgezondheidsvraagstuk
1.1       Inleiding
          Nederland kent, evenals andere landen, wettelijke voorschriften om de blootstelling
          van de bevolking aan omgevingsgeluid te beperken. De Gezondheidsraad heeft de Ne-
          derlandse regering verscheidene malen geadviseerd over de stand van wetenschap met
          betrekking tot de invloed van geluid op de gezondheid (GR71, GR91, GR94). Het
          voorliggende rapport bevat een voorstel voor een uniform stelsel van blootstellingsma-
          ten voor omgevingsgeluid.
              Het verzoek aan de Gezondheidsraad om dit advies op te stellen is gedaan in het
          kader van het project Modernisering Instrumentarium Geluidbeheer (MIG-project),
          waarin een aantal ministeries samenwerken. Het beoogde stelsel van blootstellingsma-
          ten voor omgevingsgeluid moet een rol gaan spelen in het herziene beleid ter bestrij-
          ding van geluidhinder in Nederland. Deze beleidsherziening, die op dit moment wordt
          voorbereid, is er op gericht de voorschriften van de Wet geluidhinder uit 1979 te ver-
          eenvoudigen, onder meer door meer flexibiliteit te bieden in het bereiken van beleids-
          doelen en door bevoegdheden te delegeren aan provinciale en gemeentelijke overhe-
          den. De huidige Nederlandse regelgeving met betrekking tot de beoordeling van omge-
          vingsgeluid is nogal complex, mede omdat deze is gebaseerd op verschillende maten
          voor blootstelling aan geluid.
              Het advies kan ook van belang zijn voor de ontwikkeling van beleid op Europees
          niveau (EU96). De Conference on EU Future Noise Policy, die op 21 en 22 maart 1997
          in Den Haag werd gehouden, beval aan met beleidsbeslissingen omtrent een stelsel van
15        Omgevingsgeluid, een volksgezondheidsvraagstuk
</pre>

====================================================================== Einde pagina 15 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 16 ======================================================================

<pre>    geluidmaten te wachten tot de publicatie van de aanbevelingen van de Gezondheids-
    raad over dit onderwerp (VROM97).
1.2 Adviesaanvraag, commissie en werkwijze
    In een brief van 3 februari 1997 verzochten de Minister van Volksgezondheid, Welzijn
    en Sport en de Minister van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieu de
    Voorzitter van de Gezondheidsraad een advies op te stellen omtrent een uniform stelsel
    van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid. Om het gevraagde advies op te stellen
    nodigde de Vice-voorzitter van de Gezondheidsraad deskundigen uit binnen- en buiten-
    land uit om zitting te nemen in de Commissie ‘Uniforme geluidmaat’, de hierna te noe-
    men de commissie.
        In februari 1997 interviewden de beide secretarissen van de commissie de leden.
    Deze interviews hadden ten doel vast te stellen welke onderwerpen prioriteit dienden te
    krijgen in het werk van de commissie en volgens welke criteria literatuur diende te
    worden verzameld en de beschikbare informatie geanalyseerd. Concepten van het com-
    missierapport werden besproken tijdens bijeenkomsten in Oegstgeest op 18 en 19 april
    1997 en op 6 september 1997. Vervolgens heeft de commissie de definitieve tekst van
    het advies schriftelijk vastgesteld.
1.3 Opzet van het advies
    De opzet van het advies is als volgt: In hoofdstuk 3 wordt het aanbevolen stelsel van
    geluidmaten beschreven. Dit hoofdstuk wordt voorafgegaan door een overzicht van de
    effecten van blootstelling aan omgevingsgeluid op de bevolking. Daarnaast beschrijft
    hoofdstuk 2 maten voor omgevingsgeluid die in Nederlandse en buitenlandse regelge-
    ving met betrekking tot omgevingsgeluid worden gehanteerd.
        In hoofdstuk 4 wordt het stelsel van geluidmaten nader besproken. Achtergrondin-
    formatie en een beschrijving van de uitgevoerde analyses zijn opgenomen in de bijla-
    gen, die een integraal onderdeel vormen van dit rapport. Bijlage A bevat de tekst van
    de adviesaanvraag. In bijlage B is de samenstelling van de commissie gegeven. Bijlage
    C bevat definities van begrippen en technische termen en bijlage D verstrekt informatie
    over het activiteitenpatroon van de Nederlandse bevolking. De bijlagen E tot en met G
    bevatten aanvullende informatie, terwijl in bijlage H het bepalen van de aanbevolen ge-
    luidmaten stap-voor-stap wordt besproken.
16  Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 16 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 17 ======================================================================

<pre>Hoofdstuk 2
          Blootstellingsmaten en
          gezondheidseffecten
2.1       Karakterisering van blootstelling aan geluid in de huidige regelgeving
          Basisgrootheden
          In veel gevallen wordt blootstelling aan geluid gedurende een deel van de dag uitge-
          drukt in het equivalente geluidniveau gedurende dat deel van de dag (Ger96, Lam94,
          Got95, ISO87, Val96)*. De formele definitie van het equivalente geluidniveau over een
          periode T (LAeq,T) staat in bijlage C (definitie 1). Blootstelling aan omgevingsgeluid kan
          worden veroorzaakt door als afzonderlijk te onderscheiden gebeurtenissen, zoals over-
          vliegende vliegtuigen of passerende treinen. Zo’n geluidgebeurtenis wordt gekenmerkt
          door de SEL-waarde** (zie bijlage C, definitie 7). Het equivalente geluidniveau van
          een serie afzonderlijke geluidgebeurtenissen gedurende een bepaalde periode is gelijk
          aan de exponentiële som van de SEL-waarden van die gebeurtenissen.***
*         Het equivalente geluidniveau voor een periode T is het exponentiële gemiddelde van de geluidniveaus tijdens die perio-
          de. Door deze exponentiële wijze van middeling krijgen de hogere geluidniveaus meer gewicht dan de lagere.
**        ‘sound exposure level’; SEL is het equivalente geluidniveau van een geluidgebeurtenis, volgens een bepaald voorschrift
          genormaliseerd op een referentietijd van één seconde. De SEL-waarde van een geluidgebeurtenis van 60 s met een equi-
          valent geluidniveau gedurende deze tijd van 80 dB(A) is 80 + 10 lg 60 = 80 + 17,8 = 97,8 dB(A).
***       Bij deze exponentiële optelling van SEL-waarden wordt rekening gehouden met de normalisatie van SEL-waarden op
          een referentietijd van 1 s, door 10 lg (1/T) op te tellen bij het resultaat van de exponentiële som van de SEL-waarden.
          Hebben, bijvoorbeeld, 10 geluidgebeurtenissen elk een SEL-waarde van 97,8 dB(A), dan bedraagt de exponentiële som
          van de SEL-waarden 107,8 dB(A). Doen deze 10 geluidgebeurtenissen zich voor in een periode van 600 s, dan is het
          equivalente geluidniveau voor deze periode gelijk aan 107,8 + 10 lg (1/600) = 107,8 - 27,8 = 80 dB(A).
17        Blootstellingsmaten en gezondheidseffecten
</pre>

====================================================================== Einde pagina 17 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 18 ======================================================================

<pre>      Huidige regelgeving
      Sommige buitenlandse wettelijke voorschriften zijn gebaseerd op het equivalente ge-
      luidniveau gedurende een etmaal, LAeq,24h (definitie 2 in bijlage C; Got95). In andere
      voorschriften wordt het equivalente geluidniveau tijdens de nacht aangepast alvorens
      de exponentiële middeling over 24 uur uit te voeren (ANSI96). Een voorbeeld is de ge-
      luidmaat Ldn (definitie 3 in bijlage C). Ook zijn er voorschriften die uitgaan van Lden,
      een grootheid verkregen door middeling van de equivalente geluidniveaus over een et-
      maal na aanpassing van de equivalente geluidniveau gedurende de avond en de nacht
      (definitie 4 in bijlage C; DEL95b, Kra95a, Kra95b).* De meeste blootstellingsmaten
      voor geluid in de Nederlandse wetgeving (Wet geluidhinder, Luchtvaartwet, Wet Mi-
      lieubeheer), zoals Letmaal (zie definitie 5 in bijlage C), zijn gebaseerd op equivalente ge-
      luidniveaus**.
2.2   Invloed van blootstelling aan omgevingsgeluid op de bevolking
2.2.1 Het Gezondheidsraadadvies ‘Geluid en gezondheid’ van 1994
      In 1994 heeft de internationale Commissie ‘Noise and Health’ van de Gezondheidsraad
      de gegevens over de schadelijke gevolgen van langdurige blootstelling aan geluid voor
      gezondheid en welzijn beoordeeld (GR94). De commissie concludeerde in haar rapport
      dat er voldoende bewijs is om aan te nemen dat blootstelling aan geluid de volgende ef-
      fecten veroorzaakt:
             gehoorverlies
             algemene hinder
*     ‘dn’ is de afkorting van dag-nacht en ‘den’ staat voor dag-avond-nacht (‘day-evening-night’). Zowel in Ldn als Lden is een
      aanpassingsfactor van 10 dB(A) verwerkt voor het nachtgeluid (waarbij de nacht in diverse wettelijke voorschriften is
      gedefinieerd als de periode van 22.00 tot 07.00 uur). In Lden is verder een aanpassingsfactor van 5 dB(A) verwerkt voor
      het avondgeluid (waarbij de avond doorgaans is gedefinieerd als de periode van 19.00 tot 22.00 uur).
**    In de Wet geluidhinder wordt blootstelling aan weg- en railverkeersgeluid en aan industriegeluid uitgedrukt in Letmaal. Let-
      maal is niet een gewogen gemiddelde van de equivalente geluidniveaus, maar in geval van railverkeers- en industriegeluid
      de hoogste van de volgende drie waarden: LAeq,07-19h, LAeq,19-23h + 5 en LAeq,23-07h + 10, en in geval van wegverkeersgeluid de
      hoogste waarde van LAeq,07-19h en LAeq,23-07h + 10. Vliegtuiggeluid in de nabijheid van ‘grotere’ Nederlandse luchthavens
      wordt uitgedrukt in de grootheid B in Kosteneenheden (Ke) (zie definitie 6 in bijlage C). B wordt bepaald uit de maxi-
      male geluidniveaus van overvluchten, het aantal overvluchten en diverse aanpassingsfactoren voor avond- en nacht-
      vluchten. De maximale aanpassingsfactor voor de periode van 24.00 tot 06.00 uur is gelijk aan 10 dB(A). De grootheid
      B is dus geen equivalent geluidniveau, want ze is alleen gebaseerd op de maximale geluidniveaus van overvluchten,
      waardoor de lagere niveaus tijdens overvluchten geen invloed hebben op B. Blootstelling aan geluid van kleinere vlieg-
      tuigen wordt in Nederland uitgedrukt in BKL-waarden. BKL is de afkorting van ‘Belasting Kleine Luchtvaart’. Met het
      oog op slaapverstoring wordt nachtelijke blootstelling aan vliegtuiggeluid in Nederland uitgedrukt in het equivalente ge-
      luidniveau binnenshuis gedurende 7 nachtelijke uren, doorgaans de periode van 23.00 tot 06.00 uur. Nagenoeg alle ge-
      luidmaten worden bepaald op jaarbasis.
18    Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 18 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 19 ======================================================================

<pre>       hypertensie en ischemische hartziekten (aan stress gerelateerde somatische gezond-
       heidseffecten)
       slaapverstoring
       beïnvloeding van het prestatievermogen.
   Aangezien het huidige advies zich beperkt tot blootstelling aan omgevingsgeluid, wordt
   hier verder geen aandacht besteed aan gehoorverlies als gevolg van lawaai: zeer waar-
   schijnlijk draagt blootstelling aan omgevingsgeluid niet bij tot gehoorverlies (GR94).
   Algemene geluidhinder
   Algemene geluidhinder kan worden omschreven als een gevoel van afkeer, boosheid,
   onbehagen, onvoldaanheid of gekwetstheid dat optreedt als geluid gedachten, gevoe-
   lens of activiteiten beïnvloedt (GR94, Sch94a, Sch94b). De mate waarin mensen hinder
   ondervinden van een bepaalde geluidbron wordt onderzocht met behulp van enquêtes,
   waarin vragen over geluidhinder worden voorgelegd aan geselecteerde personen. Vaak
   moeten de antwoorden worden gegeven op een schaal die , bijvoorbeeld, loopt van ‘ge-
   heel niet hinderlijk’ tot ‘zeer hinderlijk’. Na kwantificering wordt de verdeling van de
   antwoorden over de desbetreffende bevolkingsgroep bepaald. Tot de karakteristieke
   kenmerken van zo’n verdeling behoren het gemiddelde en het percentage antwoorden
   boven een bepaalde waarde. De theoretische basis van deze analyse en voorstellen voor
   harmonisering zijn beschreven in een artikel van De Jong en Miedema (Jon95). In veel
   onderzoek worden de resultaten weergegeven als het percentage antwoorden boven 72
   op een schaal van 0 (’geheel niet hinderlijk’) tot 100 (’zeer hinderlijk’). Dit percentage
   wordt aangeduid als het ‘percentage ernstig gehinderden’, %HA* (Mie92, Mie96,
   Sch78, Sch83a, Sha96, Vos85a, Vos85b, ANSI96). De Commissie ‘Noise and Health’
   verwees in haar rapport naar de blootstelling-responsrelaties voor algemene hinder die
   zijn afgeleid door Miedema (Mie92). De blootstelling was uitgedrukt in maten die in de
   regelgeving met betrekking tot geluidhinder worden gehanteerd. De toenmalige com-
   missie sprak geen voorkeur voor één van deze maten uit.
   Hypertensie en ischemische hartziekten
   Over het verband tussen hypertensie en ischemische hartziekten en blootstelling aan
   geluid is erg weinig bekend. Alleen voor blootstelling aan wegverkeers- en luchtver-
   keersgeluid konden verbanden worden afgeleid.
*  HA: ‘highly annoyed’
19 Blootstellingsmaten en gezondheidseffecten
</pre>

====================================================================== Einde pagina 19 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 20 ======================================================================

<pre>      Slaapverstoring
      De Commissie ‘Noise and Health’ besprak diverse aspecten van slaapverstoring: ont-
      waken, verandering van slaapstadium, hinder door slaapverstoring, invloed op de hart-
      slag en op het humeur de volgende dag. Voor ontwaken en verandering van slaapstadi-
      um, achtte zij een verband met blootstelling aan geluid alleen aangetoond voor afzon-
      derlijke nachtelijke geluidgebeurtenissen; daarbij verwees zij naar het werk van Pas-
      schier-Vermeer (Pas94a). Ook hinder ten gevolge van slaapverstoring wordt beoor-
      deeld met behulp van vragenlijsten, die doorgaans deel uitmaken van onderzoek naar
      algemene hinder of van verstoring van bepaalde activiteiten. Voor blootstelling-res-
      ponsrelaties voor hinder door slaapverstoring verwees de Commissie ‘Noise and He-
      alth’ naar de voorlopige resultaten van analyses van Miedema (Mie93). Voor invloed
      op de hartslag en op het humeur de volgende dag gaf zij geen blootstelling-responsrela-
      ties.
      Beïnvloeding van het prestatievermogen
      Bij kinderen die op school aan een hoog geluidniveau van vliegtuigen of wegverkeer
      worden blootgesteld, neemt het prestatievermogen bij de uitvoering van cognitieve ta-
      ken af: ze zijn sneller afgeleid en ze maken meer fouten. In geval van volwassenen zijn
      er slechts beperkt aanwijzingen voor een oorzakelijk verband tussen blootstelling aan
      geluid in de woonomgeving en een verminderd prestatievermogen bij het uitvoeren van
      cognitieve taken. In laboratoriumonderzoek met proefpersonen zijn significante effec-
      ten aangetoond.
2.2.2 Overige informatie
      Gedurende de afgelopen zeven jaar heeft de Sector Milieu van TNO Preventie en Ge-
      zondheid in Leiden originele gegevens van onderzoek naar algemene hinder en speci-
      fieke verstoringen als gevolg van blootstelling aan omgevingsgeluid verzameld en in
      een computerbestand opgeslagen (de ‘TNO-database’; Fie94)*. Het betreft gegevens
      uit onderzoek naar de effecten van geluid van weg-, rail- en vliegverkeer en van plaats-
      gebonden bronnen (industriële vestigingen, rangeerterreinen, schietbanen) in Europa,
      Noord-Amerika en Australië in de jaren ’70 ’80 en ’90 (tot en met 1996). Bij het selec-
      teren en coderen van de gegevens is bijzondere aandacht besteed aan de karakteristie-
      ken van het geluid, de geluidblootstelling en de blootgestelde personen ten einde de
      verschillende onderzoeken zo goed mogelijk met elkaar te kunnen vergelijken (Fid91,
*     Dit project is mogelijk gemaakt met financiële steun van het Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en
      Milieubeheer.
20    Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 20 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 21 ======================================================================

<pre>   Fie82, Fie94, Kry82, Kry83, Sch78). Op dit moment (september 1997) bevat het com-
   puterbestand gegevens van meer dan 60 000 waarnemingen over algemene hinder en
   meer dan 35 000 waarnemingen over slaapverstoring. De opzet van het gegevensbe-
   stand is beschreven tijdens het vijfde Congress on Noise as a Public Health Problem in
   Nice in 1993 (Mie93). Miedema en Vos hebben de resultaten gepubliceerd van een eer-
   ste analyse van de gegevens over algemene hinder (Mie96); een publicatie over bloot-
   stelling-responsrelaties voor algemene hinder ten gevolge van verkeersgeluid is inmid-
   dels afgerond (Mie97). De commissie heeft van deze resultaten gebruik gemaakt; bijla-
   ge E bevat meer gedetailleerde informatie over de genoemde analyses. Op verzoek van
   de commissie zijn aanvullende analyses uitgevoerd met betrekking tot geluidhinder ’s
   avonds en ’s nachts. De resultaten zijn eveneens opgenomen in bijlage E.*
        Kenmerkende voorbeelden van plaatsgebonden, niet aan verkeer gerelateerde ge-
   luidbronnen zijn industriële vestigingen, transformatoren, ventilatoren, koeltorens,
   schietbanen voor kleine vuurwapens, rangeerterreinen, testcentra voor vliegtuigen,
   (grote) smederijen, en pneumatische hamers, die bijvoorbeeld voor onderhoudswerk-
   zaamheden in havens worden gebruikt. Over sommige van deze geluidbronnen bevat
   de TNO-database informatie die echter nog niet volledig is geanalyseerd. De commis-
   sie heeft gegevens over het verband tussen algemene hinder en blootstelling aan geluid
   van deze plaatsgebonden bronnen dan ook op andere wijze verzameld en beoordeeld
   (Fin80, Kür89, Tay87). In bijlage E worden ook blootstelling-responsrelaties bespro-
   ken voor algemene hinder als gevolg van blootstelling aan industrieel geluid met en
   zonder impulscomponenten. Onderzoek naar algemene hinder als gevolg van impulsge-
   luid van kleine vuurwapens (pistolen, geweren) is onderzocht door Vos (Vos95a). Bij-
   lage E bevat een samenvatting van zijn bevindingen.
        Eveneens op verzoek van de commissie zijn met behulp van de TNO-database rela-
   ties afgeleid tussen blootstelling aan geluid ’s nachts en hinder door slaapverstoring.
   Deze relaties bespreekt de commissie in bijlage G.1. In bijlage G.2 wordt een schatting
   gegevens van het aantal ontwakingen door nachtelijke geluidgebeurtenissen op basis
   van Engels en Amerikaans onderzoek (Fid95a, Fid95b, Pea89, Pea96, Oll92).
*  Deze analyses zijn uitgevoerd met financiële steun van het Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en
   Milieubeheer.
21 Blootstellingsmaten en gezondheidseffecten
</pre>

====================================================================== Einde pagina 21 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 22 ======================================================================

<pre>22 Omgevingslawaai beoordelen</pre>

====================================================================== Einde pagina 22 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 23 ======================================================================

<pre>Hoofdstuk 3
          Een stelsel van blootstellingsmaten
          voor omgevingsgeluid
3.1       Toepassing van het stelsel
          De aard van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid wordt in belangrijke maten be-
          paald door het gebruiksdoel van de maten en de beoogde gebruikersgroep. In Neder-
          land zal het gevraagd stelsel van blootstellingsmaten naar verwachting worden gebruikt
          voor:
              de herziening van de huidige regelgeving om het gebied van geluidhinder in de
              woonomgeving
              beslissingen door lokale overheden over de situering van activiteiten die blootstel-
              ling aan geluid met zich meebrengen
              beoordeling van de effectiviteit en doelmatigheid van maatregelen ter beperking
              van geluidhinder
              nationale discussies en beslissingen over grootschalige projecten die van grote in-
              vloed zijn op de blootstelling van de Nederlandse bevolking aan geluid
              het in kaart brengen van geluidhinder voor internationale (EU), nationale en lokale
              doeleinden
              informatieverstrekking aan het publiek door lokale en nationale overheden over de
              huidige en toekomstige blootstelling aan geluid en de gevolgen daarvan voor de ge-
              zondheid.
          Het beoogde stelsel moet in elk geval bruikbaar zijn voor de beoordeling van gezond-
          heidseffecten van blootstelling aan geluid. Lokale overheden moeten de voorgestelde
23        Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 23 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 24 ======================================================================

<pre>    maten kunnen toepassen en het stelsel als geheel moet inzichtelijk zijn voor beleidsma-
    kers en politici.
3.2 Eisen
    In de adviesaanvraag werd de Gezondheidsraad gevraagd een zo eenvoudig mogelijk
    stelsel van blootstelling voor omgevingsgeluid aan te bevelen. De aanvraag vermeldt
    de volgende eisen:
         inzichtelijkheid met betrekking tot de relatie tussen de geluidmaten voor blootstel-
         ling aan geluid en (ernstige) hinder en slaapverstoring; waar mogelijk dient het
         stelsel rekening te houden met andere effecten op de blootgestelde bevolking
         naleving van internationale overeenkomsten voorzover deze bindend zijn
         de voor te stellen geluidmaten moeten betrekkelijk eenvoudig te bepalen of te me-
         ten zijn
         het stelsel moet van toepassing zijn voor alle geluidbronnen buitenshuis.
    De commissie komt in hoofdstuk 4 op deze eisen terug. Als voornaamste criterium
    heeft zij gekozen voor de mogelijkheid uit de geluidmaten de mate van hinder en slaap-
    verstoring bij blootgestelde bevolkingsgroepen te kunnen voorspellen. Conform de ad-
    viesaanvraag heeft de commissie zich beperkt tot de effecten van geluid in de woonom-
    geving. Gezondheidseffecten van recreatiegeluid of van blootstelling aan geluid op de
    werkplek heeft zij buiten beschouwing gelaten. Burengeluid en ander buurtgeluid (bv.
    schreeuwen, dichtslaande autoportieren, toeteren en lawaai van grasmaaiers) hebben
    ook invloed op mensen. Deze geluiden zijn zeer divers en hun effect wordt voor een
    veel groter deel door niet akoestische factoren bepaald dan bij ander omgevingsgeluid
    (Job88, Jon94, Kür89). De commissie heeft daarom gemeend buren en buurtgeluid bui-
    ten het toepassingsgebied van het voorgestelde stelsel te moeten laten vallen.
3.3 Aanpak
    Het stelsel dat de commissie voor ogen staat, bestaat uit twee blootstellingsmaten, één
    voor het beoordelen van hinder door langdurige blootstelling aan omgevingsgeluid in
    de woonomgeving, en één voor slaapverstoring door een dergelijke blootstelling. De
    commissie duidt deze twee geluidmaten aan als, respectievelijk EEL (‘environmental
    exposure level’) en ENEL (‘environmental night-time exposure level’). De EEL is zo
    gedefinieerd dat, onafhankelijk van het type geluidbron, verschillende blootstellingssi-
    tuaties in de woonomgeving met dezelfde EEL bij benadering resulteren in hetzelfde
    niveau van hinder bij de blootgestelde bevolkingsgroep. Op overeenkomstige wijze re-
24  Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 24 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 25 ======================================================================

<pre>    sulteren blootstellingssituaties met dezelfde ENEL bij benadering in dezelfde mate van
    slaapverstoring door nachtelijk geluid.
         De commissie kan de EEL en de ENEL niet volledig specificeren. Hieronder geeft
    zij aan hoe deze geluidmaten kunnen worden gedefinieerd en wat moet worden onder-
    nomen om te komen tot een volledige specificatie. Eerst beschrijft de commissie hoe in
    het algemeen een blootstellingsmaat voor omgevingsgeluid kan worden afgeleid. Ver-
    volgens past zij dit model toe om de EEL en de ENEL te omschrijven.
         Bij de afleiding van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid maakt de commis-
    sie gebruik van aanpassingsfactoren (in Nederland vaak straffactoren genoemd). Het
    concept van aanpassingsfactoren kan als volgt worden toegelicht. Neem in gedachten
    een situatie die wordt gekenmerkt door blootstelling aan wegverkeersgeluid gedurende
    een deel van de dag (referentiesituatie) en een andere situatie met blootstelling aan ge-
    luid van een schietbaan voor kleine vuurwapens gedurende hetzelfde deel van de dag.
    Als het schietbaangeluid hinderlijker is dan dat van het wegverkeer zullen de curven
    die de hinder geven als functie van het equivalente geluidniveau gedurende het be-
    schouwde deel van de dag voor de twee geluidbronnen verschillen. Uit onderzoek
    blijkt dat de hinder door het schietbaangeluid overeenkomt met de hinder van wegver-
    keersgeluid met een equivalente geluidniveau dat 12 dB(A) hoger is. Indien men nu
    een aangepast equivalent geluidniveau definieert, dat in het geval van wegverkeersge-
    luid overeenkomt met het (niet aangepaste) equivalente geluidniveau over de be-
    schouwde periode en in het geval van de schietbaan voor kleine vuurwapens met het
    equivalente geluidniveau plus 12 dB(A), dan zijn de twee curven die de hinder be-
    schrijven als functie van het aangepaste equivalente geluidniveau gelijk. In meer inge-
    wikkelde situaties kan de aanpassingsfactor afhangen van het blootstellingsniveau.
3.4 Model voor het afleiden van een blootstellingsmaat
    voor omgevingsgeluid
    Het door de commissie gehanteerde model voor het afleiden van een blootstellingsmaat
    voor omgevingsgeluid bestaat uit vijf stappen, te weten een ‘frequentie’-stap, drie
    ‘tijd’-stappen en een ‘bron’-stap.
         In de eerste stap worden de momentane geluiddrukniveaus bij de verschillende fre-
    quenties, die het gevolg zijn van de aanwezigheid van een bepaalde geluidbron op een
    bepaald moment en op een bepaalde plaats, gecombineerd tot één momentane waarde.
         Vervolgens (stap 2) worden de momentane waarden gedurende een deel van een et-
    maal gecombineerd tot een waarde die representatief is voor dat dagdeel. De commissie
    gaat daarbij uit — zoals zij verderop nog zal toelichten — van de volgende dagdelen:
    dag (07.00 - 19.00 uur), avond (19.00 - 23.00 uur) en nacht (23.00 - 07.00 uur). Voor
25  Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 25 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 26 ======================================================================

<pre>      elk dagdeel moet worden beoordeeld of het geluid (op bepaalde tijdstippen) bijzondere
      kenmerken heeft die de mate van hinder en slaapverstoring beïnvloeden.
           In de derde stap worden de dagdeel-waarden gecombineerd tot een waarde die re-
      presentatief is voor een etmaal.
           Vervolgens (stap 4) vindt een combinatie plaats van de etmaalwaarden tot een
      waarde die representatief is voor een langere periode; in dit rapport een jaar.
           Ten slotte wordt in de vijfde stap de jaarwaarde voor een bepaalde geluidbron aan-
      gepast om verschillen in blootstelling-responsrelaties voor verschillende geluidbronnen
      in rekening te brengen.
           Men zou zich kunnen voorstellen dat daarna de waarden voor de verschillende ge-
      luidbronnen worden gecombineerd. In dit advies wordt deze stap niet gezet; de com-
      missie komt hier op terug in hoofdstuk 4.
3.5   Afleiding van de EEL
      In deze paragraaf bespreekt de commissie de afleiding van de EEL.
3.5.1 Stap 1: Frequentieweging van momentane geluiddrukniveaus
      De commissie acht het gerechtvaardigd om de momentane geluiddrukniveaus volgens
      de A-curve te wegen. Deze A-weging is gestandaardiseerd en wordt wereldwijd — ook
      in Nederland — gehanteerd in regelgeving met betrekking tot omgevingsgeluid. Verder
      is akoestische meetapparatuur voorzien van een A-wegingsfunctie, zijn rekenmodellen
      voor de emissie en immissie van omgevingsgeluid op de A-weging gebaseerd, en wordt
      in de meeste onderzoeken blootstelling aan geluid uitgedrukt in op de A-weging geba-
      seerde geluidmaten. Het momentane A-gewogen geluiddrukniveau wordt aangeduid als
      het geluidniveau (ISO87).
3.5.2 Stap 2: Combinatie van momentane waarden en aanpassing voor bijzondere
      kenmerken
      Combinatie van momentane geluidniveaus
      Mensen brengen hun tijd door volgens herkenbare patronen. Uit Nederlandse gegevens
      (bijlage D) leidt de commissie af dat de onderverdeling in ‘dag’ als de periode van
      07.00 tot 19.00 uur, ‘avond’ als de periode van 19.00 tot 23.00 uur en ‘nacht’ als de
      resterende periode van 23.00 tot 07.00 een goede afspiegeling vormt van het activitei-
      tenpatroon van de Nederlandse bevolking.
26    Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 26 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 27 ======================================================================

<pre>        Voor elke dagdeel worden de momentane geluidniveaus bepaald. De commissie
   acht het gerechtvaardigd om de blootstelling aan geluid van een specifieke bron uit te
   drukken in het A-gewogen equivalente geluidniveau gedurende een bepaald dagdeel.
   Deze benadering is in overeenstemming met gezaghebbende internationale publicaties
   (zie bv. ISO87 en EU96) en met de geluidmaten die in de huidige Nederlandse wetge-
   ving worden gehanteerd (Wet geluidhinder, voorschriften voor nachtvluchten in de
   Luchtvaartwet, Wet Milieubeheer).
   Aanpassing voor bijzondere kenmerken
   De commissie meent dat blootstelling aan geluid van thans gangbare vormen van weg-
   verkeer kan dienen als referentieblootstelling. Wegverkeersgeluid wordt immers in bin-
   nen- en buitenland het meest genoemd als oorzaak van hinder (Jon94, Lam94).
        Indien mensen gedurende een dagdeel worden blootgesteld aan geluid met bepaal-
   de kenmerken die gewoonlijk niet met wegverkeersgeluid verbonden zijn, is een groter
   percentage van de blootgestelde groep ernstig gehinderd dan op grond van de blootstel-
   ling-responsrelaties voor wegverkeersgeluid zou worden verwacht (Ber83, Bis89,
   Buc90, Buc93, Bul91, CHA96, Fli89, Hal81, Hal84, Job95, Mie92, Moh83, Por93a,
   Por93b, Ric83, Ric89, Sch83a, Sch94c, Sch95a, Vos85a, Vos85b, Vos87, Vos92a). Bij
   het afleiden van de EEL houdt de commissie rekening met de volgende geluidssituaties
   met dergelijke bijzondere kenmerken:
        blootstelling aan industrieel geluid van laag niveau zonder impulscomponenten
        situaties waarin hoorbare tonen deel uitmaken van het geluid
        situaties waarin het geluid (sterke) impulscomponenten bevat.
   Bijlage G bevat de gegevens die nodig zijn om de aanpassingsfactoren voor deze situa-
   ties vast te stellen, terwijl in bijlage F de waarden voor de aanpassingsfactoren zijn ver-
   meld. Aangezien de informatie over industrieel geluid van laag niveau zonder impul-
   scomponenten en over geluid met hoorbare tonen beperkt is, geeft de commissie de in
   deze gevallen toe te passen aanpassingsfactoren met enig voorbehoud.
        In verreweg de meeste situaties met blootstelling aan geluid van gangbare vormen
   van wegverkeer acht de commissie aanpassing voor tonen en impulscomponenten niet
   noodzakelijk. Zij meent dat de noodzaak voor een dergelijke aanpassing bij nieuwe
   vormen van transport van geval tot geval dient te worden bezien. Daarnaast kan in uit-
   zonderlijke gevallen ook thans een aanpassing op zijn plaats zijn. Een voorbeeld is het
   piepende geluid van treinen of trams in bochten.
        Er zijn meer bijzondere kenmerken van geluid die van invloed zijn of kunnen zijn
   op hinder en slaapverstoring, maar die de commissie buiten beschouwing laat. Zo is het
   aanbevolen geluidmatenstelsel niet van toepassing op situaties met hoog-energetische
27 Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 27 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 28 ======================================================================

<pre>   impulsgeluiden en laagfrequente geluiden. Voorbeelden van hoog-energetische impuls-
   geluiden zijn explosies in mijnen of bij afgravingen, supersone knallen, industriële pro-
   cessen met explosies en artillerievuur (ISO97). Hoewel in de VS de procedures om de-
   ze vormen van geluid te beoordelen onlangs zijn herzien (ANSI96; CHA96), terwijl
   ook elders veelbelovende alternatieven zijn voorgesteld (Buc96, Vos96; zie ook
   Vos97), bestaat er over de beoordeling van deze vormen van geluid geen overeenstem-
   ming. Daarom meende de commissie hoog-energetisch impulsgeluid buiten het bestek
   van het huidige rapport te moeten laten vallen. Dat geldt ook voor blootstelling aan
   laagfrequent geluid*. Laagfrequent geluid veroorzaakt veel last zodra mensen het in
   hun woonomgeving hebben opgemerkt. Er zijn aanwijzingen dat de benodigde aanpas-
   singsfactor voor laagfrequent geluid in de orde van grootte van 40 dB(A) ligt. De com-
   missie adviseert dit onderwerp nader te onderzoeken.
   Als blootstelling aan omgevingsgeluid samenhangt met afzonderlijke geluidgebeurte-
   nissen, zoals passerende treinen en overvliegende vliegtuigen, kunnen de SEL-waarden
   van deze gebeurtenissen worden gebruikt voor de combinatie van momentane geluidni-
   veaus, zo nodig na aanpassing voor bijzondere geluidkenmerken. Een alternatieve maat
   die soms wordt gebruikt om een geluidgebeurtenis te karakteriseren, is het maximale
   geluidniveau tijdens de gebeurtenis (LA,max).** De commissie heeft de beperkte weten-
   schappelijke publicaties over dit onderwerp bestudeerd en is tot de conclusie gekomen
   dat het gebruik van de SEL om een afzonderlijke geluidgebeurtenis te beschrijven te
   verkiezen is boven de beschrijving van die gebeurtenis met behulp van de maximum-
   waarde. Zij heeft daarvoor de volgende argumenten:
        het is niet waarschijnlijk dat de duur van een geluidgebeurtenis geen invloed op
        hinder heeft. In het geval van helikoptergeluid is bijvoorbeeld aangetoond dat de
        hinder niet alleen wordt bepaald door het maximumniveau gedurende de over-
        vlucht, maar ook door de totale tijdsduur waarin de helikopter te horen is (Atk83,
        Fie85, Fie87, Oll82, Pas94b, Sch79, Sch81a, Sch81b)
        uit veldonderzoek blijkt dat de correlatie tussen de SEL en het aantal ontwakingen
        hoger is dan die tussen LA,max en het aantal ontwakingen (Fid94, Fid95a, Fid95b,
        Oll92, Pea89, Pea96)
*  Laagfrequent geluid is geluid waarvan de frequentie binnen de tien derde-octaafbanden van 10 tot 80 Hz ligt. Laagfre-
   quent geluid veroorzaakt vrijwel uitsluitend binnenshuis problemen. Dit is het geval, indien het verschil tussen het C-ge-
   wogen equivalente geluiddrukniveau en het A-gewogen equivalente geluidniveau meer dan 20 dB bedraagt, binnenshuis
   gemeten.
** De grote van een dergelijk maximum is afhankelijk van de tijdconstante (S, F, I of piek) van het meetinstrument waar-
   mee het wordt bepaald. ISO 3891 (ISO79) schrijft bijvoorbeeld voor dat de tijdconstante S (1 seconde) moet worden ge-
   bruikt om het maximale geluidniveau van een overvliegend vliegtuig te bepalen. Om het piekniveau van een geluidge-
   beurtenis van (zeer) korte duur, zoals impulsgeluid (van een vuurwapen), te bepalen ten behoeve van een goede be-
   schrijving van de gebeurtenis, kan een veel kortere tijdconstante nodig zijn.
28 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 28 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 29 ======================================================================

<pre>           de (beperkte) onderzoeksgegevens laten zien dat de correlatie tussen algemene hin-
           der en (een combinatie van) SEL-waarden significant hoger is dan de correlatie tus-
           sen algemene hinder en (een combinatie van) LA,max-waarden (Bro85, Cri90, Oll82,
           Sch79, Sch81)
           de combinatie van SEL-waarden voor een serie geluidgebeurtenissen kan direct
           worden gemeten als het equivalente geluidniveau voor de periode waarin de ge-
           beurtenissen zich voordoen; voor de combinatie van LA,max-waarden is geen directe
           meetmethode voorhanden
           het is onduidelijk hoe het concept van LA,max moet worden toegepast in situaties
           waarin het geluid min of meer constant is.
3.5.3 Stap 3: Combinatie van (aangepaste) equivalente geluidniveaus voor dagdelen
      tot een waarde die representatief is voor een etmaal
      Op dit moment wordt veel gebruik gemaakt van geluidmaten waarin aanpassingsfacto-
      ren voor de avond of de nacht zijn verwerkt. Op deze wijze wordt rekening gehouden
      met de waarneming dat ‘s avonds en vooral ‘s nachts mensen meer hinder ondervinden
      dan overdag bij overigens gelijke geluidniveaus. In verscheidene onderzoeken is de in-
      vloed van het moment van de dag op de hinder van de blootstelling aan omgevingsge-
      luid bestudeerd (Bir80, Deu74a, Fie85b, Fie86a, Fie86b, Fin80, Hal84, Job88, Kür89,
      Mie93, Pas93, Pas95a, Por95, Sch83b, Sch95b, Sch96). De commissie kon gebruik ma-
      ken van een analyse van de gegevens van deze onderzoeken, die zijn opgenomen in de
      TNO-database (Pas97, zie bijlage E). Helaas zijn de gegevens uit het veldonderzoek
      niet eenvoudig te interpreteren vanwege de sterke correlatie tussen equivalente geluid-
      niveaus overdag, ‘s avonds en ‘s nachts die in de onderzoeken werd gevonden.
           De commissie meent dat de gegevens enige aanleiding geven om te veronderstellen
      dat de ondervonden hinder afhangt van het moment van de dag waarop de blootstelling
      plaatsvindt, in elk geval voor wat betreft wegverkeersgeluid. De onderzoekgegevens
      ondersteunen de veronderstelling dat nachtelijk wegverkeersgeluid evenveel hinder
      veroorzaakt als wegverkeersgeluid overdag met een equivalent geluidniveau dat 10
      dB(A) hoger is. Voor andere soorten geluid en voor geluid gedurende de avond spreken
      de onderzoekresultaten minder duidelijke taal. De commissie is echter van mening dat
      onderzoek dat tot een betere discriminatie tussen dag, avond en nacht in staat zou zijn,
      verschillen in hinder bij gelijke geluidniveaus zou opleveren. Zij acht het dan ook rede-
      lijk om de thans gangbare aanpassingsfactoren van 5 dB(A) voor de avond en 10 dB(A)
      voor de nacht aan te houden (Ger96, Got95). Zou van deze aanpassing worden afge-
      zien, dan zou het stelsel van geluidmaten weliswaar eenvoudiger worden en niet in
      strijd zijn met de beschikbare wetenschappelijke gegevens, althans afgaande op een
      analyse van de gegevens in de TNO-database. Desondanks beveelt de commissie, zoals
29    Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 29 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 30 ======================================================================

<pre>      gezegd, het toeassen van avond- en nacht-aanpassingsfactoren aan. Deze aanbeveling
      sluit in elk geval goed aan bij hetgeen mensen zeggen te ervaren.
           Vervolgens is de combinatie van de aangepaste niveaus voor de drie dagdelen tot
      een waarde die representatief is voor een etmaal aan de orde. De commissie heeft twee
      mogelijkheden bestudeerd:
           exponentiële middeling van de drie waarden
           het kiezen voor de hoogste waarde van de drie, zoals in geval van de Nederlandse
           geluidmaat Letmaal (zie voetnoot in paragraaf 2.1).
      Uit de voorlopige resultaten uit een analyse van de gegevens in de TNO-database con-
      cludeert de commissie dat exponentiële middeling van de dagdeelniveaus een geluid-
      maat oplevert die in hogere mate correleert met algemene hinder dan het maximum van
      de drie waarden. Daarom kiest zij voor de eerstgenoemde methode, die dus een aange-
      past equivalent geluidniveau voor een etmaal oplevert, de zogeheten Ladjusted,den (‘adjus-
      ted’ houdt in aangepast voor bijzondere geluidkenmerken; ‘den’ betekent aangepast
      voor dag-avond-nacht-verschillen in geluidhinder).
3.5.4 Stap 4: Combinatie van waarden voor dagelijkse blootstelling tot een represen-
      tatieve waarde voor een jaar
      De commissie is ervan uitgegaan dat de adviesaanvraag van de bewindslieden betrek-
      king heeft op situaties met een langdurige, min of meer gelijkblijvende blootstelling
      aan geluid. Overeenkomstig de wettelijke voorschriften in veel landen heeft zij een jaar
      gekozen als representatieve waarde voor dergelijke situaties. Gegevens over effecten
      van plotselinge veranderingen van de blootstelling aan geluid en effecten van blootstel-
      ling aan infrequent optredende geluiden ontbreken. Met deze situaties kon de commis-
      sie bij het aanbevelen van het stelsel van geluidmaten dan ook geen rekening houden.
           De mate van hinder zal worden beïnvloedt door de aard van de dag waarop de
      blootstelling plaatsvindt; het zal bijvoorbeeld uitmaken of men aan geluid tijdens werk-
      dagen dan wel in het weekend wordt blootgesteld, ’s zomers dan wel ’s winters etc.
      (Bir80, Fie92, Fie93). In het weekend vertoeft men vaker thuis, wil men bijvoorbeeld
      uitslapen, en wordt de beoordeling van een geluidssituatie beïnvloed door recreatieve
      activiteiten of andersoortige activiteiten buitenshuis (Vos95b). Ook de seizoenen kun-
      nen de mate van hinder beïnvloeden, bijvoorbeeld doordat in de zomer de ramen vaker
      open staan dan in de winter. Over deze aspecten zijn echter maar weinig gegevens be-
      schikbaar. De commissie heeft er daarom voor gekozen voor het seizoen en voor de
      dag van de week geen aanpassingsfactoren voor te stellen; zij meent bovendien dat de-
      ze aspecten bij het beoordelen van langdurige situaties met een min of meer gelijkblij-
      vende blootstelling aan geluid van secundair belang zijn. Voor het combineren van alle
30    Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 30 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 31 ======================================================================

<pre>      etmaalwaarden tot een waarde voor een jaar, stelt de commissie voor de aangepaste
      equivalent geluidniveaus per etmaal exponentieel te middelen over een heel jaar.
3.5.5 Stap 5: Aan de geluidbron gerelateerde aanpassingen
      Blootstelling-responsrelaties
      Omgevingsgeluid kan worden onderverdeeld in twee hoofdcategorieën: geluid van ver-
      keersbronnen en geluid van plaatsgebonden bronnen. De commissie onderscheid verder
      drie soorten verkeersbronnen: wegverkeer, railverkeer (treinen en trams) en luchtver-
      keer, aangezien de blootstelling-responsrelaties voor deze drie geluidbronnen verschil-
      len indien de blootstelling wordt gekarakteriseerd met Ladjusted,den. Bijlage E bevat gede-
      tailleerde informatie over blootstelling-responsrelaties voor hinder als gevolg van ver-
      keersgeluid. Uit onderzoek blijkt dat blootstelling aan vliegtuiggeluid resulteert in een
      hoger percentage ernstig gehinderden dan blootstelling aan wegverkeersgeluid met de-
      zelfde waarde van Ladjusted,den, terwijl blootstelling aan railverkeersgeluid resulteert in
      een lager percentage ernstig gehinderden. Bijzondere kenmerken van geluid van plaats-
      gebonden bronnen zijn, zoals hierboven aangegeven, op zodanige wijze verwerkt in Lad-
      justed,den, dat de relatie tussen Ladjusted,den en %HA dezelfde als die voor wegverkeersgeluid.
             Figuur 1 geeft het verband tussen hinder en blootstelling aan geluid voor de ver-
      schillende typen bronnen, waarbij Ladjusted,den is gebruikt als blootstellingsmaat en het
      percentage ernstig gehinderden (%HA) als responsmaat. De curven zijn gebaseerd op
      analyses van de gegevens in de TNO-database (bijlage E). De commissie meent dat de
      weergegeven relaties het huidige kennisniveau betrouwbaar weerspiegelen. Gegeven de
      uitgebreidheid en de gevarieerdheid van de gegevens in de TNO-database verwacht zij
      dat de gevonden relaties niet in belangrijke mate zullen veranderen op grond van nieu-
      were gegevens.
             Verbanden tussen blootstelling aan geluid en hinder verschillen soms aanzienlijk
      van onderzoek tot onderzoek. De beschikbare statistische methoden om, hetzij analy-
      tisch, hetzij door ‘herhaalde monstername’, betrouwbaarheidsintervallen voor de cur-
      ven in figuur 1 te berekenen houden geen rekening met verschillen in de uitkomsten
      tussen verschillende onderzoeken. Het was daarom niet mogelijk om binnen het bestek
      van dit advies betrouwbaarheidsintervallen te berekenen voor de gepresenteerde cur-
      ve*.
      De finale stap in de constructie van een uniforme blootstellingsmaat voor omgevings-
      geluid gerelateerd aan algemene hinder is een zodanige aanpassing van Ladjusted,den dat de
*     De commissie heeft vernomen dat thans wordt gewerkt aan de ontwikkeling van statistische methoden om beter inzicht
      te krijgen in de betrouwbaarheidsintervallen voor de diverse blootstelling-responsrelaties.
31    Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 31 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 32 ======================================================================

<pre>                       percentage ernstig gehinderden (%HA)
                       70
                                                                                weg
                       60
                       50                                                      lucht
                       40
                       30                                                        rail
                       20
                       10
                          0
                           40         50          60           70         80
                                            L den in dB(A)
   Figuur 1 Het percentage ernstig gehinderden (%HA) als functie van Lden voor weg-, rail- en luchtverkeer.
   Indien het niet nodig is aanpassingsfactoren voor bijzondere geluidkenmerken toe te passen komt Lden
   overeen met Ladjusted,den
   blootstelling-responsrelaties voor de diverse geluidbronnen samenvallen met die voor
   wegverkeer. De commissie heeft deze stap echter niet uitgewerkt omdat er eerst over-
   eenstemming moet worden bereikt over de geëigende responsmaat. Hoewel het gebruik
   van %HA wijd is verbreid, gaan sommige wettelijke voorschriften uit van andere ma-
   ten. Een beslissing hierover is van beleidsmatige aard, en daarom geeft de commissie
   hierna de constructie van de EEL slechts als voorbeeld. De, in geval van toepassing van
   %HA als responsmaat, benodigde aanpassingsfactoren zijn gegeven in bijlage H (zie
   ook Fin80, Hal81, Kür89, Mie92, Moh83). Gebruik van die factoren resulteert dus in
   een blootstellingsmaat (EEL) die gelijk is aan Ladjusted,den voor wegverkeersgeluid. Het
   verband tussen het percentage ernstig gehinderden (%HA) en deze EEL wordt gegeven
   door de volgende formule:
   %HA = 0,0353 (EEL - 42,3)2 + 0,03 (EEL - 42,3).
   De formule is grafisch weergegeven in figuur 2.
        De commissie adviseert om de nodige stappen te nemen om overeenstemming te
   bereiken over de geëigende responsmaat voor blootstelling aan omgevingsgeluid, waar-
   na een uniforme blootstellingsmaat voor omgevingsgeluid kan worden vastgesteld.
32 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 32 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 33 ======================================================================

<pre>                               percentage ernstig gehinderden (%HA)
                               70
                               60
                               50
                               40
                               30
                               20
                               10
                                0
                                 40        50      60       70       80
                                                 EEL in dB(A)
      Figuur 2 Voorbeeld van een uniforme geluidmaat voor omgevingsgeluid: EEL. Het percentage ernstig ge-
      hinderden (%HA) als functie van de EEL.
3.6   Een geluidmaat voor de beoordeling van slaapverstoring (ENEL)
3.6.1 Stap 1: Frequentieweging van momentane waarden
      De commissie kiest ook nu voor de A-weging van de momentane geluiddrukniveaus. In
      3.5.1 motiveerde zij deze keuze.
3.6.2 Stap 2: Combinatie van momentane waarden en aanpassing voor bijzondere
      kenmerken
      De commissie definieerde reeds ‘de nacht’ als de periode tussen 23.00 en 7.00 uur. Om
      23.00 uur blijkt ongeveer 50% van de Nederlandse bevolking naar bed te zijn gegaan,
      terwijl om 7.00 uur ongeveer de helft inmiddels is opgestaan. Voor bevolkingsgroepen
      met andere gewoonten, bijvoorbeeld bepaald door factoren als klimaat of werktijden, is
      een andere afbakening van de nacht misschien meer geëigend. De commissie kwantifi-
      ceert blootstelling aan omgevingsgeluid van een bepaalde bron in relatie tot slaapver-
      storing met het A-gewogen equivalent geluidniveau gedurende de ‘nacht’.
          De commissie heeft overwogen of ook met het oog op slaapverstoring aanpassin-
      gen nodig zijn zoals in 3.5.2 is aangegeven. Hoewel daar geen wetenschappelijk bewijs
      voor is, acht zij het waarschijnlijk dat nachtelijke blootstelling aan geluid met bijzonde-
      re kenmerken die extra hinder veroorzaken, ook leidt tot meer slaapverstoring. Het lijkt
      daarom verstandig de in 3.5.2 genoemde aanpassingsfactoren ook toe te passen bij de
33    Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 33 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 34 ======================================================================

<pre>      constructie van de ENEL. Wel meent de commissie dat dit aspect nader onderzoek ver-
      dient. De aldus afgeleide geluidmaat wordt aangeduid als Ladjusted,23-07h.
3.6.3 Stap 3: Combinatie van (aangepaste) equivalente geluidniveaus voor dagdelen
      tot een waarde die representatief is voor een etmaal
      Deze stap is hier niet van toepassing aangezien in het geval van de ENEL slechts één
      dagdeel van belang is.
3.6.4 Stap 4: Combinatie van waarden voor dagelijkse blootstelling tot een represen-
      tatieve waarde voor een jaar
      Evenals in 3.5.4 stelt de commissie voor om de waarden van Ladjusted,23-07h exponentieel te
      middelen om te komen tot een representatieve waarde voor een jaar.
3.6.5 Stap 5: Aan de geluidbron gerelateerde aanpassingen
      Responsmaten
      De commissie beschouwt twee kenmerken van slaapverstoring ten gevolge van bloot-
      stelling aan nachtelijk omgevingsgeluid: het percentage personen dat ernstige hinder
      ondervindt als gevolg van slaapverstoring, en het aantal malen dat volwassenen wakker
      worden door het geluid.
      Blootstelling-responsrelaties voor hinder als gevolg van slaapverstoring
      Bijlage G.1 bevat gedetailleerde informatie over het verband tussen hinder als gevolg
      van slaapverstoring en blootstelling aan verkeersgeluid. Figuur 3 geeft de blootstelling-
      responsrelaties voor de verschillende typen geluidbronnen met Ladjusted,23-07h als geluid-
      maat; de geluidniveaus zijn buitenshuis bepaald. De responsmaat is het percentage ern-
      stig gehinderden door slaapverstoring (%HS). De curven zijn het product van analyses
      van gegevens in de TNO-database. De commissie meent dat de gevonden relaties het
      huidige kennisniveau betrouwbaar weerspiegelen; toch acht zij nadere analyse op zijn
      plaats, voordat de gepresenteerde curven kunnen dienen om een uniforme blootstel-
      lingsmaat voor omgevingsgeluid met betrekking tot hinder door slaapverstoring te spe-
      cificeren.
34    Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 34 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 35 ======================================================================

<pre>                       percentage ernstig gehinderden door slaapverstoring (%HS)
                       25
                                                                                 lucht
                       20
                                                                                  weg
                       15
                                                                                  rail
                       10
                        5
                        0
                         40      45       50         55       60   65     70
                                        L adjusted,23-07h in dB(A)
   Figuur 3 Het percentage gehinderden als gevolg van slaapverstoring (%HS) als functie van Ladjusted,23-07h
   voor weg-, rail- en luchtverkeer.
   Blootstelling-responsrelaties voor ontwaken
   In bijlage G.2 wordt het verband besproken tussen blootstelling aan nachtelijk geluid
   van bepaalde typen geluidbronnen en het aantal ontwakingen van volwassenen, zoals
   dat volgt uit de gegevens verkregen in veldonderzoek (Fid94, Fid95a, Fid95b, Oll92,
   Pea89, Pea96). Aangegeven wordt wat in het ongunstigste geval het maximale aantal
   ontwakingen is (Pas95). Dit aantal neemt toe naarmate het nachtelijke equivalente ge-
   luidniveau toeneemt. Het gaat om geluiden van gebeurtenissen buitenshuis die als ‘nor-
   maal’ te beschouwen zijn. Indien y het aantal door EEG-opnamen geregistreerde ont-
   wakingen is en z het aantal slapende volwassenen dat wordt blootgesteld aan afzonder-
   lijke geluidgebeurtenissen gedurende de nacht, is het totale aantal ontwakingen van de-
   ze z personen gelijk aan y maal z. Het maximale aantal ontwakingen per jaar is 365
   maal deze waarde. Figuur 4 geeft deze schatting als functie van Ladjusted,23-07h grafisch
   weer.
          De finale stap in de constructie van een uniforme blootstellingsmaat voor omge-
   vingsgeluid gerelateerd aan slaapverstoring (ENEL) is een zodanige aanpassing van Lad-
   justed, 23-07h dat de blootstelling-responsrelaties van de diverse geluidbronnen samenvallen
   met die voor wegverkeersgeluid. Deze stap kan op dit moment nog niet worden gezet.
   Naast de verificatie van thans afgeleide blootstelling-responsrelaties, moet, evenals in
   het geval van de EEL, een geëigende responsmaat worden gekozen.
35 Een stelsel van blootstellingsmaten voor omgevingsgeluid
</pre>

====================================================================== Einde pagina 35 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 36 ======================================================================

<pre>                     maximum aantal ontwakingen door geluid in een jaar
                     300
                     250
                     200
                     150
                     100
                      50
                       0
                        30        35          40          45        50       55       60
                                     L adjusted,23-07h (buitenshuis) in dB(A)
   Figuur 4 Schatting van het aantal ontwakingen per jaar als gevolg van blootstelling aan geluid, bepaald
   uit EEG-opnamen, als functie van Ladjusted,23-07h, buitenshuis gemeten. (Waarden die binnenshuis worden ge-
   meten zijn ongeveer 20 dB(A) lager, indien de ramen zijn gesloten.) De schatting geldt voor situaties
   waarin sprake is van afzonderlijke geluidgebeurtenissen, en voor volwassenen die voor langere tijd aan de-
   ze nachtelijke gebeurtenissen worden blootgesteld.
36 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 36 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 37 ======================================================================

<pre>Hoofdstuk 4
          Kanttekeningen bij het
          voorgestelde stelsel
4.1       Eisen uit de adviesaanvraag
          De Gezondheidsraad werd gevraagd een eenvoudig stelsel van blootstellingsmaten
          voor omgevingsgeluid aan te bevelen. In deze paragraaf bespreekt de commissie in
          hoeverre het aanbevolen stelsel voldoet aan de gestelde eisen (zie ook 3.2).
          Inzichtelijkheid van het stelsel en gezondheidseffecten
          De commissie is van mening dat het stelsel ruim voldoet aan de eis van inzichtelijk-
          heid. Hinder en slaapverstoring kan nu immers voor elke bron van omgevingsgeluid
          worden beoordeeld met behulp van dezelfde geluidmaat. Om het percentage ernstig ge-
          hinderden in een situatie te kunnen schatten volstaat het toepassen van een eenvoudige
          formule, nadat de waarde van de EEL (of Ladjusted,den) van een geluidbron is bepaald. Het-
          zelfde geldt voor de schatting van het percentage ernstig gehinderden als gevolg van
          slaapverstoring en het aantal ontwakingen in een blootgestelde bevolkingsgroep, zij het
          nu met behulp van de geluidmaat ENEL (of Ladjusted,23-07h).
              Aangezien de EEL (of Ladjusted,den) betrekking heeft op een etmaal, terwijl kinderen
          alleen overdag enige uren op school zijn, is de EEL niet de meest geschikte geluidmaat
          voor de beoordeling van het prestatievermogen van schoolkinderen. Ook valt geen ster-
          ke correlatie te verwachten tussen deze geluidmaat en specifieke verstoringen, zoals
          verminderde verstaanbaarheid van spraak in bepaalde situaties gedurende bepaalde pe-
          rioden. De commissie vermoedt dat het (niet aangepaste) equivalente geluidniveau, dan
37        Kanttekeningen bij het voorgestelde stelsel
</pre>

====================================================================== Einde pagina 37 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 38 ======================================================================

<pre>   wel een meer specifieke geluidmaat, meer geëigend is om een relatie met deze effecten
   te leggen dan de EEL (of Ladjusted,den).
   Internationale afspraken
   Het voorgestelde stelsel voldoet in hoge mate aan de ISO-richtlijn 1996-2 (ISO87) voor
   de beschrijving en meting van omgevingsgeluid in verband met ruimtelijke ordening,
   en aan Addendum 1 van die richtlijn. De commissie heeft gemeend van ISO 1996-2 te
   moeten afwijken in het toepassen van aanpassingsfactoren van 5 en 10 dB(A) voor ge-
   luidblootstelling gedurende respectievelijk de avond en de nacht. Haar voorstellen spo-
   ren met de conclusies van de Conference on EU Future Noise Policy, die in mei 1997
   in Den Haag werd gehouden (VROM97).
   Eenvoud van beoordeling en meting
   De equivalente geluidniveaus waarop de door de commissie aanbevolen geluidmaten
   zijn gebaseerd, moeten representatief zijn voor de totale blootstelling aan geluid over
   een heel jaar. Het is gebruikelijk om die blootstelling hetzij te berekenen, hetzij te be-
   palen door de resultaten van (representatieve) steekproefsgewijze metingen te extrapo-
   leren. In beide gevallen is hiervoor expertise vereist die de deskundigheid van de ge-
   bruikers van het stelsel wellicht te boven gaat. Het toepassen van elk ander betrouw-
   baar stelsel van maten voor de beoordeling van nadelige gezondheidseffecten als ge-
   volg van geluid vereist echter ook de nodige deskundigheid. De equivalente geluidni-
   veaus gedurende bepaalde dagdelen kunnen tegenwoordig in principe worden gemeten
   met eenvoudige, relatief goedkope geluidmeetapparatuur. De commissie erkent echter
   dat het meten van omgevingsgeluid in de praktijk vaak gecompliceerd is, door, bijvoor-
   beeld de storende invloed van activiteiten van derden, variatie in geluidssituaties van
   dag tot dag en vereisten voor het meten van specifieke geluidbronnen. Soms is geavan-
   ceerde geluidmeetapparatuur nodig om bijzondere geluidkenmerken vast te leggen.
   Zulke specialistische metingen zullen echter slechts in enkele gevallen noodzakelijk
   zijn, aangezien die bijzondere kenmerken in de meeste situaties met omgevingsgeluid
   afwezig zijn.
   Toepasbaarheid voor alle bronnen van omgevingsgeluid
   Hoewel het niet mogelijk bleek alle geluidbronnen en alle situaties bij het aanbevolen
   stelsel te betrekken, wordt de overgrote meerderheid van situaties in woonomgevingen
   er door gedekt. De voornaamste beperkingen van het stelsel zijn de volgende.
38 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 38 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 39 ======================================================================

<pre>           Bij de manier waarop mensen reageren op buren- en buurtgeluid spelen, naast de
    hoogte van het geluidniveau, de herkomst van het geluid en verscheidene andere niet-a-
    koestische factoren een rol. De commissie acht het dan ook onwaarschijnlijk dat de
    voorgestelde geluidmaten, die in eerste instantie zijn afgeleid om gezondheidseffecten
    op bevolkingsniveau te beoordelen, geschikt zijn om de mate van hinder en slaapver-
    storing in individuele gevallen te voorspellen. Nader psycho-akoestisch onderzoek kan
    mogelijk voor die individuele beoordeling belangrijke akoestische, psychologische en
    sociale variabelen aan het licht brengen.
           Een speciale vorm van blootstelling aan omgevingsgeluid zijn incidentele activitei-
    ten of gebeurtenissen zoals openbare bijeenkomsten of het gebruik van ultralichte
    vliegtuigen en kleine vliegtuigen (voor reclamedoeleinden). Enerzijds hebben de met
    deze voorvallen samenhangende geluiden op jaarbasis meestal een lage waarde van Lad-
    justed,den, maar anderzijds worden ze wel als zeer hinderlijk ervaren. Afgezien van de in-
    vloed van niet-akoestische factoren, is in deze situaties een geluidmaat voor een kortere
    periode dan een jaar misschien meer geëigend om algemene hinder en slaapverstoring
    door geluid van dergelijke bronnen te voorspellen. De commissie beveelt nader onder-
    zoek hiernaar aan.
           Het aanbevolen stelsel leent zich niet voor het voorspellen van het effect van veran-
    deringen van de geluidblootstelling op korte termijn op de mate van algemene hinder
    en slaapverstoring. Voorbeelden van dergelijke veranderingen zijn de introductie van
    geluidwerende maatregelen zoals geluidwallen, of het introduceren van een nieuwe ge-
    luidbron in de omgeving. Het effect op lange termijn van dergelijke veranderingen kan
    wel worden geschat met behulp van de EEL en de ENEL. De commissie meent dat de
    aanbevolen geluidmaten niet moeten worden gebruikt om de effecten van veranderin-
    gen in geluidssituaties binnen een jaar te voorspellen.
4.2 Verdere overwegingen
    Kenmerken van woningen
    De beschreven blootstelling-responsrelaties zijn bepaald met behulp van geluidniveaus
    buitenshuis, die zijn gemeten volgens een bepaald voorschrift (’incident sound’) op een
    bepaalde afstand van de meest blootgestelde gevel van de woning. Verder hadden de
    onderliggende onderzoeken betrekking op respondenten die voor het merendeel woon-
    den in een huis zonder speciale geluidwerende voorzieningen (zoals dubbele begla-
    zing). De commissie kon niet nagaan wat het gunstige effect zou zijn van de aanwezig-
    heid van een veel minder blootgestelde gevel in de woning of van extra geluidwerende
    voorzieningen. Op dit moment zijn er onvoldoende gegevens beschikbaar om de gevol-
39  Kanttekeningen bij het voorgestelde stelsel
</pre>

====================================================================== Einde pagina 39 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 40 ======================================================================

<pre>    gen voor algemene hinder en hinder als gevolg van slaapverstoring betrouwbaar te kun-
    nen schatten (Mie93).
    Invloed van de aanwezigheid van andere geluidbronnen op algemene hinder
    van een bepaalde geluidbron
    In een uitgebreide meta-analyse heeft Fields trachten na te gaan hoe andere geluidbron-
    nen de algemene hinder veroorzaakt door een bepaalde geluidbron beïnvloeden
    (Fie96). Hij kon een gering effect aantonen dat de commissie voor de praktijk echter te
    verwaarlozen acht. Vermoedelijk zal in concrete situaties het omgevingsgeluid van een
    bepaalde bron niet (volledig) worden gemaskeerd door andere bronnen, vanwege de
    verschillen in het tijdstip waarop de diverse geluiden zich voordoen en vanwege de ver-
    schillen in geluidspectra. Ook gewenning aan de kenmerken van een geluid en de rich-
    ting van het geluid kunnen van invloed zijn op het vermogen een bepaalde geluidbron
    te onderscheiden, terwijl deze gedeeltelijk door een andere wordt gemaskeerd.
    Combinatie van geluidbronnen
    Soms wordt men blootgesteld aan omgevingsgeluid van meer dan één bron. Overheerst
    het geluid van een bepaalde bron, dan is de mate van algemene hinder en slaapversto-
    ring voornamelijk terug te voeren op die bron. De effecten van het geluid kunnen dan
    worden voorspeld met behulp van met de aanbevolen geluidmaten bepaalde blootstel-
    ling aan het geluid van de dominante bron. De commissie heeft van gedachten gewis-
    seld over algemene methoden om geluidniveaus van verschillende bronnen samen te
    voegen, teneinde een geluidmaat te verkrijgen om het effect van de totale blootstelling
    aan geluid te kunnen voorspellen (DEL95a, Gus97, Kra97, Mie87, Ron97, Sch97,
    Sch78, Sch96, Tay82, Vos92a). Op dit moment is geen algemeen aanvaarde methode
    voor zo’n combinatie gepubliceerd. Ook vanwege de beperkte tijd die de commissie ter
    beschikking stond, was zij niet in staat om voor dit complexe probleem een oplossing
    te vinden. Zij raadt aan om eerst overeenstemming te bereiken over de voor geluid van
    afzonderlijke bronnen te hanteren maten (specificatie van de EEL en de ENEL) en met
    deze maten ervaring op te doen, alvorens over te gaan tot samenvoeging van geluidni-
    veaus die samenhangen met verscheidene bronnen.
4.3 Vergelijking met de huidige Nederlandse regelgeving
    Voor geluid van weg- en railverkeer en van industriële vestigingen komt de specificatie
    van het aanbevolen geluidmaat voor de beoordeling van algemene hinder op verschei-
    dene punten overeen met voorschriften van de Wet geluidhinder. Dit geldt onder ande-
40  Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 40 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 41 ======================================================================

<pre>   re voor de aanpassingsfactoren voor de avond en de nacht, voor de afbakening van de
   avond- en de nachtperiode en voor het gebruik van het equivalente geluidniveau voor
   de drie dagdelen waarin een etmaal is onderverdeeld. De manier waarop de equivalente
   niveaus voor de drie dagdelen worden gecombineerd verschilt echter: de EEL wordt
   berekend door exponentiële middeling van de drie waarden, terwijl in de huidige Ne-
   derlandse regelgeving de hoogste van de drie wordt gebruikt.
       Voor wat betreft de beoordeling van vliegtuiggeluid in de nabijheid van grotere
   luchthavens zijn de verschillen tussen de voorgestelde geluidmaat EEL (of Ladjusted,den) en
   de op dit moment gebruikte grootheid B (in Kosteneenheden) aanzienlijk. B wordt be-
   paald uit de LA,max-waarden van het geluid van overvliegende vliegtuigen, terwijl de
   commissie voorstelt om SEL-waarden te gebruiken. Ook wordt bij de bepaling van B
   het aantal geluidgebeurtenissen gedurende een etmaal anders gewaardeerd dan in het
   hier aanbevolen stelsel, en zijn er kleine verschillen in de aanpassingsfactoren voor de
   avond en de nacht. Een ander belangrijk verschil is dat bij de berekening van B alleen
   het geluid van overvluchten met een LA,max van 65 dB(A) of meer wordt meegenomen,
   terwijl Ladjusted,den betrekking heeft op alle overvluchten. Voor blootstelling aan geluid
   van kleine vliegtuigen verschillen BKL en de EEL voornamelijk van elkaar in aspecten
   die verband houden met de weken en maanden van het jaar waarin het meeste geluid
   wordt geproduceerd.
       De voorgestelde geluidmaat voor de nachtelijke periode (ENEL of Ladjusted,23-07h)
   komt in grote mate overeen met de maat die in de huidige Nederlandse regels voor
   nachtvluchten wordt gebruikt. In beide gevallen wordt het equivalente geluidniveau ge-
   durende de nacht als geluidmaat gehanteerd. Er zijn verschillen in de definitie van de
   nachtperiode: de commissie gaat uit van de periode van 23.00 tot 7.00 uur, terwijl de
   huidige Nederlandse regelgeving de nacht omschrijft als 7 opeenvolgende uren tussen
   23.00 en 7.00 uur. Verder is het toepassen van aanpassingsfactoren, zoals de commissie
   voorstelt, in de huidige Nederlandse regels voor nachtvluchten afwezig.
   Rijswijk, 20 oktober 1997,
   namens de commissie
   (w.g.)
   W Passchier-Vermeer,                   HGM Bouman,                     T ten Wolde,
   secretaris                             secretaris                      voorzitter
41 Kanttekeningen bij het voorgestelde stelsel
</pre>

====================================================================== Einde pagina 41 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 42 ======================================================================

<pre>42 Omgevingslawaai beoordelen</pre>

====================================================================== Einde pagina 42 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 43 ======================================================================

<pre>       Literatuur
ANSI96 Quantities and procedures for description and measurement of environmental sound - Part 4: Noise
       assessment and prediction of long-term community response. Draft 6b ANSI S12.9-1996-Part 4
Atk83  Atkins CLR, Brooker P, Critchley JB. 1982 Helicopter Disturbance Study:Main Report. London: Civil
       Aviation Authority 1983: DR Report 8304.
Ber79  Berry BF . The rating of helicopter noise: development of a proposed impulse correction. Teddington
       1979: NPL Reprt Ac 93.
Ber83  Berry BF. LAeq and Subjective Reaction to Different Noise Sources: A Review of Research. Proc
       Inter-noise 1983: 993-6.
Ber85  Berry BF. Evaluation of impulsive environmental noise: laboratory studies of annoyance reactions. Proc
       Inter-noise 1985; 2: 921-4.
Ber87  Berry BF. The evaluation of impulsive noise. Teddington 1987: NPL Rpt. Ac 111.
Ber88  Berry BF, Bisping R. CEC Joint project on impulse noise: physical quantification methods. Proceedings
       5th International Congress on noise as a public health problem. Stockholm 1988: 153-8.
Ber89  Berry BF. Recent advances in the measurement and rating of impulsive noise. Proceedings 13th ICA.
       Belgrade 1989; 3: 147-50.
Ber94  Berry BF, Porter ND. The evaluation of acoustic features in industrial noise. Proc Inter-noise. Yokohama
       1994: 803-8.
Bir80  Birnie SE, Hall FL, Taylor SM. The contribution of indoor and outdoor effects to annoyance at noise in
       residential areas. Proc Inter-noise 1980: 975-8.
Bis89  Bisping R. Steady versus impulsive noises: spectral parameters and subjective ratings. Proceedings 13th
       ICA. Belgrade 1989; 3: 143-6.
43     Literatuur
</pre>

====================================================================== Einde pagina 43 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 44 ======================================================================

<pre>Bra90  Brambilla G, Carretti MR. Evaluation of annoyance due to impulse noise. NoiseCon 1990: 279-84.
Bro85  Brooker GR, et al. United Kingdom Aircraft. Noise Index Study: main report. London: Civil Aviation
       Authority 1985: DR Report 8402.
Bro97  Broek A van den. Calculation on sleeping time Dutch population 1995. Sociaal Cultureel Planbureau,
       Rijswijk, 1997.
Buc83  Buchta E, Buchta C, Koslowsky L, Rohland P. (1983). Lästigkeit von Schiesslärm (Umwelt Bundes-amt:
       Berlin, Germany). Report no. 82-10501314.
Buc90  Buchta E, et al. A field survey on annoyance caused by sounds from small firearms. J Acoust Soc Am
       1990; 88(3): 1459-67.
Buc93  Buchta E. A review of the penalty for impulse noise. In: Vallet M (ed.). Noise as a public health problem.
       Arcueil Cedex France: INRETS 1993; 3: 420-7.
Buc96  Buchta E. Annoyance caused by shooting noise - determination of the penalty for various weapon calibers.
       Proc Inter-noise 1996; (5): 2495-2500.
Bul91  Bullen RB, et al. Community reaction to noise from an artillery range. Noise Control Eng J 1991; 37(3):
       115-28.
Bul96  Bullen R, Hede A, Williams T. Sleep disturbance due to environmental noise: a proposed assessment
       index. Acoustics Australia 1996; 24: (3) 91-97.
CHA96  Community response to high-energy impulsive sounds: An assessment of the field since 1981. Committee
       on Hearing, Bioacoustics and Biomechanics (CHABA), National Research Council, National Academy of
       Science, Washington, DC, 1996.
Cri90  Critchley JB, Ollerhead JB. The use of Leq as an aircraft noise index. London, Directorate of Operational
       Research and Analysi 1990: DORA Report 9023.
DEL95a DELTA Acoustics & Vibration. Assessment of annoyance from combined noise sources. DELTA
       Acoustics & Vibration 1995: report no. AV 1213/95a.
DEL95b DELTA Acoustics & Vibration. Metrics for environmental noise in Europe. Danish comments on INRETS
       Report LEN 9420. DELTA Acoustics & Vibration 1995: Report no. AV 837/95.
DEL97  DELTA Acoustics & Vibration. Objective measurements of audible tones in noise. Detection and
       assessment of tones. Copenhagen, 1997.
Deu74  Deutsche Forschungsgemeinschaft 1974. Fluglärmwirkungen: Eine interdisziplinäre Untersuchung über
       die Auswirkungen des Fluglärms auf den Menschen. Boppart: Bolt, 1974.
Dym77  Dym DL. Sources of industrial impact noise. Noise Control Eng J 1977; 8: 81-7.
Ebe87  Eberhardt JL. Akselsson KR. The disturbance by road traffic noise on the sleep of young male adults as
       recorded in the home. J Sound & Vibr 1987; 114: 417-34.
EU96   European Union. DG XI. Draft proposal for a Council directive on the assessment and reduction of
       environmental noise exposure. EU, Brussels, February 1996.
FIC92  Federal Interagency Committee on Noise (FICON) (1992). Final report: airport noise assessment
       methodologies and metrics. Washington, DC 1992.
44     Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 44 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 45 ======================================================================

<pre>Fid91  Fidell S, Barber D, Schultz TJ. Updating a dosage-effect relationship for the prevalence of annoyance due
       to general transportation noise. J Acoust Soc Am 1991; 89(1): 221-33.
Fid94  Fidell S, Pearsons K, Howe B et al.Noise-induced sleep disturbance in residential settings. Canogan Park:
       BNN Systems and Technologies Corporation 1994: BNN Report 7932.
Fid95a Fidell S, Pearsons K, Tabachnick B et al. Field study of noise-induced sleep disturbance. J acoust Soc Am
       1995; 98: (2:1) 1025-33.
Fid95b Fidell S, Howe R, Tabachnick B et al. Noise-induced sleep disturbance in residences near two civil
       airports. NASA Contractor Report 198252. Hampton VA: NASA Langley Research Center 1995.
Fie82  Fields JM. Effects of errors in specifying noise environments on results from community response
       surveys. Proc Inter-noise 1982: 609-12.
Fie85a Fields JM, Powell CA. A Community Survey of Helicopter Noise Annoyance Conducted Under
       Controlled Noise Exposure Conditions. Washington DC: NASA 1985: Publ NASA TM-86400.
Fie85b Fields JM. The timing of noise-sensitive activities in residential areas. Washington DC: NASA 1985: Publ
       NASA CR-177937.
Fie86a Fields JM. The relative effect of noise at different times of day. Hampton, USA: National Aeronautics and
       Space Administration, Langley Research Center, Washington DC: NASA 1986: Publ NASA CR-3965.
Fie86b Fields JM. Cumulative airport noise metrics: an assessment of evidence for time-of-day weightings.
       DOT/FAA/EE-86/10. US Department of Transportation, Federal Aviation Administration, Washington
       DC, 1986 (1989 revised printing).
Fie87  Fields JM, Powell CA. Community Reactions to Helicopter Noise: Results from an experimental study. J
       Acoust Soc Am 1987; 82: 479-92.
Fie92  Fields JM. Effect of personal and situational variables on noise annoyance: with special reference to
       implications for en route noise. Washington DC: 1992: Publ NASA CR-189676, FAA Report number
       FAA-EE-92-03. Federal Aviation Administration.
Fie93  Fields JM. Effect of personal and situational variables on noise annoyance in residential areas. J Acoust
       Soc Am 1993; 93: 2753-63.
Fie94  Fields JM. Review of an updated synthesis of noise / annoyance relationships. Atlanta GA: Gergia
       Institute of Technology, Washington DC: 1994: Publ NASA CR 194950.
Fie96  Fields JM. An analysis of residents’ reactions to environmental noise sources within an ambient noise
       context. DOT/FAA/EE-96/08. US Department of Transportation, Federal Aviation Administration,
       Washington DC: 1996.
Fin80  Finke HO, Guski R, Rohrmann B. Betroffenheit einer Stadt durch Lärm. Umweltforschungsplan des
       bundesministers des Innern 1980, Forschungsbericht 80-10501301.
Fin94  Finegold LS, Harris CS, von Gierke HE. Community annoyance and sleep disturbance: updated criteria
       for assessing the impacts of general transportation noise on people. Noise Control Eng J 1994; 42(1):
       25-30.
Fli86  Flindell IH, Rice, CG. ISVR-Rep. No. 86/22 (ISVR: Southampton, England). 1984-1985 Joint CEC
       project on annoyance due to impulse noises: laboratory studies, 1986.
45     Literatuur
</pre>

====================================================================== Einde pagina 45 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 46 ======================================================================

<pre>Fli89 Flindell IH, et al. Human response to impulse noise - impulsivity and annoyance. Proceedings 13th ICA.
      Belgrade 1989; 3: 155-8.
Fre97 Freijer JI, Loos S de. Analyse van tijdbestedingspatronen van de Nederlandse bevolking tbv een uniforme
      geluidsdosismaat. RIVM Bilthoven 1997, Report no. 715120 002.
Ger96 Gerretsen E. Environmental noise descriptors in Europe - Comparison of definitions and prediction
      methods. Delft, TNO-TPD 1996: Report TPD-HAG-RPT-960059.
Got95 Gottlob D. Regulations for Community Noise. Noise/News International 1995: 223-36.
GR71  Gezondheidsraad: Geluidhinder. Rapport Gezondheidsraad Commissie Geluidhinder en Lawaaibestrijding.
      Den Haag: Gezondheidsraad 1971; publikatie nr 1971/24.
GR91  Gezondheidsraad: Commisie Vliegtuiglawaai en slaap. Vliegtuiglawaai en slaap. Den Haag:
      Gezondheidsraad 1991; publikatie nr 1991/05.
GR94  Gezondheidsraad. Noise and health. Den Haag: Gezondheidsraad, 1994; Report 1994/15E
Gro81 Groeneveld Y, Verboom WC. Karakterisering en beoordeling van industrielawaai. Delft: IMG-TNO Rep.
      D54 1981.
Gus97 Guski R. Interference of activities and annoyance by noise from different sources: some new lessons from
      old data. Seventh Oldenburg Symposium on Psychological Acoustics. Ed Schick & Klatte. University of
      Oldenburg 1997: 239-58.
Hal81 Hall FL, Birnie SE, Taylor SM, Palmer JE: 1981. Direct Comparison of Community Response to Road
      Traffic Noise and to Aircraft Noise. J Acoust Soc Am 1981; 70( 6): 1690-8.
Hal84 Hall FL. Community response to noise: is all noise the same? J Acoust Soc Am 1984; 76(4): 1161-8.
Hei80 Heintz, P. (1980). Sozio-psychologische Schiesslärmuntersuchung Bundesamt für Umweltschutz: Bern,
      Switzerland.
Ike93 Ikeda I, Flindell IH. Subjective tests of impulse noise annoyance and the listening environment. Proc
      Inter-noise 1993; II: 1133-6.
Isi93 Ising H, Rebentisch E. Comparison of acute reactions and long-term extra-aural effects of occupational
      and environmental noise exposure. In M. Vallet (ed). Noise as a public health problem. Frame, INRETS,
      1993; 3: 331-8.
ISO78 International Organization for Standardization. ISO 3891-1978. Acoustics - Procedure for describing
      aircraft noise heard on the ground. Geneve: ISO, 1978.
ISO87 International Organization for Standardization. ISO R 1996-2. Acoustics - Description and measurement
      of environmental noise. Part 2: Acquisition of data pertinent to land use. Geneva: ISO, 1987.
ISO97 International Organization for Standardization. ISO R 1996-2. Acoustics - Description and measurement
      of environmental noise. Part 2: Acquisition of data pertinent to land use. (Draft) Addendum 1. ISO, 1997.
Job88 Job RFS. Community response to noise: a review of factors influencing the relationship between noise
      exposure and reaction. J Acoust S Am 1988; 83: 991-1001.
Job95 Job RFS, Peploe P, Cook R. Factors influencing reaction to individual impulsive events experienced in the
      home. Proceedings 15th International Congress on Acoustics 1995; 2: 295-8.
46    Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 46 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 47 ======================================================================

<pre>Jon94  Jong de RG, Opmeer C, Miedema HME. Hinder door milieuverontreiniging in Nederland: effecten van
       geluid, geur, trillingen, stof, verlichting en onveiligheid.; peiling 1993. Leiden: TNO-PG, 1994: Rapport
       94.056
Jon95  Jong RG de, Miedema HME. Comparing results of community response surveys. In: Newman M, ed.
       Proceedings of the 15th International Congress on Acoustics. Trondheim, Norway 1995: 61-4
Jur83  Jurriëns AA, Griefahn B, Kumar A, e.a. An essay on European research collaboration: Common results
       from the project on traffic noise and sleep in the home. In: Rossi G, ed. Proceedings IVth International
       Congress on Noise as a Public Health Problem. Milan: Centro Ricercha E Studi Amplifon 1983; 2:
       929-37.
Kra95a Kragh J. Technical note. Informal note on quantities used to describe some types of environmental noise in
       Scandinavia. AV 669/95, Copenhagen, DELTA Acoustics & Vibration 1995.
Kra95b Kragh J. Technical note. Nordic comments on proposed EC noise policy. Copenhagen, DELTA Acoustics
       & Vibration 1995. AV 1214/95.
Kra97  Kragh J. Assessment of various kinds of environmental noise occurring at the same time. A proposal for a
       practical method. Seventh Oldenburg Symposium on Psychological Acoustics. Ed Schick & Klatte.
       University of Oldenburg 1997: 221-38.
Kry82  Kryter KD. Community annoyance and aircraft and ground vehicle noise J Acoust Soc Am 1982; 72:
       1212-42.
Kry83  Response of Kryter to modified comments by Schultz on KD Kryter’s paper: ‘Community annoyance and
       aircraft and ground vehicle noise’. J Acoust Soc Am 1983; 73: 1066-8.
Kür89  Kürer R, et al. Umweltbundesamt. Lärmbekämpfung ‘88. Lärmwirkungen - Tendenzen - Probleme -
       Lösungen. Berlin: Erich Schmidt Verlag GmbH, 1989.
Lam94  Lambert J, Vallet M. Study related to the preparation of a communication on a future EC Noise Policy.
       Final Report. INRETS Report LEN No. 9420, Lyon 1994.
Lar76  Large JB, Ludlow JE. Community reaction to noise from a construction site. Noise Control Eng J 1976;
       6(2): 59-65.
Lee81  Leeuw R, Berg R van den. Impulse noise in the Netherlands industry. Delft: IMG-TNO Report B 472
       August 1981.
Mie87  Miedema HME. Beoordelingsmethode voor hinder in de woonomgeving door cumulatie van
       omgevingsgeluid. Leidschendam: VROM, 1987: Rapport nr GA-HR-08-03.
Mie92  Miedema HME. Response functions for environmental noise in residential areas. Leiden: NIPG- TNO
       1992: Publ.nr. 92.021.
Mie93  Response functions for environmental noise. Vallet M, ed. In: Proceedings of the 6th International
       Congress on Noise as a Public Heath Problem. Nice, France: Noise & Man 1993: 428-33.
Mie96  Miedema HME, Vos H. Exposure response relationships for transportation noise. Leiden: TNO-PG, 1996:
       Report no. 96.070.
Mie97  Miedema HME, Vos H. Exposure response relationships for transportation noise. Submitted for
       publication.
MIG96  Projectplan Modernisering Instrumentarium geluidbeleid. Den Haag, VROM 1996.
47     Literatuur
</pre>

====================================================================== Einde pagina 47 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 48 ======================================================================

<pre>Moh83  Möhler U, Knall V. Correlation of Acoustic Indices and Disturbance Reaction Factors on Railway and
       Road Traffic Noise. Proc Inter-noise 1983: 989-92.
Ohr93  Ohrström E. Research on noise and sleep since 1988. Present state. In M. Vallet (ed). Noise as a public
       health problem. Frame, INRETS 1993; 3: 331-8.
Oll82  Ollerhead JB. Laboratory Studies of Scales for Measuring Helicopter Noise, Washington DC: 1982: Publ
       NASA CR 3610.
Oll92  Ollerhead JB, Jones CJ, Cadoux RE, et al. Report of a field study of aircraft noise and sleep disturbance.
       London: Civil Aviation Authority 1992.
Pas93  Passchier-Vermeer W. Noise and Health. Den Haag: Gezondheidsraad 1993; publikatie nr A93/02E.
Pas94a Passchier-Vermeer W. Sleep disturbance due to nighttime aircraft noise. Leiden: TNO-PG 1994. Publ.nr.
       94.077.
Pas94b Passchier-Vermeer W. Rating of helikopter noise with respect to annoyance. Leiden: TNO-PG 1994.
       Publ.nr. 94.061.
Pas95  Passchier-Vermeer W. Road traffic noise and annoyance. Leiden, 1995: TNO-PG 1995. Publ.nr. 95.078.
Pas97  Passchier-Vermeer W, Vos H, Miedema HME. Adjustments for evening- and night-time. Leiden:
       TNO-PG 1997. Information presented to the Committee.
Pea89  Pearsons K, Barber DS, Tabachnick BG. Analysis of the predictability of noise-induced sleep disturbance.
       Canogan Park: BNN Systems and Technologies Corporation 1989. Report AD-A220.
Pea96  Pearsons K. Recent field studies in the United States involving the disturbance of sleep from aircraft noise.
       Proc Inter-noise 1996: 2271-6.
Por93a Porter ND, Flindell IH, Berry BF. An acoustic feature model for the assessment of environmental noise.
       Acoustics Bulletin 1993: 40-8.
Por93b Porter ND, et al. An acoustic feature model for the assessment of environmental noise. Proc Inst Acoust
       1993; 15(4): 1015-24.
Por95a Porter ND. The assessment of industrial noise - a review of various national practices. National Physical
       Laboratory, report no. RSA (EXT) 0057C, May 1995.
Por95b Porter ND. The assessment of industrial noise - subjective listening tests and objective assessment
       procedures. National Physical Laboratory, Report RSA (EXT) 0057C, May 1995.
Por95c Porter ND. The detection of complex tones in noise. Proc Inst Acoust 1995; 17(5): 19-26.
Ric83  Rice CG. CEC Joint research on annoyance due to impulse noise. Proceedings 4th International Congress
       on noise as a public health problem 1983; 2: 1073-84.
Ric89  Rice CG. Human response to impulse noise - CEC studies: Review of 1987/1989 research programme.
       Proceedings 13th ICA. Belgrade 1989; 3: 135-8.
Ron97  Ronnenbaum T, Schulte-Fortkamp B, Weber R. Evaluation of combined noise sources. Seventh
       Oldenburg Symposium on Psychological Acoustics. Ed Schick & Klatte. University of Oldenburg, 1997:
       171-90.
Sch78  Schultz TJ. Synthesis of social surveys on noise annoyance. J Acoust Soc Am 1978; 64(2): 377-405.
48     Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 48 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 49 ======================================================================

<pre>Sch79  Schomer PD. The Growth of Community Annoyance with Loudness of Events and with Frequency of
       Occurrence of Events. Champaign: U.S.Army Corps of Engineers, 1979. TM N-38.
Sch81a Schomer PD. Community Reaction to Impulse Noise; Initial Army Survey. Champaign: Construction
       Engineering Research Library, 1981. TR N-100.
Sch81b Schomer PD. The Growth of Community Annoyance with Loudness and Frequency of Occurrence of
       Events. Noise Control Engineering 1981; 17(1): 30-7.
Sch83a Schümer-Kohrs A, Schümer R, Knall V, Kasubek W. Interdisziplinäre feldstudie über die besonderheiten
       des Schienverkehrlärms gegenüber dem Strassenverkehrslärm, Planningsburo Obermeyer, München 1983.
Sch83b Schomer PD. Time of day adjustments on “penalties”. J Acoust Soc Am 1983; 73(2): 546-55.
Sch94a Schulte-Fortkamp B. Loudness judgements on the background of subjecitive experience with
       environmental sounds. Proceedings Internoise 94. Yokohama, Japan 1994: 791-6.
Sch94b Schulte-Fortkamp B. Geräusche beurteilen im Labor. Enwicklung interdisziplinärer Forschungsmethoden
       und ihre forschungssoziologische Analyse. Düsseldorf: VDI-Verlag, 1994.
Sch94c Schomer PD, Wagner LR, Benson LJ et al. Human and community response to military sounds: Results
       from field-laboratory tests of small arms, tracked-vehicles and blast sounds. Noise Contr Eng J 1994;
       42(2): 71-84.
Sch95a Schomer PD, Wagner LR. Human and community response to military sounds - Part 2: Results from
       field-laboratory tests of small arms, 25 mm cannon, helicopters and blast sound. Noise Contr Eng J 1995;
       43(1): 1-13.
Sch95b Schulte-Fortkamp B. Loudness judgements of environmental sounds. Validation by a study in laboratory
       and field. Proc Inter-noise. Newport Beach, California, USA 1995: 889-92.
Sch96  Schulte-Fortkamp B. Combined methods to investigate effects of noise exposure and subjective noise
       assessments. Proc Inter-noise. Liverpool 1996: 2351-6.
Sch97  Schulte-Fortkamp B, Weber R, Ronnebaum Th, et al. Literaturstudie zur Gesamtgeräuschbewertung.
       Oldenburg; University of Oldenburg, 1997.
Sha96  Shaw EAG. Noise environments outdoors and the effects of community noise exposure. Noise Contr Eng J
       1996; 44(3): 109-19.
Sör79  Sörensen S, Magnusson J. Annoyance caused by noise from shooting ranges. J Sound Vib. 1979; 62:
       437-42.
Tay82  Taylor SM. A comparison of models to predict annoyance reactions to noise from mixed sources. J Sound
       Vib 1982; 81(1): 123-38.
Tay87  Taylor SM, Hall FL, Birnie SE. Transportation noise annoyance: testing of a probabilistic model. J Sound
       Vib 1987; 117(1): 95-113.
Val78  Vallet M, Gagneux JM, Simonnet F. Effects of aircraft noise on sleep: an in situ experiment. ASHA
       reports 10. Proceedings Third International Congress on Noise as a Public Health Problem 1978: 391-6.
Val83  Vallet M, Gagneux JM, Blanchet V, et al. Long term sleep disturbance due to traffic noise. J Sound Vib
       1983; 90: 173-91.
49     Literatuur
</pre>

====================================================================== Einde pagina 49 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 50 ======================================================================

<pre>Val91  Vallet M, Vernet I. Night aircraft noise index and sleep research results. In: Lawrence A (ed.). Proc
       Inter-noise. The cost of noise. Poughkeepsie, NY 1991: Noise Control Foundation; 1: 207-10.
Val96  Vallet M. Caracteristiques et indicateurs de la gene due au bruit des avions. Synthese INRETS no. 29,
       June 1996.
Ver89  Vercammen MLS. Setting limits for low frequency noise. Proc. 5th Int.Conf. on low frequency noise and
       vibration. Oxford, 1989.
Vos83  Vos J, Smoorenburg G.F. Annoyance ratings for impulse and traffic sounds presented in quiet. TNO-TM:
       Soesterberg 1983: IZF-Rep. 1983-23.
Vos85a Vos J, Smoorenburg GF. Penalty for impulse noise, derived from annoyance ratings for impulse and
       road-traffic sounds. J Acoust Soc Am 1985; 77(1): 193-201.
Vos85b Vos J. A review of field studies on annoyance due to impulse and road-traffic sounds. Proc Inter-noise
       1985: 1029-32.
Vos87  Vos J, Geurtsen FWM. Leq as a measure of annoyance caused by gunfire consisting of impulses with
       various proportions of highre and lower sound levels. Journal of the Acoustical Society of America 1987;
       82(4): 1201-6.
Vos90  Vos J. On the level-dependent penalty for impulse sound. J Acoust Soc Am 1990; 88(2): 883-93.
Vos92a Vos J. Annoyance caused by simultaneous impulse, road traffic, and aircraft sounds: a quantitative model.
       J Acoust Soc Am 1992; 91(6): 3330-45.
Vos92b Vos J. Noise annoyance around irregularly employed shooting ranges. Proceedings 6th International
       FASE-congress 1992. Zürich, 1992.
Vos95a Vos J. A review of research on the annoyance caused by impulse sounds produced by small firearms. Proc
       Inter-noise 1995: 875-8.
Vos95b Vos J. Technical note: On the comparability of community responses to noise from artillery and rifle
       ranges, as determined in two Australian studies. Noise Contr Eng J 1995; 43 (2): 39-41.
Vos96  Vos J. Annoyance caused by impulse sounds produced by small, medium-large, and large firearms. Proc
       Inter-noise 1996; (5): 2231-6.
Vos97  Vos J. A re-analysis of the relationship between the results obtained in laboratory and field studies on the
       annoyance caused by high-energy impulsive sounds. Noise Control Eng J 1997; 45 (3):123-31.
VROM97 Conclusions of the Conference on EU-future policy on 21 and 22 May 1997. VROM, The Hague 1997.
50     Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 50 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 51 ======================================================================

<pre>A  De adviesaanvraag
B  De commissie
C  Begrippen en definities
D  Activity pattern of the Dutch population
E  Exposure-effect relationships for general annoyance
F  Adjustments for special characteristics
G  Exposure-effect relationships for sleep disturbance
H  Stepwise determination of noise metrics
   Bijlagen
51
</pre>

====================================================================== Einde pagina 51 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 52 ======================================================================

<pre>52 Omgevingslawaai beoordelen</pre>

====================================================================== Einde pagina 52 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 53 ======================================================================

<pre>Bijlage A
        De adviesaanvraag
        De Voorzitter van de Gezondheidsraad ontving onderstaande adviesaanvraag van de
        Minister van Volksgezondheid, Welzijn en Sport d.d. 3 februari 1997, nr BRO-97186.
        Hierbij verzoek ik u, mede namens de Minister van VROM, mevrouw M de Boer, ons advies uit te bren-
        gen over een uniforme geluiddosismaat. In het volgende schets ik enige achtergronden van deze materie en
        vervolgens de details van het gevraagde advies.
        Advies
        Het geluidnormstelsel in de Nederlandse wetgeving is in de loop der jaren behoorlijk ingewikkeld gewor-
        den. Geluidnormen zijn opgenomen in de Luchtvaartwet, de Wet geluidhinder en de Wet Milieubeheer. In
        ieder van deze wetten en de daarop gebaseerde uitvoeringsbesluiten zijn voor iedere geluidbron vaak af-
        zonderlijke (en van elkaar verschillende) geluidnormen vastgelegd. Voor een overzicht verwijs ik naar bij-
        gaande tabel. In veel gevallen is daarbij ook nog eens sprake van verschillende maten waarmee de geluid-
        dosis bepaald dient te worden. Dit komt de inzichtelijkheid van het systeem, en daarmee de uitvoerbaar-
        heid en de handhaafbaarheid natuurlijk niet ten goede. De roep om vergaande vereenvoudiging is manifest
        geworden in het advies van de Werkgroep Marktwerking, Deregulering en Wetgevingskwaliteit over de
        Wet geluidhinder. In dit advies wordt aanbevolen om het hele stelsel van geluidwetgeving vergaand te
        vereenvoudigen.
             In de reactie (TK, ’95-’96, 24 036n nr 16) op het rapport van de MDW-werkgroep Wet geluidhinder
        van juni 1996 heeft het Kabinet het volgende gezegd over de uniforme dosismaat:
53      De adviesaanvraag
</pre>

====================================================================== Einde pagina 53 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 54 ======================================================================

<pre>   Het idee van één en dezelfde dosismaat voor alle geluidbronnen vindt het Kabinet op zich zelf aantrekke-
   lijk. In het kader van het project MIG zal deze gedachte verder worden onderzocht en uitgewerkt. Tevens
   zal bezien worden in hoeverre de dosismaat voor luchtvaartgeluid, rekening houdend met Europese ont-
   wikkelingen ten aanzien van rekenmethodieken en normstelling, bij de uniforme dosismaat kan worden
   betrokken.
   De aantrekkelijkheid van een dergelijke geluiddosismaat is vooral gelegen in de vereenvoudiging die dan
   bereikt kan worden.
   Relatie met andere projecten
   In het kader van het MIG-project (Modernisering Instrumentarium Geluidbeleid) is een werkgroep “Uni-
   formering dosismaten” in het leven geroepen, onder voorzitterschap van prof. dr. C. Gouwens, die zich
   over de aspecten van een uniforme dosismaat gaat buigen. Deze werkgroep zou september 1997 beleids-
   matig advies over het uniformeren van het normstelsel aan de Regie groep MIG moeten uitbrengen, waar-
   na de Tweede Kamer geïnformeerd wordt over de uitkomsten van het MIG-project als geheel. Over de re-
   latie tussen deze werkgroep en de adviesaanvraag het volgende.
         De MIG-werkgroep “Uniformering dosismaten” heeft tot taak een advies te geven over de mogelijk-
   heden om te komen tot een sterke vereenvoudiging van het huidige normstelsel. Hierbij ligt sterk de na-
   druk op de praktische problemen. Uitgangspunt daarbij is dat de door de huidige normen geboden bescher-
   mingsniveaus niet veranderen. Idealiter zou dit beleidsmatig advies van de werkgroep volgen op het ad-
   vies van de Gezondheidsraad over mogelijke dosismaten en de invloed van mogelijke vereenvoudigingen
   op gezondheidseffecten.
         Gezien het feit echter dat de werkgroep september 1997 advies moet uitbrengen, betekent dat in aan-
   zienlijke mate parallel gewerkt zal moeten worden. Dit maakt het noodzakelijk dat het advies-traject en
   het beleidsmatige traject zeer goed op elkaar afgestemd wordt en dat aan het begin van deze trajecten dui-
   delijkheid wordt geschapen over de te onderzoeken mogelijkheden.
   Adviesaanvraag
   De raad wordt gevraagd om een zo eenvoudig mogelijk stelsel van geluiddosismaten te beschrijven en
   daarbij in ieder geval in te gaan op de relatie tussen het nieuwe stelsel en de gezondheidseffecten. Rand-
   voorwaarden bij een dergelijk stelsel zijn:
         inzicht in de relatie met effecten van geluid op de gezondheid van dit stelsel, in ieder geval voor wat
         betreft (ernstige) hinder en effecten op de slaap;
         passend binnen internationale afspraken voor zover deze bindend zijn;
         de maten van dit stelsel moeten op (relatief) eenvoudige wijze bepaalbaar of meetbaar kunnen zijn;
         het maatstelsel moet bruikbaar zijn voor alle geluidbronnen buiten de woning.
54 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 54 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 55 ======================================================================

<pre>   Aspecten die mogelijk ook betrokken kunnen worden zijn effecten op (sociaal) gedrag, prestatie, hart- en
   vaatziekten en bloeddruk.
   Planning
   De verzending van de beleidsnota MIG aan de Tweede Kamer is voorzien begin 1998. Dit houdt in dat de
   deelprojecten (waarvan het project “uniforme dosismaat” er een is) ruim voor die tijd gereed dienen te zijn
   om een rol te kunnen spelen in de discussie. Mede met het oog daarop stel ik het op prijs om uw advies ui-
   terlijk september 1997 te ontvangen.
         Ten einde optimale afstemming met het MIG (deel)project te garanderen, stelt de Minister van
   VROM voor een medewerker van haar Ministerie als waarnemer te laten deelnemen in de commissie.
   Hoogachtend,
   (w.g.)
   de Minister van Volksgezondheid, Welzijn en Sport,
   dr. E. Borst-Eilers
   Bijlage: overzicht huidig geluidnormstelsel
55 De adviesaanvraag
</pre>

====================================================================== Einde pagina 55 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 56 ======================================================================

<pre>Tabel: Overzicht huidig geluidnormstelsel, enigszins vereenvoudigd.
Grenswaarden voor geluid van diverse bronnen in dB(A)
(+..) = tijdelijke correctie ivm stiller worden bron
bron                                                     voorkeur/      maximaal      maximaal          criteria voor  binnen (nieuwe
                                                         plannings-     toelaatbaar   toelaatbaar in saneringssi-      situaties)
                                                         waarde         in nieuwe si- bestaande si- tuaties
                                                                        tuaties       tuaties
WGH: LAeq,etmaalwaarde
wegverkeer lokaal: weg én woningen nieuw                 50 (+5)        60 (+5)                                        35
wegverkeer lokaal: overige situaties                     50 (+5)        65 (+5)       70 (+5)           65             35
wegverkeer: nieuwe autowegen                             50 (+3)        60 (+3)                                        35
wegverkeer autowegen: overige situaties                  50 (+3)        55 (+3)       70 (+3)           65             35
industrie                                                50             55            55 to 65          55             35
impuls / tonaal lawaai                                   50 (-5) *      55 (-5)                         55             35
rail                                                     57 (+3)        70 (+3)       70 (+3)           65             35/37
Wet Milieubeheer
vergunningsplichtige inrichtingen, L etmaal              40* to 50*     50*           ?                 —              —
                                                         (afhankelijk
                                                         referentieni-
                                                         veau)
vergunningsplichtige inrichtingen, L max                 70 dB(A),      —             —                 —              —
                                                         dag
                                                         65 dB(A),
                                                         avond
                                                         60 dB(A),
                                                         nacht
Luchtvaartwet+art 108 WGH Kosten-eenheid
militaire en civiele luchtvaart                          20 Ke          35 Ke         65 Ke             40 Ke          35 à 40 dB(A)
Kleine luchtvaart                                        47 (+3)        57 (+3)       —                 —              —
nachtnorm                                                —              —             —                 —              26
*               Indien het geluid een duidelijk impuls- of tonaal (muziek)karakter heeft dient bij het rekenresultaat een straffactor van
                5 dB(A) geteld te worden.
56             Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 56 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 57 ======================================================================

<pre>Bijlage B
        De commissie
           T ten Wolde, voorzitter
           TNO Technisch Physische Dienst, Divisie Geluid, Delft
           M van den Berg, adviseur
           Ministerie van Volkshuisvesting, Ruimtelijke Ordening en Milieubeheer,
           Den Haag
           BF Berry
           National Physical Laboratory, Teddington, Middlesex (Engeland)
           JM Fields
           Silver Spring, Maryland (VS)
           D Gottlob
           Federal Environmental Agency, Berlin (Duitsland)
           J Kragh
           DELTA Acoustics & Vibration, Lyngby (Denemarken)
           HME Miedema
           TNO Preventie en Gezondheid, Leiden
           WF Passchier, adviseur
           Gezondheidsraad, Rijswijk
           B Schulte-Fortkamp
           Carl von Ossietzky Universität, Oldenburg (Duitsland)
           M Vallet, corresponderend lid
           INRETS, Lyon (Frankrijk)
57      De commissie
</pre>

====================================================================== Einde pagina 57 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 58 ======================================================================

<pre>      J Vos
      TNO Technische Menskunde, Soesterberg
      HGM Bouman, secretaris
      Gezondheidsraad, Rijswijk
      W Passchier-Vermeer, secretaris
      TNO Preventie en Gezondheid, Leiden
   Administratieve ondersteuning: CA Fortman, M van Kan.
58 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 58 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 59 ======================================================================

<pre>Bijlage C
        Begrippen en definities
1       Equivalent geluidniveau gedurende tijd T
        Als het geluidniveau fluctueert in de tijd T, wordt voor een aantal akoestische toepas-
        singen het equivalente geluidniveau over een zekere periode bepaald. Dit equivalente
        geluidniveau wordt in formule als volgt weergegeven:
                                   T
            L Aeq,T = 10 lg   T
                               1
                                 ∫ 0 10 L(t)/10 dt dB(A)
        waarin:
        L(t): de A-gewogen geluiddruk op tijdstip t
        T: de duur van de beschouwde periode in seconden.
2       Equivalent geluidniveau over een etmaal (LAeq,24h=LAeq,24 uur)
        Het equivalente geluidniveau over een etmaal is het equivalente geluidniveau ten ge-
        volge van blootstelling gedurende 24 aaneengesloten uren van 07.00 tot 07.00 uur de
        volgende dag.
3       Dag-nachtniveau (Ldn)
             L dn = 10 lg  15
                             24
                                10 L Aeq,d / 10 + 249 10 (10+L Aeq,n )/10  dB(A)
59      Begrippen en definities
</pre>

====================================================================== Einde pagina 59 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 60 ======================================================================

<pre>   waarin:
   d (dag): de periode van 07.00 tot 22.00 uur
   n (nacht): de periode van 22.00 tot 07.00 uur.
   Deze definitie is conform de definitie zoals in ANSI96.
4  Dag-avond-nachtniveau (Lden)
       L den = 10 lg[ 12
                      24
                         10 L Aeq,d /10 + 244 10 (5+L Aeq,ev )/10 + 248 10 (10+L Aeq,n )/10 ]dB(A)
   waarin:
   d (dag): de periode van 07.00 tot 19.00 uur
   ev (avond; 'evening'): de periode van 19.00 tot 23.00 uur
   n (nacht): de periode van 23.00 tot 07.00 uur.
   Deze definitie is conform de definitie in voorschriften in Scandinavische landen
   (Kra95a).
5  Etmaalwaarde (Letmaal)
       L etmaal = maximum of L Aeq,d , L Aeq,ev + 5 and L Aeq,n +10 dB(A)
       waarin:
   d (dag): de periode van 07.00 tot 19.00 uur
   ev (avond; ‘evening’): de periode van 19.00 tot 23.00 uur
   n (nacht) : de periode van 23.00 tot 07.00 uur.
   De etmaalwaarde is de hoogste van de drie equivalente geluidniveaus gedurende zekere
   delen van het etmaal, waarbij de nachtelijke niveaus verhoogd worden met 10 dB(A) en
   de avondlijke met 5 dB(A).
   Deze definitie is conform de definitie in de Nederlandse Wet Geluidhinder.
6  Geluidmaat B voor vliegtuiglawaai
                   N
        B = 20 lgΣ(n ti × 10 L i /15 ) − 157 Ke (Kosten Units)
                  i=1
   waarin:
   N: het aantal overvluchten per jaar waarvoor LA,max ten minste 65 dB(A) is
60 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 60 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 61 ======================================================================

<pre>   Li: het maximale geluidniveau gedurende passage i
   nti: een gewichtsfactor, afhankelijk van het beschouwde gedeelte van het etmaal (10 ’s
   nachts, 1 overdag).
   Deze definitie is conform de definities in de Luchtvaartwet.
7  Geluidblootstellingsniveau van een geluidgebeurtenis (SEL)
                  t
         SEL = ∫ 0 10 L(t )/10 dt dB(A)
   waarin:
   t: de duur van de geluidgebeurtenis in seconden
   Het equivalente geluidniveau gedurende een periode T waarin n afzonderlijke geluidge-
   beurtenissen optreden, kan worden uitgedrukt in de SEL-waarden van deze geluidge-
   beurtenissen door:
         L Aeq,T = 10 lg T1   Σi 10 SEL /10
                                       i
   waarin:
   SELi: de SEL-waarde van geluidgebeurtenis i
   T: de duur in seconden van de periode in kwestie.
61 Begrippen en definities
</pre>

====================================================================== Einde pagina 61 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 62 ======================================================================

<pre>62 Omgevingslawaai beoordelen</pre>

====================================================================== Einde pagina 62 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 63 ======================================================================

<pre>Bijlage D
        Activity pattern of the Dutch population
1       Introduction
        In this Annex the Committee presents information on the day-, evening- and night-time
        activity patterns of the Dutch population in 1985 and 1995 and the activity patterns of a
        population in the United States in 1975 (Fie85). The Dutch data were gathered by the
        SCP: Dutch Office for Social and Cultural Planning (Bro97; GR91), and the RIVM:
        National Institute of Public Health and the Environment (Fre97). The Committee used
        these data to delineate day-, evening- and night-time periods.
2       The evaluated data
        The SCP data
        The SCP data originate from a 1985 study (GR91) and a 1995 study (Bro97). In these
        studies information on day-, evening- and night-time activities of Dutch citizens was
        collected by means of diaries. Participants in the studies kept a diary for one week, that
        spanned the last days of September and the first days of October. During the week
        people recorded their most marked activity every 15 minutes. One of these activities
        was ‘night rest’. The 1985 data on this night rest activity take into account three
        different age categories: 12 to 17 (n = 295), 18 to 64 (n = 2 635) and 65 years and over
        (n = 333). The total number of people included in the study was 3 263. In the 1995 data
        report, ‘in bed’ is defined as ‘night rest’, ‘sleeping during the day’, ‘resting’ and
63      Activity pattern of the Dutch population
</pre>

====================================================================== Einde pagina 63 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 64 ======================================================================

<pre>   ‘catnapping’. Age categories are 12 to 19 (n = 382), 20 to 34 (n = 961), 35 to 49 (n =
   868), 50 to 64 (n = 557) and 65 years and over (n = 459). The total number of people
   included in the study was 3 227. The study recorded the number of people who were
   ‘in bed’ for one weekday (Tuesday), every hour on the hour.
        In this Annex only SCP data on sleeping times are presented. Other data on day or
   night-time activity were not available in a form which allowed division of the 24-hour
   daily cycle into clearly recognizable time periods.
   The RIVM data
   The RIVM data are available in a format that enabled to distinguish activities like
   being ‘asleep’, being ‘at home’ or ‘elsewhere’ and participating in ‘social activities’ as
   a function of the time of the day (Fre97). The RIVM made use of data (the ‘Intomart
   SQL data base’) that resulted from a study designed to determine the indoor and
   outdoor exposure to air pollutants of the general population. For this purpose, activity
   patterns were determined during two different periods in the year:
        a sample survey of days during the winter (‘winter period’)
        a sample survey of days during the summer (‘summer period’).
   4 216 people were asked to record during one day for every 15 minutes their presence
   in so-called ‘micro environments’ and their activity. In the data analysis the micro
   environments were defined as being ‘at home’ or ‘elsewhere’, ‘indoors’ or ‘outdoors’
   and activities were defined as ‘sleeping’ (in bed and about to sleep) and being engaged
   in ‘passive recreation at home’. Data were grouped according to sex (men: n = 2 160,
   women: n = 2 056), day of week (working days: n = 2 975, or weekend days: n =
   1 241), season (summer: n = 2 043, or winter: n = 2 173), and age (0 to 6: n = 496, 7 to
   12: n = 434, 13 to 17: n = 331, 18 to 34: n = 1 076, 35 to 54: n = 1 347, and 55 years
   and over: n = 532).
   Data from a US study
   The US study was a longitudinal ‘Time Use Survey’ performed between October 1975
   and September 1976.The sample of people interviewed was designed to represent the
   adult population. People were questioned about their activity patterns during four
   periods within the above mentioned time span; activities were recorded as being at
   home, sleeping (the time people are ‘preparing to go to sleep’, ‘in bed and about to fall
   asleep’, and ‘are asleep’) and participating in ‘noise-sensitive’ activities (e.g. talking,
   reading, watching TV, listening to the radio or other audio equipment, eating or caring
   for children). Data were grouped as a function of the hour of the day, according to age
64 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 64 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 65 ======================================================================

<pre>   (18 to 24, 25 to 44, 45 to 64 and 65 years and over), sex, season (November, March,
   May and September), day of week (Monday to Thursday, Friday, Saturday and
   Sunday), degree of urbanization and region.
3  Results
   At home or elsewhere, indoors or outdoors
   In Figure D.1 the fraction of the adult population 18 years and older being at home or
   elsewhere, indoors or outdoors during working days is presented. The data are taken
   from the RIVM study.
       According to the data, people spend most of their time indoors, at home. Between
   about 17.30 and 08.00, more than 50% of
        the people are at home, indoors. The place where people spend their time differs to
   a certain extent with season, day of week and age. In summer people spend more time
   outdoors than in winter (especially in the evening). During weekdays, the total time
   spend at home is less than during weekend days.
               percentage of people at home or elsewhere, indoors or outdoors
               100
                 80
                 60
                 40
                 20
                  0
                    0     2     4      6    8    10 12 14 16 18 20 22 24
                                                    time, h
                              at home, indoors            at home, outdoors
                              elsewhere, indoors          elsewhere, outdoors
   Figure D.1 Percentage of the adult Dutch population at home or elsewhere, indoors or outdoors during
   working days as a function of the time of the day (n = 2 096). RIVM data, 1994/1995 (Fre97).
65 Activity pattern of the Dutch population
</pre>

====================================================================== Einde pagina 65 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 66 ======================================================================

<pre>   Sleeping time
   Table D.1 and Figure D.2 show the times at which certain percentages of the
   population are sleeping on weekdays, based on the RIVM data (Dutch population,
   1994/1995; Fre97) on adults (18 years and older).
        The SCP data resemble the RIVM data with respect to the fraction of the
   population that is ‘in bed’ as a function of the time of the day (Figure D.3; Dutch
   population, 1995; SCP97). A comparison between the SCP data from 1985 and 1995
   reveals that not much has changed in the course of time with respect to the times that
   people are ‘in bed’.
    Table D.1 Percentage of the adult population (18 years and older) that is ‘sleeping’, as a function of the
    time of the day (n = 2 096). RIVM data, 1994/1995 (Fre97).
    percentage of the adult population          sleeping                       sleeping
                                                at (h):                        at (h):
    25                                          23.00                          08.00
    50                                          23.30                          07.15
    60                                          23.30                          07.00
    70                                          00.00                          07.00
    80                                          00.00                          06.30
    90                                          00.45                          06.00
                         percentage of the population (18 years and older) 'sleeping'
                         100
                           80
                           60
                           40
                           20
                            0
                              0   2    4   6    8    10 12 14 16 18 20 22 24
                                                        time, h
   Figure D.2 Percentage of the adult population (18 years and older) ‘sleeping’ during working days as a
   function of the time of the day (n = 2 096). RIVM data, 1994/1995 (Fre97).
66 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 66 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 67 ======================================================================

<pre>                       percentage of the population (12 years and older) 'in bed'
                       100
                        80
                        60
                        40
                        20
                         0
                           0   2    4    6   8   10    12  14 16  18   20  22    24
                                                    time, h
   Figure D.3 Percentage of the population (12 years and older) ‘in bed’ during working days as a function
   of the time of the day (n = 3 227). SCP data, 1995 (SCP97).
   Participating in social activities
   According to the RIVM data participation in ‘passive recreation at home’ mainly takes
   place in the evening (for all ages). Around 22.00 the fraction of the adult population
   that is ‘passive recreative’ shows a maximum (approximately 50%). See Figure D.4.
        During the weekends the fraction of the population engaged in passive recreation at
   home is higher than during weekdays.
                      percentage of the population engaged in passive recreation
                      100
                       80
                       60
                       40
                       20
                        0
                          0   2    4    6  8   10 12 14 16 18 20 22 24
                                                  time, h
   Figure D.4 Percentage of the (adult) population engaged in ‘passive recreation at home’ during working
   days (n = 2 096).
67 Activity pattern of the Dutch population
</pre>

====================================================================== Einde pagina 67 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 68 ======================================================================

<pre>                      percentage of the population (18 years and older) in bed
                      100
                        80
                        60
                        40
                        20
                         0
                           0   2   4    6   8   10 12 14 16 18 20 22 24
                                                   time, h
   Figure D.5 Data on sleeping time of adults (18 years and older) during weekdays. USA, 1975/1976;
   Fie85).
   Comparing Dutch data and data from the USA
   The times at which certain fractions of the population are sleeping, are generally quite
   similar in the Dutch and the American studies. Main differences between the Dutch and
   American data seem to relate to the time of getting up and the maximum percentage of
   people at the same time in bed at night. See Figure D.5. Given the fact that the Dutch
   and American studies were performed almost twenty years apart (in 1994/1995 and in
   1975/1976 respectively), the Committee considers these findings as indicative for the
   possibility that activity patterns in industrialized countries change only slightly in the
   course of the years.
        The American pattern of ‘being at home’ or elsewhere in the mid-70s strongly
   resembles the Dutch pattern in the mid-80s or mid-90s. Both in the Dutch and
   American studies, aspects such as sex, age and day of week influence ‘being at home’
   more markedly than aspects such as season, residential district or degree of
   urbanisation.
4  Day, evening, and night-time
   The Committee has decided to divide the day into three time periods:
        the day-time from 07.00 to 19.00
        the evening-time from 19.00 to 23.00
        the night-time from 23.00 to 07.00.
68 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 68 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 69 ======================================================================

<pre>   From the data presented in this Annex it can be seen that this division reflects the
   periodicity in activity pattern of the Dutch population and probably that of other
   populations (in industrialized countries) as well. One might argue that younger children
   are also sleeping during the ‘evening-time’ (only the night-time sound level is used to
   estimate sleep disturbance). However, the Committee took into account the finding that
   children are less sensitive to noise during their sleeping period than adults. Children
   were shown to be as liable to disturbances during their night-time sleep as adults at
   equivalent sound levels of about 10 dB(A) higher (Ebe87).
69 Activity pattern of the Dutch population
</pre>

====================================================================== Einde pagina 69 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 70 ======================================================================

<pre>70 Omgevingslawaai beoordelen</pre>

====================================================================== Einde pagina 70 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 71 ======================================================================

<pre>Bijlage E
        Exposure-effect relationships for general
        annoyance
1       Transport noise sources
        Introduction
        From an analysis of the data in the TNO database, relationships between measures of
        general annoyance and several noise metrics have been derived (Mie93, Mie96,
        Mie97). The database contained more data based on Ldn than on other metrics.
        Therefore in this annex first the results of the analysis to determine the relationships
        between general annoyance (%HA) and Ldn are given. The Committee decided to
        develop the noise metric system by using the metric Lden with an adjustment of 5 dB(A)
        for evening-time and 10 dB(A) for night-time. Therefore the relationships between Ldn
        and %HA have been converted to relationships between Lden and %HA. This procedure
        is specified in Figure E.3, taking into account differences between Lden and Ldn.
        Relationships between %HA and Ldn
        From the data in the TNO database for general annoyance, the relationships between
        the percentage highly annoyed respondents (%HA) and Ldn (with night-time specified
        as 22.00 - 07.00) have been determined separately for the three transport noise sources
        (air, road and rail traffic). The relationships are based on the following numbers of
        respondents:
             aircraft noise: 34 214 (20 surveys)
71      Exposure-effect relationships for general annoyance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 71 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 72 ======================================================================

<pre>                             percentage highly annoyed persons (%HA)
                             70
                                                                                  air
                             60
                             50                                                  road
                             40                                                   rail
                             30
                             20
                             10
                              0
                               40          50          60        70          80
                                                  Ldn in dB(A)
   Figure E.1 The relationship between %HA and Ldn for aircraft, road and rail traffic noise in residential
   areas. Ldn was determined at 1.5 m distance from the most exposed facade of a dwelling.
        road traffic noise: 21 228 (26 surveys)
        rail traffic noise: 8 527 (9 surveys).
   For each survey included in the analysis the Ldn values were divided into classes of 5
   dB(A) width. For each source a quadratic regression was performed on all of the data
   points of each of the surveys included in the analysis. The following equations were
   obtained:
        aircraft traffic noise              %HA = 0.0285(Ldn - 42)2 + 0.53(Ldn - 42)
        road traffic noise:                 %HA = 0.0353(Ldn - 42)2 + 0.03(Ldn - 42)
        rail traffic noise:                 %HA = 0.0193(Ldn - 42)2 + 0.01(Ldn - 42)
   The results are plotted in Figure E.1. The data points in the figure have been
   determined by taking the data of all respondents with Ldn-values in a 5 dB(A) class
   together.
        There is a considerable variation between curves derived from different studies.
   Due to this large variation between studies it was not possible to calculate confidence
   intervals for the curves presented in Figure E.1. The available methods to calculate
   confidence intervals analytically or by resampling methods do not take variation
   between studies into account, or do not produce intervals based on curves. At TNO
   work is in progress to adapt the available statistical resampling techniques to arrive at a
   method with which the desired confidence intervals based on curves can be obtained.
72 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 72 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 73 ======================================================================

<pre>   Relationships between %HA and Lden
   To determine the relationship between %HA and Lden (with evening-time defined as
   19.00 to 23.00 and night-time as 23.00 to 07.00) the relationships between Ldn (with
   night-time defined as 22.00 to 07.00) and %HA have been converted to relationships
   between Lden and %HA, taking into account differences between Ldn and Lden. To
   determine whether these differences are, in practice, a function of Ldn, a statistical
   analysis has been carried out on these differences in the exposure situations for which
   general annoyance data were available in the TNO database. The calculations have
   been carried out for each of the three noise sources separately. The average values of
   the differences between Ldn and Lden are given in Table E.1.
       As can be seen, these average differences decrease only marginally as Ldn increases
   and are rather small. Therefore the value averaged over the five Ldn categories is used
   for each noise source in the conversion of the relationship between %HA and Ldn into
   the relationship between %HA and Lden. These relationships then become:
       aircraft traffic noise:         %HA = 0.0285(Lden - 42.3)2 + 0.53(Lden - 42.3)
       road traffic noise:             %HA = 0.0353(Lden - 42.3)2 + 0.03(Lden - 42.3)
       rail traffic noise:             %HA = 0.0193(Lden - 42.0)2 + 0.01(Lden - 42.0)
2  Stationary noise sources
   Introduction
   Stationary noise sources present in the environment constitute a large variety of types,
   such as industries, transformers, fans, shooting ranges, and shunting yards. General
   annoyance from transport noise is much more widespread in the Netherlands and other
   countries (Jon94, Lam94) than general annoyance caused by noise from stationary
   sources. Surveys to determine exposure-response relationships for general annoyance
   due to noise from stationary sources is scarce. Moreover, the larger part of the surveys
   dealing with noise from stationary sources have been conducted to investigate the
   effect of special noise characteristics, such as impulsiveness. The results of those
   investigations have been used in the determination of adjustments for special
   characteristics. An example of this is the specification of an adjustment for (highly)
   impulsive noise in (draft) Annex 1 to ISO 1996-2 (ISO97), which has been based on
   such investigations. Below the Committee presents information on exposure-response
73 Exposure-effect relationships for general annoyance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 73 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 74 ======================================================================

<pre>   Table E.1 Differences between Lden and Ldn as a function of Ldn for air, road and rail traffic noise.
   Ldn in dB(A)               Lden - Ldn in dB(A)
                              air                        road                        rail
   50 - 55                    +0.40                      +0.30                       -0.01
   55 - 60                    +0.40                      +0.31                       -0.01
   60 - 65                    +0.31                      +0.32                       +0.02
   65 - 70                    +0.29                      +0.31                       -0.05
   70 - 75                    +0.27                      +0.22                       -0.08
   average value              +0.33                      +0.29                       -0.03
   relations for three types of stationary noise sources: non-impulsive industrial noise,
   industrial noise with impulse components and noise from small-arms firing ranges.
   Non-impulsive industrial noise
   Industrial noise sources constitute a far more heterogeneous group with respect to
   frequency content and time patterns than any type of transport noise sources.
   Furthermore, even for a single factory, different special noise characteristics may play a
   role at different times, due to different aspects of the manufacturing processes.
        The Committee has considered the scarce data on relationships between
   non-impulsive industrial noise and general annoyance. Emphasis was on publications
   by Finke (Fin80) and on an analysis presented by Miedema (Mie92), containing
   information on industrial noise which has been categorized by acoustics experts as
   being noise in which no clearly observable impulse and tonal components are present.
   Such noise would therefore be perceived by the population as more or less constant
   with minor variations, comparable to road traffic noise. However, the Committee
   considers it indisputable that at low levels (Ldn values between 40 and 55 dB(A))
   non-impulsive industrial noise is more annoying than transport noise. Comparing the
   exposure-response relations for road traffic noise with the results for low-level
   non-impulsive industrial noise, exposure to the latter noise at a Ldn value of 40 dB(A)
   results in a similar percentage of highly annoyed persons as road traffic noise at 50
   dB(A). At Ldn values of over 60 dB(A), general annoyance scores for industrial noise
   are comparable to those for road traffic noise at the same Ldn value. Therefore, the
   Committee proposes, given the current level of knowledge, to apply the
   exposure-response relationships for road traffic noise to non-impulsive industrial noise
   at higher levels from 60 dB(A) upwards and to adjust this relationship tentatively by 10
   dB(A) at 40 dB(A) and by 5 dB(A) at 50 dB(A). The Committee acknowledges that
   further research is necessary in order to arrive at more definite conclusions.
74 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 74 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 75 ======================================================================

<pre>   Impulsive noise produced by industrial sources
   Many noises found in industrial situations are impulsive in nature, i.e. they consist of
   impacts of metal on metal, surges of compressed air, noise from diesel engines etc*.
   Extensive reviews of the kind of sources involved have been published (Dym77;
   Lee81). In this section a summary is given of the relevant text in ISO 1996, reference is
   made to a review of national practices in the rating of industrial noise, including the
   assessment of impulsive components (Por95a), a brief review of previous research on
   the assessment of impulsive industrial noise is presented and a selection of methods by
   which industrial impulse noise in the environment may be assessed is given.
   International standardization and national practices The relevant International
   Standard, issued in 1987, is ISO 1996-2 (ISO87). The general principle of ISO 1996 is
   the use of a rating level based on LAeq,T with the addition of adjustments, where tone or
   impulse characteristics are present. In the case of noise with impulse characteristics, the
   adjustment is set out as follows: “If impulse is an essential characteristic of sound
   within the specified time-interval, an adjustment may be applied, for this time interval,
   to the measured equivalent continuous A-weighted sound pressure level. The value of
   this adjustment shall be stated.” A numerical value for the impulse adjustment is
   lacking in ISO 1996-2 as well as a method to assess impulse noise. Since the issuing of
   ISO 1996, several investigations have been undertaken and based on the results of
   these investigations a draft-amendment to ISO 1996-2 has been prepared (ISO97). The
   draft-amendment states in a note that “currently, no mathematical descriptor exists
   which unequivocally can define the presence of impulsive sound, or can separate
   impulsive sounds into the categories given below. Thus the sources of sound listed, are
   used to define the category.” The following definitions are given in the amendment**:
   Highly impulsive sound: A sound from one of the following enumerated categories of sound sources: small
   arms fire, metal hammering, wood hammering, drop-hammer, pile driver, drop forging, pneumatic
   hammering, pavement breaking, metal impacts of rail-yard shunting operations, or a sound with a
   comparable characteristic and degree of intrusiveness.
   High-energy impulsive sound: A sound from one of the following enumerated categories of sound sources:
   quarry and mining explosions, sonic booms, demolition and industrial processes that use high explosives,
   explosive industrial circuit breakers, military ordnance (eg, armor, artillery and mortar fire, bombs,
*  Impulsive sound is defined in ISO 1996 as sound characterized by brief excursions of sound pressure (acoustic impul-
   ses) that significantly exceed the ambient environmental sound pressure. The duration of a single impulsive sound is
   usually less than one second.
** The text has been reproduced from the latest version of the draft-amendment (August, 1997).
75 Exposure-effect relationships for general annoyance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 75 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 76 ======================================================================

<pre>   explosive ignition of rockets and missiles, any other explosive source where the equivalent mass of
   dynamite exceeds 25g), or a sound with a comparable characteristic and degree of intrusiveness.
   Ordinary impulsive sound: An impulsive sound that is not a highly impulsive sound or a high-energy
   impulsive sound.’ Examples of ordinary impulsive sound sources are in specific situations low-flying
   military aircrafts and near-by high speed trains.
   For highly impulsive sounds, the impulse adjustment is specified in the
   draft-amendment by 12 dB(A), and for ordinary impulsive sounds by 5 dB(A). Thus,
   even after this revision, there is no standardised physical method of determining
   whether a noise is impulsive, and therefore requires an adjustment.
        In 1995, a review was published of national practices in the rating and assessment
   of environmental noise (Por95a). This was designed to establish how ISO 1996 had
   been adopted by the 19 countries included in the review, and also to establish the
   treatment of noise with specific characteristics within the relevant national standards.
   Examination of the review report shows that 6 of the countries surveyed (Australia,
   France, Germany, Hong Kong, Italy, Japan) used an objective method of some sort to
   determine whether adjustments for impulse noise were required. Substantial differences
   between the various methods could be observed.
   Research on the assessment of impulsive noise In 1987, the results were published of an
   extensive programme of research, designed to evaluate systematically a number of
   methods proposed to describe the impulsiveness of noise (Ber87, Ber88). Parts of the
   research had been published earlier (Ber83). A series of related experiments were
   conducted in which subjective general annoyance reactions to controlled noise
   environments were obtained under simulated domestic listening conditions. The noise
   environments, which included recorded real impulsive noise as well as synthesised
   noises, were then quantified by six objective methods and the results compared with
   the general annoyance ratings. The optimum method, for the noises used in the
   experiments, was one which had been developed in earlier work on the rating of
   helicopter noise (Ber79).
        During the above programme of research, special techniques were developed to
   measure L Aeq over very short time intervals, as short as 10 milliseconds (LAeq,10ms).
   Between 1987 and 1989 a major research project was conducted, with funding from the
   EC, in which studies were conducted in various countries to determine the subjective
   impulsivity and general annoyance of a range of noises, and in addition, physical
   measurement procedures were developed for the detection and quantification of
   impulse noise. The opportunity was taken to refine a range of objective descriptors
   based on the analysis of the time series of short term LAeq. The optimum results from
76 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 76 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 77 ======================================================================

<pre>      L Aeq,10ms in dB(A)
      100
       90
       80
                  Increment
       70
       60
       50
       40
       30
                                               1 second
   Figure E.2 The increment descriptor.
   this work were obtained with a descriptor based on the maximum value of positive
   differences between consecutive values in the time series. This was termed the
   ‘Increment’ descriptor and is illustrated in Figure E.2. The result that noises can be
   sorted into ‘impulsive’ or ‘non-impulsive’ depending on whether or not the value of the
   increment descriptor exceeds 10 dB(A) was confirmed by Brambilla (Bra90). The
   overall results of the EC Joint Project are described by Rice in 1989 (Ric89).
        In 1990, work started with the overall aim of refining methods of rating industrial
   noise (Ber89, Ber94, Por95b). Among various activities, a programme of subjective
   listening tests was conducted on the judged annoyance of specific types of industrial
   noise with the aims of exploring the effect of impulsiveness and tonality on annoyance,
   and of assessing objective assessment methods. The emphasis in present work is on
   developing the objective methods to deal with complex impulsive and tonal noises
   (Por95c, Ike93).
   Possible methods to rate impulsive components in noise Since there is no
   internationally standardised objective method of determining whether a noise is
   impulsive, and since it is beyond the scope of the present report to arrive at such a
   method, only suggestions are made for the assessment of impulse noise. They concern:
        A note (which only has an informative status) in ISO 1996-2 states that: A method
        of describing the impulse characteristic of the sound within a specified time
        interval T is to measure the difference between the A-weighted sound pressure
        level, determined with time-weighting I, averaged over time interval T, and LAeq,T.
        The sound pressure levels should be determined simultaneously. The character of
77 Exposure-effect relationships for general annoyance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 77 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 78 ======================================================================

<pre>        the noise may be further illustrated by determining the peak level and the number
        of impulses during a specified time period. A difference thus obtained could be
        used in the determination of a value of the impulse adjustment, if appropriate
        assessment models would be available. The method was found to have serious
        shortcomings (Ber87, Ber89)
        A method in which the impulse Increment descriptor specified above is used
        The onset rate of impulsive sound. The onset rate of a sound can be described as
        the average rate of change of sound level during the onset of a noise event.* In
        ANSI96 the onset rate (R) is divided into three categories: R < 15 dB/s, 15 < R <
        150 dB/s and R > 150 dB/s. Adjustments specified in ANSI96 are 0, 11 lg R/15,
        and 11 dB(A) respectively. In ANSI96, however, onset rate is not used to
        characterize impulse noise, but it is a supplementary characterization of noise
        events providing a supplementary adjustment. Miedema (Mie92) also divides the
        onset rate into three categories, without explicitly presenting adjustment values.
        The values, presented in Mie92, that specify the three categories are about the same
        as those given in ANSI96
        A method of taking into account the impulse characteristic of a sound is to measure
        the sound with time weighting characteristic I, and use the measuring result in
        equations developed for F and S time weighting characteristics.
   Impulse noise produced by small fire-arms (pistols, rifles)
   In this section information on annoyance caused by impulse sounds produced by small
   fire-arms is summarized. For more details the reader is referred to a publication by Vos
   (Vos95a). Spectrally, these sounds are characterized by relatively high sound pressure
   levels in a broad frequency range between about 50 and 3,000 Hz. In contrast, the
   sounds produced by heavy fire-arms are characterized by a spectral peak between
   20-80 Hz and a high frequency skirt of about -6 dB per octave. This summary
   considers the results from surveys and experimental studies. In all studies the general
   annoyance caused by the impulse sounds is compared to that caused by road traffic
   sounds. This comparison was made possible by expressing both the exposures to road
   traffic noise and the exposures to the impulse sounds in LAeq,t, with t the period during
   which both types of sounds are present. The extent to which general annoyance caused
   by the impulse sounds is different from that caused by road traffic sounds is expressed
*  More accurate definitions exist: onset rate is the rate of change of the A-weighted event sound level between the time
   the event sound level first exceeds the ambient sound level by 10 dB, and the time the event sound level first exceeds a
   level that is 10 dB less than the event’s maximum fast-time-weighted sound level. Onset rate is defined for those event
   sound levels for which the maximum A-frequency-weighted, fast-time-weighted sound level exceeds the ambient sound
   level by at least 30 dB (ANSI96).
78 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 78 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 79 ======================================================================

<pre>   in the summary by Vos (Vos95a) as an adjustment to be added to LAeq,t for the impulse
   sounds to find the LAeq,t for equally annoying road traffic sounds.
   Surveys In a review paper (Vos85b), the yearly average sound level was computed
   solely on the basis of those time periods during which the sounds were produced.
   Recent research on the general annoyance in areas around irregularly employed
   shooting ranges (Vos92a, 92b) has shown that it might be more appropriate to average
   the yearly sound level over a time period which includes both the days during which
   shooting takes place and the quiet days which are free from shooting noise. This means
   that for a number of field studies the average sound levels for shooting noise would
   have to be reduced, resulting in a small increase in the adjustment given in the 1985
   review (Vos85b). In both the latter review and the newer publication from 1995, the
   community response to the shooting and road traffic sounds was expressed as the
   percentage highly annoyed (%HA). The impulse noise adjustment in the review was
   derived from the difference between LAeq,t for road traffic and LAeq,t for shooting noise at
   which 33% of the respondents were highly annoyed. For lower percentages between
   0% and, e.g., 15%, the estimation of the adjustment would be less reliable because of a
   much weaker relationship between the exposure and the response. In only one survey
   (Buc83; Buc90) exposure-response relationships were determined for both shooting
   and road traffic noise. In the other surveys the relationships for shooting noise are
   compared to a ‘standard relationship’ for road traffic noise which is based on seven
   surveys described in more detail (Sch78). That standard relationship predicts 33% of
   respondents being highly annoyed at an average sound level of 73 dB(A).
        The adjustments estimated from Swedish (Sör79), Swiss (Hei80), German (Buc83),
   and Australian (Bul91) studies were 13, 14, 12, and 12 dB(A), respectively. The mean
   adjustment of 13 dB(A) for shooting noise can be compared with the adjustment
   estimates obtained for other types of impulse noise, i.e. from an English survey in the
   area of a construction site (Lar76) and a Dutch survey in the vicinity of an industrial
   area (Gro81). For comparable criteria of the community response, both the adjustment
   for the industrial impulses and that for the impulses produced at the construction site
   were equal to 11 dB(A). Overall, the adjustment was not related to sound level in a
   systematic way: in the Swedish and the Australian studies, the adjustment for shooting
   sounds decreased slightly and in the Swiss, Dutch, and English studies, the adjustment
   (shooting or industrial impact sounds) increased as the level increased. In the German
   study, the adjustment was independent of level for a wide range of community
   response.
   Experimental studies In laboratory studies from a joint research project on the effects
   of impulse sounds on human beings (initiated by the Commission of the European
79 Exposure-effect relationships for general annoyance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 79 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 80 ======================================================================

<pre>   Communities), annoyance caused by pistol shots was related to that caused by free-
   flowing road traffic noise (Bra90, Fli86, Ric83, Vos83, Vos85, Vos90, Vos92b). The
   results consistently showed that, at relatively low values of LAeq,t, road traffic noise was
   rated as less annoying than the impulse sounds, whereas this difference decreased as
   the level of the noises increased. This indicated that the adjustment for impulse noise
   was level dependent. An overall adjustment of 12 dB(A) was obtained at an indoor
   value of 30 dB(A) for LAeq,t , decreasing to 1 dB(A) at an average level of 65 dB(A).
        In field-laboratory studies in or in front of real houses close to un-used military
   training fields, hundreds of listeners were presented with sounds that were produced by
   small fire-arms, wheeled vehicles and other sources (Sch94c, Sch95a). The studies
   were designed as paired comparison tests where the listeners were presented with the
   impulse and vehicle sounds and were asked, for each pair, to indicate which sound was
   more annoying, the first or the second. The level as well as the spectral content of the
   impulse sounds were varied by the use of various distances between the firing position
   and the test location (100-400 m), while the level of the vehicle sounds was changed by
   the use of different vehicles such as a petroleum-engine van, a diesel Jeep, a cargo
   truck, a 4-wheel-drive pick-up truck and so on.
        On the basis of the responses of the subjects, the average SEL value of the vehicle
   sound was determined at which this sound was as annoying as a specific kind of
   impulse sound. For each of these conditions, there were three listening conditions:
   indoors with windows closed, indoors with windows partially open and outdoors. The
   impulse noise adjustments ranged between 4 and 14 dB(A) and were not systematically
   related to either sound level or listening condition. On the basis of outdoor levels,
   which are normally used to measure and assess environmental noise exposure,
   essentially the same range of adjustments was found.
   Conclusion In the surveys, the average impulse noise adjustment of 13 dB(A) was
   derived from the difference between LAeq,t for road traffic and shooting noise at which
   33% of the respondents reported being highly annoyed. In the pertinent surveys, this
   degree of community response was obtained for values of LAeq,t for the impulse sounds
   between 50 and 60 dB(A). In the CEC laboratory studies, indoor noise levels between
   30 and 40 dB(A), which were assumed to correspond with outdoor noise levels
   between 50 and 60 dB(A), yielded an overall mean adjustment of 10 dB(A) (s.d.=2.1
   dB(A)). In the field-laboratory studies, the 12 conditions with outdoor levels between
   50 and 61 dB(A) resulted in a mean adjustment of 9 dB(A) (s.d.=3.5 dB(A)). The
   results of the review therefore strongly suggest that, at least for shooting noise
   produced by small fire-arms, the 5-dB adjustment for impulse sounds recommended by
   ISO/R 1996 is too small (ISO87). For environmental assessment purposes, applying an
   adjustment of 12 dB(A) is considered to be most appropriate.
80 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 80 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 81 ======================================================================

<pre>Bijlage F
        Adjustments for special characteristics
1       Noise with audible tonal components
        Introduction
        In ISO 1996 - part 2 (ISO87), the adjustment for the presence of an audible tone in
        noise is set at 5 dB(A). This adjustment is, although widely used in regulations, not
        based on results from epidemiological surveys. Due to the absence of an
        epidemiological basis, the method specified below is proposed tentatively.
            There are several methods to assess whether a noise consists of one of more tones
        or whether there are tones audible in a more broad-band noise (Joint Nordic Method;
        DEL97, method specified in DIN 45 681, method specified in Draft ANSI
        S12.9-1996-Part 4; ANSI96). The Committee has considered the similarities and
        discrepancies in the methods and these considerations are reflected in the method
        specified below.
        Method
        In some cases an aural examination of the audibility of a tone present in a noise may be
        sufficient to decide whether a tone is present. If so, the adjustment is set at 5 dB(A), as
        specified in ISO 1996-part 2. In other cases, measurements are necessary to determine
        the value of the adjustment to be applied to the equivalent sound level during the time
81      Adjustments for special characteristics
</pre>

====================================================================== Einde pagina 81 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 82 ======================================================================

<pre>                  ∆ tn in dB
                    6
                                             5
                    4
                                             4
                    2
                                             3
                    0                        2
                   -2                        1
                                             0
                   -4
                   -6
                   -8
                      100                        1 000                      10 000
                                          Frequency in Hz
   Figure F.1 Curves for the determination of tone adjustment values as a function of frequency of the tone
   and ∆tn.
   the tone is present. This method is applicable in the frequency range from 100 to
   12 500 Hz.
        Measurements are taken indoors. The microphone is placed at a position where,
   from an aural judgement, the tone(s) is (are) most prominent. The sound pressure level
   Lt of the tone is determined and, disregarding the energy of the tone, the sound pressure
   level Ln of the noise in the critical band centered at the frequency of the tone, is also
   determined. The difference ∆tn between Lt and Ln determines the adjustment to be added
   to the outdoor equivalent sound level. To that end, ∆tn is compared with the curves
   given in Figure F.1. If ∆tn is below the curve indicated by 0, the adjustment is equal to 0
   dB(A). If ∆tn is above the curve indicated by 5, the adjustment is equal to 5 dB(A),
   irrespective how much ∆tn lies above the curve. If ∆tn lies between two curves, the
   adjustment is equal to the lowest number of these two curves.
        The bandwidth of a critical band is 100 Hz for tone frequencies below 500 Hz and
   20% of the tone frequency above 500 Hz. If multiple tones are present in a single
   critical band, the tone level of these multiple tones is found by root mean square
   addition of all tone components within a critical band. The critical band is chosen in
   such a way that it includes the largest possible number of the most prominent tones. If
   tones in separate critical bands are present, then the largest value of ∆tn is the decisive
   value. In the case of non-stationary conditions: for amplitude-modulated tones Lt is
   based on the maximum values measured with time-weighting F. If the tone level and
82 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 82 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 83 ======================================================================

<pre>   the noise level change in the course of time, both the tone level and the noise level are
   measured as equivalent sound levels over 10 minutes.
2  Noise with (highly) impulsive components
   The specifications from ISO 1996-2 (including (draft) Annex 1) are used. The
   adjustment for the enumerated categories of highly impulsive sounds is 12 dB(A) and
   is 5 dB(A) for impulsive sound.
3  Low-level industrial noise
   The following adjustments are tentatively proposed for application to non-impulsive
   levels of industrial noise:
        equivalent sound level equal to 40 dB(A): 10 dB(A)
        equivalent sound level equal to 60 dB(A): 0 dB(A).
   Provisional adjustments for other equivalent sound levels between 40 and 60 dB(A) are
   obtained by linear interpolation.
83 Adjustments for special characteristics
</pre>

====================================================================== Einde pagina 83 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 84 ======================================================================

<pre>84 Omgevingslawaai beoordelen</pre>

====================================================================== Einde pagina 84 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 85 ======================================================================

<pre>Bijlage G
        Exposure-effect relationships for sleep
        disturbance
1       Sleep-disturbance annoyance
        Relationships
        From analyses performed on the TNO database, relationships between
        sleep-disturbance annoyance and night-time equivalent sound level have been
        determined (Pas97, in preparation). Night-time has been defined as the period between
        23.00 and 07.00. Surveys with questions regarding sleep disturbance, considered over
        the whole night-time period were selected from the database. From these surveys data
        on individual respondents were excluded if the LAeq,23-07h value was either above 70
        dB(A) or below 45 dB(A). These procedures considerably reduced the amount of data
        available for analysis. The remaining number of respondents was:
            6,228 respondents exposed to aircraft noise (5 surveys)
            4,684 respondents exposed to road traffic noise (4 surveys)
            2,558 respondents exposed to rail noise (2 surveys).
        The calculations performed pertain to aircraft, road and rail traffic noise separately.
        Results are given for the percentage of highly sleep-disturbance annoyed respondents
        (%HS). The label ‘highly annoyed’ is specified by a cut-off point at 72 on a scale from
        0 (‘not at all annoyed’) to 100 (‘very much annoyed’). The relationships between %HS
        and LAeq,23-07h obtained are linear in form and described by:
85      Exposure-effect relationships for sleep disturbance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 85 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 86 ======================================================================

<pre>                        percentage highly sleep-disturbance annoyed persons (%HS)
                        25
                                                                               air
                        20
                                                                              road
                        15
                                                                               rail
                        10
                          5
                          0
                           40      45       50         55     60   65     70
                                            L Aeq,23-07h in dB(A)
   Figure G.1 Percentage of people that are highly sleep-disturbance annoyed (%HS) as a function of the
   equivalent sound level during the night.
        aircraft traffic noise:              %HS = 0.48 (LAeq,23-07h - 32.6)
        road traffic noise:                  %HS = 0.62 (LAeq,23-07h - 43.2)
        rail traffic noise:                  %HS = 0.32 (LAeq,23-07h - 40.0)
   The results are presented graphically in Figure G.1. Together with the first order
   regression lines specified above, the data points derived from the results of all selected
   respondents are also shown, divided up by their night-time noise exposure into classes
   of 5 dB(A). A comparison of the data points and the straight lines show that a linear
   relationships is appropriate and that there is no indication for using second order
   regression lines.
   Considerations by the Committee
   The relationships presented above are based on LAeq.23-07h, determined outdoors in a
   specific way (incident sound) at a specified distance from the most exposed facade of
   the dwellings. The Committee expects that in many of the situations with the higher
   night-time equivalent sound levels at this side of the dwelling, people do not have their
   bedrooms at that side. Therefore, the Committee expects that, if the equivalent sound
   levels measured at the facades of the bedrooms would have been taken as noise metric,
   the relationships at the higher equivalent sound levels would be different. The
   Committee is of the opinion that the analyses should be further evaluated.
86 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 86 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 87 ======================================================================

<pre>2  Awakening
   Awakening due to night-time noise is considered one of the most acute adverse effects
   of exposure to noise (Fin94, Jur83, Pas94a). It is hypothesized that sleep impaired for a
   long time in particular contributes to the development of stress-related noise-induced
   somatic effects (Isi93, Ohr93, Val83, Val91). In this Section it will be shown that,
   given a specific equivalent sound level over the night, it is possible to define a worst
   case noise exposure pattern and to estimate for that exposure pattern the maximum
   number of awakenings per night occurring on average in an adult person.
   Relationship between noise-induced awakening and noise exposure in the
   case of an isolated noise event
   Awakenings may be assessed by a number of methods, including:
       EEG recordings during the sleeping period
       subjects pressing a button after awakening during the sleeping period
       subjects reporting awakening the following morning
       recordings of physical activity by actimeters.
   Each of these methods assesses awakening in a different way. Results of recordings by
   actimeters can be transformed into EEG awakenings by using a conversion rule
   (Oll92). Bullen et al. state that in situations without noise exposure, an EEG typically
   records 7 to 9 awakenings per night, whereas only one or two awakenings are
   remembered or are recorded by pushing a button (Bul96). However, other results
   indicate that the number of EEG awakenings due to noise is approximately equal to the
   number of remembered awakenings due to noise (Ebe87). In other words, although
   most EEG awakenings are not remembered the following morning, those which are
   caused by a noise event are generally remembered. This result allows data from various
   studies using different methodologies to be combined, giving greater confidence in the
   results.
       Given a certain level of night-time noise exposure, Pearsons showed that there is a
   large discrepancy between the percentage of awakenings among subjects tested in
   laboratory situations and the percentage of awakenings among subjects in field
   investigations in which residents are exposed for a long time to the specific night-time
   noises in their bedroom (Pea89). Therefore the Committee only considered field studies
   in specifying the relationship between noise exposure metrics and noise-induced
   awakenings, as opposed to the approach in the report by FICON (Federal Interagency
   Committee on Noise) (FIC92).
87 Exposure-effect relationships for sleep disturbance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 87 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 88 ======================================================================

<pre>        The Committee bases its conclusions on several field studies on the relationships
   between awakening and night-time noise exposure in environmental situations (Fid94,
   Fid95a, Fid95b, Oll92, Pea89, Pea96). From this information it derived a preliminary
   relationship between a measure of awakening and a metric for night-time noise
   exposure consisting of single noise events (an aircraft flying over, the passing of a train
   or the passing of a truck in a street with a low traffic density). The noise exposure is
   specified by SEL, determined inside the bedroom.* This metric gives a higher
   correlation with measures of awakening than the alternative noise metric LA,max (Fid95a,
   Pea89). The effect is expressed in percentage of awakenings defined as follows: x%
   awakenings means that if sleeping adult persons are exposed during the night to the
   noise from one of the ‘normal’ noise events which is intruding in their bedroom, x% of
   them are awakened by the noise of the event, as determined by EEG recordings. This
   percentage is an average determined from field studies in which noise events occurred
   during various periods of the night and in which the exposed people constituted a
   sample which had not been selected with respect to a special vulnerability for
   noise-induced awakenings.
        The relationship between the percentage of awakenings in an adult person and the
   SEL of an isolated noise event, as derived from the studies referred to above, is given
   by:
        Pw = 0.18 (SELind - 55) for SELind > 55 dB(A)
   in which:
        Pw: the percentage of awakenings, as specified above
        SELind: the SEL value of a noise event determined in the bedroom.
   The relationship is depicted in Figure G.2. The Committee concluded that this
   relationship represents the current level of knowledge, but that further information is
   necessary before more definitive relationships and conclusions can be presented.
*  In research carried out to determine relationships between night-time noise exposure and awakenings, noise exposure is
   usually expressed by indoor values. In surveys in which annoyance is taken as effect measure, environmental noise ex-
   posure is usually expressed in outdoor values. Differences between outdoor and indoor values are dependent upon the
   sound insulation of the dwelling. Usually a difference of about 20 dB(A) between outdoor and indoor equivalent sound
   levels is used to estimate outdoor levels from indoor values.
88 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 88 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 89 ======================================================================

<pre>                      percentage awakenings
                      7
                      6
                      5
                      4
                      3
                      2
                      1
                      0
                       50              60             70             80             90
                                            SEL(indoors) in dB(A)
   Figure G.2 Preliminary relationship between the percentage of awakenings (as determined from EEG re-
   cordings) in an adult person and SEL of an isolated night-time noise event measured indoors. The relation
   has been derived from results of field research in which residents participated who are usually exposed in
   their bedroom to these noise events.
   Relationship between noise-induced awakenings and a noise exposure metric
   in the case of a series of noise events
   If n events occur during the night the average percentage of awakenings in an adult
   person can be estimated from the formula:
        P w,n = 0.18Σ i (SEL ind,i −55) , for SELind,i > 55 dB(A)
   in which:
        Pw,n: the average of the percentages of awakenings due to n noise events during a
        night
        SELind,i: the SEL value determined in the bedroom for noise event i.
   The definition of Pw,n given above can be explained as follows. A percentage of Pw,n=y
   awakenings means that if z sleeping adult persons are exposed during the night to the
   noise of n events which are ‘normal’ in their environment, the total number of
   awakenings in the z persons is (y × z)/100, as determined by EEG recordings.
        From this expression relating the percentage awakenings to the noise of isolated
   noise events during the night-time, the average number of noise-induced awakenings of
   an adult person during a night can be calculated for any series of events and SEL values
   of these events, provided that any interaction between the various awakenings due to
   each of the separate events is the same as in the surveys from which the relation
   between SEL and awakenings has been derived. From the various SEL values during
89 Exposure-effect relationships for sleep disturbance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 89 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 90 ======================================================================

<pre>    Table G.1 Maximum number of awakenings in an adult person as a function of the indoor equivalent
    sound level.
    LAeq,8h (indoors) in dB(A)  maximum number of awakenings per night for exposures to isolated noise
                                events
    15                          0.008
    20                          0.03
    25                          0.08
    30                          0.26
    35                          0.77
    40                          2.62
   the night-time, the equivalent sound level during the night can also be calculated (e.g.
   LAeq,23-07h ). The average number of awakenings of an adult person is not uniquely
   related to LAeq,23-07h, but will vary from 0 (all noise events have SELind values below 55
   dB(A)) up to a maximum which represents the so-called worst case situation. This
   worst case situation can be shown to occur if the SEL values of the night-time noise
   events are each equal to 55 + 4.3 = 59.3 dB(A). Any other situation will result in a
   smaller average number of awakenings in an adult person at the same night-time
   equivalent sound level.*
          In Table G.1 the average of maximum number of noise-induced awakenings in an
   adult person per night is given as a function of the indoor equivalent sound level over 8
   hours.
          The last two rows in the table do not represent realistic values, since in the
   calculations it had to be assumed that the number of isolated night-time noise events
   would be equal to 107 and 338 events respectively and at the same time that there are
   no interactions between the various awakenings, which is highly improbable. For 30
   dB(A) the number of isolated noise events had to be taken equal to 34.
          To estimate the number of night-time awakenings on a yearly basis, the figures in
   the table should be multiplied by 365 and the maximum number of awakenings in an
   adult person during an exposure of one year would then become 3, 11, 29 and 95 at
*  The following example is given to illustrate this statement. Suppose the equivalent sound level during the night (8
   hours) is equal to an indoor value of 30 dB(A). Such an exposure may consist of 34 SEL values of 59.3 dB(A) each. The
   average number of noise-induced awakenings per night in an adult person is equal to 0.26: this is the maximum number
   of noise-induced awakenings in an adult person per night if the indoor equivalent sound level during the night is equal
   to 30 dB(A) and the exposure consists of isolated noise events. Suppose the night-time exposure consists of 5 events
   each with a value of SEL equal to 67.6 dB(A) (night-time equivalent sound level over 8 hours again equal to 30 dB(A))
   then the average number of noise-induced awakenings in an adult person is equal to 0.11. Another possibility is a SEL
   value of 56 dB(A), which would need 72 events to give a equivalent sound level of 30 dB(A) during the night. The
   average number of noise-induced awakenings in an adult person would in this case be 0.13.
90 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 90 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 91 ======================================================================

<pre>                     maximum number of noise-induced awakenings in a year
                     300
                     250
                     200
                     150
                     100
                       50
                        0
                         10        15       20         25        30       35        40
                                        L Aeq,23-07h (indoors) in dB(A)
   Figure G.3 Estimate of the number of noise-induced awakenings in a year as a function of LAeq,23-07h mea-
   sured indoors. (Outdoor values are approximately 20 dB(A) higher.) The estimate is applicable to situa-
   tions involving isolated noise events and situations in which residents are usually exposed to the night-
   time noise source.
   indoor equivalent sound levels of, respectively, 15, 20, 25 and 30 dB(A) (see Figure
   G.3). If the outdoor equivalent sound levels are estimated from the indoor values by
   adding 20 dB(A) to the indoor values, the calculations indicate that awakenings at an
   outdoor LAeq,8h value of 35 dB(A) may occur for a maximum of 3 times a year in an
   adult person and increases up to a maximum of 29 times at an outdoor LAeq,8h value of
   45 dB(A). Figure G.1 shows that sleep-disturbance annoyance starts from outdoor
   LAeq,8h values of about 33 to 40 dB(A) for transport noise sources consisting of isolated
   noise events (aircraft and rail traffic noise). Both results therefore indicate
   approximately the same outdoor level from which noise-induced night-time noise
   effects start to occur.
   In the derivation of the relations between awakenings and night-time noise exposure,
   indoor equivalent sound levels have been used to characterize the noise exposure.
   Research on the sound insulation of dwellings in the Netherlands has shown that this
   sound insulation is on average about 20 dB(A) for dwellings with windows closed.
   This average value somewhat depends upon the type of dwelling (apartment, detached
   house), the quality of the building and on the type of noise source. The value is also
   only representative for dwellings for which no extra sound insulation measures have
   been taken. In the relationships presented in Chapter 3, to the relationships specified in
   this Annex an adjustment of 20 dB(A) has been applied to account for differences
   between indoors and outdoors equivalent sound levels.
91 Exposure-effect relationships for sleep disturbance
</pre>

====================================================================== Einde pagina 91 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 92 ======================================================================

<pre>3  Adjustments
   In 3.6.2 the Committee considered the application of adjustments for special noise
   characteristics to specify a noise metric for sleep disturbance. It considers it prudent to
   provisionally apply these adjustments also in deriving the ENEL metric. Therefore, in
   Chapter 3 these adjustments have been taken into account in the presentation of the
   relationships as specified in this Annex.
92 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 92 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 93 ======================================================================

<pre>Bijlage H
        Stepwise determination of noise metrics
1       Stepwise determination of EEL
        In this section the steps to be taken to determine the EEL in a situation with
        environmental noise from a noise source are specified.
        Step 1: Frequency-weighting of instantaneous values
        Use the A-weighting.
        Step 2: Combining instantaneous values and assessing the result for special
        characteristics
        Determine whether it is appropriate to apply adjustments for the following special
        characteristics:
             low-level non-impulsive industrial noise
             audible tones in the noise
             (highly) impulsive noise components.
        To arrive at the equivalent sound level adjusted for these special characteristics during
        a period i of the 24 hour period, first consider the time s during which a special noise
        characteristic prevails within a period i and then apply the following formula:
93      Stepwise determination of noise metrics
</pre>

====================================================================== Einde pagina 93 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 94 ======================================================================

<pre>        LAeq,adj,s = LAeq,s + cj
   with:
        LAeq,adj,s: the adjusted equivalent sound level during time s within period i
        LAeq,s: the equivalent sound level during time period s
        cj: the adjustment for special characteristic j present during time s within period i.
        The values of these adjustments and the methods to determine these values have
        been specified in F.
   During the time (within period i) that more than one special characteristic is present,
   the equivalent sound level is to be adjusted with the highest adjustment value of any of
   the characteristics present during that time.
   The 24-hour daily cycle is divided into three periods: 07.00 to 19.00, 19.00 to 23.00
   and 23.00 to 07.00.
   To determine the adjusted equivalent sound level for each of these three periods apply
   the following formula:
        L Aeq,adj,i = 10 lg 1/t[(s10 L(s,i)/10 + (t − s)10 L(t−s,i)/10 )]
   with t the duration of period i, s the time during which the special characteristic is
   present, L(s,i) the adjusted equivalent sound level during time s and L(t-s,i) the
   equivalent sound level during time t-s. The formula implies that if a special
   characteristic is present during the total period i, the adjustment can be applied to LAeq,t
   during that period. If, within period i, there is more than one period s during which a
   special characteristic is present in the noise, the formula should be applied with an
   exponential average of the adjusted equivalent sound levels during each of these times.
   If for a period i no special noise characteristic is present, LAeq,adj,i is equal to LAeq,i.
   Step 3: Combining (adjusted) equivalent sound levels for parts of the 24-hour
   daily cycle into a value representative for the whole cycle
        Ladjusted,den is determined according to:
        L adjusted,den = 10 lg 1/T(Σ i t i 10 L(x,i)+a(i)/10 )
94 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 94 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 95 ======================================================================

<pre>   with L(x,i) equal to LAeq,adj,i during period i, ti the duration of period i in hours, a(i) the
   adjustment factor for period i and T equal to 24 hours. The values of a(i) and ti are:
         a(1) = 0 for day-time and t1 is equal to 12 hours
         a(2) = 5 for evening-time and t2 is equal to 4 hours
         a(3) = 10 for night-time and t3 is equal to 8 hours.
   Step 4: Combining values for daily exposures into a value representative for a
   year
   Determine the exponential average of all 365 Ladjusted,den values of a year.
   Step 5: Determination of EEL
   The derivation of EEL from Ladjusted,den is given as an example. EEL is determined by
   using the formula:
         EEL = Ladjusted,den(x) + xj (x, Ladjusted,den(x))
   with adjustment xj for source j. xj is dependent upon the noise source and the value of
   Ladjusted,den(xj) exponentially averaged over a year. The value of xj is 0 for road traffic
   noise and stationary noise sources, since for road traffic noise and noise from stationary
   noise sources EEL has been constructed in such a way that it is equal to Ladjusted,den. For
   aircraft noise and rail traffic noise EEL is given as a function of Ladjusted,den in Table H.1.
    Table H.1 Values of EEL for aircraft and rail traffic noise as a function of Ladjusted,den .
    Ladjusted,den(x) in dB(A)            EEL in dB(A)
                                         air traffic noise                    rail traffic noise
    45                                   48                                   44
    50                                   54                                   47
    55                                   60                                   50
    60                                   64                                   54
    65                                   70                                   58.5
    70                                   74                                   62
    75                                   78.5                                 66.5
95 Stepwise determination of noise metrics
</pre>

====================================================================== Einde pagina 95 =================================================================

<br><br>====================================================================== Pagina 96 ======================================================================

<pre>2  Stepwise determination of ENEL
   This section specifies the steps to be taken to determine, as far as possible, the ENEL in
   a situation with environmental noise from a noise source.
   Step 1: Frequency-weighting of instantaneous values
   Use the A-weighting.
   Step 2: Combining instantaneous values and assessing the result for special
   characteristics
   Follow step 2, specified in H.1, for the period 23.00-07.00.
   Step 4: Combining values for daily noise exposures into a value representative
   for a year
   Determine the exponential average of all the 365 Ladjusted,23-07h values of a year.
   Step 5: Determination of ENEL
   This step can not yet be taken.
96 Omgevingslawaai beoordelen
</pre>

====================================================================== Einde pagina 96 =================================================================

<br><br>