SSi-rapport 88-13. Projekt Tjernobyl. - Lägesrapport 3. Statens strålskyddsinstitut. Pris 60 kronor ISSN 0282-4434

SSi-rapport 88-13 Statens strålskyddsinstitut Postadress Gatuadress Telefon Box 60204 Karolinska sjukhuset 08-729 71 00 10401 STOCKHOLM Solna Projekt Tjernobyl - Lägesrapport 3 ISSN 0282-4434 Pris 60 kronor

Titelblad SSf Statens strålskyddsinstitut ISSN 0282-4434 Dokumentets nummer SSI-rapport 88-13 Datum 1988-06-30 författare Avdelning Dokumentets titel Projekt Tjernobyl - Lägesrapport 3 Sammanfattning Genom ett omfattande ätprogram umersöks konsekvenserna «v Tje»nobylolyckan. I rapporten beskrivs några av de Mätningarnas resultat redovisas. mätningar som utförts (och utförs). Doskonsekvenserna i Sverige, både kollektivt och individuellt, presenteras. Åtgärder vidtagna för att reducera dosbidragen disskuteras. Nyckelord (valda av författaren) Mätningar Mätresultat Åtgärder Doskonsekvenser Antal sidor 80

INNEHÅLLSFORTPrKNTNG 1 INLEDNING 3 2 MÄTNINGAR 4 2.1 Externmätningar 4 2.1.1 SSI:s gammas tationer 4 2.1.2 Flygmätningar - SGAB 6 2.1.3 In situ gammaspektrometriska mätningar - FOA 6 2.1.4 Jämförande mätningar 8 2.1.5 Luftfiltermätningar - FOA 9 2.1.6 Resuspensionsmätningar - FOA 10 2.2 Livsmedelsmätningar 11 2.2.1 Ren 12 2.2.2 Fisk 13 2.2.3 Vegetabilier, svamp och honung 14 2.2.4 Får, svin, fjäderfä och nötkreatur... 15 2.2.5 Mejerimjölk 16 2.2.6 Matkorgsundersökningen 16 2.2.7 Skolmatsundersökningen 17 2.2.8 Lunchmatsundersökningen 17 2.2.9 Di^belportionsstudien 17 2.3 Övriga» tningar 18 2.3.??.'i från avloppsreningsverk 18 2.3.»tningar på modersmjölk 19 2.3. i vmätningar 20 2.3. Meningar av inc'ustrifilter 20 3 HETA PAKT 'LAR 21 4 ÅTGÄRD! f 23 5 DOSKONS VENSER 25 5.1 Helk oppsmätningar -livsmedelsdoser 26 5.2 Tot? t dosbidrag härrörande från Tjernobylnedfallet... 27 6 FORSKNINGSPROJEKT 33 6.1 Akvatisk radioekologi 33 6.1.1 Xalkningsprojektet 34 6.2 Terrest radioekologi 35 6.2.1 Jordbruksområdet 35 6.2.2 Skogsekosystemet 36 6.2.3 Renen och zeolitprojektet 36

7 I.TTEN ORDFORKI.ARTNG 38 8 REFERENSLISTA Al 9 BILAGEFÖRTECKNING 43

SAMMANFATTNING Nedfallet från Tjernobyl var ojämnt fördelat över Sverige. På grund av häftiga regn då molnet passerade låg de områden som drabbades värst huvudsakligen i Uppsala, Västmanlands, Gävleborgs, Västernorrlands och Västerbottens län. Även de nordvästra delarna av Jämtlands län utsattes för hög markdeposition. Eftersom högdepositionsområden har en relativt liten livsmedelsproduktion, är det den externa strålningen från marken som har givit det största dosbidraget. Ett stort antal olika mätningar har utförts efter olyckan. Luftaktivitetsmätningar, mätningar av markdeposition, helkroppsmätningar och mätningar på olika sorters livsmedel är exempel på mätningar som ligger till grund för dosberäkningar. Problemet med höga cesiumhalter i renkött och i insjcfisk kommer att kvarstå under ett flertal år. Vid beräkningar av den framtida dosen använder man sig av en biologiska halveringstid på 10-15 är. Dvs, om inga åtgärder vidtas kommer det att ta 10-15 år innan iislten cesium i dessa livsmedel sjunkit till hälften "rieta partiklar" dvs enskilda partiklar med en relativt stor mängd radioaktiva ämnen, (de "hetaste" partiklarna hade en aktivitet omkring 10-40 kbq) har identifierats vid ett flertal mätningar. Dessa partiklars bidrag till den kollektiva inhalationsdosen var knappast större än 10-20 X. Man kan inte utesluta att ett litet fåtal personer erhållit stråldoser I storleksordningen runt 1 m^v. I d?>g finns Het inga belägg för att stråldosen från en "het partikel", p g a att den koncentreras till ett mycket litet område, skulle vara farligare än samma dos given över ett större område. Den genomsnittliga individdosen i hela Sverige, orsakad av markstrålning beräknas till ca 0,1 msv under det första året och under en femtioårsperiod till ca 0,6 msv totalt. I de län som drabbades värst av nedfallet, dvs 1 C, U, X och Y län beräknades

det genomsnittliga dosbidraget från markstrålning till ca 0,4 msv under det första året och till 3 msv under den kommande femtioårsperioden. För personer bosatta i de värst drabbade områdena av Gävleborgs län (ca 500 st) är den genomsnittliga individdosen beräknad till ca 3 msv under det första året och till 25 msv för den kommande femtioårsperioden. Bidraget från cesium i livsmedel ligger i genomsnitt, i hela Sverige omkring 0,03 msv under det första året. Den totala genomsnittliga individdosen för hela Sverige, orsakad av Tjernobylolyckan, är beräknad till ca 0,2 msv under det första året och mellan 0,6 och 0,8 msv under den följande femtioårsperioden. Den totala kollektivdosen till hela Sveriges befolkning beräknades till ca 1300 mansv under det första året och till mellan 5 000 och 7 500 mansv undei den kommande femtioårsperioden. Kollektivdosen som orsakades av de atmosfäriska atombombsproverna har beräknats till ungefär 2 200 mansv under en femtioårsperiod. Tjernobylolyckan har initierat ett stort antal forskningsprojekt. De flasta av projekten undersöker hur de radioaktiva ämnena uppför sig i naturen och hur de tas upp i människan. Hen även beteendevetenskapliga studier har utförts.

1 INLEDNING Den 26 april 1986 exploderade reaktorn Tjernobyl 4. Stora mängder, framförallt lättflyktiga ämnen, transporterades av explosionen upp till en höjd av ca 1200 m. Större delen av de ämnen som inte förångats föll snabbt till marken på och i närheten av reaktorbyggnaden. Efter explosionen minskade utsläppen för att efter några dagar, p g a en ökad temperatur i reaktorhärden, öka till ett nytt maximum den 5 maj. Från den 6 maj minskade utsläppen drastiskt som en följd av "ingjutningen" av resterna av reaktorn. Utsläppet bestod av ett femtiotal isotoper av olika grundämnen och är väsentligen klyvningsprodukter av uran-235. Flera av ämnena var kortlivade och sönderföll snabbt. Dessa gav därför ett litet dosbidrag. (I bilaga 1 finns en tabell över de viktigaste nukliderna i nedfallet.) Sent den 27 april kom det första kontaminerade molnet från Tjernobyl in över sydöstra Sverige och aktiviteten nådde ett maximum omkring den 29 April. Ett andra moln nådde Sverige ca 10 dagar senare och ett nytt aktivitetsmaxima uppmättes omkring den 9 maj (se bilaga 2). Luftmassornas rörelse från Tjernobyl upp över Norden visas i biiagi 3. Där framgår att luftmassorna från Tjernobyl rörde sig på olika höjder, vilket har inneburit en skillnad i nuklidkomposition mellan de östra och de västra delarna av Norden. Östra delarna av Sverige och Finland hade t ex ett lägre relativt innehåll av inte så lättflyktiga ämnen som strontium, rutenium och plutonium och ett högre innehåll av lättflyktiga ämnen, som jod och cp<hum, jämfört med Norge. På grund av häftiga regn i slutet av april "tvättades" det radioaktiva molnet ur över nordöstra Sverige och detta orsakade en markdeposition av cesium som var mellan 10 och 100 gånger högre än i övriga områden. (Se bilaga A.)

2 HATNINGAR Försvarets forskningsanstalt, FOA, har ett flertal luftfilterstationer uppsatta på olika platser i landet för att mäta luftaktiviteten. SSI har ett 25-tal s k gammastationer vilka mäter gammaaktiviteten i luft, även dessa är fördelade över Sverige. Dessutom sker regelbundet mätningar av mark- och luftaktivitet vid kärnkraftsverken. Omedelbart efter det att man erhållit de första indikationerna om en förhöjd aktivitetsnivå vid Forsmarksverket intensifierades mätningar av luft- och markaktivitet runt om i Sverige. För att snabbt få klarhet i om evakuering eller andra liknande akuta åtgärder var nödvändiga, utfördes flygmätningar på höga höjder med försvarets flygplan. Det stod snart klart att sådana åtgärder ej var nödvändiga. En rad aktivitetsmätningar utfördes för att förvissa sig om att den interna stråldos som bl a erhålls genom födan skulle hållas på en rimlig nivå. För att åstadkomma detta utfärdades riktvärden för aktivitetsinnehallet i livsmedel. Sveriges geologiska AB, SGAB, utförde under sommaren 1986 flygmätningar för att kartlägga cesiumdepositionen över Sverige. Dessa flygmätningar upprepades 19B7. Under de två år som gått sedan Tjernobylolyckan har mätningarna fortsatt, dock med lägre intensitet än under det initiala skedet. 2.1 Externmätningar 2.1.1 SSI:s gammas tationer Runt om i Sverige har SSI 26 stycken gammas tationer permanent uppmonterade (se bilaga 5). Dessa monterades upp och togs i drift redan 1959 på initiativ av Rolf M Sievert.

MÄTMETOD: Detektorn i dessa gammastationer är en jonkammare som är placerad 2,5 m över marken och därför mäter både luft- och markstraining. Sedan den 16 oktober 1987 finns ett provisoriskt larmsystem inkopplat till SSI:s gammastationer. Automatisk uppringning till 24 av de 26 stationerna sker tre gånger per dygn: kl 6.00, 14.00 och 22.00. Larmnivån beräknas på dosökningen och ej på dosratökningen. Integreringsintervallet är för närvarande 8 timmar. Intervallets längd har valts för att i största möjliga mån undvika falsklarm som beror på korta, naturliga dosratsvariationer, men ändå larma då en verklig höjning av strålningsnivån inträffar. 0m dosökningen inom intervallet är större än 40 nsv/h, dvs 320 nsv över föregående intervalls medeldos, går larm till mätstationsgruppen. Inkoppling av ett permanent larm har påbörjats och f n (88-05-31) finns 12 stationer inkopplade i det permanenta systemet. Under sommaren 1988 räknar man med att de återstående 12 mätstationerna kommer att bli inkopplade. Det nuvarande interimistiska larmet kommer att finnas kvar som en säkerhet även när det permanenta systemet är taget i drift. Den nya larmfunktionen vid gammastationerna beskrivs i referens 1. MÄTRESULTAT: Kurvor som visar dosratens utveckling efter Tjernobylolyckan och framåt redovisas i bilaga 6. Variationen med årstiderna, nedgången i november och uppgången i april, bercr på att marken var snötäckt under vinterhalvåret. När snön lägger sig på marken skärmar den av en del av strålningen frän marken och detta är alltså en helt naturlig variation som förekom även före TJ ernobylolyckan.

2.1.2 Flygmärningar - SCAB MÄTMETOD: Sveriges Geologiska AB (SGAB) har på uppdrag av SSI, under 1986 och 1987 gjort flygmätningar för att kartlägga cesiumdepositionen över Sverige. Man har använt sig av Nal(Tl)- detektorer. Vid dessa flygmätningar har man valt att mäta på cesium-134 och inte på cesium-137. Anledningen till detta är bl.a att aktiviteten från cesium-137 härrörande från Tjernobylolyckan i lågdepositionsområdena överlagras av den kvarvarande cesiun-137 aktiviteten från kärnvapenproverna. Kvoten mellan cesium-134 och cesium-137 var ungefär 0,6 : 1 under sommaren 1986 cch med hjälp av detta kan man utifrån den uppmätta cesium-134 aktiviteten beräkna cesium-137 aktiviteten. Flygmätningar genomfördes från 60 och 150 meters höjd och beroende på depositionsdensitet var avståndet mellan flygstråken 2, 4 eller 10 km i de områden som utsaltes för våtdeposition och 50 km i övriga områden. MÄTRESULTAT: Precis som väntat är den uppmätta cesiumaktiviteten lägre 1987 än 1986. Kvoten mellan 1987 års mätning och mätningen 1986 är efter korrektion för radioaktiv avklingning omkring 0,8, vilket troligen kan förklaras av att cesiumet har sjunkit djupare ner i marken. Ovanstånde gjorda mätningar och resultat beskrivs närmare i referens 2. I bilaga 4 finns en karta som visar cesiumdepositionen över Sverige. 2.1.3 In situ gammaspektrometriska mätningar - FOA FOA har, under både 1986 och 1987, utfört gammaspektrometriska mätningar med hjälp av högupplösande germaniumdetektorer på ett femtiotal olika platser i landet. Målet har bl a varit att erhålla detaljerad information om nuklidsammansättningen i nedfallet.

MÄTRESULTAT: Nuklidsammansättningen i nedfallet uppvisar stora variationer över olika regioner. Grovt kan fem huvudregioner som, var och en, har en för sig karaktäristisk kvot mellan de dominerande gammaemitterande nukliderna (se ref. 3) urskiljas. Dessa regioner är: 1. våtdepositionsområdena: huvudsakligen Uppsalas, Västmanlands, Gävleborgs, Västernorrlands och Västerbottens län; 2. sydöstra Sverige (Stockholms och norra Gotlands län); 3. södra och sydvästra Sverige; 4. västra Sverige och 5. norra Sverige (Norrbottens län). I de områden som utsattes för våtdeposition var cesiumisotoperna 134 och 137 de totalt dominerande gammaemitterande nukliderna och bidrag från andra, mer kortlivade nuklider kan helt försummas, utom under de allra första veckorna efter olyckan. Generellt kan sägas att andelen kortlivade isotoper relativt cesiumisotoperna minskade från södei till norr inom våtdepositonsområdet. I den andra regionen, dvs Stockholm och norra Gotland, dominerades däremot dosraten av kortlivade nuklider ända upp till ett halvår efter olyckan. Zirkonium-95 och Niob-95 gav i dessa regioner det största bidraget till den totala dosen under det fösta året. I den tredje regionen kar?ktäriserades nedfallet av en relativt hög jod-131 deposition. I västra och norra Sverige var kvoterna (Rutenium-103, Rutenium-106)/cesium-134 och jod-131/cesium-134 höga. Dessa gammaspektrometriska mätningar utgjorde också en mycket viktig kallbreringsgrund för SGABrs flygmätningar.

2.1.4 Jämförande mätningar SGAB har i samarbete med FOA gjort mätningar vid flygflottiljerna i Söderhamn och Uppsala för att jämföra flygmätningar, fältgammamätningar och jordprover i syfte att få en uppfattning om överensstämmelsen i uppmätt aktivitet med olika mätmetoder (se ref. 3). MÄTMETOD: Mätningarna gjordes i en utvald ruta om 90 x 90 m. I den mätte man sedan på ett 15-tal punkter med germaniumdetektor, s k fältgammamätningar. Man mätte också ett antal punkter parallellt med ett flygstråk. Flygmätningarna gjordes från 50 m och 150 m höjd. Ett 80-tal jordprover har också tagits. MÄTRESULTAT: Det visade sig att överensstämmelsen mellan in situ gammaspektrometriska mätningar (fältgammamätningar) ocli flygmätningar var god. Avvikelsen var mindre än 20 X. Preliminära resultat från gammaspektrometriska mätningar av de tagna jordproverna vid flygflottiljen i Uppsala, uppvisai. dock en dubbelt så hög depositionsdensitet jämfört med den som erhålls vid flygmätningar och in situ gammaspektrometriska mätningar. Denna avvikelse beror på att radioaktivt cesium liar transporterats ner i marklagret och strålningen från marken minskar p g a avskärmning. Beräkningar visar att cesium har flyttat sig ca en centimeter ned i marken. Detta styrks också av Lönnsjö (ref. 4). Samma resultat gav även jämförelsen av SGAB:s flygmätningar över Gävleregionen i maj 1986 och i oktober 1987. Vid Söderhamnsflottiljen gav mätningarna på jordprover ungefär samma resultat som de gammaspektrometriska mätningarna, troligen beroende på andra markförhållande.

2.1.5 Luft-i 11 termä m l ngar - FOA MÄTMETOD; Vid FOA:s mätstationer finns fläktar som suger ca 1 100 m luft per timme genom glasfiberfilter. Denna volym motsvarar drygt 1 200 personers andningsluft. FOA räknar med att mer än 99,9 X av alla partiklar som finns i insugningsluften fastnar i luftfiltret. Vanligtvis är varje filter uppsatt ca två dygn innan det tas ned för utvärdering, men tiden närmast efter Tjernobylolyckan byttes filterna upp till fyra gånger per dygn. Radionuklidinnehållet i molnet mättes vid sju luftfilterstationer av FOA. Stationerna finns i Kiruna, Umeå, Östersund, Stockholm, Grindsjön (utanför Stockholm), Göteborg och i Ljungbyhed (utanför Helsingborg). Dessa mätvärden låg till grund för beräkningarna av stråldosen från extern bestrålning från det radioaktiva molnet och från inhalation. Luftaktiviteten för platser där det ej fanns luftfilterstationer beräknades genom interpellation. Gasformiga ämnen, som ädelgaser och gasformigt jod, kan inte mätas med denna metod. I den första aktivitetstoppen var uppskattningsvis mellan 75-80 X av jod-131-innehållet i gasform. I den andra toppen var andelen jod-131 i gasform troligen omkring 60 X, efter detta kan denna andel ha ökat ända upp till 90 X. (Se Devell et al, ref. 5.) Vid dosberäkningar tas hänsyn till detta genom att korrigera jodinnehållet i molnet med en faktor fem. Valet av denna faktor baseras på mätningar utförda vid kärnkraftverket i Forsmark. (Dessa finns beskrivna i referens 21.) Ädelgaserna ger ett mycket lågt dosbidrag och kan därför försummas.

10 2.1.6 Resuspensionsmätningar - FOA FOA påbörjade under andra halvåret 1986 mätningar av resuspenderat aktivt material, dvs aktivt material som har varit bundet till t ex mark och växtlighet, men som av någon anledning åter befinner sig fritt i luft. Det finns många teorier om varför aktiviteten resuspenderar. Orsaker till detta kan t ex vara inverkan av väder och vind eller påverkan av jordbruksarbete och biltrafik. Resuspensionens årstidsvariationer förväntades vara stora, då det antogas att det under vintern endast skulle finnas små * mängder aktivt material tillgängligt för resuspension, medan det under våren och sommaren, p g a uppdammning från marken skulle finnas en betydligt större mängd tillgänglig. Denna variation i resuspension med årstiderna har också iaktagits, men den är inte så uttalad som de första indikationerna visade på. (Se bilaga 7.) Detta beror antagligen till en del på att växtlighet, och då främst barrträd, ger ett icke försumbart bidrag till resuspensionen. Mekanismerna bakom denna resuspension är inte kända, men FOA undersöker förnärvarande detta. Resuspensionsmätningar görs vid F0A:s luftfilterstationer (se bilaga 5). Mätningarna utförs på samma sätt som FOA:s vanliga luftfiltermätningar, vilka beskrivs i föregående avsnitt. I bilaga 7 återges cesium-137 koncentrationens variation i marknära luft i Stockholm från 1957 till 1987 i ubq/m. Där ser man tydligt att cesium-137 koncentrationen under 1980-talet fram till Tjernobylolyckan minskade som en följd av att de atmosfäriska kärnvapenproverna på norra halvklotet upphörde. Man kan också iaktaga tydliga årstidseffekter. Ökningen av cesium-137 koncentration under våren och försommaren beror i huvudsak på en ökad genomtränglighet från stratosfären för kärnvapenproducerat cesium-137. En svårighet är att det cesium som bildats vid kärnvapensprängningarna stör resuspensionsmätningarna och gör dessa svårtolkade. Resultatet av mätningarna visar dock att resuspensionen var störst i stadsmiljö i Stockholm och minst i landsbygdsmiljö över

11 gräs och berg. Trots att s^nra mängder marknära luft sugits genom filtren har inte någon het partikel hittats under andra halvåret 1986. De högsta aktiviteterna som man funnit är 40 Bq för rutenium-106 och 300 Bq för cerium-144. Ovanståenae resultat finns redovisade i en rapport utgiven av FOA (se ref. 6). FOA har i samarbete med lantbrukshälsan även gjort speciella studier av resuspensionen till följd av uppdammningen vid jordbuksarbete (harvning) i Härnösand. Studien utfördes på så sätt att aktivitetsinnehållet mättes och nukliderna identifierades i ett motorfilter som suttit på en traktor under 100 timmars harvning. Svårigheten med denna mätmetod var att bestämma den luftvolym som under dessa 100 timmar passerat filtret. Cesium-137 aktiviteten uppgick till några ubq/m insugen luft, vilket indikerar att några strålskyddsproblem vid jordbruksarbet ej föreligger. 0m Sverige däremot utsätts för ett nytt radioaktivt nedfall större än, eller av samma storleksordning som tjernobylnedfallet, bör viss uppmärksamhet riktas på de stråldoser som uppdammningen vid jordbruksarbete kan ge upphov till. I ett sådant läge böi mätningar av resuspensionen vid jordbruksarbete snabbt komma till stånd så att föreskrifter om eventuella stålskyddsåtgärder snabbt kan publiceras. 2.2 Livsmedelsmätningar Halterna i så gott som alla i handeln förekommande livsmedel ligger för närvarande långt under gällande riktvärden. Generellt kan också sägas att halterna i hemodlade grönsaker, frukt och bär är låga även i områden med markbeläggning av cesium. Däremot uppvisar ren, vilt och insjöfisk, från områden där markbeläggningen är stor, relativt höga cesiumhalter. Nedan beskrivs några av de gjorda livsmedelsmätningarna och dess resultat lite närmare.

12 2.2.1 Ren Ett av renens viktigaste födoämnen är vad vi i dagligt tal kallar renlav. Renlav har förmågan att efter ett radioaktivt nedfall ta upp och kvarhålla de radioaktiva nukliderna under en lång tid (tiotals år). Detta innebär att problemen med förhöjda cesiumhalter i renkött kommer att kvarstå under lång tid efter Tjernobyl. Omedelbart efter olyckan startade livsmedelsverket mätningar av renkött. Inga slaktkroppar fick säljas i den öppna handeln om de inte var kontrollmätta och uppvisade ett aktivitetsinnehåll som understeg det gällande riktvärdet. Livsmedelsverkets ändring av riktvärdet, som trädde i kraft den 1 juni 1987 (från 300 Bq/kg till 1 500 Bq/kg för renkött) har fått till följd att betydligt större andel av de slaktade renarna, framför allt i Norrbotten, har kunnat godkännas (60 X mot tidigare 20 % ). I de friklassade byarna behöver inte varje slaktkropp kontrollmätas innan den går till handeln. Det sker däremot en regelbunden stickprovstagning för art man skall kunna följa utvecklingen av halten cesium i renkött. En rad olika åtgärder har prövats för att minska cesiuminnehållet i renköttet. Bl a har man gjort försök med utfodring med annat foder än lav, helt och delvis. Man har även prövat att flytta renarna till icke drabbade områden. Dessa åtgärder fungerar, men cesiumhalten stiger snabbt igen då renarna återgår till sitt vanliga foder. Dessa metoder är dessutom kostsamma och besvärliga. En tidigareläggning av renslakten, så att den sker närmare sommaren, kan öka antalet slaktkoppar som klarar riktvärdet. Orsaken till detta är att renen under sommaren äter en mer varierande föda än under vintern da den i huvudsak livnär sig på lav. Detta innebär att cesiuminnehållet i ren tidigt på hösten är lägre än under vintern.

13 Ett försök som jrår " r på a't rphnrera halten radioaktivt cesium genom utfodring med ett ämne som binder cesium, zeolit, har startats (se vidare kapitel 6.2.3). Aktivitetsfördelningen hos slaktade renar redovisas i bilaga 8. Det går inte att göra en direkt jämförelse av cesiumhalten hos ren mellan 1986 och 1987. Anledningen är att man 1987 har minskat mätintensiteten i de områden där renarna uppvisade relativt låga cesiumhalter under 1986 och koncentrerat mätningarna till de värst drabbade områdena. Detta förklarar varför man tillsynes har ett lägre antal renar med cesiumhalter i intervallet 0-300 Bq/kg 1987 än 1986. 2.2.2 Fisk Sommaren 1986 startade aktivitetsmätningar på fisk och som väntat hade de områden som fått den högsta markdepositionen också fisk med förhöjda cesiumhalter. Stora lokala variationer förekommer dock. En del sjöar som ligger i områden med hög markdeposition har fisk med lägre cesiumhalt än fisk som kommer från sjöar i områden med låg markdeposition. Detta kan bl a bero på sjöarnas kalium- och kalciumhalt (se vidare kalkningsprojektet, kap. 6.1.1). Eftersom omsättningen i sjöar är långsam kommer problemet med förhöjda aktivitetsvärden i insjöfisk att kvarstå åtskilliga år. De mätningar som gjorts av livsmedelsverket visar inte på någon minskning i aktivitetsinnehåll hos insjöfisk. I vissa län har till och med en ökning av aktivitetsinnehållet skett. (Se bil. 9.) Höga aktivitetsnivåer i fisk har uppmätts i insjöfisk inom hela Y län, större delarna av AC och X län och delar av Z, U och C län. (Det län som har drabbats värst är Y-län. Där ligger medelaktivitet omkring 8 000 Bq/kg cesium-137 i insjöfisk.) I odlad fisk är aktivitetsvärdena genomgående låga. Även havsoch kustfisk har låga värden, utom möjligtvis gädda och abborre vid Gävlekusten som kan ha aktiviteter uppmot 1 000 Bq/kg. Livsmedelverkets mätresultat finns redovisade i referens 8.

14 2.2.3 Vegefabi Her, svamp nrh honung. Analysresultat från kommunernas och livsmedelverkets mätningar visar att cesiumhalten i odlade vegetabilier har varit mycket låga både under 1986 och 1987. Detta beror på att upptaget av cesium via rötter är särskilt lågt på kalkade och gödslade jordar. I vildväxande bär har det varit svårt att med hjälp av mätvärdena utläsa någon tendens mellan 1986 och 1987. Livsmedelsverket har tagit prover av lingon på samma platser 1986 och 1987. I många fall har cesiurahalterna sjunkit mellan dessa år, men det motsatta förhållandet har också iaktagits. Troligen inverkar växtplatsens fuktighet på halten i bären. Livsmedelsverket kommer på desia platser att samla in prover även under 1988. Endast i ett fåtal fall överskreds riktvärdet 1 500 Bq/kg. Under 1987 uppvisade hjortron de högsta halterna av cesium. Både under 1986 och 1987 har man funnit stora variationer i cesiuminnehallet hos olika svampsorter. Många av de svampar som bildar mykorrhiza, dvs lever i symbios med träd, har stor förmåga att ta upp kalium och därmed också cesium. På näringsfattiga jordar och i områden med hög cesiummarkbeläggning har därför många matsvampar (t ex kantareller, riskor, taggsvamp, rynkad tofsskivling, sandsopp, och vissa kremlor.) haft ett cesiuminnehåll som legat på flera tusen Bq/kg färskvikt. Även i områden där nedfallet varit litet har en del svampar (t ex kantareller) innehållit upp till 1 500 Bq cesium-137 per kg färskvikt. Förnanedbrytande svamp som t ex champinjoner, fjällig bläcksvamp, stolt fjallski-'ling ohi färticlra har i He flesta fall haft mycket låga cesiumhaltei. Det kan nämnas att förvällning av svamp gör att 75-80 X av cesiuminnehallet försvinner ut i spadet. (Detta gäller både färsk och torkad svamp.) Hen eftersom det normala intaget av svamp är måttligt behöver man ej avråda någon att använda matsvamp som "krydda".

15 AvHp1nin$r n f«r bin vih SvpHp-p«Tanthnik«:univpr!:i tet ( SMF, har i samråd med miljö och hälsoskyddsförvaltningen i Gävle och lantbruksnämnden i Gävle samlat in honungsprover i Gävletrakten och undersökt dessa med avseende på halten cesium-137. Dessa mätningar har visat att en del honung från de mest nedfallsdrabbade områdena har innehållit cesiumhalter överstigande riktvärdet 1 500 Bq/kg. Erfarenheten visar att honung som kommer från ljung- eller rallarrosrika områden har högre halter cesium än honung från andra områden. Detta beror på att ljung liksom rallarros anrikar cesium och om markbeläggninngen då är hög kommer detta att leda till en anrikning av cesium i honungen. 2.2.4 Får, svin, fjäderfä och nötkreatur Eftersom svin och fjäderfän huvudsakligen föds upp på spannmål, och spannmål innehåller låga halter av cesium, har detta inneburit att aktivitetsinnehållet hos dessa djur är lågt eller mycket lågt. En provtagningsomgång under hösten 1987, innefattande samtliga fjäderfäslakterier (17 st), bekräftade detta. Medelvärdet för cesiumaktiviteten hos fjäderfä låg på 3,5 Bq/kg för hela landet. Något behov av ytterligare kontroller av cesiumaktiviteten i svin och fjäderfän bedöms inte föreligga. Får och lamm från de län som drabbades värst av nedfallet från Tjernobyl, har uppvisat förhöjda cesiumhalter. I samband med slakt har samtliga djurkroppar frän dessa områden kontrollmätts och kroppar med aktivitst som överstiger riktvärdet har kasserats. Hösten 1986 godkändes 75 Z av de kontrollerade kropparna, medan hösten 1987 hade siffran stigit till 81 X. Provtagningen fortsätter i oförändrad omfattning. I de värst drabbade länen har man i en del fall uppmätt aktiviteter hos nötkreatur som legat runt eller strax över livsmedelsverkets riktvärde 300 Bq/kg. I övriga delar av landet har cesiumaktiviteten legat betydligt under detta riktvärde.

16 2.2.5 Mejerirojölk SSI:s mätningar av mejerimjölk, fortsätter. Mätningar av cesium-137 sker fr o m november 1987 varannan månad utom för mejerierna i de mest drabbade länen, som skickar prov värj månad. Mätningarna visar att de högsta halterna nu ligger omkring 10 öq/1, men för de allra flesta mejerierna ligger halterna i intervallet 0,2-1,5 Bq/1. Bilaga 10 visar halterna av cesium-137 i Gävle och i Stockholm, Bromma fram till våren 1988. 2.2.6 Matkorgsundersökningen Livsmedelsverket startade efter Tjernobylolyckan en sk matkorgsundeisökning av varor som inköpts i åtta kommuner. Målet var att undersöka den genomsnittliga exponeringen för cesium-137 via livsmedel. Urvalet av livsmedel baserades på jordbruksnämdens konsumtionsstatistik. I matkorgen ingår 60 varor som genomsnittssvensken konsumerar mer av än 0,5 kg per år. I varje kommun inköps tre separata "korgai" ca varannan månad. För en vuxen person beräknas kostintaget vara omkring 2 kg per dag. Matkorgsundersökningen är nu slutförd. RESULTAT: 0m man beräknar ett årligt intag på det högsta enskilda värdet som uppmätts, dvs 14 Bq/kg som uppmättes i Gävle under september 1986, resulterar detta i ett årligt intag om ca 10 000 Bq cesium-137. 0m man i stället gör beräkningen med de värden som uppmättes för den befolkningstätaste södra delen ligger årsintaget under 5 000 Bq. Detta skall ställas i relation till SSI:s rekommendationer som innebär att årsintaget inte ska överstiga 75 000 Bq cesium-137. En tabell över resultatet från matkorgsundersöknigen återges i bilaga 11.

17 2.2.7 Livsmedelverket har även utfört en skolmatsundersökning där cesiumhalten i skolmat mättes i nio kommuner under en vecka i oktober 1986 respektive en vecka i april 1987. I varje kommun togs varje vecka en normalportion av huvudrätt, tillbehör och drycker. Fasta komponenter inalyserades separat. En svårighet var att portionerna från sk.jla till skola varierade betydligt. Resultatet var dock att innehållet av cesium-137 i skolmaten var genomgående lågt i alla de undersökta kommunerna. Det låg under 15 Bq 1986 och under 10 Bq 1987. Mätresultaten redovisas i bilaga 11. 2.2.8 Lunchmatsundersökningen En undersökning av cesiuminnehållet i lunchmat gjordes under fem dagar i maj 1987. En måltid bestående av huvudrätt, bröd, smör, sallad och mjölk inköptes. Även här fann man att innehållet av cesium-137 var lågt. Det var som mest 10 Bq per portion. Resultatet redovisas i bilaga 11. 2.2.9 Dubbelportionsstudien Denna studie gjordes för att undersöka innehållet av cesium i den föda som storkonsumenter av egenfångat vilt och insjöfisk äter. Därför gjordes en kostundersöknig av 10 män från Gävleborgs, Västernorrlands, Jämtlands och Västerbottens län med hög konsumtion av vilt och/eller fisk. Under en vecka togs en kopia (dubbelportion) av all konsumerad mat och denna analyserades sedan på innehållet av cesium. Om intaget av cesium under försöksperioden representerar deltagarnas konsumtion under det första året skulle den beräknade stråldosen från livsmedel bli 0,2-1,9 msv per person (se referens 8). Mätresultaten återges i bilaga 11.

18 2.3 Övriga mätningar 2.3.1 Slam från avloppsreningsverk. De flesta radioaktiva nukliderna är isotoper av metaller och uppför sig som stabila metaller. Detta innebär att de binds till organisk substans före och under reningsprocessen vid reningsverken, vilket medför att de medsköljda radioaktiva nukliderna i dagvattnet anrikas i det slain som senare avskiljs från dagvatten och avloppsvatten. Dagvatten är det vatten som dräneras av från stadsplanerat område t ex från hårdgjorda ytor och byggnader och sedan leds via läckage eller aktiv ledning till avloppsreningsverken. Prover tagna på avfallsslam under maj 1986 visade i de värst drabbade områdena höga halter av radioaktiva nuklider. (Som mest omkring 500 000 Bq/kg torrsubstans.) SSI fastställde därför åtgärdsnivån 20 000 Bq/kg torrsubstans gällande totalaktivitet. Slam med högre aktivitet rekommenderades att ej användas som jordförbättringsmedej på åkrarna, utan i stället deponeras på lämplig plats. För att följa utvecklingen har SSI gjort mätningar fram till sommaren 1987 i de mest drabbade områdena. Mätningarna visar att totalaktiviteten minskade med ungefär en faktor 1C0 från maj 1986 till juli 1937. De högsta värdena som uppmättes i juli 1987 pade en totalaktivitet på 5 000 Bq/kg torrsubstans. Beräkningar a" 1'ollcl'M Ho«;en nr«:p ';H av plnmcprhninjr på åkra.na har gjorts. Då det inte är känt om ätgärdsnivån följts, antar man att slam spridits i samma omfattning som tidigare år. Beräkningarna gäller det slam som producerats under perioden maj 1986 tom december 1986. Resulta'et visar att kollektivdosen blir ca 0,3 mansv i hela Sverige det första året och under den kommande 50-års perioden blir den totalt ca 1 mansv,

19 Om allt slam som haft al'tivi t tpr öv Pr åtgärdsnivån deponerats på upplag i stället för att det använts som jordförbättringsmedel har ca 0,2 mansv sparats det första året och ca 0,5 mansv totalt under den följande 50-års perioden (se ref. 9). I bilaga 12 visas hur totalaktiviteten minskade vid ett antal reningsverk under perioden maj 1986 tom juli 1987. 2.3.2 Mätningar på modersmjölk Statens livsmedelsverk har gjort ett antal mätningar av cesiumoch strontium-aktiviteten. Halten cesium har i de mest utsatta länen, med ett undantag, legat i intervallet 1-5 Bq/1. Undantaget var bröstmjölken från en kvinna som hade konsumerat s*:ora mängder renkött och insjöfisk som inte köpts i den allmänna handeln. Cesiumhalten låg där på 11 Bq/1. Som jämförelse kan nämnas att cesium-137 halterna i konsumtionsmjölk i de mest utsatta länen ligger i intervallet 5-30 Bq/1. Man har även mätt cesiumhalten i bröstmjölk hos ett antal kvinnor i Vänersborg som ligger i ett område med litet cesiumnedfall. Inget mätvärde överskred 1 Bq/1. SSI uppskattar cesiumhalten i bröstmjölk till ca 15 % av cesiumhalten i kvinnans kropp. Halterna av strontium-90 i modersmjölken har varit så låga att de ej kunnat detekteras. (Detekteringsgränsen är ca 0,03 Bq/1.) Strontium-90 halten i konsumtionsinjölk ligger inom intervallet 0,1-0,2 Bq/1. Denna aktivitet härör till största delen från nedfallet efter kärnvapenp-nven orh är relativt jämnt fördelad över landet. Ovanstående mätresultat är hämtade ur referens 10.

20 2.3.3 Torvmätningar Mätningar av aktiviteten i torv har genomförts och det har visat sig att torv från områden där markbeläggningen av cesium var stor uppvisar höga cesiumhalter (upp till 10 000 Bq/kg). Detta ledde till att SSI gick ut med följande rekommendationer gällande torvhanteringen: - Vid torvbrytning räcker det att följa den normala arbetsgången, men vid hantering av stora mängder bör uppföljande aktivitetsmätningar ske. - Vid användning av torv som jordförbättringsmedel rekommenderas att inte använda sig av torv med cesiumhalter överstigande 1 000 Bq/kg vid livsmedelsodlingar och 3 000 Bq/kg vid gödsling av gräsmattor eller dylikt. ( Dessa värden gäller vid 50% torrsubstans.) - Vid förbränning av torv i förbränningsugnar bör dessa utrustas med filter. (Detta är även befogat med tanke på torvens "naturliga" innhåll av radioaktiva ämnen som uran och radium.) Aktivitetsmämingar böi ske med jämna mellanrum vid dessa förbränningsanläggningar. Askan från ungnarna kan innehålla höga cesiumhalter eftersom cesiumet koncentreras vid förbränningen. Man bör därför mäta dosraten från askan och med detta som grund deponera denna på lämplig plats. 2.3.4 Mätningar av industrifilter Mätningar av indn^ri fil t*>r har nrkså utförts. innehållet i industrifilter som var uppsatt då det radioaktiva molnet passerade var relativt högt. SSI rekommenderade användning av enkla andningsskydd vid byte av dessa. Detta lika mycket av yrkeshygieniska skäl, som av rent strålskyddsmässiga.

21 3 HETA PARTTKLAR Huvuddelen av de radioaktiva ämnen som föll över Sverige satt på luftens vanliga dammpartiklar. Aktiviteten per partikel var relativt liten. I nedfallet fanns också enskilda partiklar med större mängd radioaktiva ämnen. Dessa går under namnet "heta partiklar". Både vid luft filtermätningar och vid mätningar av jordprover har man funnit sådana s k. heta partiklar (se ref. 11,12,13). Jordprover har tagits i Gävle, Stockholm, och på Gotland. Luftfiltermätningar har utförts vid F0A:s mätstationer. Han har inte funnit någon markant skillnad i partikelslag (storlek, nuklidinnehåll eller aktivitet) mellan områden som kontaminerades genom.orrdeposition och de som utsattes för våtdeposition. Detta tros bero på att de flesta "heta partiklarna" på grund av sin egen tyngd, deponerades redan den första dagen efter olyckan, dvs innan det börjat regna. Genom jordprovsmätningarna (se ref. 11) har man ett år efter olyckan kunnat uppskatta ytdeponeringen till mellan 0,03 och 0,07 2 partiklar /m både i Stockholm, pä Gotland och i Gävle. De "hetaste" partiklarna hade en aktivitet mellan 10 och 40 kbq, medan medelaktiviteten var omkring 1 kbq. Två typer av partiklar kan urskiljas: 1. Den första typen är bränslefragment och bildades vid olyckan. Dessa har en radionuklidsammansättning som huvudsakligen består av Eirkonium-95, niob-95, rutenium-103, rurenium-106 och andra fissionsprodukter. Storleken på dessa fragment varierar mellan 1 och 20 um. Medianen för gammaaktiviteten per partikel bestämdes till 400 Bq. Alla dessa partiklarna var också alfastralare och innehöll små mängder av plutonium, americium och curium. Den uppmätta alfaaktiviteten har legat inom infervallet 0,03 och 0,3 Bq.

22 2. Pen andra i-ypon av partiklar fanns troligen redan färdigbildade i bränslet när olyckan inträffade. Hos dessa partiklarna var ca 98 % av den totala aktiviteten bidrag från isotoperna rutenium-103 och rutenium-106. Inga alfaemitterande nuklider har identifierats. Den icke radioaktiva "stommen" bestod av en sammansättning av rutenium, molybden, teknetium, järn och nickel. Den totala aktiviteten hos en enda partikel kan ha uppgått till så mycket som 40 kbq vid olyckstillfället (Se ref. 11). De "heta" partiklarnas bidrag till den kollektiva inhalationsdosen är knappast större än 10-20 X. Det kan däremot inte uteslutas att ett litet fåtal personer har erhållit stråldoser i storleksordningen runt 1 msv som resultat av inandade "heta" partiklar. Ingen "het" partikel har identifierats vid helkroppsmätningar, vilket bör indikera att sannolikheten för inandning av en "het" partikel är relativt låg. Han har diskuterat om den relativt stora, mycket lokala dos som dessa partiklar ger skulle vara farligare än samma dos given över ett större område (se referens 14). Man har inte funnit några belägg för att en koncentration av aktiviteten innebär en ökad cancerrisk. För alfapartiklar är detta väl belagt genom djuförsök. För betastrålande ämnen finns färre undersökningar gjorda, men de talar i samma riktning. Mätningar av plutoniumisotoper från FOA:s luftfilterstationer har utförts av the Environmental Measurement Laboratory (EML) i USA. Den högsta koncentrationen (7*10-7 Bq/m 3 ) uppmättes i Stockholm och detta motsvarar en effektiv dosekvivalent omkring 5 usv. Kollektivdosen uppskattades till 10-50 mansv. 2 Ytdepositionen var ungefär 0,2-2 Bq/m. Detta kan jämföras med plutoniumdepositonen från kärnvapenproverna vilken var omkring 50 Bq/m 2.

23 A ÅTGÄRDER Omedelbart då de första indikationerrna om en höjning av strålnivån erhållits intensifierades aktivitetsmätningarna. Det stod snart klart att?kuta åtgärder, som t.ex evakuering eller intag av jodtabletter, ej var nödvändiga. Flera åtgärder vidtogs för att mer långsiktig reducera stråldosen till människan. Ett exempel på detta var beslutet att inte släppa ut mjölkproducerande djur på bete innan aktiviteten i gräset sjunkit till en riskfri nivå. Den s k friklassningen av områden startade. Det är väl känt att mjölk från kor som äter gräs vilket utsatts för radioaktivt nedfall också kommer att innehålla radioaktiva ämnen. SSI beslutade att korna skulle hållas inne till dess att aktiviteten i gräset sjunkit så mycket att man utan risk för höga aktivitetsvärden i mjölk kunde släppa korna på bete. SSI tillämpade ett system för friklassning av betesmark som var avsett att säkerställa att komjölken inte skulle innehålla mer än 30O Bq/1 av cesium-137 cesium-134 eller 2 000 Bq/1 av jod-131. Mätningar gjordes både på gräsprover och på mjölk för att försöka finna relationen mellan aktivitetsinnehållet i gräs och i mjölk (se bilaga 13). Eftersom betesvegetationen var under utvecklande i landets södra delar medan de norra delarna fortfarande var snötäckta, koncentrerades friklassningsmätningarna till en början främst till södra Sverige. Den 25 juni var he^a Sverige friklassat. Ett annat exempel på åtgärder för att begränsa dosbidraget till befolkningen är flyttningen av renar från områden med hög markbeläggning av cesium till icke drabbade områden. Stödutfodring av renar med icke cesiumkontnminersf foder prövas orkså ( liksom tidigareläggning av renslakten (se vidare kap. 2.2.1). Andra åtgärder för att begränsa stråldoserna som följd av livsmedelsintag är t.ex riktvärdena för akti/itetsinnehållet i livsmedel. Innebörden av riktvärden är att da halten av cesium-137 i ett livsmedel är högre än det aktuella riktvärdet råder saluförbud på detta livsmedel. Slaktkroppar med för höga cesiumhalter får inte godkännas vid köttbesiktning.

24 Den 1 juni 1987 ersattes det gamla riktvärdet 300 Bq/kg med två olika riktvärden, där man tar hänsyn till den genomsnittliga konsumtionen av livsmedlet i fråga (se ref. 8). Riktvärdet 300 Bq/kg skall fortfarande gälla bl a kött från tamboskap, spannmålsprodukter, mejeriprodukter, barnmat, frukt och bär och salt- och bräckvattenlevande fisk. (Undantaget vilda bär såsom blåbär, hjortron och lingon från 1987 års skörd. För dessa gäller gränsen 1 500 Bq/kg.) Riktvärdet 1 500 Bq/kg gäller också exempelvis vilt, ren, insjöfisk, svamp m m. Bestämningen av dessa riktvärden har grundat sig på att den mest utsatta gruppen ej skall utsättas för en stråldos från livsmedel som genomsnittligt för flera år överstiger 1 msv per år och inte under något år erhålla en stråldos från livsmedel oom överstiger 5 msv. SSI har an,vänt sig av riskuppskattningen att en extra stråldos på 1 msv per år teoretiskt ökar risken att dö i cancer från den normala 20 X till 20,1 X. Vid en extra stråldos på 10 msv ökar således risken att dö i cancer från 20 X till 21 X. Stråldosgränsen 1 msv per år innebär ett maximalt intag av ungefär 205 Bq cesium-137 per dag, dvs 75 000 Bq per år, eller 140 Bq cesium-134 per dag, dvs 50 000 Bq per år. Det bör påpekas att ett enskilt livsmedel vars cesiumhalt överstiger riktvärdet inte skall betraktas som hälsovådligt i sig. Det är det totala intaget av cesium under en längre tid som bestämmer stråldosen. Livsmedel med cesiumhalter som överstiger 10 000 Bq/kg bör dock inte förtäras annat än i mycket små mängder (som krydda t ex). Livsmedelsverket gick ut med speciella kostråd till utsatta grupper, dvs till personer med hög konsumtion av ren, vilt och insjöfisk. Dessa kostråd återges i bilaga 14.

25 5 DOSKONSEKVENSER Stråldoserna från tjernobylnedfallet härrör dels från yttre bestrålning (markstrålning och direktstrålning från det radioaktiva molnet), dels från inre bestrålning från radioaktiva ämnen som via livsmedel har tagits upp i människokroppen eller från inandade radioaktiva ämnen. Storleksordningen av de olika genomsnittliga dosbidragen framgår av följande sammanställning: källa Dosekvivalent usv 1. Strålning från moln 2. Inandning (många radioaktiva ämnen) 3. Inandning, plutonium 4. Inandning, "heta partiklar" 5. Markbestrålning (första året) (främst Cs-137 och Cs-134) 0,1 - i 1,0-20 0,5-5 0-2 100-6000 6. Inre bestrålning via livsmedel under det första året. (främst Cs-137, Cs-134 och Sr-90) 20-100 Av tabellen ovan framgår att det är strålning från mark som ger det högsta dosbidraget. Externbestrålning från det radioaktiva molnet och inandning av radioaktiva ämnen gav ett relativt litet bidrag till den totala dosen.

26 5.1 Helkroppsmätningar - livsmedelsdoser För att följa människans allmänna strålmiljö och som ett led i SSI:s uppföljning av hur Tjernobylolyckan påverkar vår strålmiljö utförs vid SSI helkroppsmätningar på olika grupper. 1. Sedan 1959 har upprepade mätningar utförts på en grupp personer, kontrollgruppen, anställda vid SSI. Efter Tjernobylolyckan har 12 mätomgångar genomförts på gruppen som består av 36 personer. Mätfrekvensen kommer att minska något under de närmaste åren. Resultaten av dessa mätningar redovisas i bilaga 5, där det framgår att det årliga dosbidraget för individer bosatta i Stockholm var ungefär lika stort 1986-1987 som det var i mitten på 60-talet då aktiviteten i livsmedel härrörde från kärnvapensprängningar i atmosfären. Av figuren i bilaga 15 framgår också att dosbidraget från födoämnen nådde sin kulmen under hösten 1987 och är nu på väg nedåt. 2. Helkroppsmätningar utförs också på personer från ett område intill Gävle med högt nedfall. Denna grupp består av 12 lantbrukare och 12 andra personer från samma område. Fem mätomgångar har hittills genomförts på gruppen och ytterligare mätningar planeras för de närmaste åren. Som framgår av bilaga 16, där förändringen av cesiuminnehållet hos kontrollgruppen i Stockholm och gävlegruppen kan jämföras, är förändringen i tiden hos dessa grupper likartad medan nivåerna är något olika. 3. Helkroppsmätningar på ett slumpvis urval av?5h personer i åldern 1-75 år från hela landet genomfördes under mars och april 1987. I mätningarna deltog 218 personer och resultatet visade att individerna i befolkningen i genomsnitt innehåller ca 500 Bq Cs-137, vilket motsvarar ca 8 Bq/kg kroppsvikt. Den naturligt förekommande nukliden kalium-40 har också mätts och i genomsnitt innehåller människan ca 50 Bq/kg kroppsvikt av kalium-40. Några andra nuklider har inte kunnat påvisas.

27 Mätningarna och de erhållna resultaten finns närmare beskrivna i referens 15. Utifrån helkroppsmätningarna på det slumpvisa urvalet och kontrollgruppen vid SSI har stråldosen från cesium i livsmedel under det första året»fter Tjernobylolyckan beräknats. De preliminärt beräknade doserna finns redovisade i informationsbladet från SSI (bil. 17). Noggrannare beräkningar, vilka återges i tabellen nedan, visar att den genomsnittliga dosen under första året är något lägre. DOSBIDRAG (msv) FRÅN CESIUM-137 I LIVSMEDEL UNDER FÖRSTA ÅRET grupp icke drabbade län drabbade län hela Sverige män 0,018 0,057 0,024 kvinnor 0,015 0,046 0,020 barn 0,018 0,056 0,024 mkb 0,017 0,053 0,022 mkb«män, kvinnor och barn sett som en enda grupp Nu, ett år efter förra undersökningen återkommer 110 av dessa personer för en anhra helkropparna rninj?. Mä minkarna kommer bl a att visa om cesium-aktiviteten i allmänhet minskat på samma sätt som hos kontrollgruppen vid SSI. Stråldosen till Sveriges befolkning från cesium i livsmedel under andra året efter Tjernobylolyckan beräknas, med hittills utförda mätningar som grund, till ca 0,03 msv, vilket är något högre än under det första året.

28 Vid Umeå universitet har det utförts helkroppsmätningar av personer bosatta i norra Sverige (se referens 7). Undersökningen har sträckt sig över perioden juli-86 till oktober-87. Dessa personer har beroende på deras konsumtion av cesiumkontaminerad föda (främst renkött, älgkött och insjöfisk) delats in i fyra grupper. Personer med lågt intag placerades i grupp 1 och storkonsumenterna av cesiumkontaminerad mat placerades i grupp 4. Kurvor som visar hur koncentrationen av cesium-137 i kroppen varierar hos dessa fyra grupper återges i bilaga 18. Den kraftiga ökningen av aktivitetskoncentrationen som sker i februari-mars för grupp fyra tros bero på att personerna i gruppe'i har återgått till sina normala kostvanor och alltså inte längre håller igen på intaget av cesiumhaltig föda. När de sedan får mätresultatet drar de in på cesiumintaget och kurvan planar ut. Med dessa beräkningar som grund har dosekvivalenten beräknats (se bilaga 19). Resultatet är att inget av medelvärdena för dessa grupper överstiger 1 PISV under det första året efter olyckan, men det kan inte uteslutas att enskilda individer kan ha erhållit uppmot 2,5 msv. Slutligen, om dosbidraget slås ut över en femtioårsperiod, kommer ingen av dessa gruppers medelvärden att ligga över 1 tnsv/ar. Då har man ändå grundat beräkningarna på det pessimistiska antagandet att det tar 15 år innan halten cesium i födan (huvudsakligen i renkött) har sjunkit till hälften. Dvs den biologiska halveringstiden antas vara 15 år. På grund av ett ickestatistiskt urval är det svårt att utala sig om bur representativa resultaten är för Norrlandsregionerna. Helkroppsmätningar av 17 förskolebarn och vuxna från Västernorrland utfördes under december 1986. Dessa mätningar tillsammans med mätningar av barn till S5I:s kontrollgrupp skall vara underlag för en jämförelse mellan barn och vuxna av kroppsinnehåll, intag cesiumomsättning och stråldoser. I sambarbete med livsmedelsverket görs helkroppsmätningar av de personer som ingår i livsmedlesverkets dubbelportionsstudie (se kap. 2.2.9) för att klarlägga sambandet mellan intag och helkroppsinnehåll av cesium.

29 5.2 Totalt doshidrag härrörande frän Tjernobylnedfallet FOA har på uppdrag av SSI gjort beräkningar av förväntade individ- och kollektivdoser orsakade av Tjernobylolyckan (se referens 2 och 16). Dessa har uppskattats bl a med hjälp av ett stort antal mätningar av radionuklider i luften och på marken (se kap. 2). Individdos från markstrålning: Genomsnittlig individdos (effektiv dosekvivalent) från markstrålning härrörande från Tjernobylnedfallet. populations;torlek dosbidrag från externstrålning, msv törsta året femtioårsperiod Sverige (8,3*10 personer) 0,1 0,6 C,U,X,Y län (l,l*10 6 personer) 0,4 3 40 000 personer i C,X och Y län 1 10 500 personer i X län 3 25 Tabellen hämtad ur referens 16. Externstrålningen ger det största bidraget till den totala genomsnittliga individdosen.

30 Individdos frän inhalation: Inhalation av radioaktiva ämnen, främst jod, gav ett dosbidrag som låg i intervallet 1-20 usv. De högsta individuella inhalationsdoserna beräknades för Stockholmsregionen, men troligen var de ännu högre på Gotland där inga filter för mätning av luftaktiviteten fanns uppsatta. Individdos från cesium i livsmedel: F0A:s beräkningar visar på att konsumtion av livsmedel det första året gav ett genomsnittligt dosbidrag runt 0,07 msv, under förutsättning att livsmedel med ett aktivitetsinnehåll överstigande riktvärdet ej konsumerades. Personer med en hög konsumtion av de livsmedel som innehåller de högsta cesiumhalterna, (ren, insjöfisk m m) kan ha erhållit en stråldos från livsmedel i storlekordningen 10-50 msv, förutsatt att inga restriktioner vidtagits. En jämförelse av F0A:s beräknade medelvärden av den del av individdosen som härrör från internbestrålning och de uppmätta värden som ges vid SSI:s helkroppsmätningar visar att F0A:s beräknade värdena är ungefär tre gånger högre än de uppmätta. Orsaken till denna skillnad kan till största delen förklaras enligt (ref. 15). 1. Dosberäkningarna med helkroppsmätningarna som grund avser endast dosen under första året, medan dosen som bygger på livsmedelmätningar (F0A:s beräkningar) även inkluderar de första månaderna under det andra året eftersom det tar tid för de radioaktiva ämnena att utsöndras från kroppen. Denna effekt ger en ca 30 % för hög Hos vid dosberäkningar som grundar sig på livsmedelsmätningarna. 2. Vid F0A:s beräkningar har en uppehållstid för cesium i kroppen på 110 dagar använts, vilket är en överskattning för kvinnor och bairn som har en kortare uppehållstid. (Kvinnor har en uppehållstid på ungefär 70 dagar och barn omkring 40-60 dagar.)