Radon i vatten från bergborrade brunnar

SSI-rapport 95-18 SÉSÉH Statens strålskyddsinstitut Swedish Rjdijtion Protection Institute Postadress 17116 STOCKHOLM Gatuadress Karolinska sjukhuset Solna Telefon 08-729 71 00 Edvard Liden, Anders Linden, Lennart Andersson, Gustav Åkerblom, Thomas Åkesson Radon i vatten från bergborrade brunnar Resultat från en undersökning i Örebro kommun ISSN 0282-4434 Pris: 100 kronor VOL

ShSkl Statens strälskyddsinstitut BSIBK^I Swedish Radiation Protection Institute Titelblad /Title page Nummer/Number: 95-18 Datum / Date of Issue: 1995-09-11 Antal sidor / Number of pages: 75 ISSN: 0282-4434 Författare / Author: Edvard Liden (proj.ledare), Lennart Andersson,Yrkes- och miljömedicinska kliniken, Regionsjukhuset, Örebro Anders Linden, Svensk Geofysik AB, Falun Gustav Åkerblom,Statens strälskyddsinstitut, Stockholm Thomas Åkesson, Miljö- och hälsoskyddsförvaltningen, Örebro kommun Dokumentets titel / Title of the document: Radon i vatten från bergborrade brunnar Resultat från en undersökning i Örebro kommun Sammanfattning / Abstract: Se nästa sida: See below: Detta forsknings- och utvecklingsprojekt är finansierat av Miljökommissionen vid Örebro läns landsting, Örebro kommun och Statens strålskyddsinstitut, delfinansiering av projektets del H (SSI proj P 689.92) Nyckelord (valda av författaren) / Key words (chosen by the author): Radon i vatten, brunnar, uran, gammamätning, gammaloggning, radonavgång, stråldos, hälsoeffekter, radon avskiljare, radonavluftning, Örebro ^adon, ground water, well water, health effects, ingestion, emanation, aeration, water purification

Sammanfattning Under 1991 påträffades i Örebro kommun en bergborrad brunn vars vatten innehöll ca 20 000 Bq/1.1 syfte att ta fram lämpliga åtgärder för att sänka radonhalten i vatten, utreda hälsoeffekter och undersöka hur vanligt det är med radonhaltigt vatten, genomfördes ett samprojekt mellan Yrkes- och miljömedicinska kliniken. Regionsjukhuset i Örebro, Miljö- och hälsoskyddsförvaltningen i Örebro, Statens strålskyddsinstitut och Svensk Geofysik AB i Falun. I projektet del I har ingått geologiska och radiologiska undersökningar samt fältundersökningar av brunnar. Radonavgången vid olika vattenaktiviteter i ett hushåll har studerats ocli en medicinsk hälsoriskbedömning har utförts. I projektets del II har fem olika metoder för rening av radon från hushållsvatten prövats och värderats i fältmässiga försök. En sammanfattning av testerna presenteras i del Fl. Resultaten i del I pekar på att en viktig orsak till de förhöjda radonhalterna i vatten i det studerade området är uranmineraliseringar i sprickbildningar i berget. Geologiska kartor och kommunernas radonriskkartor förefaller inte kunna användas utan kompletteringar för att prognostisera områden där bergborrade brunnar med förhöjda halter av radon kan förväntas. En avsevärd avgång av radon från hushållsvatten till inomhusluften kan ske om radonhalterna i vattnet är förhöjda och olika vattenaktiviteter genomförs såsom duschning, maskintvättning och maskindiskning. Barn och i synnerhet små barn kan genom exponering för förhöjda halter av radon i dricksvatten vid direkt konsumtion eller indirekt vid inandning av radon som avgått från dricksvatten, utsättas för en extra stråldos som är undvikbar. Det synes vara en viktig uppgift för miljö- och hälsoskyddsförvaltningama att kartlägga de områden där bergbord'.' brunnar försörjer bostäder för permanent boende med dricksvatten. Summary In 1991, a drilled -,)r drilled bedrock well) containing water with a radon count of ca. 20,000 Bq/1 was < r JJ itered in the Municipality of Örebro insouthern Sweden. A study was implemented to cr> At p appropriate measures to decrease the radon content of water, investigate publk' r, ith risks and determine the prevalence of liigh-radon waters in Sweden. The project comv : J the expertise of several Swedish agencies and organizations: The Labor and Environme*. Medicine Clinic at Orebro's Regional Hospital, The Örebro Environmental Health and Prof v ton Agency, The Swedish Radiation Protection Institute in Stockholm, and The Swedish Gt~.?hysics Co. in Falun Between 1991-1: -4, various techniques were tested to reduce the concentration of radon in water. The effick cy of aerating high-radon drinking water was studied under field conditions using two modif * J aerators: in a well, in a pressure tank, and in a column of pellets. The efficiency varied worn 20-99%. A survey of radon in waters from 269 drilled wells was conducted in the Municipality of Örebro. In water from 78 wells, the mean concentration of radon was 1336 Bq/1. The emanation of radon during normal household activities was studied in a home supplied with water from a drilled well whose radon count was approximately 20,000 Bq/1. A geological investigation revealed the presence of thin uranium-loaded fissures in the bedrock (granite) surrounding the well. A review of the literature on health effects due to the exposure of radon in drinking water illustrated many inconsistencies, but indicated the importance of establishing a value limit for radon concentration in drinking water. Small children may be at particular risk.

Tillkännagivanden Detta projekt har finansierats av Miljökommissionen vid Örebro läns landsting, Örebro kommun och Statens Strålskyddsinstitut. Distriktsläkare Gunnar Carlsson, Skebäcks Vårdcentral och miljö- och hälsoskyddsinspektör Eva Ekelöf har båda genom sin uppmärksamhet och sitt engagemang möjliggjort att frågan om radon i vatten och dess hälsoeffekter blivit ett projekt. Bengt Johansson och Bert Brodéhn MHF, Örebro, har bistått med fältarbetet. Miljötoxikolog Björn Hellman vid Arbets- och miljömedicin, Akademiska sjukhuset, Uppsala, har varit behjälplig när det gäller referenser och toxikologisk bedömning av avsnittet "Bedömning av hälsoeffekter". Kontakter med Statens strålskyddsinstitut i tekniska frågor har skett genom Gun Astri Swedjemark. Ann-Charlotte Åkerblom, Statens strålskyddsinstitut, har redigerat rapporten. 11

Innehållsförteckning Sammanfattning Summary Tillkännagivanden DEL I GEOLOGI, MÄTNINGAR OCH BEDÖMNING AV HÄLSOEFFEKTER 1 1 Inledning 1 2 Bakgrund 2 3 Material och metod 3 3.1 Geologisk och radiologisk undersökning 3 3.2 Fältundersökningar av brunnar 3 3.2.1 Urval 3 3.2.2 Undersökningsmetod vid vattentäkt 3 3.3 Radonavgång vid olika vattenaktiviteter 4 3.3.1 Stickprovsmätningar i bostadshus på fastigheter i Hidingsta 4 3.3.2 Kontinuerlig radongasmätning vid olika vattenaktiviteter 6 3.4 Bedömning av hälsoeffekter 6 3.5 Åtgärder mot radon i vatten. Utveckling och testning av apparatur för luftning av hushållsvatten med förhöjda radonhalter 6 4 Resultat 7 4.1 Geologisk och radiologisk undersökning 7 4.1.1 Bakgrund 7 4.1.2 Berggrund och jordlager 7 4.1.3 Jordlagret 8 4.1.4 Radioaktiva ämnen i berg och jord 8 4.1.5 Uranförande sprickor 8 4.2 Fältundersökning av brunnar 12 4.2.1 Spårning med gammamätare 12 4.3 Radonavgång vid olika vattenaktiviteter 13 4.3.1 Stickprovsmätningar i bostadhus på fastigheter i Norrbyås församling 13 4.3.2 Kontinuerlig mätning av radongas vid olika vattenaktiviteter 13 4.4 Bedömning av hälsoeffekter 19 4.4.1 Studier av hälsoeffekter av exponering för radon i luft 19 Sidan 4.4.2 Hälsoeffekter av exponering för radon i vatten 20 4.4.2.1 Allmänt 20 4.4.2.2 Experimentella studier av hälsoeffekter vid exponering för radon i vatten 21 4.4.2.3 Skador på cellens arvsmassa av radon i vatten 23 i i iii ni

4.4.2.4 Ekologiska studier (korrelationsstudier) av radon i vatten. Kommentar 23 4.4.3 SUaldoser 24 4.4.3.1 Stråldoser av radon i vatten 24 4.4.3.2 Stråldoser av radium i vatten 25 4.4.4 Konsumtion av dricksvatten i olika åldrar 25 4.4.5 Hälsobedömning av radon i vatten i föreliggande undersökning 26 5 Diskussion 27 DEL II ÅTGÄRDER MOT RADON I VATTEN 33 6 Undersökta metoder 33 6.1 Luftning i brunn 33 6.2 Luftning i hydrofor 33 6.3 Utrustning Robomatic 33 6.4 Utrustning Clearadon 33 6.5 Kolonn 34 6.6 Omdöme 34 7 Borttagning av radon från vatten 34 7.1 Allmänt 34 7.2 Några data om radon 34 7.3 Metoder att minska radonhalten i vatten 35 7.3.1 Lagring 36 7.3.2 Adsorption 36 7.3.3 Luftning 36 7.4 Tidigare undersökningar 36 7.5 Testad utrustning 37 8 Vattenanalyser 37 8.1 Radonanalyser 37 8.1.1 Analysmetod och kalibrering 37 8.1.2 Jämförande analyser 38 8.2 Radiumanalyser 39 9 Försöksplatser 39 9.1 Geologi 39 9.2 Brunnen fastighet D 39 9.3 Brunnen fastighet E 40 9.3.1 Allmänt 40 9.3.2 Gammaloggning 41 IV

9.3.3 9.3.4 9.4 10 10.1 10.2 10.3 11 11.1 11.2 11.3 12 12.1 12.2 12.3 13 13.1 13.2 13.3 14 14.1 14.2 14.3 14.4 15 Vattenförbrukningen Vattenanalyser Allmän fhrcnlr^iipnrfällning Luftning i brunn Inledning Utförande och resultat Omdöme Luftning i hydofor Försöksutrustning Utförande och resultat Omdöme Utrustning Robomatic Försöksutrustning Utförande och resultat Omdöme Utrustning Clearadon Inledning Utförande och resultat Omdöme Kolonn Inledning Försöksutrustning Utförande och resultat Omdöme Inkoppling av reningsutrustning, fastighet E Ord- och begreppsförklaringar Referenser Bilagor: Bilaga 1 Bilaga 2 Bilaga 3 Information om radonmätning Fysikalisk-kemisk vattenanalys, fastighet E Sönderfallsserie för uran-238 41 41 42 43 43 43 44 44 44 45 46 46 46 46 48 49 49 49 51 51 51 51 52 52 53 54 59 66 69 70

DEL I GEOLOGI, MÄTNINGAR OCH BEDÖMNING AV HÄLSOEFFEKTER 1 Inledning När extremt höga halter av radon i vatten, ca 20 000 becquerel per liter vatten (Bq/1), påträffades i en enskild, bergborrad brunn utanför Örebro remitterades den på fastigheten boende familjen av sin distriktsläkare for medicinsk bedömning till Yrkes- och miljömedicinska kliniken, YMK, vid Regionsjukhuset i Örebro. Kliniken sökte då kontakt med Statens strålskyddsinstitut, SSI, för information om hälsoriskerna och råd om åtgärder för att sänka radonhalten i vattnet. Det visade sig då att institutet inte hade kunskap om någon metod som effektivt kunde minska radonhalten ner mot önskvärda 1000 Bq/1, av Socialstyrelsen, SoS, rekommenderad åtgärdsnivå för radon i hushållsvatten. Eftersom det fanns minderåriga barn i familjen rekommenderade SSI familjen att koka det dricksvatten som skulle användas av barnen. Vid kokningen avgår allt radon från vattnet. Rekommendationen gjordes i avvaktan på att effektiva permanenta åtgärder skulle kunna vidtas. Att koka vattnet kunde inte vara en långsiktig lösning på försörjningen av tjänligt vatten. Representanter från YMK. Miljö- och hälsoskyddsförvaltningen, MHF, och SSI samlades för att ge förslag till lämpliga åtgärder. Resultatet blev att det inte fanns någon åtgärd som var så utvecklad att den kunde rekommenderas. Det stod klart att ytterligare forskning och utveckling behövdes för att lösa problemet med åtgärder mot radon i vatten. För detta ändamål bildades projektet "Radon i vatten: mätningar, hälsoeffektbedömning och åtgärder". I projektgruppen ingick representanter för YMK, MHF och SSI. Till gruppen knöts konsultbolaget Svensk Geofysik AB. Medel för projektet beviljades av Miljökommissionen vid Örebro läns landsting, Örebro kommun och SSI. Kartläggning av radon i inomhusluften pågår i Örebro kommun liksom i andra kommuner sedan många år. I SSI-rapport 93-10 redovisas resultatet för Örebro län när det gäller mätning av radon nedbrutet på länets elva kommuner. I Örebro kommun har till och med 1992 mätningar av radon utförts i 2 050 småhus (9% av totalt 22 739) varav 519 hade en radongasnivå över 400 Bq/m J och 26 över 2 000 Bq/m\ För flerbostadshus gäller att 161 (0,4% av totalt 37 139) har varit föremål för radonmätning. I flerbostadshusen fanns 36 med en nivå över 400 Bq/m } och ingen över 2 000 Bq/m\ Enligt uppgifter från MHF, i Örebro stad (kommun) ansökte under 1993,20 personer om radonbidrag varav 19 beviljades. Antal ansökningar under 1994 var fram till maj månad 48 varav 46 beviljats. I identifierade högriskområden har en större andel av fastighetsägarna tagit kontakt med MHF eller aktivt uppsökts under s k radonkampanjer. När det däremot gäller radonhalter i dricksvatten från borrade brunnar i kommunen liksom i riket i övrigt, är kunskapen mer bristfällig. De frågeställningar som avsågs att bli belysta i projektet "Radon i vatten: mätningar, hälsoeffektbedömning och åtgärder", var: Vilka möjligheter finns det för att geologiskt och radiologiskt avgränsa de områden som kan innebära risk för höga radonhalter i vatten? Vilka radongashalter kan uppstå i bostadens inomhusluft vid olika vattenaktiviteter? Vilken hälsorisk kan de uppmätta radonnivåerna anses utgöra för de exponerade? Vilken tillgänglig

apparatur var efter relevanta tekniska modifiering möjlig att använda för att avlufta radongasen från hushållsvattnet? 2 Bakgrund Efter samråd med SSI gav Socialstyrelsen 1984 ut nu gällande rekommendationer avseende radon i grundvatten (SoS 1984). Rekommendationerna grundas på hälsorisker för inandning av radon när det avgår från vatten och hanteras inomhus. Underförutsättningav en luftväxling av 0,5/tim ocb en jämviktsfaktor F=O,S bestämdes konverteringsfaktom 1 000 Bq radon/l vatten per 100 Bq radondöttrar/m 1 luft Rekommendationer utformades så att vid radonhalter i hushållsvanen om 1000 Bq/1 eller högre så borde halten minskas men för intervallet 100-1 000 Bq/1 ansågs det lämpligt att göra ett ställningstagande till eventuella åtgärder från fall till fall. För radonhalter under 100 Bq/1 ansågs åtgärder ej vara nödvändiga att vidtaga. Gränsvärdet för radongashalten i utomhusluften har 1990 minskats från ett värde som motsvarar 800 Bq/m 3 till 400 Bq/ m 5 (SoS 1990). Radonhalterna i grävda brunnar är i allmänhet klart lägre än motsvarande halter i bergborrade, brunnar. I SSI-rapporten 88-11 redovisas en fördelning av dricksvattentäkter, baserat på Vatten- och avloppsföreningens statistik för år 198S (Kulich et al, SSI-rapport 88-11). Av dåvarande skattning av antal konsumenter av vatten i landet, framgår att av totalt 8 3S9 000 vattenkonsumenter fick 7 209 000 (86%) sitt dricksvatten från allmänna vattenverk. Takterna till de allmänna vattenverken fördelas på ytvatten, 3 821 000 konsumenter motsvarande 46% av totalantalet, och grundvatten, 3 388 000 konsumenter motsvarande 41%, av totalantalet vattenkonsumenter. Antal konsumenter. c om fick vatten från privata brunnar var 1 150 000 motsvarande 14% av totalantalet vattenkonsumenter. Skattningar av andelen konsumenter som får vatten från bergborrade brunnar är viktig eftersom det är denna grupp som i genomsnitt får den högsta exponeringen av radon i vatten samt radontillskott från vatten till luft. I samma rapport (SSI-rapport 88-11) redovisas en undersökning av hushållsvatten från grundvattentäkter från alla stora vattenverk (större än 0,2 milj m J vatten/år) och ett slumpurval av små vattenverk (mindre än 0,2 milj m 3 vatten/år) samt ett slumpurval omfattande 499 enskilda bergborrade brunnar. Provtagningen härrör från tiden 1977-1985. Resultaten från undersökningen pekar på att åtminstone ett ston och 180 små vattenverk samt 78 000 bergborrade brunnar i Sverige hade radonhalter i ett intervall där man bör överväga att minska halten. Om resultatet från undersökningen kan anses vara giltigt för hela Svenge skulle cirka 3,9% (7 800 st) enskilda bergborrade brunnar ha halter över 1 000 Bq/1 vatten. Man utgår då från ett antagande om en lognormal fördelning. De hydrogeologiska länskarteringar som utförs av Sveriges geologiska undersökning, SGU, har i en del fall även inkluderat radonmätningar i brunnar. Kartering har visat på att andelen brunnar med radonhalter över 1 000 Bq/1 är cirka 10%, vilket är en något högre skattning än den redovisad i SSI-rapporten. Radonhalter högre än 500 BqA förekommer i stort sett bara i bergborrade brunnar. Beräkningar har givit vid handen att det finns cirka 200 000 privata bergborrade brunnar för permanent bruk i riket. Cirka 5 000 nya bergborrade hamnar tillkommer varje år. Av totalt 200 000 bergborrade brunnar beräknas 8 000 brunnar ha radonhalter högre än 1 000 Bq/1 och cirka 20-30 000 mer än 500 Bq/1 (Åkerblom 1994). Livsmedelsverket har i juni 1995 föreslagit att följande gränsvärden införs i Dricksvattenkungörelsen:

100 Bq/l, utgående vatten från vattenverk. Tjänligt med hälsomässig anmärkning. Tillämpas för vatten med A-krav, (allt dricksvatten från allmänna vattenverk, liksom från enskilda anläggningar där tillsynsmyndigheten förordnat om tillsyn enligt 17 i dricksvattenkungörelsen och bestämt att A-krav skall gälla). 500 Bq/l, vid tappställen. Tjänligt med hälsomässig anmärkning. 1000 BqA, alla vattentyper. Otjänligt. Beslut om gränsvärden beräknas tas under hösten 1995. Inför förslaget om gränsvärden har SLV gjort en konsekvensutredning som sänts på remiss (Livsmedelsverket 1995). De föreslagna gränsvärdena är framtagna i samråd med SoS och SSL SoS överväger att i en ny omarbetad version av "Allmänna råd om radon" ta med rekommendationer om radon i hushållsvatten. Ett nytt underlag finns även från SSI för beräkning av den effektiva dosen för både intag och inhalation av radon (Statens strålskyddsinstitut 1994). 3 Material och metod 3.1 Geologisk och radiologisk undersökning På ett tidigt skede av projektet beslöts att kontroll och provtagning av brunnar skulle göras inom två områden i Örebro kommun med likartade geologiskaförutsättningarsom de vid Hidingsta, Norrbyås församling, och Nor.-a Villtungla där radonrikt brunnsvatten påträffats. Avgränsning av dessa områden utfördes med hjälp av tillgängliga geologiska kartor och resultat från SGUs mätningar från luften och på markens av berggrundens och jordlagrets radioaktivtet. I karta 3.1 redovisas utbredningen av områdena och berggrundsgeologin. De undersökta områdena omfattar ett större berggrundsområde på cirka 250 km 2 som sträcker sig från Stora Mellösa i öster till Vintrosi i väst och är cirka 10 km brett samt ett mindre område, ca 70 km 2 sträckande sig från Villtungla vid länsgränsen till några km väster om Karlsbygget och cirka 3-6 km brett. Den geologiska undersökningen omfattade en översiktlig geologisk besiktning, mätning av gammastrålningen samt bestämning av berggrundens uran-, radium- och toriuminnehåll med hjälp av bärbar gammaspektrometer. 3.2 Fältundersökningar av brunnar 3.2.1 Urval Vid SGUs brunnsarkiv finns för de utvalda områdena uppgifter om ca 260 borrade brunnar. Genom fältarbete utfört av miljö- och hälsoskyddsinspektörer från kommunen kompkuerades SGUs uppgifter. Antalet borrade brunnar uppskattades därefter till 350-400. Målet var att välja ut minst 50 brunnar varav 20 i Hidingsla, 10 i Villtungla och 20 slumpvis inom ett större område utanför det primära studieområdet men inom Örebro kommun. Urvalet av brunnarna utfördes så att en jämn geografisk spridning åstadkoms medförtätningarkring Hidingsta och Villtungla. Fastighetsägarna kontaktades per brev om projektet och tillfrågades om typ av vattentäkt på fastigheten. På så sätt eller vid dörrknackning erhölls kontakt med boende på 269 fastigheter med borrad brunn i hela studieområdet. Vid ett fåtal fastigheter nekades personal från MHF tillträde. 3.2.2 Undersökningsmetod vid vattentäkt Efter kontakt med fastighetsägaren besöktes brunnarna för kontroll av radonhalten. Vatten som innehåller radon avger gammastrålning när radonets dotternuklider (radondöttrarna) sönderfaller (Bilaga 3). Detta förhållande kan utnyttjas för att kontrollera om vattnet innehåller radon. Därvid uppmäts den maximala gammastrålningen från vattnet och luften i

hydroforcisternen/hydropressen med en gammamätare som hålls direkt mot cisternen. Bakgrundsstrålningen i det utrymme där hydroforen/hydropressen är placerad mäts och subtraheras, figur 3.1. Ett vattenprov togs for analys av radonhalten vid en gammastrålning av ca 0,03 usv/h (mikrosievert per timme, motsvarar 3 mikroröntgen per timme, ur/h) utöver bakgrundsstrålningen. Vid provtagningen fick vattnet först rinna 5-10 minuter, från en tappkran, varefter provtagningskärlet en glasflaska (200 ml) med gastätt lock fylldes. Vattenproverna sändes per post till Svensk Geofysik AB i Falun för analys (mätning med modifierad Lucascell). För kontroll av urvalsmetoden togs vattenprov även vid fyra vattentäkter som ej visade någon förhöjd gammastrålning från hydrofor/hydropress. Inventeringsbesöken tog ca 20 min per fastighet. Figur 3.1. Mätning med gammamätare för kontroll av radonhalten i vattnet i hydroforcisternen. 3.3 3.3.1 Radonavgång vid olika vattenaktiviteter Stickprovsmätningar i bostadshus på fastigheter i Hidingsta För att undersöka vilken eventuell påverkan radon i vatten har på halten av radon i inomliusluften i bostaden har stickprovsmätningar genomförts i 20 av de fastigheter (35 tillfrågades) i Hidingsta. Radon i inomhusluften mättes med elektretmetoden, Electret, enligt SSIs metodbeskrivning (SSI metod nr 9,90 11 15, ersatt med SSI metod nr 3,94 09 20). Mätdosorna placeradt * i två rum, vanligen i sovrum och vardagsrum/allrum. Utöver dessa matplatser har en mätdosa placerats i köket, totalt tic mätpunkter per undersökt bostad. Mätningen utfördes under mars 1993 och mättiden var en vecka. De boende har också besvarat en särskild enkät

YNGRE LAGRADE BERGARTER I 7IHI n.ii URBERG ( > 700 miltoner år) Kana 3.1, Bcrggrundsgcologisk karta över Örebro kommun med angränsande områden. Undersökningen av de borrade brunnarnas radonhalt har koncentrerats till de markerade områdena. Kartan utgör utdrag frän Berggrundskarta över Örebro län utgiven 1988 av Bergslagens mineraljakt/svcrigcs geologiska undersökning.

och ett schema för beskrivning av hushållets vattenaktiviteter med frågor om disk- och tvättmaskin och om dessa används dagligen eller mer sporadiskt. Vidare ställdes frågor om dusch/bad samt hur många personer, vuxna respektive barn, som bor på fastigheter Maga 1. 3.3.2 Kontinuerlig radongasmätning vid olika vattenaktiviteter I bostadshuset beläget på den fastighet utanför Örebro där de högst uppmätta radonhalterna i vatten uppmätts (fastighet E), utfördes under två begränsade tidsperioder kontinuerliga mätningar, enligt ett särskilt protokoll för de olika vattenaktiviteter som förekom i hushållet. Under båda mätperioderna har de boende pä fastigheten fört loggbok och angivit när olika aktivheter inträffat. Mätningarna utfördes i kök och dusch med ett direktvisande radongasinstrument, ATMOS 10, för att studera hur olika "vattenaktiviteter" i hushållsarbetet påverkar radonkoncentrationen i inomhusluften. Mättiden på respektive plats i bostaden varierade mellan 25,6 tim och 53,6 tim. Första mätningen genomfördes februari 1992, då inga arbeten påbörjats med vattenreningen. När den slutliga utrustningen, Robomatic med tillhörande kringutrustning var monterad, utfördes en förnyad mätning, april 1993. Matplatserna var desamma som vid föi-sta omgången. 3.4 Bedömning av hälsoeffekter Det är sannolikt inte möjligt att med epidemiologisk teknik kunna påvisa en förhöjd risk för en relativt ovanlig (cancersjukdom bland de boende i det aktuella studieområdet Ett så pass litet område med dess begränsade population genererar för få fall för att en ökning av antalet inträffade fall över en given tidsperiod skall kunna upptäckas. Den låga incidensen (antal fall över en given tidsperiod) i diagnosen lungcancer, samt det faktum att lungcancer förutsätter en lång latenstid medför således att antalet möjliga fall är mycket litet och det statistiska underlaget är därför alltför begränsat. Lungcancerincidensen för Örebro län och kommun avsågs ändå att studeras och jämföras med riket i övrigt. En kortare litteraturs>ammanställning om hälsoeffekter med avseende på radon i vatten utfördes. En av rapportförfattarna, Edvard Liden (projektledare), utförde på uppdrag av SoS en litteraturgenomgång av de hälsoeffekter som kan förväntas vid exponering för radon i vatten. Utredningen var avslutad 1995-01-15 (Liden E, Hellman B. Kunskapssammanställning och värdering av hälsoeffekter av exponering för radon i dricksvatten. YMK 1995). 3.5 Åtgärder mot radon i vatten. Utveckling och testning av apparatur för luftning av hushållsvatten med förhöjda radonhalter Ett huvudsyfte med projektet var att hjälpa familjen på fastigheten E med att reducera radonhalten i hushållsvattnet till så låg nivå att radonet inte längre skulle utgöra en förhöjd cancerrisk. Det gällde att hitta en lämplig metod och utrustning för att bli av med radonet. Denna del av projektet inleddes med en genomgång av aktuell litteratur och kontakter med potentiella tillverkare av utrustning. Skriftlig information om utrustning för åtgärder mot radon i vatten finns främst i amerikansk litteratur. I USA har åtgärder mot radon och radium i vatten utförts i relativt stor skala. Dessa metoder har inte tidigare kommit till utförande i vårt land. I början av 80-talet gjordes vid Chalmers Tekniska Högskola på SSIs uppdrag en studie av metoder och utrustningar som kunde vara aktuella (Hedberg et al 1982). De testade metoderna hade måttlig effekt på radonhalten och har med undantag för några få fall inte kommit till användning. I några fall då installationer har gjorts har olika konstruktioner monterats ihop av standarddetaljer. Dessa konstruktioner och deras effekt på radonhalten är inte dokumenterade.

Efter genomgången av metoder och utrustningar valdes följande metoder och utrustningar för testning: Clearradon (amerikansk utrustning, modifierad för svensk standard och regler) Robomatic 200 (svensk utrustning, modifierad) Luftning i hydrofor Luftning i brunn Kolonn (endast delvis testad). Försöksuppställning och resultat redovisas i del II 4 Resultat 4.1 Geologisk och radiologisk undersökning 4.1.1 Bakgrund Inom det område i Hidingsta där brunnar med radonrikt vatten påträffats, utgörs berggrunden av prekambriskt urberg med vulkaniter, sedimentgnejser och graniter. Dessa bergarter genomsätts relativt rikligt av pegmatitgångar. Samma typer av bergarter som vid Hidingsta finns även vid Norra Villtungla. Där hade 198S vid provtagning inom SSIs projekt för undersökning av radonhalter i hushållsvatten, påträffats tre brunnar med förhöjda radonhalter varav två ävec hade förhöjda radiumhalter. Vid den fortsatta spåmingen inom Örebro kommun efter brunnar med radonrikt vatten konstaterades snart att dessa främst är lokaliserade till samma typ av berggrund som vid Hidingsta och Villtungla. Det fortsatta spårningsarbetet inriktades därför till områden med denna typ av berggrund. Urberg av den aktuella typen förekommer inom Örebro kommun i ett östligt och ett västligt område, bägge belägna i södra delen av kommunen och bägge med öst-västlig utsträckning. Det ena sträcker sig från Stora Mellösa till Vintrosa, det andra från Läppe till öster om Sköllersta. Områdenas gränser framgår av den geologiska kartan, karta 3.1. Inom Örebro kommun har tidigare genomförts undersökningar av radon och radium i vatten av SSI och kommunen. SSIs undersökning våren del i en landsomfattande stickprovsundersökning av radon och radium i enskilda brunnar. I SSIs undersökning har analyser gjorts på vatten från 9 brunnar inom kommunen (Kulich, et al 1988). Två av dessa hade halter mellan 1 300 till 1 600 Bq/1 varav den ena var den tidigare omnämnda brunnen i Villtungla. Resten hade halter under 160 Bq/1. Örebro kommuns undersökning utfördes 1981. Därvid kontrollerades 21 brunnar varav 18 inom områden med alunskiffer i berggrunden och 3 i urberg. Av dessa var 10 borrade brunnar. Av de brunnar som är belägna inom områden med alunskiffer hade 17 halter under 50 Bq/1, en 188 Bq/1. De brunnar, som var borrade i urberg, hade halter mellan 100 och 450 Bq/1. Dessa resultat tyder på att brunnar som tar sitt vatten från områden med den uranrika alunskiffem inte har förhöjda radonhalter. Detta förhållande styrks även av resultatet från de analyser som SSI 1979 utförde på vatten från 18 brunnar belägna kring Kvarntorp. Av dessa hade 17 lägre halter än 70 Bq/1.1 en av brunnarna var halten 3 380 Bq/1. Denna brunn är borrad ner i graniten under sandstensakviferen. 4.1.2 Berggrund och jordlager De aktuella urbergsområdena utgör frilagda delar av ett peneplan som utbildats före kambrium, för ca 600 miljoner år sedan. Det västra området omges helt?.v och det östra gränsar i

norr till sedimentära kambriska-ordoviciska bergarter; sandsten med eller utan överlagrande lerskiffer, alunskiffer och kalksten. Dessa lagrade bergarter ligger horisontellt på urbergspeneplanet. I princip utgör de aktuella urbergsområdena fönster i den kambriska-ordoviciska lagerserien. Sannolikt har större delen av dessa urbergsområden frilagts från överliggande sedimentära bergarter under den senaste istiden. Uppbyggnaden av berggrunden framgår översiktligt av den geologiska karta som redovisas i karta 3.1. Denna karta utgör en stark förenkling av verkligheten. Äldsta bergarter är sura till intermediära vulkaniter och omvandlade sedimentära bergarter samt granit som trängt in (intruderat) i dessa. Dessa äldsta bergarter har utsatts för betydande tektonisk och kemisk omvandling (metamorfos) varvid berggrunden veckats och förgnejsats. Dessa bergartsled har nu en utpräglad öst-västlig strykning. I ett senare skede inträngde ånyo graniter i den äldre berggrunden. Därvid omvandlades de äldre bergarterna varvid förutom gnejser bildades migmatiter och förgrovade pegmatitiska sliror och långsträckta omvandlingszoner som är parallella med gnejsernas strykning. Gångar av pegmatit och granit genomsätter berggrunden. Ofta förekommer gångarna i svärmar. Sammanfattande utgörs urberget av en ofta snabbt växlande mix av vulkaniter, sedimentgnejser, graniter och pegmatiter. I denna mix förekommer såväl relativt opåverkade vulkaniter och sedimentära bergarter, som sådana i alla övergångsformer till granit och pegmatit. För mer ingående beskrivning av geologin hänvisas till de geologiska kartblad som berör Örebro kommun (SGU serie Af 101-104, serie Ae 5-8 samt serie Ag 1-4). 4.1.3 Jordlagret Jordlagret inom de aktuella områdena är genomgående rätt tunt, 1-4 m, utom i nederoderade sprickzoner. Talrika små hällområden genombryter jordtäcket. Inom det västra området utgörs jordlagret till största delen av lera och morän. Leran överlagrar moränen eller är avlagrad direkt på bergytan. I det östra området dominerar morän. Stora delar av detta områdes jordtäcke utgörs även av silt och svallad sand eller grus. 4.1.4 Radioaktiva ämnen i berg och jord Såväl berggrundens som jordlagrets halter av uran och torium är genomgående låga till normala. De lokaler med förhöjd strålning som framkom vid de flygmätningar som utfördes över området av Sveriges geologiska undersökning 1968 (kartblad 10F Örebro SO) och 1979 (kartblad 10F Örebro SV) har vid markkontroll visat sig vara orsakade av vägfyllningar i vilka ingår alunskiffer. Något samband mellan alunskiffer och brunnar Tied förhöjda radon- och radiumhalter finns ej. I samband med den geologiska fältkontrollen av de aktuella områdena och vid urvalet av brunnar för kontroll av radonhalter har regelbundet utförts mätningar med gammamätare. Gammastrålningen från berggrunden är låg till normal för svenska förhållanden. Den är för vulkaniter och sedimentgnejser 0,08-0,15 \isv/h (mikrosievert per timme) och från gnejsgraniter och yngre graniter 0,15-0,20 usv/h. På 11 platser har mätningar utförts med gammaspektrometer. Vid dessa platser förekommer lokalt förhöjd gammastrålning i anslutning till brunnar med höga radonhalter. Spektrometermätningarna har gjorts i syfte att ta reda på om det är uran eller torium som är orsak till den förhöjda gammastrålningen. Mätningarna redovisas i tabell 4.1. 4.1.5 Uranförande sprickor Normalt förekommer vatten med förhöjda halter av radon och radium i samband med brunnar som är borrade i uranrik berggrund, eller åtminstone i berg med förhöjda halter av uran. Våra undersökningar visade, att det inte förhåller sig så för de brunnar med radonrikt vatten, som

Tabell 4.1 Gammaspektrometermätningar utförda i syfte att kontrollera orsak till påträffad förhöjd gammastrålning. För samtliga matplatser utom den första gäller att strålningen samt uran- och toriumhalterna avviker från normala förhållanden. För jämförelse finns normala och förhöjda halter angivna från andra matplatser. Uppm Thppm K% HSv/h Hidingsta, fastighet E, berghäll med bakgrundsstrålning. Gnejs 9 13 2,0 0,15 Hidingsta, fastighet E, pegmatit, aktiv fläck 34 53 1,3 0,4 Hidingsta, fastighet E, d:o 74 28 5,0 0,6 Hidingsta, fastighet E, pegmatit, mineralisering längs tunn spricka l) 123 47 1.9 0,95 N Hidingsta, gnejsgranit med uranförande spricka l} 17 28 4,0 0,26 N Hidingsta, uranförande spricka (figur 4.l) l) 22 46 4,5 0,37 N Villtungla, breccia vid brunnen 2 ' 39 10 4,2 0,34 N Villtungla, breccia vid brunnen 72 13 3,6 0,54 1 km VNV Råberga, gnejs 13 99 4.1 0,42 Råberga, gnejsgranit 60 23 4,4 0,50 Rävgräva, gnejsgranit 31 1 4,6 0,27 Normal sedimentgnejs i Sverige 3) 1,5-4 5-20 2-4 0,08-0,15 Normal granit i Sverige 4) 2-8 5-20 2-5 0,08-0,20 Uranrik granit i Lysekil 4) 20 50 4,5 0,30 Kalksten 3) 1,5-2 0,5-10 0,1-0,5 0,01-0,05 Alunskiffer i Fjugesta, Örebro län 4) 150-300 8-12 ca 3 0,8-1,6 " Mätning på tunn mineraliserad spricka. Mätgeometrin är sådan att de uppmätta halterna inte är representativa för uranhaltema i sprickfyllnadsmaterialet. 2) Mätning på uranmineraliserad breccia. Mätgeometrin är sådan att de uppmätta halterna inte är representativa för de uranförande mineralen. 3) Uppgifter från Markradon. Byggforskningsrådet, BFR, rapport R85: 1985. 4) Uppgifter från Markens inverkan på radonhalt och gammastrålning inomhus. BFR, rapport R9: 1983, reviderad upplaga 1990.

påträffats inom studien. Vi var i böljan frågande inför vad som orsakar de höga radonhalterna i brunnsvattnet till dess att vi träffade på sprickor med fyllning av svarta radioaktiva mineral i en del bergblottningar. Sprickorna är från ett par mm till ett par cm tjocka och är vanligen brantstående och orienterade i öst-västlig riktning. Figur 4.1 visar gammamatning över en sådan spricka. Mätningar med gammaspektrometer på sprickorna visar att den förhöjda gammastrålningen främst beror på uran som ingår i sprickfyllnadsmaterialet. För att kontrollera om uranmineraliserade sprickor även förekommer i det berg som borrhålet vid fastighet E i Hidingsta genomsätter, mättes gammastrålningen i borrhålet med en s k gammalogg som nedsänktes i hålet. Resultatet visar att borrhålet genomkorsar 16 uranfyllda sprickor, figur 4.2. Det säger sig självt att radonhalten och även radiumhalten i vattnet kan bli hög om vattnet tas frän sprickor som är uranmineraliserade. I sprickorna avgår radonet direkt frän det radium som finns pa sprickytorna. Figur 4.3 åskådliggör förloppet och förklarar varför radonhalten i sprickvattnet kan bli betydligt högre än vad den är i omgivande berggrund (Åkerblom et al 1988). Det borrhål i Norra Villtungla som har de högsta halterna av radon och radium är borrat i en krosszon fylld av kvarts (kvartsbreccia). Denna zon utgör en av de större förkastningarna i Örebroområdet. Den kvartsfyllda krosszonen är vid Villtungla 10-50 meter bred och har en NV-SO-lig sträckning. Kvartsen är relativt kraftigt uppkrossad och sedan sammanläkt. Figur 4.1. Mätning av gammastrålning från spricka med uranmineralisering vid Hidingsta 10

Normalt är gammastrålningen över kiosbzonen 0,15-0,20 usv/h. I området vid byn Norra Villtungla finns i kvartsen svarta skiktade svagt radioaktiva mineral som utfyller sprickor och håligheter. Gammastrålningen vid dessa är 0,3-1,5 usv/h. Mätningar med gammaspektrometer visar att strålningen från dessa mörka mineral till stor del orsakas av uran/radium. Även om uranförande sprickor inte har kunnat iakttas i hällar vid de flesta av de brunnar som har förhöjda radonhalter är det sannolikt att orsaken till de fö» höjda radonhalterna är sådana sprickor. En anledning till att vi inte påträffat sprickorna kan bero på att blottad berggrund saknas i området. Dessutom utgör sprick- och krosszonema de svagheter i berget där landisens nedbrytande verkan varit som störst. Dessa områden bildar nu jordfyllda sänkor och fördjupningar i terrängen. Zonerna för rikligt med grundvatten. I projektet har inte ingått att bestämma vilka mineral som utgör sprickfyllnaderna. Sannolikt består fyllningen av klorit. Det är vanligt att i vatten löst uran utfalls där klorit förekommer. Kloritfyllda sprickor vid ytan av prekambriskt av urberg påträffas i Sverige, bl a längs "fjällranden". Där förekommer de liksom vid Hidingsta inom områden som varit täckta av underkambriska sedimentbergarter och där landisen under den senaste istiden blottlagt det underliggande urberget. Troligen har, i samband med vittringen av urbergsytan innan den täcktes med sediment, uran från grundvattnet utfällt; på lermineral i sprickor. Det är troligt att samma problem med radonhaltigt brunnsvatten från berggrund med i övrigt låga uranhalter, kan förekomma inom de andra delar av Örebro kommun, som under den sista istiden blottlagts från sitt täcke av sedimentbergarter. Samma sak bör även gälla för andra delar av Sverige där de geologiska förhållandena är likartade. Sådana områden finns inom andra delar av Närke samt inom områden i Västergötland, Östergötland, östra Småland, Skåne, Dalarna, Härjedalen, Jämtland, Västerbotten och Norrbotten. Om markyta Figur 4.2.Resultat från mätning av gammastrålning i borrad brunn vid Hidingsta. Kurvan visar gammastrålningens variation. Vid varje passerad uranförande spricka erhålls en topp. Vid 30 meters djup ökar strålningen på grund av radon i det vatten som finns i borrhålet. 53 m 0 (jsv/h 5,0 11

Läkning av»uoch^u Granit med uranhiten 10 ppm U (motsvarar en radiumhalt av 120 Bq/kg Koncentration av radon f^rn) i berget 100 000 Bq/m 1 berg Utfällning av Th och ""Ha (rån vattnet till sprickytorna Avgång av Koncentration av radon i vattnet 5 milj Bq/m' Figur 4.3. Principen för bildning av radon i vatten i en spricka i berggrunden. Uranet lakas från det omgivande berget. När det lakade uranet sönderfaller till torium-234 och radium-226 utfälls dessa svårlösliga ämnen och avsätts på sprickans ytor. Från radium i beläggningen avgår radon direkt till vattnet i sprickan. Därigenom kan radonhalten i vattnet bli många gånger högre än i det omgivande berget. (Från Åkerblom, Pettersson, Rosén, 1988.) 4.2 4.2.1 Fältundersökning av brunnar Spårning med gammamätare 269 fastigheter i studieområdet har besökts. Detta motsvarar ca 67 % av de skattade totalantalet borrade brunnar (400) i området. Vattenanläggningar för 260 brunnar har undersökts med gammamätning. Från 9 brunnar har endast vattenprover tagits. Totalt har vattenprover tagits från 78 fastigheter (9 + 69) och av dem har 69 brunnar genomgått både gammamätning och vattenanalys. Medelvärdet för radon i vatten för samtliga 78 undersökta brunnar är 1 336 Bq/1 (sd 2 056, median 795). I karta 4.1. hela provtagningsområdet, och karta 4.2. provtagningsområdet sydost Örebro, redovisas resultatet från alla brunnarna med hjälp av GIS-teknik (Geografiskt Informations System) i digitaliserade kartor. Alla brunnar finns inlagda enligt rikets allmänna koordinatsystem. För att öka läsbarheten har materialet delats in i sex olika grupper med olika grafiska symboler. Vid en plottning av de 69 fastigheters 5-värde (gammastrålning för hydrofor minus bakgrund) mot vattnets radongasinnehåll i Bq/1 vatten antyds ett linjärt samband. Linjens ekvation är y=67,4x + 189,5 r=0,93, figur 4.4. Vid 500 Bq/1 motsvarar detta en delta ökning på 5 ur/h. 12

Bq/1 5000 y = 67,5x + 189,5 r = 0,93 n=69 ^-$ 4000 X x 3000 X fs^ 2000 X X X^x 1000- ol X I ' 1 I > I 1 1 1 0 10 20 30 40 50 60 70 80 jir/h [ur/h(hydrofor) - (ir/h (bakgrund)] Figur 4.4. Plottning av delta ur/h mot Bq/1. Omräkning, 100 ur/h = 1 usv/h. 4.3 4.3.1 Radonavgång vid olika vattenaktiviteter Stickprovsmätningar i bostadhus på fastigheter i Norrbyås församling Av de 20 bostadshusen där mätningar utfördes hade 11 st självdrags ventilation (S), 5 mekanisk fråaluft (F) och 4 mekanisk till/frånluft (FT). Materialet har delats in enligt dessa tre grupper och i tabell 4.2 redovisas gruppmedelvärdet för sovrum/vardagsrum, kök och radon i vatten samt min-max värdet. Tabell 4.2. Sammanställning av radon i inomhusluft och vattenanalyser, uppdelat på olika ventilationstyper. Ventila- Antal Sov/vardagsrum Min-max Kök Min-max tion (n) (Bq/m 3 ) (Bq/m 3 ) (Bq/m 3 ) (Bq/m 3 ) Bq/1 Min-max sf F/T 11 5 4 144 108 65 51-278 34-206 41-83 139 105 71 48-287 47-183 53-90 1178 840 823 340-3630 550-1200 470-1310 Materialet är för litet för att medge långtgående slutsater om hur stor andel av radonet som avgår från hushålls v ätten till inomhusluften. Skillnaden mellan grupperna är ej statistiskt signifikant. Resultatet visar att i gruppen med självdrag S, är medelvärdet för radon i vatten 1 178 Bq/1 och denna grupp har även de högsta luftvärdena. I de hus som har mekanisk tilloch frånluftsventilation F/T, uppmättes lägre lufthalter men här var medelvärdet från vattnet lägre än för självdragshusen. 4.3.2 Kontinuerlig mätning av radongas vid olika vattenaktiviteter Här redovisas resultaten av radonmätningarna utförda i ett av de bostadshus som ingått i undersökningen. Före respektive efter åtgärd syftar på installationen av en i projektet testad radonavluftare, Robomatic. Mätomgång 1: före åtgärd, kök 12 februari kl 9.20 till 14 februari kl 15.00 1992, duschrum 14 februari 1992 kl 15.20 till 16 februari 1992 kl 12.00. 13

Karta över hela provtagnings området Radon >5000 A 1000 500 100 * < 100 gamma U.i\r 1 cm Bq/I 5000 1000 500 mätning 4000 ni V-i A-A,, Karta 4.1. Resultat från prov på radon i vatten, hela provtagningsområdet (digitaliserad karta). H Medgivande LMV 1993 ur GSD MP934b33

Karta över provtagnings området sydost Örebro '"V VA il Radon Bq/I >5000 /> 1000 5000 500 1000 100-500 * < 100 gamma mätning O O 9 U»..ili : 1 i:m 10O0 i TI i' O O oo o Karta 4.2. Resultat från prov på radon i vatten, provtagningsområdet sydost Örebro (digitaliserad karta). Medgiv/ande LM V 1993 ur GSD MP934!J3:3

Mätomgång 2: efter åtgärd, kök 11 april kl 7.50 till 12 april kl 8.30 1993, duschrum 9 april kl 18.10 till 11 april kl 7.30. I figur 4.5 redovisas matplats kök och i figur 4.6 matplats duschrum, nb. Båda mätomgångama finns inlagda i respektive figur så att det är möjligt att jämföra lufthalten före respektive efter installation av radonavluftaren. Även om det är svårt att i detalj påvisa hur radonhalten i den nu aktuella bostaden påverkas när man använt vatten så visar figur 4.6. dusch, att höga nivåer har uppmätts före installationen av Robomatic. Efter åtgärd är nivåerna betydligt lägre. Familjen har fört en loggbok där de angivit klockslag samt hur lång tid de olika vattenaktiviteter har tagit. I figurer 4.7.4.8 och 4.9 har vissa tidavsnitt förstorats samt de olika aktiviteterna markerats i tid. När det gäller duschning har vi antagit tiden till 10 min. Medelvärde eller annan integrering över tid har ej beräknats. Mätvärdena presenteras såsom de har lagrats i den direktvisande radonmätaren När det gäller aktiviteterna i köket är det möjligt att det även kan uppstå ett inläckage av markradon i samband med start av köksfläkt. I figur 4.8 visas att radonkoncentrationen är tämligen stabil när ingen vistas i bostaden. När familjen kommer hem och börjar med matlagning och liknande aktiviteter ökar halterna av radon. De har använt köksfläkt, tvätt- och diskmaskin. Det är alltså möjligt att se förändringar av radonhalten i inomhusluften när familjen utför olika vattenaktiviteter i bostaden. 12000 Radongas Bq/m 3 10000 8000 Före åtgärd Efter étgärd 6000 0.00 12.00 0.00 12.00 Klockslag 0.00 12.00 0.00 Figur 4.5. Kontinuerlig radongas mätning med ATMOS 10 i kök. Mätperioden efter åtgärd omfattar ej hela den angivna tidsperioden i figuren. 16

12000r Radongas Bq/m 1 10000 FSraitgird Etter åtginl 8000 6000 4000 2000 0.00 12.00 0.00 1Z0O Klockslag 0.00 1240 Figur 4.6. Kontinuerlig radongas mätning med ATMOS 10 i duschrum nb. 8000 T Radongas Bq/m 5 Dusch 7000 6000 5000 4000 3000 2000 1000 8.00 12.00 16.00 Klockslag 20.00 Figur 4.7. Kontinuerlig radongas mätning med ATMOS 10 i kök före åtgärd. Olika aktiviteter finns inlagda i figuren. Mycket tyder på att markradon kan finnas med i bilden. Eftersom det från början var så höga radonnivåer i vattnet gick det ej att urskilja hur mycket radon som kom från vattnet och hur mycket som eventuellt kunde komma från markradon. Förekomsten av ett bidrag av markradon bekräftas av det faktum att det efter installationen av Robomatic fortfarande går att 17

uppmäta nivåer på ca 500 Bq/m 3 trots att ingen vistas i bostaden och ingen vattenaktivitet finns i huset. Bidraget av markradon har senare åtgärdats med ventilationstekniska åtgärder. 12000 T Radongas Bq/nf 10000 201.3 15.00 Figur 4.8. Kontinuerlig radongas mätning med ATMOS 10 i kök före åtgärd. Olika aktiviteter finns inlagda i figuren. 12O00 T Radongas Bq/iA 10000 8000 6000 4000-2000 19.00 20.00 21.00 22.00 23.00 Klockslag 0.00 1.00 240 Figur 4.9 visar hur radonhalten ökar vid duschning, en kortare vädring sänker tillfälligt radonhalten. 18

4.4 Bedömning av hälsoeffekter 4.4.1 Studier av hälsoeffekter av exponering för radon i luft Ett flertal epidemiologiska studier har klarlagt ett samband mellan exponering för radon och radondöttrar i gruvor och risk för lungcancer hos gruvarbetare. Dos-responssamband har beskrivits som linjära medförande en ökad risk för lungcancer även i de exponeringsgrupper som haft lägst exponering (BEIRIV NAS 1988, Axelson 1991, Lubin et al 1994). En ökad risk för lungcancer finns också beskrivet i en rad studier och sammanställningar av studier som avser bostadspopulationer exponerade för radon och radondöttrar i sina bostäder (se ex Axelson et al 1979, Edling et al 1984, Svensson el al 1987, BEIR IV NAS 1988, IARC 1988, Samet 1989, Cohen 1990, Axelson 1991, Stidley et al 1993, Pershagen et al 1993, Lubin 1994). I en översiktsartikel från 1993 beskrev och kommenterade Stidley & Samet 15 olika publicerade ekologiskt inriktade epidemiologiska studier s k korrelationsstudier av sunbardet mellan radonhalt i inomhusluft och lungcancerrisk (Stidley et al 1993). I sju av undersökningarna rapporterades ett "positivt samband", men i åtta av studierna kunde man inte påvisa något sådant samband. Stidley & Samet menade dock att det ändå var rimligt att utgå från att förhöjda radonhalter i inomhusluft är förknippat med ökad lungcancerrisk, även om man inte kan använda den här typen av studier för att "räkna på" hur stor den radonrelaterade lungcancerrisken är. SSIs skattning 1979 av risken för lungcancer var 2.5 fall/l miljon personer vid 100% vistelse under 1 år i 1 Bq/m 3 radondöttrar med en osäkerhet av 1/3 och 3 gånger detta värde. Riskens storlek innebär cirka 1 100 fall av lungcancer per år (osäkerhet 300-3 000 fall) som skulle vara radonbetingade i Sverige. Cancerkommittén (SOU 1984:67) skattade antal fall till 300 (osäkerhet 100-1 000) per år 1984. Internationella riskuppskattningar från exempelvis Internationella Strålskyddskommissionen ICRP har angivit skattningar av risken till 1.4-5.5 fall miljoner personer per Bqår/m J vilket skulle medföra cirka 600-2 000 fall i Sverige. Flera av de genomförda studierna av lungcancer och radon i bostäder har varit relativt små men den hittills största fall-kontrollundersökningen, som utfördes i Sverige, omfattande 586 kvinnliga och 774 manliga lungcancerfall samt kontrollgrupper (1 380 kvinnor och 1 467 män) visade på en relativ risk av 1.3 (95%-ig konfidensintervall 1.1-1.6) vid en exponering för radonhalter mellan 140-400 Bq/m J och 1.8 (1.1-2.9) vid nivåer över 400 Bq/m\ Av lungcancerfallen i Sverige beräknades 15% vara radonbetingade, vilket innebär cirka 400 fall per år (200-800) i Sverige (Pershagen et al 1993, IMM-rapport 2/93). Beräkning av riskestimatet i nämnda fall-kontrollstudie anses av SSI, vara en underskattning bland annat beroende på att exponeringen avser tidsperioden 1947-1981 men att samma exponering baseras på mätningar utförda 1988-1992 i 8 992 bostäder (SSI-rapport 93-10). Baserat på den svenska radonepidcmiologiska studien (1993) och tidigare riskuppskattningar (1979) antar SSI att bästa riskestimat idag är 300 1 500 lungcancerfall/år med 900 fall som ett rikttal. Fullständig internationell enighet om riskuppskattning finns för närvarande inte. ICRP publication 65 (1993) redovisar en något högre risk för barn att utveckla lungcancer senare i livet än vuxna om båda grupperna varit exponerade för likartade koncentrationer av radondöttrar. ICRP baserar dock sina rekommendationer för åtgärder mot radon på att risken är lika stor för barn som vuxna. Utförda epidemiologiska studier anger att rökare löper en 19

påtagligt högre risk än icke rökare att utveckla lungcancer vid exponering för radondöttrar (BEIR IV NAS 1988). I undersökningar som finns utförda på djur med experimentellt framställd radonexponering kan ingen säker tröskeleffekt iakttas, dvs den totala risken för lungcancer ökar vid ökande totalexponering (BEIR IV NAS 1988). Sammanfattningsvis visar de epidemiologiska studierna av radonexponerade gruvarbetare och djurförsöken att radondöttrar är carcinogena och att exponeringen för dem i nivå;r som man återfinner i gruvor ökar risken för lungcancer (Samet 1989, BEIR IV NAS 1988, Lubin et al 1994). Utöver ovan citerade studier av bostadspopulationer finns det även studier som inte visar på samband och/eller uteblivet dos-responssamband, d v s att vid ökande radondos har inte en ökad risk för lungcancer kunnat konstateras. I en genomgång av sju fall-kontrollstudier av lungcancer efter exponering för radon i bostäder samt en poolad analys summerar Lubin att det inte finns helt konklusiva bevis på en ökad risk för lungcancer till följd av inomhusexponering för radon (Lubin 1994). Denna brist på entydighet mellan gruvarbetarstudier och bostadsstudier kan emellertid enligt Lubin också bero på brister i studieuppläggningen och data i de genomförda studierna. Sådana brister kan vara felaktiga eller missvisande uppgifter om faktisk radonexponering, felaktig skattning av andra riskfaktorer (rökning), felklassificering av sjukdom (lungcancer), för liten undersökningsgrupp/för kort tidsintervall och andra inbyggda fel i de genomförda studierna. Dessa brister skulle kunna dölja ett faktiskt och biologiskt rimligt samband mellan exponering för förhöjda radonnivåer och ökad risk för insjuknande i lungcancer. Eventuellt negativa hälsoeffekter för den del av befolkningen som konsumerar dricksvatten medförhöjda radonhalter (det rör sig i allmänhet om dricksvatten från enskilda djupborrade brunnar i områden med förhöjda radonhalter i marken) finns numer ett antal studier som antyder att en hälsorisk verkligen kan föreligga. 4.4.2 Hälsoeffekter av exponering för radon i vatten 4.4.2.1 Allmänt Förekomsten av radon i dricksvatten medför att människan kan exponeras för radon peroralt (via munnen vid incag) men även via inhalation med andningsluft när radonet har avgivits från dricksvattnet. Av avgörande betydelse är halterna av radon i det ingående vattnu till tappkranen. Radon i hushållsvatten anses i USA bidra med cirka 5% av inomhusluftens radonhalt i bostäder som har grundvattenförsörjning (US EPA 1991). I dricksvatten från ytvattenverk är halterna av naturligt förekommande radioaktiva ämnen som regel mycket låga, delvis beroende på den korta kontakttiden mellan vatten och berggrund innan vattnet når till takten. Radonhalten är som regel lägre än 4 Bq/liter vatten. Radonhalterna i grävda brunnar är också i allmänhet klart lägre än motsvarande halter i djupborrade, oftast bergborrade, brunnar. Vid exponering för radon i vatten bör således hänsyn tas både till direkt intag samt även till sådant radon, som kan avges i samband med olika vattenaktiviteter i bostäder, såsom duschning och användning av tvätt- och diskmaskiner. Vid beräkningar i USA av exponeringsdos vid intag har man utgått från en konsumtion av en liter per dag av obehandlat kranvatten, dvs kranvatten som ej har upphettats eller på annat sätt bearbetats. I FNs vetenskapliga strålningskommitté (UNSCEAR) rapport från 1993 har man dock antagit ett årligt intag av 50, 75 respektive 100 1 obehandlat icke uppkokat vatten för resp vuxna, barn 20