MARS 2014 CEEPRA. Samarbeidsnettverket om euroarktisk strålevern og forskning. Sluttrapport

Transkript

1 MARS 2014 CEEPRA Samarbeidsnettverket om euroarktisk strålevern og forskning Sluttrapport

2

3 CEEPRA CEEPRA-nettverket Tsjernobyl- og Fukushima-ulykkene, samt en rekke mindre uhell ved anlegg for behandling av radioaktivt avfall og med atomubåter, har vist at det å ha å gjøre med atomer, det kan ha sin risiko. Når det gjelder Tsjernobyl og Fukushima, så har disse ulykkene vist at radioaktive stoffer kan bli transportert over lange avstander med luft og i vann og at de kan krysse grenser. Et funksjonelt samarbeidsnettverk mellom relevante strålevernsmyndigheter og overvåkingsorganisasjoner i land som er naboer er svært viktig når det gjelder å respondere på enhver form for ulykke som medfører omfattende radioaktiv forurensning. Organisasjonene må også være i stand til å tegne et bilde av miljøsituasjonen når den radiologiske situasjonen er normal. Ulykkesberedskapen må inneholde regionale risikovurderinger og sørge for at befolkningen, samt nasjonale og regionale myndigheter og andre interesserte parter, får nøyaktig og nødvendig informasjon når det gjelder radioaktivitet i miljøet, strålefaren og hva som skal gjøres dersom det skjer en ulykke. CEEPRA Collaboration Network on EuroArctic Environmental Radiation Protection and Research er et nettverk av nasjonale forskningsinstitusjoner og myndighetsorganer som arbeider med strålingsspørsmål i arktiske og subarktiske områder i Finland, Norge og Nordvest- Russland. Institusjonene og myndighetsorganene i CEEPRA-nettverket er: Strålsäkerhetscentralen, Finland (STUK) / Det regionale laboratoriet for Nord-Finland, Rovaniemi, Finland Murmansk Marinbiologisk Institutt ved Kola Science Centre underlagt Det russiske vitenskapsakademi (MMBI KSC RAS), Murmansk, Russland Statens strålevern (NRPA) / Seksjon for Nordområdene, Tromsø og Svanhovd, Norge Meteorologiska institutet / Arktisk forskningscentrum (FMI-ARC), Sodankylä, Finland Pöyry Finland Oy, Oulu og Rovaniemi, Finland CEEPRAs prosjektområde. 1

4 Nettverket har to tilknyttede institusjoner: Meteorologisk institutt (MET), Oslo, Norge Det sørlige forskningssenteret underlagt Det russiske vitenskapsakademi (SSC RAS), Rostovna-Donu, Russland CEEPRA-nettverket ble bygd opp i løpet av et prosjekt som varte i tre år og som også het CEEPRA. Formålet med prosjektet var å se på dagens status når det gjelder radioaktivitet i miljøet i nordområdene, å forbedre beredskapen i regionen samt å øke befolkningens kunnskap om radioaktivitetsrelaterte spørsmål i de arktiske og subarktiske delene av Finland, Russland og Norge. I løpet av prosjektperioden, fra mars 2011 til mars 2014, ble disse målene nådd. Prosjektpartnerne etablerte CEEPRAnettverket, et nettverk som også vil være operasjonelt i fremtiden og der prosjektpartnerne vil utveksle informasjon og dele kunnskap. Nye samarbeidsprosjekter basert på det arbeidet som er blitt gjort, og på de kontaktene som er blitt opprettet i løpet av CEEPRA, er nå under planlegging, og det er også mulig at nye partnere fra de nordiske landene og fra Russland vil bli invitert til å bli med i CEEPRA. Målsetninger for og implementering av CEEPRA-prosjektet Prosjektet hadde tre målesetninger: 1. Opprette et samarbeidsnettverk i den euroarktiske region. 2. Forbedre samarbeidet over grensene mellom organisasjoner og interesserte parter i prosjektområdet. 3. Øke befolkningens bevissthet og kunnskap når det gjelder atomsikkerhet, ulykkesberedskap og radioaktivitet i miljøet. Konkrete målsetninger omfattet: 1. Forbedre utveksling av kunnskap og av ferdigheter over grensene. 2. Forbedre teknikkene og problemløsningsferdighetene når det gjelder strålevern og forskning. 3. Forbedre ulykkesberedskapen. 4. Forbedre risikovurderingene for potensielle atom - ulykker i de arktiske områdene. 5. Samle mer informasjon om konsentrasjonene av radionuklider, deres oppførsel og forekomst, i miljøet i nord. 6. Øke befolkningens, og interesserte parters, bevissthet i regionen når det gjelder strålevern, ulykkesberedskap, radioaktivitet i miljøet og den risiko og de utfordringer som er knyttet til dette. 2 Prosjektet var delt i fem ulike, og innbyrdes forbundne, underprosjekter eller work packages (WP). Alle de involverte organisasjonene spilte en rolle i hver av WP, men ledelsen for hver WP ble gitt til forskjellige organisasjoner. STUK hadde rollen som prosjektleder og koordinerte arbeidet i alle WP. Følgende WP var med i prosjektet: WP 1: Terrestrisk miljø WP 2: Havmiljø WP 3: Atmosfæren WP 4: Sosiale følger WP 5: Offentlig bevissthet Finansiering CEEPRA-prosjektet ble finansiert av EU som en del av Kolarctic ENPI CBC -programmet (European Neighbourhood Partnership Instrument / Cross- Border Cooperation). ENPI-programmet ble implementert ved EUs yttergrense og stod for finansieringen av prosjekter i de arktiske områdene av Finland, Sverige og Norge samt i Murmansk og Arkhangelsk fylker i Russland. Programmets målsetning var å oppmuntre landene som var med i det til å utvikle det økonomiske, sosiale og miljømessige potensialet for samarbeid på tvers av grensene samt til å redusere problemene knyttet til regionenes perifere beliggenhet. Programperioden for Kolarctic ENPI CBC var I Norge ble støtten til, og finansieringen av, Kolarctic ENPI CBC ivaretatt av Kolarctic Norge. Foto: Marko Junttila

5 Radioaktivitet i miljøet i nord De radioaktive stoffene man ofte finner i det naturlige miljøet i de arktiske og subarktiske områdene kan være naturlige eller antropogene, dvs. fra menneskeskapte kilder. Naturlig forekommende radionuklider finnes også i forhøyede konsentrasjoner som skyldes menneskelig aktivitet, som gruvedrift eller boring etter olje og gass. Naturlig radioaktivitet Naturlige radioaktive stoffer finnes over alt i miljøet vårt. Såkalte primære, eller opprinnelige, radionuklider har eksistert på kloden siden den oppstod. De det er flest av, er uran-isotopen 238 U og thorium-isotopen 232 Th med sine nedbrytningsprodukter, men det er svært store variasjoner i aktivitetskonsentrasjonene fra sted til sted, avhengig av den fremherskende typen av bergarter i området (AMAP 2009). Radon-isotopen 222 Rn, en av de største bidragsyterne til naturlig radioaktivitet til befolkningen, er et nedbrytningsprodukt av 238 U. Selv om dens halveringstid er ganske kort (3,8 dager), kan den være til stede i forhøyede konsentrasjoner i boliger i områder der uraninnholdet i bergartene er høyt. De høyeste innendørs radonkonsentrasjonene i verden er blitt målt i Finland, der både det kalde klimaet, bygningenes parametre og den fremherskende jordtypen begunstiger akkumulering av radon innendørs. Radon medfører ingen umiddelbare helseproblemer, men det å arbeide eller bo i bygninger med forhøyede konsentrasjoner av innendørs radon, øker risikoen for å få lungekreft (AMAP 2009; Pöllänen 2003). I de områdene der bergartene inneholder uran, både opphavsnuklidet 238 U og dets døtre, som radon-istotopene 222 Rn og 226 Rn, finnes disse ofte i grunnvannet. På samme måte som med innendørs radon, er konsentrasjonene av 222 Rn i vann ganske høye i Finland, sammenliknet med andre land i Europa. Dersom radionuklidholdig grunnvann brukes som vannkilde ved kommunale vannverk, blir de fleste radionuklidene fjernet ved behandlingen av vannet og konsentrasjonene i vannet som husholdningene bruker, er bare sjelden over grenseverdiene. I private brønner, hvor husholdningene bruker vannet uten å behandle det, kan spesielt 222 Rn være et problem (Mäkeläinen et al. 2001; Pöllänen 2003; Salonen 1994; Vesterbacka et al. 2005). 222 Rn i drikkevann fører ikke til akutte eller direkte helseskader, men det er knyttet til en økt risiko for kreft i magesekken. De finnes ingen direkte bevis på at økte konsentrasjoner av andre radionuklider i drikkevann kan føre til kreft, men de kan ha en bakgrunnseffekt for noen krefttyper. Uran er også kjemisk toksisk og kan være skadelig for nyrene, men ingen klare grenseverdier eller direkte helseproblemer er blitt bevist (Kurttio et al. 2005; Kurttio et al. 2006; Pöllänen 2003). De ganske langlivede isotopene polonium 210 Po og bly 210 Pb er også døtre av 238 U. De finnes i noen naturlig forekommende spiselige produkter, som bær og sopp, men vanligvis er konsentrasjonene lave og de utsetter ikke befolkningen for noen strålerisiko. Noen andre naturlige radionuklider, som potassium-isotopen 40 K, er anriket i matvarer og de står for en del av den årlige naturlige strålingen som vi ikke kan unngå (AMAP 2009; Pöllänen 2003; Turtiainen et al. 2013; Vaaramaa et al. 2009; Vaaramaa et al. 2010). Kosmisk stråling produserer kontinuerlig radioaktive isotoper som f.eks. beryllium ( 7 Be and 10 Be), hydrogen ( 3 H), karbon ( 14 C) og sodium ( 22 Na) i atmosfæren. Rent kjemisk oppfører de seg akkurat som de ikke-radioaktive elementene og deltar i naturlige sykluser sammen med dem. Den hyppigst forekommende av disse er 14 C som stort sett eksisterer som karbondioksid og som, gjennom opptak i planter, blir overført til næringskjeden og spredt til nesten alt levende vev, også til mennesker. Konsentrasjonene av 7 Be-aktivitet i de lavere lag av atmosfæren har sesongmessige og geografiske variasjoner og er også avhengig av solaktiviteten og av lokale klimaforhold. De kosmiske radionuklidene står bare for en 3

6 mindre del av den årlige naturlige stråledosen til mennesker (Leppänen et al. 2010; Leppänen & Paatero 2013; Pöllänen 2003). Antropogene radionuklider Et av de største bidragene til de antropogene radionuklidene i naturen var kjernevåpentestene (prøvesprengningene) i atmosfæren i perioden Hver av de mer enn 500 testene førte til et uhemmet utslipp av store mengder radionuklider som først ble spredt i atmosfæren og deretter på jordoverflaten. 91 av disse testene ble utført av det tidl. Sovjetunionen på Novaja Zemlja, noe som førte til store avsetninger av cesium-isotopen 137 Cs og strontium-isotopen 90 Sr i de nordiske landene og i Nordvest-Russland. Man har vurdert at det gjennomsnittlige nedfallet i Troms, Finnmark, Nord-Finland og Murmansk fylke var 1,6 2,5 kbq / m 2 for 137 Cs og 1,0 1,6 kbq / m 2 for 90 Sr. Dosene fra prøvesprengningene var høyest på 1960-tallet. Etter det har de gått ned. 137 Cs, med en halveringstid på 30 år og 90 Sr med en halveringstid på 29 år, er per i dag de største bidragsyterne til det man ble utsatt for som en følge av prøvesprengningene (Gwynn et al. 2013; UNSCEAR 2000). Tsjernobylulykken i 1986 førte til høye konsentrasjoner rundt reaktoren, men man observerte også nedfall i Europa og også helt oppe i de arktiske områdene. På grunn av værforholdene da ulykken skjedde, beveget utslippet seg fort nordover over Europa for deretter å dreie østover og inn over Russland. Sørlige og sentrale deler av Finland samt sentrale deler av Norge og Sverige fikk svært mye nedfall. Finsk Lappland fikk mindre radioaktiv forurensning enn andre deler av landet, men forhøyede verdier av 137 Cs ble for eksempel funnet i lav og reinkjøtt i de områdene av Fennoscandia der man driver med reindrift (Arvela et al. 1990; Lehto et al. 2008; Leppänen et al. 2011; Rissanen & Rahola 1989; Rissanen & Rahola 1990; Skuterud et al. 2005; Skuterud et al. 2009; Åhman & Åhman 1994; Åhman et al. 2001). Også skadene på reaktoren ved Fukushima Daiichi Atomkraftverk etter det store jordskjelvet og sunamien i Japan i mars 2011 førte til at man kunne se spor etter utslippet i Europa, selv om det ikke førte påførte området noen strålefare (Masson et al. 2011). I det euroarktiske området finnes det flere potensielle kilder til antropogene radionuklider. Atomkraftverk er kilder til mindre atmosfæriske utslipp også når de opererer i sitt normale regime. Reprosesseringsanlegg i England (Sellafield) og i Frankrike (La Hague) har hatt planlagte utslipp som er blitt transportert med havstrømmene til det arktiske marine miljøet. Havmiljøet er også følsomt overfor ikke-planlagte utslipp og for atomavfall og lagre av radionuklider på f.eks. Kolahalvøya. Flere dumpede containere med atomavfall og sunkne atomubåter i Barentshavet kan lekke og forurense det marine miljøet. (AMAP 2009). I Finland bygges det nå en ny atomreaktor ved Olkiluoto Atomkraftverk, og det finnes planer for bygging av to nye atomkraftverk ved kysten i det nordlige Østerbotten. Brukt kjernebrensel til reprosessering og lagring transporteres langs norskekysten. Det er mulig at det i fremtiden vil komme nye transportruter langs den russiske kysten i nord, og ulykker med lekkasje fra denne lasten til det marine miljøet kan skje. Ja, all trafikk i de arktiske havområdene øker risikoen for atomulykker: i vintersesongen vil alle skip som seiler i området har bruk for isbryterassistanse, og flere av isbryterne er atomdrevne. I Russland foreligger det planer om å bygge flytende atomkraftverk som skal utplasseres i Arktis for å produsere elektrisk strøm til olje- og gassboreplattformer eller til byer i fjerne strøk. Flytende atomkraftverk vil føre til en økning i antallet atomreaktorer og i transporten av nukleært materiale i havområdene i Arktis (AMAP 2009). 4

7 Teknisk oppgradert naturlig forekommende radioaktive materialer Naturlig forekommende radioaktive materialer (NORM) er radioaktive stoffer som normalt sett finnes i naturen. Når konsentrasjonene av dem blir høyere enn det naturlige nivået pga. menneskelig aktivitet, kalles de for teknisk oppgradert naturlig forekommende radioaktive materialer (TENORM). TENORM oppstår f.eks. ved gruvedrift, ved bearbeiding av malm, energiproduksjon og boring etter olje og gass. TENORMproduserende industrier krever vanligvis store mengder råmaterialer, og som en konsekvens av det, produserer de også store mengder avfall som inneholder TENORM. TENORM kan være en viktig lokal kilde til stråling. I det euroarktiske området inkluderer de eksisterende TENORMkildene bl.a. olje- og gassfeltene i Norskehavet, diverse gruver i Nord-Finland og Nord-Russland og kullgruver på Grønland (AMAP 2009). Mulige fremtidige kilder kan være de nye gruvene som nå planlegges i Finland samt olje- og gassproduksjon i Barentshavet og de arktiske havområdene. Strålevern og overvåking i det euroarktiske området Det euroarktiske området strekker seg over fem land: Finland, Sverige, Norge, Grønland (Danmark) og Russland. De har alle sin nasjonale lovgivning når det gjelder stråling og miljøvern, men bortsett fra noen internasjonale normer, finnes det ikke noen felles regler som er bindende for alle landene (AMAP 2009). Organisasjonene som var med i CEEPRAprosjektet har en lang historie innen radioaktivitetsovervåking i sine egne land samt erfaring fra internasjonalt og bilateralt samarbeid. Finland Strålenivået i den finske naturen er blitt overvåket siden 1958 da forløperen til STUK ble etablert. På 1960-tallet ble Lappland et studieobjekt da man bemerket at nedfallet fra prøvesprengningene gav store konsentrasjoner av radioaktivitet i lav og deretter også i reinkjøtt og hos reineiere. Forskningsstasjonen i Rovaniemi, som i dag heter Det regionale laboratoriet for Nord-Finland, ble etablert i 1970 (Rissanen 1989). I dag foretar Det regionale laboratoriet for Nord-Finland årlig overvåking av aktivitetskonsentrasjonene i spiselige produkter som bær, sopp, fisk, reinsdyr og vilt i Lappland samt gjennomfører radioaktivitetsmålinger av vann og vegetasjon. Det deltar også i flere nasjonale og internasjonale prosjekter og i miljøvurderinger ved å samle inn og måle på miljøprøver innenfor rammene av disse prosjektene. Radionuklider i de lavere lag av atmosfæren, og som ligger som nedfall i Lappland, overvåkes ved å ta aerosol- og nedfallsprøver i Rovaniemi, Sodankylä og Ivalo (AMAP 2009; STUK). I tillegg til å utarbeide værvarsler, arbeider Finsk meteorologisk institutt aktivt med numerisk modellering av atmosfæriske prosesser. Disse modellene kan også brukes til å varsle hvordan spredningen av radioaktive skyer vil være avhengig av værforholdene og av sesongvariasjoner. Arktisk Forskningssenter fokuserer på miljøeffektene av menneskelig aktivitet i Arktis (FMI). Pöyry Finland Oy er et konsulent- og engineeringfirma som ble opprettet på slutten av tallet og som siden den tid har vokst til å bli en internasjonal aktør på energi- og industrisektoren. 5

8 Det har kontorer i flere byer i Finland, de to nordligste er Oulu og Rovaniemi. Kontoret i Rovaniemi fokuserer på gruveindustri, turisme og regional utvikling. Kontoret i Oulu har flere interesseområder, som f.eks. miljøforskning og konsulenttjenester. Miljøkonsekvensanalysene av den planlagte gruvevirksomheten i Nord-Finland utføres av Pöyrys kontorer. (Pöyry) Russland Murmansk Marinbiologisk Institutt ved Kola Science Centre underlagt Det russiske vitenskapsakademi (MMBI KSC RAS) har forsket på strålenivåer i sjøvann og marin biota i Barentshavet og i Nordishavet samt i kystområdene på Kolahalvøya og på Novaja Zemlja i flere årtier. Det har også tatt prøver av miljøet (av f.eks. bær) i Murmansk fylke (CEEPRA). Norge Statens strålevern (Norwegian Radiation Protection Authority NRPA) ble opprettet i 1993 ved sammenslåingen av Statens atomtilsyn og Statens institutt for strålehygiene. Strålevernet har overvåket radioaktiv forurensning i mat varer og spiselige naturprodukter siden Tsjer no byl ulykken. Norsk fisk er blitt overvåket siden 1993 og sjøvann, bunnsedimenter og marin biota siden Et terrestrisk overvåkingsprogram ble startet opp i Seksjonen for nordområdene har kontorer i Tromsø og på Svanhovd. Ti av de atmosfæriske overvåkingsstasjonene og tre av Strålevernets aerosol-prøvetakere befinner seg nord for Polarsirkelen (AMAP 2009; NRPA). Norsk meteorologisk institutt (MET) utvikler, i tillegg til å foreta klimaobservasjoner, modeller som kan brukes til prognoser når det gjelder atmosfæriske spredningsprosesser dersom det skjer en ulykke som fører til radioaktivitet i området. Samarbeid mellom CEEPRAlandene innen strålevern Et samarbeid mellom Finland og Norge, og mellom de andre nordiske landene, ble innledet på og 1970-tallet da Nordiska Sällskapet för Strålskydd (NSFS), Radioaktivitet i Skandinavia (RIS) og Nordisk Kärnsäkerhetsforskning (NKS) ble grunnlagt. NKS er fremdeles en viktig aktør og er f.eks. involvert i finansieringen av strålerelaterte prosjekter i Norden. Landene i den nordlige delen av Europa har deltatt i det globale programmet Arctic Monitoring and Assessment Programme (AMAP) siden 1990-tallet (Hoffman 2008). Finland og Russland har en lang felles grense, og en rekke russiske atomkraftverk samt anlegg for lagring og behandling av atomavfall befinner seg ikke langt fra Finland. Samarbeid mellom Finland og det tidligere Sovjetunionen begynte da reaktoren til Loviisa atomkraftverk ble bestilt fra Sovjetunionen. Et annet naturlig samarbeidsområde oppstod på basis av overvåkingen av, og forskningen på, situasjonen i Østersjøen. Tsjernobylulykken i 1986 viste viktigheten av et funksjonelt samarbeid mellom landene i Vest- og Øst-Europa og styrket dette samarbeidet (Hoffman 2008). STUK har deltatt i både bilaterale og internasjonale prosjekter som har hatt som mål å styrke sikkerheten på russiske atomkraftverk samt å klarlegge sikkerhetsrisikoen ved gamle russiske atomdrevne skip samt anlegg for lagring av atomavfall på Kolahalvøya. I begynnelsen av årene og på 2000-tallet har Det regionale laboratoriet deltatt i internasjonale ekspedisjoner i de arktiske havområdene i Russland der man har tatt prøver av det marine miljøet, fra Kolahalvøya og fra øyene i Nord-Russland. MMBI har organisert disse ekspedisjonene. I dag deltar Russland også i samarbeidet i Norden, f.eks. i prosjekter som er finansiert av NKS (Hoffman 2008). Det russisk-norske samarbeidet om miljøvern ble opprettet på 1990-tallet. For å sørge for atomsikkerhet og strålevern i nord, ble en felles 6

9 norsk-russisk ekspertgruppe etablert i 1992 under Den blandede norsk-russiske miljøkommisjonen (Hønneland & Rowe, 2008; Rus.-Nor. Coop., 2007). For å styrke samarbeidet mellom Norge og Russland på atomsikkerhetsområdet, utarbeidet den norske regjeringen en handlingsplan i Denne ble revidert i Statens strålevern har, på vegne av Det kgl. utenriksdepartement, ansvaret for å følge opp denne planen. Atomhandlingsplanen bidrar til å redusere risikoen for ulykker og forurensning fra atominstallasjoner i Nordvest-Russland og forhindrer at radioaktivt og nukleært materiale kommer på avveie. (Handlingsplan, 2009). Statens strålevern har bilateralt samarbeid med en rekke russiske statlige organisasjoner, institusjoner og forskningsinstitutter (inkl. MMBI) på atomsikkerhets- og strålevernfeltet samt innen beredskap og miljøovervåking (Rus.-Nor. Coop., 2007). De eksisterer avtaler mellom de nordiske landene som gjør det enkelt å krysse grensen mellom Finland og Norge og tollformalitetene er få. Det å krysse grensen mellom Russland og nabolandene, det tar som oftest lenger tid, og det kreves dokumentasjon for transport av utstyr og innsamlede prøver. Trepartssamarbeid mellom Finland, Russland og Norge har vært et sjeldent forekommende fenomen selv om Lappland, Finnmark og Murmansk fylke har felles grense og felles villmarksområder. De nordlige delene av Finland og Norge, og Kolahalvøya, har liknende klimatiske forhold og naturforhold og også noen felles miljøog sosialøkonomiske utfordringer siden de alle er fjerntliggende områder med spredt bosetning. 7

10 Terrestrisk miljø Leder for Terrestriskmiljøgruppen (WP 1) var Statens strålevern. WP fokuserte på terrestrisk radioaktivitet, arktiske ferskvannssystemer og næringskjeden i Finland, Norge og Russland. De deltakende finske, russiske og norske laboratoriene har overvåket radioaktivitet i det arktiske miljøet i flere årtier. I CEEPRA-prosjektet la man spesiell vekt på radioaktivitet i spiselige skogsbær, sopp og ferskvannsfisk. Fra et strålevernsynspunkt er de viktigste kunstige radioaktive stoffene i det terrestriske miljøet cesium-isotopen 137 Cs og strontium-isotopen 90 Sr. I det nordlige naturmiljøet legges det spesiell vekt på nivåene av 137 Cs ettersom det enkelt oppkonsentreres i næringskjeden (som lav reinsdyr menneske). For øyeblikket er nivåene av cesium og andre radioaktive stoffer i det nordlige miljøet lave. Nivåene av radioaktivitet i kommersielle matvarer er regulert nasjonalt. Tabellen nedenfor viser maksimum konsentrasjon av 137 Cs for innenlandske og utenlandske kommersielle matvarer i Finland, Russland og Norge. Det fins andre (høyere) maksimumsnivåer i en ulykkessituasjon. Det å spise matvarer som inneholder mer radioaktivitet enn de gitte nivåene, medfører ikke noen umiddelbar helserisiko, men risikoen for å få kreft øker når nivået på strålingen man utsettes for, øker (Evira 2013; Pöllänen 2003). Nasjonale maksimale nivåer på 137 Cs i matvarer og drikkevann. Finland Russland Norge Bær (skogsbær) 600 Bq / kg f.v Bq / kg f.v Bq / kg 5 Sopp 600 Bq / kg f.v Bq / kg f.v Bq / kg 5 Reinsdyr, vilt 600 Bq / kg f.v Bq / kg f.v Bq / kg 5 Husdyr (svin, okse, sau) 600 Bq / kg f.v Bq / kg f.v Bq / kg 5 Fjærkre og villfugl 600 Bq / kg f.v. 1 Ingen fast grense Bq / kg 5 Ferskvannsfisk 600 Bq / kg f.v Bq / kg f.v Bq / kg 5 Saltvannsfisk 600 Bq / kg f.v Bq / kg f.v Bq / kg 5 Melk 370 Bq / kg Bq / kg f.v Bq / kg 5,6 Drikkevann Ingen fast grense 2 11 Bq / kg 4 Ingen fast grense 7 Frukt 600 Bq / kg f.v. 1 Ingen fast grense Bq / kg 5 Grønnsaker 600 Bq / kg f.v Bq / kg f.v Bq / kg 5 1 Den finske grensen på 600 Bq / kg fersk vekt for spiselige produkter er basert på Regulations 733 / 2008 og 1048 / 2009 fra EUs råd, og på anbefaling 2003 / 274 / Euratom fra EUs råd. 2 Når vannet ikke inneholder andre radionuklider. Den totale dosen fra kommunalt drikkevann kan ikke overskride 0,5 msv / år. (STUK s Instruction ST-12.3). 3 Sanitære reguleringer og standarder Strålesikkerhetsstandard 99 / Grensene gjelder både for ferske og tørkede produkter. 6 Inkluderer også barnemat. 7 Norge har ingen fast konsentrasjonsgrense for 137 Cs i drikkevann, men har en total dose på 0,1 msv / år for alle radionuklider, inkl. Cs. For 137 Cs, svarer 0,1 msv / år til 10 Bq / l. 8

11 Bær- og jordprøver og sammenlikning av prøvetakingsmetoder ved Sortbryttstjern. Foto: STUK og Statens strålevern. Jord antatt 75 % 137 Cs i de 5 øverste cm Blåbær Svanhovd STUK MMBI Tromsø Bq/m² t.v Bq/kg t.v Resultater av 137 Cs-analyser av jord- og blåbærprøver fra Svanhovd. Diagram: Statens strålevern (upubliserte data). Sammenlikning av felt- og laboratoriemetoder og kontroll av kvaliteten på målingene Ett av hovedmålene for WP 1 var å sammenlikne prosedyrene for prøvetaking og laboratoriemetoder i de deltakende landene, dele erfaringer og etablere en praksis for å sammenlikne data og resultater. I tok STUKs (Rovaniemi), MMBIs (Murmansk) og Statens stråleverns (Tromsø og Svanhovd) laboratorier prøver (bær, sopp, lav, jord og ferskvann) i sine respektive områder og utarbeidet en rapport der man beskrev terrestrisk prøvetaking og laboratorieprosedyrer i de ulike landene. I 2012 var forskere fra fire partnerlaboratorier med på en felles prøvetakingsekspedisjon til Sortbryttstjern-området i Finnmark i Norge. Deltakerne hadde muligheten for å sammenlikne sine respektive prøvetakingsprosedyrer, instrumenter og feltanalysemetoder. Hvert laboratorium tok prøver av bær, sopp og jord med seg hjem for analyse, og etter at de radiologiske målingene var gjort, ble resultatene sammenliknet. De målte dataene viste ganske god overensstemmelse laboratoriene imellom. På basis av resultatene av det felles feltarbeidet, ble det utarbeidet en rapport der strategier for videre samarbeid også ble drøftet. I 2011 var alle de deltakende laboratoriene med på en internasjonal øvelse (Environmental Radioactivity Proficiency Test Exercise) som var organisert av National Physical Laboratory i Storbritannia med det formål å vurdere kvaliteten, og ferdighetene, når det gjelder å foreta radiologiske målinger på miljøprøver. Alle laboratoriene bestod denne testen uten problemer. 9

12 Radioaktivitet i det terrestriske miljøet i det euroarktiske området For å vurdere dagens radioaktivitetsnivåer i Lappland, Murmansk fylke, Troms og Finnmark, ble prøver som ble tatt i hvert av landene i analysert og resultatene sammenliknet. Resultatene viste at nivåene av kunstige radioaktive stoffer i det terrestriske miljøet generelt sett er lave, men at det er stor forskjell på artene og på prøvetakingsstedene og også innen ett og det samme prøvetakingssted. Aktivitetskonsentrasjonene av 137 Cs i alle bær- og sopp-prøver fra Lappland, Kolahalvøya og Nord- Norge var under de nasjonale grenseverdiene for matvarer. Nivåene på 137 Cs i ferskvannsfisk fra Finland og Norge er langt under de nasjonale grenseverdiene i disse landene. 137 Cs-innhold i sopp og bær ble målt på tørkede prøver og av praktiske årsaker er resultatene angitt i Bq / kg tørr vekt. Innholdet av tørrstoff i sopp og bær varierer avhengig av ulike faktorer, f.eks. de ulike artene, karakteristika når det gjelder voksestedene samt værforholdene i voksesesongen og før de plukkes. Vanligvis er innholdet av tørrstoff på mellom 6 14 %, og en grov vurdering av gjennomsnittlig tørrstoff for både bær og sopp er 10 %. Basert på et gjennomsnittlig innhold av tørrstoff på 10 %, vil den tilnærmede 137 Cs-aktiviteten som er vist i tabellene over, variere i fersk sopp fra mindre enn in 10 Bq / kg fersk vekt i rødskrubb i Nordvest-Russland til ca. 140 Bq / kg fersk vekt i rødbelteslørsopp i Nord-Norge. Konsentrasjonene av 137 Cs-aktivitet i bær varierer fra 2 Bq / kg fersk vekt i blåbær i Nordvest-Russland til litt over 20 Bq / kg i fersk vekt for multer i Nord-Finland. Nord-Norge Nordvest-Russland Nord-Finland Sopp Bær Bq/kg (t.v.) Bq/kg (t.v.) Rødbrun pepperriske Rødskrubb Sandsopp Pluggsopp Rødbelteslørsopp Rimsopp Skjeggriske 0 Blåbær Krøkebær Skrubbær Tyttebær Multebær 137 Cs i sopp-prøver og bærprøver fra Nord-Norge, Nordvest-Russland og Nord-Finland. Diagram: Statens strålevern (upubliserte data). Sopp-prøver tatt av STUK. 10

13 Bærprøver tatt av Statens strålevern. Foto: A. Nalbandyan. De nasjonale grenseverdiene for 137 Cs i kommersielle matvarer i Finland og Russland er gitt for fersk vekt. Når de brukes for tørkede produkter, må aktivitetskonsentrasjonene for produktene konverteres fra tørr vekt til fersk vekt. Dersom vi setter innholdet av tørrstoff til 10 %, vil alle sopp- og bærprøvene være under grenseverdiene. I Norge brukes de samme grenseverdiene for både tørkede og ferske produkter. Det er også nødvendig å huske at det konsumeres betydelig mindre tørkede produkter av bær, sopp og kjøtt enn ferske produkter, og den dosen man får av å spise tørkede produkter, kan antas å være omtrent den samme som hvis man konsumerer dem som ferske. I Finland vurderes det at bare 1 % av den årlige stråledosen kommer fra matvarer. Fra et strålevernsynspunkt er de spiselige produktene i det euroarktiske området sikre, og de utgjør ikke noen helserisiko (Säteilyturvakeskus 2009). Et tilleggsaspekt til WP1 var å sammenlikne langtidsradioaktivitetsnivåer i det terrestriske miljøet i de involverte landene. For denne sammenlikningen utvekslet forskerne overvåkingsdata fra langtidsstudier av naturprodukter som bær, sopp, fisk, vilt og reinkjøtt. Resultatet av tidsseriene når det gjelder 137 Cs-nivåene i reinsdyr fra Nord- Finland og Nord-Norge vises i tabellene nedenfor. Rapporten var under utarbeidelse ved begynnelsen av 2014 da denne brosjyren ble publisert Paistunturi sommer Ivalo sommer Kemin Sompio vinter Paistunturi vinter 800 Ivalo vinter Bq/kg (f.v.) Paistunturi 2 Ivalo 3 Kemin Sompio 4 Lohijärvi Tidsserier for 137 Cs-konsentrasjonen i reinkjøtt fra fire reindriftskooperativer i Finland (Paistunturi, Kemin Sompio, Ivalo og Lohijärvi) i perioden (AMAP, 2010). 11

14 Gjennomsnittlig 137 Cs (Bq / kg f.v.) i reinkjøtt fra Kautokeino (Finnmark) fra 1967 til 2005 (Thørring & Skuterud, 2012). Alt i alt viser nivåene på antropogene radionuklider i alle deler av det terrestriske miljøet i den euroarktiske regionen en nedadgående tendens. Dagens nivåer er lave og vil ikke ha noen påvirkning på miljøet eller på helsesituasjonen. Overvåking av radioaktivitet etter ulykken på Fukishima Daiichi Atomkraftverk Den 11. mars 2011 var det et kraftig jordskjelv i Japan, et jordskjelv som ble etterfulgt av en tsunami. Konsekvensene av dette for Fukushima Daiichi Atomkraftverk var utslipp av radioaktivitet til luft, land og hav. Spor etter utslippet av radionuklider til atmosfæren fra Fukishima Daiichi Atomkraftverk kunne observeres både i prøver fra nedfallet og i prøver tatt i miljøet (bær, sopp, lav, reinsdyr og rødrev) i arktiske områder i Finland, Russland og Norge i (Leppänen et al. 2013; Matishov et al. 2012; NRPA, 2013; Upubliserte data fra STUK, MMBI og Statens strålevern). De observerte atmosfæriske konsentrasjonene av radioaktivitet fra Fukushima Daiichi Atomkraftverk lå på et nivå som var fra noen hundredeler av en mikro Bq / m 3 til noen få milli Bq / m 3. Nivået på Fukishima Daiichi-deriverte Cs-isotoper i nedfallet var på ca. 1 Bq / m 2. I Finland hadde den relativt kortlivede isotopen cesium 134 Cs (halveringstid 2,06 år) ikke blitt funnet i lav siden 1990-årene, men den observerte aktivitetskonsentrasjonen av 134 Cs i lavprøver fra var i gjennomsnitt på 0,2 0,6 Bq / m 2. Den Fukushimaderiverte 137 Cs-konsentrasjonen i disse prøvene var også på 0,2 0,6 Bq / m 2. (Leppänen et al. 2013; Upubliserte data fra STUK). Spor etter utslipp fra Fukushima Daiichi Atomkraftverk i atmosfæriske aerosoler på Kolahalvøya nær kysten av Barentshavet ble oppdaget ved utgangen av mars Fra slutten av mars til 20. april ble 131 I, 134 Cs, 132 Te, 137 Cs-radioisotoper observert i luften. Mulig tørt og vått nedfall av radionuklider i nedslagsfeltet og i det marine miljøet påvirket ikke den radioøkologiske situasjonen i verken kystnære eller offshore-delene av Barentshavet. Kortlivede isotoper, som 131 I, 134 Cs, and 132 Te, som, med stor grad av sikkerhet, kan indikere spor fra Fukushima Daiichi Atomkraftverk, ble ikke funnet i prøvene av vann, sedimenter eller marine organismer. Typer av kunstige radioisotoper, og deres aktivitetsnivåer, i elementer i Barentshavets økosystem endret seg ikke i de prøvene som ble tatt etter ulykken. (Matishov et al. 2012). I Norge ble de første observasjonene av radioaktive stoffer i luften gjort 20. mars, ni dager etter ulykken, av et nettverk av overvåkingsstasjoner. Senere ble små mengder av radioaktivt Cs fra Fukishima-ulykken oppdaget i miljøprøver tatt i Finnmark i Det radioaktive stoffet 134 Cs er blitt overført gjennom næringskjeden og er blitt funnet i små mengder i rødrev og reinsdyr. Dette radioaktive stoffet er også blitt funnet i flere typer sopp og lav. Mengdene som er blitt oppdaget, er svært lave (< 1 Bq / kg våt vekt) og er bare en fraksjon av det 137 Cs som fremdeles kan detekteres etter Tsjernobyl-ulykken (NRPA 2013). Mengden av radioaktive stoffer som er blitt detektert i miljøprøver i den euroarktiske region etter ulykken ved Fukushima Daiichi Atomkraftverk vil ikke ha betydning for helsen eller miljøet (NRPA 2013). 12

15 Havmiljø WP 2 Det marine miljø fokuserte på radioaktivitet i de marine økosystemer i den euroarktiske region. Den ble ledet av Murmansk Marinbiologiske Institutt (MMBI), et institutt som har studert havmiljøet i Arktis i flere årtier. Menneskeskapte radioaktive stoffer har vært i det marine økosystemet i mer enn 60 år. De skyldes prøvesprengninger av kjernevåpen, ulykker ved atomkraftverk, utslipp fra anlegg for behandling av atomavfall, og, rent lokalt, ulykker med atomubåter samt atomavfall og reaktorer som er blitt dumpet til sjøs. De radioaktive stoffene som er blitt mest studert i det marine økosystemet, inkluderer de radioaktive isotopene 137 Cs og 90 Sr av hhv. cesium og strontium samt technesium 99 Tc. Radionuklidkilder og driftruter i de arktiske havområdene MMBI har analysert nivåene på og fordelingen av kunstige radioaktive stoffer i de arktiske havområdene og har utviklet et klassifikasjonssystem der kildene til radioaktiv forurensning er delt inn i tre nivåer. Klassifikasjonssystemet tar hensyn til både de ulike radioøkologiske skalaene (global, regional og lokal) og drift etter utslipp samt interaksjon mellom primære (direkte) og sekundære (indirekte) kilder. Klassifikasjonssystemet er beskrevet under. Globalt nivå Globalt nedfall av kunstige radionuklider som et resultat av prøvesprengninger og av Tsjernobylulykken Transport med verdenshavene Regionalt nivå Transport av atomavfall fra reprosesseringsanlegg med de sibirske elvene Transport av globalt nedfall fra vannskiller i elvene Transport med isbreer, isfjell fra arktiske arkipelager, pakkis og sesonghavis Lokale havstrømmer Lokalt nivå Utslipp fra fabrikker som reparerar atomreaktorer, skip og fartøy Utslipp av flytende radioaktivt avfall fra militærindustrielle marinebaser Dumbing av containere med radioaktivt avfall Utslipp til grunnvannet og atmosfæren fra underjordiske prøvesprengninger Remobilisering fra organismer med opplagrede radionuklider (fugl, fisk, bløtdyr, makrophyter) Remobilisering fra bunnsedimenter primærkilder sekundærkilder potensielle kilder Kilder til kunstig radioaktivitet i de nordlige havområder. 13

16 Marin forskning I var det flere ekspedisjoner til Barentshavet og dets kystområder. En av ekspedisjonene var en felles ekspedisjon for alle prosjektpartnerne, og de andre ble gjennomført av MMBI alene. Ekspedisjonene langs kysten hadde som mål å besøke kystene og buktene på Kolahalvøya (som havområdene utenfor kysten av Kola, Ura-Guba, Teriberka, Dolgoja og Jarnisjnaja). Ekspedisjonene til de åpne havområdene foregikk om bord på R / V Dalnyje Zelentsy langs Kola-transektet (33 30 E) som går tvers over Barentshavet fra sør til nord. I 2013 ble det gjort undersøkelser nær Svalbard. Prøver av vann, sedimenter, marine planter og blåskjell ble tatt for å vurdere dagens radioøkologiske situasjon i Barentshavet. Vurdering av statusen på marin radioaktivitet i Barentshavet Målinger viser at dagens nivåer av kunstige radionuklider i det marine miljøet og i biota i Barentshavet er lave. Konsentrasjonene av radioaktivitet har vært stabile i de siste årene og har fortsatt å være på nivå med bakgrunnskonsentrasjonene som er forårsaket av den globale sirkulasjonen av radionuklider. Ved slutten av mars 2011 oppdaget en målestasjon ved Murmansk Hydrometeorologiske Institutt tegn på utslipp fra ulykken ved atomkraftverket i Fukushima Daiichi i Japan ved kysten av Barentshavet. Fra slutten av mars 2011 til 20. april ble radioisotopene 131 I, 134 Cs, 132 Te, 137 Cs observert i luften. Radionuklider fra ulykkesutslipp til atmosfæren på Kolahalvøya har ikke ført til endringer i dosene av gammastråling. Laboratorietester av sjøvann, sedimenter og biota indikerte at ulykken ikke hadde noen effekt på den radioøkologiske situasjonen i Barentshavet. De kortlevde isotopene 131 I, 134 Cs, og 132 Te, som kan gi en klar indikasjon på spor fra Fukushima Daiichi Atomkraftverk, er ikke registrert i prøvene. Bare 137 Cs og 90 Sr ble detektert i det marine miljøet og i akvatiske organismer. Cesium- og strontium-nivåene etter ulykken var ikke høyere enn gjennomsnittsnivåene i de siste årene. Som en illustrasjon ble det foretatt en sammenlikning av 137 Cs-aktivitet i vann, bunnsedimenter og alger på ulike prøvetakingssteder i 2005 og Cs-isotopen har en halveringstid på ca. 30 år og kan bestemmes i lang tid etter et utslipp. Ruter og prøvetakingssteder for ekspedisjoner som delvis er finansiert av CEEPRA-prosjektet i Den er også en av de isotopene man finner mest av i luft og vann etter utslippet fra Fukushima Daiichi Atomkraftverk. Histogrammene (på side 16) viser en stødig tendens til minsket aktivitet av kunstige radionuklider i de studerte elementene i økosystemet i Barentshavet i perioden fra 2005 til I perioden bestod spekteret av kunstige radionuklider i åpent hav i Barentshavet i all hovedsak av 137 Cs og 90 Sr. Det forekom ingen endringer som en følge av utslippet fra Fukushima Daiichi Atomkraftverk. Konsentrasjonen av kunstige radionuklider oversteg ikke bakgrunnsnivåene. Volumaktiviteten av 137 Cs i vann fra Atlanterhavet nær den vestlige grensen for Barentshavet og på Kola-transektet varierte innen spekteret 0,7 2,5 Bq / m 3. Det øverste vannlaget i havområdets østlige deler inneholdt 0,6 1,9 Bq / m 3 14

17 av de studerte radionuklidene. Generelt sett er de romlige forskjellene i 137 Cs-aktivitet små i Barentshavet. I perioden varierte den spesifikke aktiviteten av 137 Cs i bunnsedimentene i åpent hav i Barentshavet fra 0,8 til 3,0 Bq / kg tørr vekt. 90 Sr-isotopen var svært ujevnt fordelt i sedimentene, og aktiviteten av den var ikke over 0,7 Bq / kg tørr vekt langs hele Kola-transektet. Den generelle regulariteten i radionuklidfordelingen i Barentshavet kan følges i Kola-transektet der MMBI lenge har drevet overvåking. Volumetrisk aktivitet av 137 Cs på toppene og i senkningene på Perseusbanken og på Sentralbanken varierer innenfor området 0,5 2,5 Bq / m 3. Mot sør, på Murmansk-, Sentral- og Rybatsjajabanken, kan den spesifikke aktiviteten av 137 Cs komme opp på 4 Bq / m 3. Dette har sammenheng med innflytelsen Prøvetaking til sjøs og på land. Forskere fra STUKs, MMBIs og Statens stråleverns laboratorier under en felles marin ekspedisjon høsten Foto: MMBI. 15

18 fra Nordkappstrømmen og med avrenning fra elvene. Det maksimale innholdet av kunstige radionuklider ble registrert på de vestvendte skråningene av undervannsåser som ble vasket med vann fra Atlanterhavet samt i noen viker i Kola- og Motovskijbuktene. Aleuritt-pelittisk-sandholdige sedimenter i området ved Persesus- og Sentralbanken og på Sentralplatået inneholdt fra 0,2 til 2,9 Bq / kg av 137 Cs. Liknende nivåer var også typiske for sanden i Petsjorahavet. Fint aleuritt og leiresilt i senkningene mellom bankene er alltid karakterisert ved litt høyere (opp til 7 Bq / kg) akkumulering av 137 Cs. Undersøkelser av makrophyt-alger viste svært små konsentrasjoner av kunstige radionuklider. Den spesifikke 137 Cs-aktiviteten i de fleste prøvene var på nivå med sporingskonsentrasjonene, fra 0,2 til 1,5 Bq / kg tørr vekt. Innholdet av 90 Sr i alger varierte innenfor området 0,4 4,1 Bq / kg tørr vekt. I prøver av bløtvevet til muslingen Mytilus edulis, som ble tatt i litoralsonen i bukter, var den spesifikke 137 Cs-aktiviteten heller ikke høyere enn deteksjonsnivået. Radioøkologiske studier av kommersielle fiskeslag i Barentshavet viste at alle studerte arter (slik som atlantisk torsk, gapeflyndre og flekksteinbit) inneholdt mindre enn 0,2 Bq / kg fersk vekt av 137 Cs. Dette nivået er langt under den 600 Bq / kg-grensen for kommersielt solgte matvarer som er fastsatt i EU-kommisjonens direktiv 2003 / 120 / EC. Aktivitetskonsentrasjonene av antropogene radionuklider i det marine miljøet og i biota i Barentshavet er svært lave. Det er en stabil tendens til at havområdene renser seg selv for kunstige radionuklider. Selv om radioaktiviteten i de marine miljøet altså er i generell nedgang, er det viktig å foreta planmessig overvåking, spesielt i de områdene der den potensielle risikoen for radioaktiv forurensning, som i Barentshavet, er høy. Når man gjennomfører radioøkologisk overvåking av de nordlige havområdene i dag, bør man rette spesiell oppmerksomhet mot det å studere moderne leirsedimenter i senkningene på kontinentalsokkelen og i buktene langs kysten. 137 Cs-aktivitet i vann, bunnsedimenter og alger i kystsonen på Kolahalvøya i 2005 og

19 Volumetriske aktivitetskonsentrasjoner av 137 Cs i Barentshavets overflatevann i Romlig fordeling av aktivitetskonsentrasjoner av 137 Cs i bunnsedimenter i Barentshavet i perioden

20 137 Cs- og 90 Sr-aktivitet i vann og bunnsedimenter langs Kola-transektet (33 30 Ø) i Barentshavet. Matematiske modeller Endringer i den radioøkologiske situasjonen i Barentshavet etter to hypotetiske ulykker ble simulert ved bruk av 60 matematiske boksmodeller utviklet av MMBI og SSC RAS. Transport av 137 Cs-isotopen fra ulykkesstedene, og dens endringer med nedbørsmengden, ble beregnet med den matematiske modellen SILAM innenfor rammene av WP 3 Atmosfæren. De to hypotetiske ulykkene ble lagt til fortid slik at man kunne bruke de værforholdene som virkelig forekom som basis for beregningene av spredningen. Hypotetisk ulykke på flytende atomkraftverk i Barentshavet (Shtokman-gassfeltet, 73 grader nord, 44 grader øst) Følgende parametre ble brukt i modelleringen av den hypotetiske ulykken: Start: 3. april 2013, klokken 06:00:00 Greenwich Mean Time Utslippets lengde: 2 timer Utslipp av 137 Cs: 8, Bq eller 1 % av radionuklidene på verket. Spredningen av den 137 Cs som ble sluppet ut i den modellerte ulykken, og dens konsekvenser for Barentshavet, ble vurdert ved å sammenlikne resultatene fra modellen med radionuklidkonsentrasjonene fra perioden mellom 1960-årene og mars Målbare forskjeller i 137 Cs-aktiviteten ble bare oppdaget i overflatelaget i sjøen (0 25 m) og bare når det gjaldt den oppløste formen for radionukliden. Ulykken ville føre til en fordobling av 137 Cs-konsentrasjonene i noen områder (fra 1,7 Bq/m 3 i mars til 3,6 Bq/m 3 i april). Men konsentrasjonene ville være tilbake på bakgrunnsnivå om høsten. Hypotetisk ulykke på planlagt finsk atomkraftverk (Hanhikivi, N, E) Følgende parametre ble brukt i modelleringen av den hypotetiske ulykken: Start: 3. juli 2010, klokken 00:00:00 Greenwich Mean Time Lengden på utslippet: utslipp like etter at verket er blitt stengt ned Effektiv utslippshøyde: 200 m over havnivå Utslipp av 137 Cs: 1, Bq eller 2 % av radionuklidene i reaktoren. Som et resultat av ulykkesutslippet, ville den 18

21 maksimale marine forurensningen gjennom atmosfærisk nedfall forekomme i kystområdene i den østlige delen av Murman (kvadrat 33) og i Kvitsjøen (kvadrat 40). Den høyeste tettheten av radioaktivt nedfall ( kbq / m 2 5 dager) ville bli registrert i følgende geografiske områder: Varangerfjorden, Motovskijbukten, Murmanskbanken og innløpet til Kvitsjøen. I 2010, etter ulykken, ville 137 Cs-aktiviteten i overflatevannet langs hele kysten av Kolahalvøya og i Kvitsjøen øke til Bq / m 3. Forurensningen av vannet i de dypere lagene i Barentshavet og Kvitsjøen ville være mindre, ca Bq / m 3. I 2011 ville kystvannet ved Murmankysten være nesten renset for radionuklider. Overflatevannlagene i Kvitsjøen ville fortsatt være sterkt forurenset ca. 160 Bq / m 3. Samtidig ville forurensningen av vannet i bunnlagene være 3 4 ganger mindre. Selvrensingen av vannmassene i Kvitsjøen til et nivå på 20 Bq / m 3 ville bli nådd i Aktivitetskonsentrasjoner av 137 Cs i overflatelagene i Barentshavet og Kvitsjøen i mars, før den hypotetiske ulykken på et flytende atomkraftverk, og etter ulykken, i april, juli og august. 19

22 Aktvitetskonsentrasjoner av 137 Cs i overflatelagene i Barentshavet og Kvitsjøen i 2009 før den hypotetiske ulykken ved Hanhikivi atomkraftverk og etter ulykken i Konsentrasjoner av 137 Cs-aktivitet i de nederste vannlagene (A) og i bunnsedimentene (B) i Barentshavet og Kvitsjøen etter den hypotetiske ulykken ved Hanhikivi atomkraftverk i

23 I løpet av det første året etter ulykken (2010) ville svak forurensning også opptre i bunnsedimentene i Kvitsjøen. I 2011 ville området med forurensede sedimenter langs Murman-kysten og i Petsjorahavet oppnå sin maksimale utstrekning, og den høyeste aktiviteten av 137 Cs (8 9 Bq/ kg) ville bli å finne i Kvitsjøen. Det ville være litt forurensning i bunnsedimentene langs Murmankysten og i Petsjorahavet. Rensing av sedimentene ville finne sted i perioden Lave nivåer av tilfeldig cesium ville bli å finne i bunnsedimentene i innløpet til Kvitsjøen. Vurdering av konsekvensene av en hypotetisk ulykke ved Hanhikivi atomkraftverk Norsk modell For å sammenlikne resultatene av den marine modelleringen i Russland og Norge, og for å vurdere konsekvensene at den hypotetiske ulykken ved Hanhikivi atomkraftverk, brukte de norske ekspertene Statens stråleverns modell for radioøkologisk vurdering. Denne modellen innebærer bruk av en modifisert boksmodell (Iosjpe et al., 2002; Iosjpe et al., 2009) og tillater simulering av radionuklidspredning over tid. Strukturen til overflateboksene i Statens stråleverns modell ble utarbeidet på basis av den hydrodynamiske 3D-modellen NAOSIM. Beregningene av 137 Cs-konsentrasjonen korresponderer med de ikke-forurensede marine regionene. Kildetermen for scenarioet på Hanhikivi atomkraftverk ble levert av FMI. Den samme kildetermen ble brukt av de russiske og norske ekspertene. Resultatene av modellberegningene viste at etter den hypotetiske ulykken ved Hanhikivi atomkraftverk, ville de høyeste konsentrasjonene av 137 Cs bli funnet i Kvitsjø-området. Konsentrasjonene av 137 Cs i bunnvann vil bli mindre enn konsentrasjonene i overflatevann med opp til en potens. Konsentrasjonene av 137 Cs i overflatevannet ( m) er vist i figuren nedenfor. Konsentrasjonen av 137 Cs i fisk, skalldyr og bløtdyr for utvalgte regioner er vist i figuren på neste side. Det er interessant å notere seg at den høyeste konsentrasjonen av 137 Cs i sjømat vil være mye lavere enn de internasjonale anbefalingene på 1000 Bq per kg biomasse våt vekt (CAC, 2006). En sammenlikning mellom de russiske og norske modellene viste noen forskjeller i resultatene for den første perioden etter ulykken. Forskjellen kan relateres til at man brukte ulike modeller eller tekniske parametre (for eksempel applikasjon av kvantiteten av nedfelt aktivitet i ulike bokser og relaterte kalkulasjoner). Men rent generelt ble de samme tendensene og utviklingstrekkene observert av både norske og russiske eksperter Novaya Zemlja-strømmen Barentshavet nord Barentshavet sørost Barentshavet sørvest Kvitsjøen nord Kvitsjøen sentrale deler Kvitsjøen sør Konsentrasjonen av 137 Cs i overflatevann, Bq/m 3. Diagram: Statens strålevern. 21

24 Kvitsjøen sentrale deler, fisk Barentshavet sørost, skalldyr Novaya Zemlja-strømmen, bløtdyr Konsentrasjonen av 137 Cs i sjømat, Bq/kg tørr vekt Diagram: Statens strålevern. Doserater til befolkningen På basis av de modellberegnede resultatene kalkulerte de norske ekspertene den kollektive doseraten til mennesker under hensyntagen til antakelser om spiselige fraksjoner av marine produkter i menneskets diett: 50 % for fisk, 35 % for skalldyr and 15 % for bløtdyr. Resultatet av beregningene (se ovenfor) viste at den maksimale doseraten i det studerte scenarioet, for den globale befolkningen, vil oppnås det første og andre året etter utslippet av radioaktiviteten. Det er nødvendig å understreke at i følge dette scenarioet, ville ulykken finne sted i juli, og at det første året derfor bare omfatter seks måneder etter at radioaktiviteten har sluppet ut. Ifølge en undersøkelse av forbruksmønstre for ulike grupper av befolkningen som bor langs kysten og i innlandet i Norge (Bergsten, 2003), er maksimum forbruk av sjømat 200, 40 og 4 g per dag for henholdsvis fisk, skalldyr og bløtdyr. På basis av denne undersøkelsen, ble den hypotetiske befolkningsgruppen som spiser mest sjømat fra det området som ville bli mest påvirket (den sentrale delen av Kvitsjøen) valgt ut til vurderingen. Proporsjonene på de totale beregnede dosene når det gjelder forskjellige typer sjømat korresponderer til den maksimale doseraten (se til høyre). Den beregnede maksimale doseraten er 39 μsv år -1, noe som er mye mindre enn den individuelle dosen fra naturlige kilder Doserate, mansv/år Kollektive doserater, mansv per år (1 10 år etter ulykken). Diagram: Statens strålevern. Skalldyr 9 % Bløtdyr 1 % Fisk 90 % 39 µsv Doserate til kritiske grupper, µsv per år. Diagram: Statens strålevern. 22