RADON SOM STRALINGSPROBLEM. Erling Stranden

Transkript

1 STATENS INSTITUTT FOR STRÅLEHYGIENE SIS Rapport. 1981:3 RADON SOM STRALINGSPROBLEM av Erling Stranden Prøveforelesning over selwalgt emne til den filosofiske doktorgrad State Institute of Radiation Hygiene Østcrndalen Østerås Norway

2 Innledning Allerede for mer enn 400 år siden beskrev Georgius Acricula (1556), som var bylege i Joachimsthal i Bohmen, en uvanlig dødlig sykdom som var svært hyppig blant gruvearbeiderne i Schneeberg og Joachimsthal. For omkring 100 år siden diagnostiserte Hårting og Hesse (1879) denne såkalte "Schneeberger Bergkrankheit" som lungekreft. Fra konklusjonen i deres rapport kan følgende sitater illustrere hvor alvorlig problemet var: 1) Bergsyken som forekommer i gruvene i Schneeberg er primær lungekreft og ca. 75% av dødsfallene kan tilskrives denne sykdommen. 2) Alle arbeiderne i disse gruvene som ikke forulykker eller blir revet tidlig bort av akutte sykdommer, går til slutt til grunne p.g.a. lungekreft. 3) Sykdommen inntrer tidligst etter 20 år i gruva, som regel senere, men sjelden først etter 50 år. Harting og Hesse antok at årsaken til denne hyppige lungekreften var inhalasjon av giftige metalliske støvpartikler og anbefalte øket ventilasjon og vatboring som beskyttende tiltak. Etter at Dorn (1900) oppdaget den radioaktive edelgassen radon (Rn-222) ble radonmålinger utført i disse gruvene og man fant radonkonsentrasjoner på mellom 3000 og pci/1, og i 1924 ble det for første gang foreslått av Ludewig og Lorenzer at den høye lungekrefthyppigheten skyldtes disse høye radonkonsentrasjonene.

3 - 2 - Estimater av dosene fra inhalert radon viste imidlertid at doen til lungene ikke skulle bli vesentlig høyere enn til andre vev i kroppen. Først tidlig i 1950 årene kom man til at årsaken til de høye lungedosene av inhalasjon av radons kortlevde datterprodukter Po-218, Pb-214 og Bi-214 som produseres av spaltning av radon i luft. (Bale and Shapiro, 1956, Shapiro, 1954) Etter dette ble det fart i arbeidet med radonproblemet, og ICRP (den internasjonale strålevernskommisjon) anbefalte for første gang i 1959 grenseverdier for yrkeseksponering av radon datterprodukter i luft. Arbeidet med disse problemene er stadig i utvikling, og særlig når det gjelder biologiske effekter av inhalasjon av Rn-døtre er det fortsatt store usikkerheter. Mer moderne epidemiologiske studier har også vist en overhyppighet av lungekreft blant gruvearbeidere som har vært utsatt for relativt moderate strålingsdoser sammenlignet med arbeiderne i Schneeberg og Joachimsthal. I tabell 1 er en del risikofaktorer funnet i slike undersøkelser satt opp. Risikofaktorene er gitt pr. "working level month" (WLM) radon datter eksposisjon. Dette er en spesiell enhet som tilsvarer en eksponering til 1 working level (WL) i en arbeidsmåned på 170 timer. 1 WL er definert som en kombinasjon av Rn døtre i en liter luft som resulterer i en utsendelse av J MeV a - partikkelenergi når døtrene spaltes gjennom hele kjeden. Jeg vil senere komme litt nærmere inn på denne definisjonen.

4 - 3 - Tabell 1 Gruppe arbeidere Referanse Livstidsrisiko pr. 10 arbeider Lungekreft/WLM Uran gruve Archer et al. (USA) 1973 Uran gruve Sévc et al. (CSSR) 1976 Newfoundland Villiers et al Ca 100 Sverige U.K. Snihs, 1974 Boyd et al Ca 150 Ca. 200 Disse risikofaktorene er framkommet ved ekstrapolering av data over en begrenset tidsperiode og antagelse av en latensperiode på 20 år. Det diskuteres sterkt om det er en lineær sammenheng mellom dose og effekt slik at tallene i tabell 1 også gjelder for lave doser. Ved å studere alle tilgjengelige epidemiologiske data om radon - lungekreft i gruver kommer Archer et al. (1978) til at risikofaktorene pr. WLM kanskje er høyere for lave doser mens Cohen og Cohen (1980) kommer til motsatt konklusjon. Det er her tydeligvis snakk i om ulike mater å behandle data på. En annen ting som er med på å formørke tilværelsen for epidemiologene er muligiieten for samvirke mellom radon døtre og andre faktorer som røyking, støv osv. osv. En ting synes i hvertfall klar: Inhalasjon av radon døtre i høye konsentrasjoner i gruveatmosfære gir øket risiko for lungekreft) og det er rimelig å anta at det også er en viss risiko forbundet med lavere doser.

5 - 4 - Mer skal jeg ikke komme inn på det epidemiologiske aspektet av dette problemet, det kan vi overlate til epidemiologene å sloss om. I resten av forelesningen vil jeg derfor konsentrere meg mer om de faktorer som har betydning for radon og radon datterkonsentrasjonene i ulike atmosfærer. Radon produksjon fra bygningsmatgrialer og fra berget Rn-222 og dets døtre er medlemmer av radiumkjeden, og radon produseres ved spalting av Ra-226. For at radongassen skal frigjøres til luft eller vann, må den bli tilgjengelig i de indre luftronunene i det materiale hvor produksjonen finner sted. Den radioaktivitet som frigis til indre luftvolum pr. tid og volumenhet kan uttrykkes som: f _ A.c-p-n 5 (1) C = aktivitetskonsentrasjonen av radium i materialet uttrykt pci/g (eller Bq/kg) A = decay konstanten for radon (X = s ) p = tettheten til materialet (g/cm ) n = emanasjonsfaktoren, dvs den delen av den produserte radon som frigis til det indre luftvolum. 6 = porositeten (forholdet mellom volum av luft og volum av materiale) Radon kan frigis til hus eller gruve atmosfære ved diffusjon gjennom materialet eller fra grunnvann som brukes i husholdningen eller som trenger inn i gruvene. La oss først se på diffusjon av radon fra grunnen eller fra bygningsmaterialer. Denne diffusjonen kan beskrives

6 - 5 - ved diffusjonsligningen: SC(x)_ kx 6 2 C(x) - AC(x) + f, (2) e 6t 6x 2 _3 hvor C(x) = aktivitetskonsentrasjonen av radon (pci cm ) pr. volumenhet av indre luftvolum i dybde x tiden t. x 2-1 k = effektiv diffusjonskoeffisient (cm s ) \ = decay konstant for radon ( s ) f = produksjonsraten beskrevet i ligning 1 Under likevektsforhold vil <5C(x) _ "6t og diffusjonsligningen kan skrives: k x 2 e C j x ) - XC(x) + f = 0 (3) d Ekshalasjonsraten, dvs aktiviteten som frigis fra overflaten pr flate og tidsenhet gis av: E = 6k* (dc/dx) x. 0 ( 4 ) hvor 6 er porositeten. For materialer med endelig tykkelse, f.eks. vegger i et hus, vil løsningen av ligning 3) og 4) gi: E d = S.f-R- tgh(d/2r) (5) hvor d «tykke Isen pi veggen og./~~x ' R = v k / X (cm) er diffusjonslengde.

7 * Ved uendelig tykke vegger (som fra grunnen), vil vi ha E = S.f-R (6) Radon ekshalasjonen fra en overflate vil som man ser av dette variere med radiumkonsentrasjonen i materialet, porositeten, tettheten, tykkelsen, emanasjonsfaktoren og diffusjonslengden. Malinger på emanasjonsfaktoren viser at denne kan variere fra under 1% til opptil 20% for ulike typer berg og bygningsmaterialer. Dif fusjonslengden varierer også fra materiale til materiale men malinger viser at diffusjonslengden for de fleste bygningsmaterialer og antagelig også for grunnen ligger på cm. En annen viktig parameter som påvirker ekshalasjonsraten er lufttrykket. Ved trykkfall har det blitt påvist både i hus (Stranden,1979, Jonassen, 1975) og i gruver (Pohl and Pohl-Riiling 1969) at ekshalasjonsraten øker. Figur 1 viser sammenhengen mellom ekshalasjonsraten fra en betongvegg som funksjon av trykkfall (McLaughlin and Jonassen, 1978). Som man ser av figuren gir dette en tilnærmet lineær sammenheng. Denne effekten antagelig forklares ved en øket luftstrøm ut av porer og sprekker i mat»." xalet. Radonkonsentras^o.^n i lufta i en gruve eller et hus kan beskrives med følgende formel (når man utelukkende ser på ekshalasjon fra bygningsmaterialer eller bakken): v + frf -!l-e"v t )+C Q e"v t (7) C ( t ) = c Hvor: C(t) = radonkonsentrasjonen i lufta i tidspunkt t C = radonkonsentrasjonen i ventilasjonslufta * v = luftskiftshastigheten i luftskift pr. time A = arealet pi den ekshalerende flate V = volumet av romlufta C. - radonkonsentrasjonen i romlufta 1 tidspunkt t=0

8 - 7 - Denne ligningen gjelder når X er mye større enn decaykonstanten for Rn-222, noe som vil være tilfelle for alle normale ventilasjonsforhold. I hus som har høye radonkonsentrasjoner vil bidraget fra ventilasjonsluften være neglisjerbart, mens det i gruver ofte vil være en relativt stor radonkontaminering i ventilasjonsluften. På grunn av variasjoner i ventilasjon og trykk vil det kunne bli store sesong og døgnvariasjoner i radonkonsentrasjonene både i gruver og innendørs. I fig. 2 vises resultater av en måleserie utført i et forsøkshus i Trondheim (Stranden og Berteig, 1980). Her er også kontinuerlige vind og ventilasjonsmålinger avmerket. Som man ser er det en tydelig sammenheng mellom vind, ventilasjon og radonkonsentrasjon. Gjennomsnittsverdien innendørs i vintermånedene vil som regel være høyere enn om sommeren, vesentlig på grunn av lufting etc. om sommeren. I gruver vil det også kunne være store korttidsvariasjoner på grunn av arbeid i gruva og forandring av ventilasjonen. På figur 3 vises eksempel på dette (fra Fosdalen gruve). De høye verdiene skyldes rett og slett at den lokale vifte var slått av i korte perioder på dagen på grunn av kaffepauser. Viften brakte så fælt at arbeiderne syntes det var plagsomt. Den langvarige høye verdien skyltes at viften var avslått over natten fordi man avslutter kveldsskiftet med sprengning. I gruvene opplever man også sesongvariasjoner, men her er oftest niv&ene høyest på sommertid på grunn av at ventilasjonen avtar når temperaturen i dagen øker.

9 - 8 - Radon fra vann Som nevnt tidligere vil grunnvannet kunne inneholde store mengder radon avgitt fra fjellet og fra radium oppløst i vannet. Inntrengning av grunnvann i gruver vil kunne bidra signifikant til radonkonseritrasjonene i gruveluften, men det synes som om bruk av borevann i husholdningen er et større problem. Dersom man borer en brønn, vil vann sige til brønnen fra relativt store områder rundt brønnen. Dette vil føre til at berget opptil 30 m borte bidrar med radon til brønnvannet, slik at konsentrasjonene kan bli store. I figur 4 vises fordelingen av malinger utført i ulike brønner i Finland (Asikainen and Kahlos, 1977). Når vannet fra slike brønner brukes i husholdningen vil man kunne få meget høye radonkonsentrasjoner innendørs i de perioder som vannet brukes. I fig. 5 vises eksempel på dette fra Finland (Annamaki, 1978). Her ser man tydelig døgnvariasjoner som funksjon av vannbruk. (Matlagning, bad og vasking morgen og kveld). Som middelverdi for radonkonsentrasjonen i innåndingsluften har følgende formel blitt foreslått av Annamaki (1978): C luft =(2 " T l + 6 ' T T 3 ) 1 0 " 4 - ( 1 / 2 4 >- C vann ( 9 ) hvor: T, = oppholdstiden pr. døgn i områder hvor det 1: brukes mye vann, 2: brukes moderat med vann, 3: brukes lite vann. C vann = radonkonsentrasjonen i vannet Som man ser av dette vil forholdet mellom konsentrasjon i innåndingsluften og i husholdningsvannet ligge mellom IO -4 og IO -3.

10 - 9 - Av fig. 4 ser vi at ca. 20% av grunnvannsprøvene i Helsinkiomradet (hvor det er granitt i grunnen) inneholder mer enn 10 pci/1 med Rn-222. Setter man inn T t = 0.5, T 2 = 2, T, = 17 i formel 9), får man i et hus J 5 hvor vann med radonkonsentrasjon 10 pci/1 brukes en midlere konsentrasjon i innåndingsluften på ca 14 pci/1. Sammenlignet med boliger for øvrig, er dette en nokså høy verdi. Malinger utført av Hess et al. (1978), viser også en tilsvarende sammenheng mellom luft og vannkonsentrasjon av radon som vi ser i fig. 6. Radondatterkonsentrasjoner Strålingsmessig er konsentrasjonen av radons datterprodukter mest interessant. Enheten som er mest vanlig brukt er working level som er et uttrykk for den "potensielle a-energi" fra radons kortlevde døtre i luft. Den potensielle a-energi er definert som den totale a-energi som avgis når en gitt mengde radon døtre spalter gjennom hele serien. 1 WL er definert sr,m en kombinasjon av radondøtre som gir en potensiell a-energi på 1.3-IO 5 Mev. I tabell 2 er de viktigste parametrene for beregning av potensiell a-energi i WL satt opp. Tabell 2 Fysiske data for radons datter produkter Nuklide Rn Halveringstid l-enerjt pr. spaltning 3.82 d. Ekskludert - Pot. a-energi pr. spaltning Pot. a-energi pr. pci 218Po(RaA) 3.05 min Pb(RaB) 26.8 min Bi(RaC) 19.7 min S Po(RaC 1 ) ~ 4 s Tota It

11 -lout fra denne tabellen ser vi at 100 pci/1 med radon i likevekt med sine datterprodukter gir en potensiell a-energi på ca. 1 WL. En annen viktig parameter som er bestemmende på dosene ved inhalasjon av radon døtre, er den fraksjonen av datterprodukter som ikke fester seg på støvpartikler, den såkalte "unattached fraction"."unattached fraction" kan defineres som forholdet: Efri f = P t P 0 t E pot (lu) Likevektsforholdet mellom radon og radons datterprodukter kan uttrykkes ved likevektsfaktoren: F E (WL) = _E t ( 1 1 ) C Rn(pCi/l) Likevektsfaktoren og den frie friksjonen er avhengig av flere faktorer, i første rekke ventilasjonsraten. Den frie fraksjonen er også sterkt avhengig av støvkonsentrasjonen i lufta. Jo større støvkonsentrasjon, jo større vil sannsynligheten for at datterproduktene vil kunne feste seg på støvet. (Derved lavere fraksjon). En del av datterproduktene vil kunne bli fjernet fra lufta ved at de slår seg ned på overflater i rommet. Denne deposisjonssannsynligheten vil være avhengig av rommets beskaffenhet. Den frie delen av datterproduktene vil dessuten ha større sannsynlighet for deponering.

12 Ot fra dataene i tabell 2 og ulike modeller, vil man kunne utføre beregninger av likevektsfaktoren og den frie fraksjonen. Slike beregninger er i første rekke av verdi for å kunne anslå f.eks. konsekvensene av forandringer i ventilasjonen. Fordi det er så mange faktorer som spiller inn, vil slike beregninger være av begrenset verdi for å anslå situasjonen i individuelle gruver eller hus. 1 vanlig atmosfære i hus og i gruver, vil den frie fraksjonen gjerne være mellom 5 og 20%, mens likevektsfaktoren vil kunne variere fra under 10% og nesten til 100%. Fig. 7 viser modellberegninger av likevektsfaktoren ved antagelse av henholdsvis null deposisjon og en stor deposisjon. I figuren er også noen eksperimentelle resultat satt opp. Son, man ser av dette, vll likevektsfaktoren kunn'? variere sterkt fra sted til sted også over tid. I figur 8, er en del eksperimentelle data for likevektsfaktoren fra ulike atmosfærer satt opp. Dersom bare radon males, har det ofte vært vanlig å bruke en likevektsfaktor på 50% for å anslå datterkonsentrasjonene. Som man ser av figur 8, vil dette ofte kunne brukes som en middelverdi for å anslå middeleksponering, men det lar seg ikke benytte i individuella tilfeller. Nivåer og doser Det er utviklet en rekke modeller for å anslå dosene til bronchiale^"' "-elet og lungene fra inhalasjon av radon døtre.

13 ICRP har rekommendert at begrepet "effektiv doseekvivalent" skal brukes for bestemmelse av strålebelastning. Denne størrelsen fremkommer ved at man multipliserer doseekvivalenten til et gitt organ med en vektfaktor tilsvarende strålingsfølsomheten til dette organet. Disse ulike bidragene summeres nå, og summen gir da en doseekvivalent som gir den tilsvarende risiko som om kroppen var uniformt bestrålt med denne doseekvivalenten. Jacobi og Eisfeld (1980), har brukt to ulike metoder for å anslå den effektive doseekvivalent fra en eksposisjon på 1 WLM. Ved den epidemiologiske fremgangsmåten benyttes data om risiko pr. WLM. Dette overføres da til en effektiv doseekvivalent som tilsvarer denne risiko. Ved den dosimetriske fremgangsmåten, brukes dosene til bronchialepitelet og lungene funnet ved dosimetriske modeller. Disse dosene multipliseres deretter med passende vektfaktorer for å finne effektiv doseekvivalent. Stranden (1980) har brukt samme fremgangsmåten, og begge rapporter finner at effektiv doseekvivalent pr WLM ligger i intervallet 3-30 msv (0.3-3 rem). Intervallene som finnes ved epidemiologisk fremgangsmåte og dosimetrisk fremgangsmåte overlapper hverandre, og ved å bruke middelverdien for det felles området, får man at 1 WLM tilsvarer 10 msv. I tabell 3 er nivåene og de korresponderende doser i hus i normale området av verden satt opp.

14 Tabell 3 Midlere eksponering til radondøtre i "normale" hus Land Referanse Middelverdi for Rn døtre v'wl) Effektiv doseekv.(msv/år) Finland Makelåinen, Norge Stranden et al Sverige Swedjemark, UK Cliff, Som man ser av denne tabellen vil "normaleksponeringen" av befolkningen i de nordiske land hvor ventilasjonsraten er relativt lav ligge i området 1-4 msv/år ( mrem/år). Dette er relativt høye doser sammenlignet med hva f.eks. yrkeseksponerte i industri og medisin blir utsatt for. I enkelte områder er radonkonsentrasjonene i hus vesentlig høyere enn normalt. Eksempler på dette er finske områder hvor radioaktivt vann brukes i stor utstrekning og svenske boliger som er bygget på mark med alunskifer eller med lettbetong inneholdene alunskifer. I tabell 4 er en del slike unormale verdier satt opp. Tabell 4 Radondattereksponering i utvalgte områder Område Ref. Middelverdi Årlig effektiv Rn-døtre WL doseekv. (msv) Sverige (Alunskifer g^j^k ^ ^ J (i marken g Alunskifer 0,, 4 5 u - i l i bygn.materiale Finland (Helsinki- Castrén (området 1978 ( (radonrikt ( vann)

15 Her ser vi virkelig friske verdier, og når mån vet at dosegrensen for yrkeseksponerte er 50 msv/år, ser man er spesielt i Sverige er det områder hvor radon er et stort problem. I gruver vil som regel radoneksponeringen være høyere enn i "normale" hus. I neste tabell er en del middelverdier for ulike land satt opp: Tabell 5 Radondatterekspos: Lsjon i ulike gruver Land Type gruver Radondatter^ kons. {middelverdi) KL Effektiv årlig doseekvivalent referanse USA Oran Richardson 1978 Frankrike Uran UNSCEAR 1977 Sverige Ikke uran Snihs and Ehdwall 1978 Norge Ikke uran Berteig 1980 Et interessant fenomen er at dosebelastningen fra radondøtre i gruver og hus forandrer seg med tiden. I gruver har eksponeringen en tendens til å avta, grunnet bedre forståelse for problemet og igangsettelse av strålevernstlltak. I hus derimot, har dosebelastningen øket betraktelig i de senere år. Dette skyldes at man har blitt flinkere til å isolere husene uten at det er sørget for tilstrekkelig ventilasjon. Figur 9 viser middelverdien for dosebelastningen til svenske gruvearbeldere fra 1970 til 1979 (Ehdwall et al.1980) Nedgangen i dosebelastnlng skyldes strålevernstlltak som var

16 igangsatt, og det er tydelig at dette har vært veilykket. Den samme tendens finner man også i andre land. I figur 10 er radondatterkonsentrasjonen i svenske hus som funksjon av byggeår vist (Swedjemark, 1978). Her ser man at tendensen er en helt annen, og det er store muligheter for at dette vil fortsette også en stund inn i fremtiden dersom man ikke tar større bensyn til radonproblemet. Konklusjon Radons datterprodukter gir relativt store doser til yrkeseksponerte og den generelle befolkning i Norge, og antagelig de fleste andre land, er gruvearbeiderne den høyest eksponerte yrkesgruppen og enkelte arbeidere får doser som nærmer seg ICRP's grenseverdi. Et større problem er antagelig bestrålingen av befolkningen på grunn av radon i hus. "Normalverdiene" er høye sammenlignet med hva de fleste yrkeseksponerte utsettes for, og mindre befolkningsgrupper får stråledoser som represerterpr en signifikant risiko. Et alvorlig problem er.-.i- dcsebelastninger. til befolkningen har en tendens!.ii."- '! i-i.i arum-. a 1 ' nedsatt ventilasjon i hus. i Norge I Norge har vi fortsatt ikke kjennskap til områder hvor det er ekstreme radonkonsentrasjoner, men det kan ikke utelukkes at slike områder finnes. Når man ser på de ulike sider ved radonproblemet som jeg har forsøkt å skissere i denne forelesningen, er det tydelig at problemet er interessant både rent vitenskapelig, og ikke minst strålevernsmessig, da det her er snakk om relativt store stråledoser som forandres med tiden, og som påvirkes av en rekke faktorer.

17 R e f e r a n s e r Acricula, G., 1556, De Re Metallica, Basel, referert til av Jacobi og Eisfeld, Annamaki, M. 1978, Radonmåtningar i finska boståder, Nordiska Sållskapet for Strålskydd, 5. møte Visby Archer, V.E., Wagoner, J.K. and Lundin, F.E "Lung cancer among uranium minders in the Unites States". Health Phys. 25, /rcher, V.E., 1978, "Summary of data on uranium miners", in Proc. Workshop on dosimetry for Rn and Rn-daughters, Oak Ridge National Laboratory, Apr , 1977, ORNL Asikainen, M. and Kahlos, H., 1977, Natural radioactivity of ground and surface water in Finland, Stri'lsakerhetsinstitutet, Helsinki, Report STL-A24. Bale K.F. and Shapiro, J.V., 1956, Radiation Dosage to lungs from radon and daughter products, Proc. 1. int. Conf. on Peaceful Uses of Atomic Energy, Geneva 1955, Vol. 13, 233, UN., New York. Boyd, J.T., Doll, R. and Foulds, J.S. 1970, "Cancer of the lung in iron ore (haematite) miners", Brit. J. Ind. Med. 27, Berteig, L., 1980, Radon and thoron in Norwegian mines, Presented at Nordic Society for Radiation Protection meeting, Geilo, January Castrén, 0., 1978, The contribution of bored wells to respiratory radon daughter exposure in Finland, in Proc. of Symp. on natural radiation env. Ill, Houston, Texas.

18 Cliff, K.D., 1978, Assessment of airborne radon daughter concentrations in dwellings in Great Britain, Phys. Med. Biol., 23, 696. Cohen, A.F. and Cohen, B.L., 1980, Tests of the linearity assumption in the dose-effect relationship for radiation-induced cancer, in press. De Villiers, A.J. and Windish, J.P., "Lung cancer in a fluorspar mining community: I. Radiation, dust and mortality experience". Brit. J. Ind. Med. 21, Ehdwall, H., Snihs, J.O. and Hellstrom, G. # 1980, Radon på arbetsplatser, SSI: Harting, F.H. und Hesse, W., 1879, Viertel jahresschrift fvir gerichtliche Medizin und offentliches Sanitatswesen, 30, 296. Referert til av Jacobi og Eisfeld. Hess, C.T. et al., 1978, The investigation of natural Levels of Rn-222 in groundwater related health effects, in press. Jacobi, W. and Eisfeld, K., 1980, Dose to tissues and effective dose equivalent by inhalation of Rn-222, Rn-220 and their short lived daughters, Gesellschaft fur Strahlen- und Umweltforschung mgh, Munchen, GSF-report-S-626. Jonassen, N., 1975, "On the effect of atmospheric pressure variations on the radon 222 concentration in unventilated rooms", Health Phys. 29,

19 Ludewig, P., og Lorenzer, S., 1924, Untersuchungen der Grubenluft in der Schneeberger Gruben auf den Gehalt an Radium - Emanation, Z. Physik, 22, 178. Mc Laughlin, J.P. and Jonassen, N., 1978, The effect of pressure drops on radon exhalation from walls, in proceedings of the symposium on the natural radiation environment III, Houston, Texas. Makelainen, I., 1980, Preliminary survey on radon in Finnish dwellings, Nordic Aociety for Radiation Protection, Meeting Geilo, Norway. ohl, E. and Pohl-Ruling, J., 1969, The Rn-222 concentration in the atmospheres of miners as a function of the barometric pressure. Health Phys., 16, 579. Richardson, H.P., 1978, Radiation hazards in uranium mines, a perspective, in Proceedings, OECD, Nra Meeting on personal dosimetry and area monitoring suitable for radon and daughter products, Paris, November Sevc, J., Kunz, E. and Placek, V., 1976, "Lung cancer in uranium miners and long-term exposure of radon daughter products". Health Phys. 30, Shapiro, J., 1954, An evaluation of the pulmonary radiation dosage from radon and its daughter products, Univ. of Rochester Rep. UR-298.

20 Snihs, J.O., 1974, "The approach to radon problems in non-uranium mines in Sweden". In: International Radiation Protection Association, IRPA, International congress, 3, Washington D.C., Proceedings, pp , U.S. Atomic Energy Commission, CONF, Snihs, J.O. and Ehdwall, H., 1978, Radon problems in Sweden, in proceedings NEA seminar on Personal Dosimetry and Area Monitoring Suitable for Radon and Daughter Products, Paris and La Crouzille, Nov Stranden, E., Berteig, L. and Ugletveit, F., 1979, A study on radon in dwellings. Health Phys., 36, 413. Stranden, E. and Berteig, L., 1980, Radon in dwellings and influencing factors. Health Phys. in press. Stranden, E., 1980, Population doses from naturally occuring radiation in Norway, State Institute of Radiation Hygiene, Østerås, SIS-report 1979:2. Swedjemark, G.A., 1978, Radon in dwellings in Sweden, in Proceedings Symp. on natural radiation env. Ill, Houston Texas. Swedjemark, G.A. et al., 1979, Statens strilskyddsinstitut, Rapport SSI: UNSCEAR 1977, United Nations Scientific Committee on the Effects of Atomic Radiation. "Sources and effects of ionizing radiation: 1977 report to the General Assembly, with annexes".. New York, United Nations.

21 10 15 A P (mm rig) Fig. 1. Ekshalasjonsrate som funksjon av undertrykk ved trykkfall. (McLaughlin og Jonassen, 1978)

22 Radon concentration ( pci/l Wind (m/s ) Ventilation (Ir') X > 3) r> I a 9 rr 0> 1 n < < 3 I» ft 3 1 * C I- a oi. w Ul. r? s i o g * H a 3 a o «a * o CD 3 ID «1 1 ft» 3 (B ft H> M na gi 2 m Ol S > s z > O n 3) X _ M o > m h- O U> 3 (B 3 > o x

23 _ l'vo » * * *. 20 J! L J I! L J i I i U> n Vi 8 TIME OF THE DAY

24 100% Fig. 4. Distribusjon av Rn-konsentrasjoneni borevann i Finland. (Aslkainen og Kahlos, 1977)

25 -I I I I I j I I I * h- -i j I I I I I I KESKIPtTOISUUS - l 1». 1» PCIA. - S3fi. 9 Bi/fna mto.: *~W ir.» I-' ' I " IS.» II. tt Zi I I t I I I I I I I I I I I I I- "» " ' '-." 11» Fig. 5. Døgnvariasjon av Rn-konsentrasjon i et hus med borevann. (Annamaki, 1978)

26 IX) < z o 0.1 CC J RADON IN WATER PCI/L Fig. 6. Sammenheng mellom Radon i vann og radon i innendørsluft. (Hess, 1978)

27 F Lot \ \ 0.5 Ik» N J Z 3

28 N(I) 50 f " -MINE*. 40 DVOELLIUGS, mr - -L 10 ( i i F i!,1...

29 w W. tø LL 9L SL W S Z It <J I l T *0-, *CU \ - % \ o f? 9 W7M

30 a- -a 3 a. s > / xy ~o V 0" J L J L 50 to ByGGEAR