1. No category

NaturrårdskSrket RAPPOR1
Cesium i den marina miljön runt Forsmark
efter Tjernobyl
Manuela Nötter
Avdelningen för miljöövervakning
1990:1
CESIUM I DEN MARINA MILJÖN RUNT FORSMARK EFTER TJERNOBYL
MANUELA NÖTTER
BESTÄLL NINGSADRESS
Naturvårdsverket
Informationsenheten
171 85 Solna
Tel: 08-799 10 00
ISBN
ISSN
91-620-3723-4
0282-7298
CESIUM I DEN MARINA MILJÖN RUNT FORSMARX EFTER 7JERSOBYL.
Manuela Nötter, Statens Naturvårdsverk, 170 11 Drottningholm.
INNEHALL
1.
1.
2.
3.
3.1.
3.2.
3.3.
3.4.
3.5.
3.5.1.
3.5.2.
4.
5.
6.
7.
8
9.
10.
Sid.
Abstract
1
Inledning
.2
Provtagningsprogram
2
Resultat och diskussion
4
Havsvatten
5
Sediment
6
Primärproducenter
7
Födoorganismer
10
Fisk
11
Storleksberoende
11
Cesiumkoncentrationen i olika fiskarter
13
Temperaturens betydelse för cesiumkoncentrationen.16
Cesiums vandring i ekosystemet
......19
Koncentr at ionsf aktörer
19
Konklusion
20
Erkännanden
21
Sammanfattning
22
Referenser
24
Figurer 1 - 1 9
Appendix 1
27 - 41
1 - 12
CESIUM-137 IN BIOTA FROM THE BOTHNIAN SEA AFTER THE CHERNOBYL
ACCIDENT.
ABSTRACT
The Chernobyl fallout in April 1986 hit the Swedish Bothnian Sea
coast to a relatively large extent. Extended sampling programs
to follow uptake and mobilization of Cs-137 at different trophic
levels in the aquatic environment started immediately after the
accident.
Water, sediment, algae, fish and food organisms for fish have
regularly been sampled during 1986 and 1988. The highest cesium
concentration (3400 Bq/m3) in water from the Bothnian sea was
detected in May-July 1986. Since September 1986 the cesium
concentration has been decreasing and was about 500 Bq/m3 in
March - June 1987. During the same period, green algae
(Cladophora), from early top values at 17 000 Bq/kg d.w., have
rapidly decreased to about 200 Bq/kg d.w. Of the investigated
food organisms, fish-spawn rapidly got high values (3000 Bq/kg
d.w.) of cesium. There is also reason to believe that this was
the case for plankton. The cesium concentration in the other food
organisms was lower, about (500 - 1200 Bq/kg d.w.). The decrease
was fast and already during August 1986 they had relatively low
concentrations ( < 500 Bq/kg d.w.).
The cesium metabolism was rapid in species that feed on plankton
and filtered material from the pelagial, such as mussles and
herring. The maximum concentration was reached (1000 - 1500 Bq/kg
d.w.) in September 1986. Fish species with algae in the nutrient
chain (e.g. roach) reached concentrations of about 1000 Bq/kg
d.w. and the decrease is slower. The accessible cesium for prey
fish became relatively good depending on the high concentrations
in fish-spawn. The maximum value for the cesium concentration in
perch and pike was 2000 - 3000 Bq/kg d.w. and the decrease is
slow. From the results from late 1988 the concentration factor
(CF) has been calculated for several fish species in brackish
water.
In the Biotest Basin, with 10 °C increase in warmth, the
metabolism of cesium in algae, molluscs, fish-spawn and roach
became faster than for the same species under natural conditions
in oregrundsgrepen. Maximal concentrations were lower and
excretion faster. For the other studied fish species the results
were not that distinct.
Fish from the Bothnian Sea and the Baltic have considerably lower
concentrations than freshwater fish and the cesium concentration
has not exceeded the retailing limit of 1500 Bq/kg f.w.. Today
the cesium metabolism is less dynamic. Relatively good
equilibrium has been reached between the cesium concentration in
water and in biota. Due to the slow decrease of the concentration
in water depending on sedimentation and dilution, the extent of
recirculation of cesium from sediment to biota and the different
life cycles of the species will determine the velocity of the
decrease of cesium concentrations in biota.
CESIUM I DEN MARINA MILJÖN RUNT FORSMARK EFTER TJERNOBYL.
1. INLEDNING.
Tidigt efter kärnkraftsolyckan i Tjernobyl stod det klart att
Sverige hade drabbats i relativt stor omfattning av nedfall av
radioaktivt material. Plymens väg från den första dagens utsläpp
den 26 april har beräknats av SMHI. En stor del av nedfallet i
östra Sverige kom under de två första dygnen (Persson, 1986).
Depositionsmätningar vid Forsmark i nordöstra Uppland fr.o.m.
den 29 april (Ingemansson, 1986) visar att nedfallet kom under
två perioder; den 28 april - 2 maj samt 8 - 1 0 maj. Ihållande
regn de aktuella dygnen medförde att depositionen av radioaktiva
ämnen blev betydande, särskilt utefter bottenhavskusten. Enligt
Svergies Geologiska AB:s flygkartering var depositionen av Cs137 vid Forsmark omkring 10-20 KBq/m2 (Figur 1) under det att
kuststräckan norrut blev ännu mer kontaminerad. Vid Forsmark har
nuklidkoncentrationen i biota kontrollerats rutinmässigt sedan
flera år inom kraftverkets kontrollprogram.
Variationen i regional cesiumdeposition efter Tjernobyl, som
framgår av SGABrs flygkartering, kan följas i alger (Cladophora
och kiselalger) med mycket höga koncentrationer (150 KBq/kg t.v.)
i närheten av Gävle. Under maj-juni 1986 uppmättes också i
forsmarksområdet förhållandevis höga koncentrationer av Cs-137
i primärproducenter såsom kiselalger (25 KBq/kg t.v. Cs-137),
brunalger och grönalger (max 8 - 9 KBq/kg t.v. Cs-137). På högre
nivå i näringskedjan avtog koncentrationerna. Bottenfauna hade
halter i storleksordningen 1 KBq/kg t.v. Cs-137, fiskyngel 0.5
KBq/kg t.v. och adult fisk (t.ex.abborre och gädda) hade ännu
lägre koncentration (60 - 300 Bq/kg t.v. Cs-137). Resultaten
t.o.m. okt 1986 presenteras i Grimas et al. (1986). I följande
rapport sammanfattas resultaten vad gäller fortsatt upptag och
omsättning av cesium på olika trofisk nivå under åren 1986 1988.
2. PROVTAGNINGSPROGRAM.
Så snart olyckan i Tjernobyl den 26 april 1986 blev känd
utvidgades provtagningsprogrammet för det akvatiska ekosystemet
runt
Forsmarks, kärnkraftverk.
Programmet
omfattade
också
provtagning i Biotestsjön, en konstgjord bassäng i kylvattensystemets yttre del. Kylvattnet från kraftverket ökar temperaturen i Biotestsjön med ca 10 °C. Spärrar i Biotestsjöns utlopp
förhindrar passage av fisk och täta rutinmässiga kontroller ger
en god skattning av organismernas exponering för t.ex. temperatur
och radionuklider.
Från kärnkraftverkets kylvattenkanal insamlades vatten, veckovis
under de två första månaderna och sedan månadsvis. Från flera
platser utefter bottenhavskusten insamlades under maj - juli 1986
olika arter av alger, fisk och födoorganismer för fisk. Senare
koncentrerades provtagningen till Forsmarksororådet.
De provtyper och stationer (Figur 2) som valts för den mer
långsiktiga uppföljningen av nedfallet av Cs-137 från Tjernobyl
vid Forsmark är:
Vatten; - havsvatten från Forsmarksverkets intagskanal för
kylvatten, stn G.
Alger; - kiselalger från stn E och G. Kiselalgerna har insamlats
genom avskrapning av stenar som legat ca 1 dm under
vattenytan.
- grönalger (Cladophora spp.) från stn ö, G och
Biotestsjön. Cladophora insamlas från stenar i
anslutning till strandkanten.
- blåstång (Fucus vesiculosus). Blåstång har med
dykarnjälp insamlats i närheten av ön Länsman i
öregrundsgrepen.
Födoorganismer;
- yngel från Biotestsjön och öregrundsgrepen.
- märlkräftor från Biotestsjön och öregrundsgrepen.
- snäckor från Biotestsjön och Öregrundsgrepen.
- blåmussla (Mytilus edulis) stn Ö. Blåmussla
dissekerades i mjukdelar och skal innan gammaanalys,
övriga födoorganismer analyserades artvis
homogeniserade.
Fisk;
från öregrundsgrepen
- mört
- abborre
- gädda
- braxen
- gös
- sik
- strömming
- torsk
- ål
från Biotestsjön
- mört
- abborre
- gädda
Längd och vikt bestämdes för varje fisk innan
fiskmuskein dissekerades ut. Prover på torsk och gädda
har oftast analyserats individuellt i övrigt har
gammaanalys utförts på Trystorkade samlingsprov av
fiskmuskel från ca 10 individer. Resultaten anges i
Bg/kg torrvikt. Torrviktsvärdet för fiskmuskel är ca
4-5 gånger högre än färskviktsvärdet.
Nordväst om Biotestsjon finns ett ackumulationsområde för
sediment (stn. 68, Figur 2 ) . Området påverkas förutom av diffus
spridning av kraftverkets nuklidutsläpp mer direkt vid de
tillfällen då reservutloppet vid punkt K är öppet. Från denna
station har insamling också skett av
- ytsediment (0 -2 cm), månadsvis från och med juli 1986.
- sedimenterande material, med samma frekvens under den
isfria tiden av året. Sedimentfällan vid station 68
bestod av ett träkors med åtta stycken rör (diam 2.6
cm, höjd 12 cm) fixerat ca 1 meter ovan botten. Det
första provet samlades in under tidsperioden
860720 - 860821.
Cesiumkoncentrationen i sedimenterande material kan antas vara
relativt representativt för den lägsta nivån i näringsväven
eftersom det till stor del består av döda och levande kiselalger
och andra växtplankton.
Appendix 1 ger en sammanställning över insamlade prover samt
primärdatatabeller.
3. RESULTAT OCH DISKUSSION.
Inledningsvis antogs att koncentrationen i biota skulle minska
med stigande trofisk nivå (Figur 3), för att i ett senare skede
mer likna de föhållanden som rådde efter atombombsprovssprängningarna då cesiumkoncentrationen på torrviktsbasis var högst i
plankton, abborre och gädda, lägre i mört och ännu lägre i
bentos. Koncentrationen i alger varierade beroende på art.
Koncentrationsfaktorn (våtvikts relaterad) var ca 3000 för
abborre och gädda och ca 300 i bentos och plankton. (Kolehmainen
1967, 1968, Carlsson 1976, 1978). Situationen efter Tjernobyl är
dock inte helt lika. Under sextiotalet deponerades ny aktivitet
från atmosfären kontinuerligt under lång tid medan det denna gång
i stort sett är en engångsdeposition.
För att ge underlag till en bedömning av hur varmare miljö
påverkar cesiuinkoncentrationen i biota har ett flertal alg- och
faunaprover insamlats både i och utanför Biotestsjön.
Under den första tiden efter nedfallet påvisades förutom
cesiumisotoperna Cs-137 och Cs-134 relativt höga koncentrationer
av bl.a. nukliderna Ag-110m, Ru-103, Ru-106, Te-132, 1-131, Ba140, Ce-141 och Ce-144 i olika typer av biota. Framförallt i
algprover, sedimenterande material och vissa typer av näringsorganismer kan ett flertal av dessa nuklider detekteras under
relativt lång tid. I det längre perspektivet är det dock cesium
och speciellt cesium-137 som kommer att ha betydelse.
3.1 HAVSVATTEN.
Bottenhavet är ett brackvattensystem där saliniteten är ca S0/»,\ iymen är ca 4340 km3 och vattenomsättningen ca 40 % per år.
Huvudrörelsen för vattnet i Bottenhavet är cirkulär moturs
(Voipio, 1981). Modellstudier av vattencirkulationen i Bottenhavet har även gjorts av Funkvist och Gidhagen (1984) vid SMHI.
Väderleken för ett "typiskt år" har konstruerats utifrån 50 års
mätdata och använts till modellstudier. Modellen ger då en svag
medsols rörelse för ytvatten i Bottenhavet. Modellberäkningar på
spridningen av partikulära utsläpp vid Gävle respektive Umeå
visar att utsläppen först sprids utefter kusten, både i nordlig
och sydlig riktning. En relativt stor del av ett partikulärt
utsläpp sjunker snabbt ner till djupare vatten. Efter höst- och
vinterstormar har utsläppet blandats i större delen av Bottenhavet .
Resultat av aktivitetsanalyserna på vattenprov insamlade i
kärnkraftverkets kylvattenkanal (stn G) framgår i figur 4. Under
perioden maj - juli 1986 ökade cesiuinkoncentrationen (maxvärde
ca 3400 Bq/m3), troligen beroende på tillförsel från omkringliggande landområden genom avrinning och urlakning. En del av
koncentrationsökningen i vattnet kan vara en mer storskalig
effekt av ytvattentillförseln från Bottenhavets kustnära områden.
Från och med september 1986 minskar cesiumkoncentrationen i
havsvattnet till ca 500 Bq/m3 under större delen av 1987. Under
tidig vår 1988 går koncentrationen ner till omkring 300 Bq/m3 och
håller sig relativt konstant under resten av året. Före olyckan
var koncentrationen av Cs-137 i vatten från Östersjön omkring 15
- 20 Bq/m3.
Cesiumkoncentrationen i havsvattnet har alltså fr.o.m mars 1987
varit relativt stabil vilket tyder på att nedfallet nu är väl
blandat i Bottenhavets vatten. Från Finland rapporterar
Ikäheimonen et al (1988) värden mellan 300 - 400 Bq/m3 i vatten
från finska sidan av Bottenhavet under 1987. Minskningen av
koncentrationen sker nu endast långsamt genom sedimentation och
utbyte av vatten med lägre koncentration från egentliga Östersjön
och Bottenviken. Under 1988 rapporteras Cs-137 koncentrationen
i Östersjön vara omkring 150 Bq/m3. En fortsatt utjämning av
koncentrationerna i dessa båda bassänger kan väntas de närmaste
åren.
3.2 8EDIMENT.
Koncentrationen av radionuklider i sediment från öregrundsgrepen
undersöktes vid en ragional kartering 1983 (Nötter, 1985) vilken
till vissa delar upprepades 1987 (Nötter, 1989). Inom den
ordinarie omgivningskontrollen för kraftverket analyseras också
sediment från en lokal i Biotestsjön varje månad (Nötter, 1989).
De tidigare nämnda rapporterna innefattar sedimentresultaten mer
ingående varför de här behandlas mycket kortfattat.
I figur 5 visas resultatet för Cs-137 från sedimentkarteringen
av radionuklider 1987, ca ett och ett halvt år efter olyckan i
Tjernobyl. Koncentrationen av Cs-137 i ytsedimentet ( 0 - 2 cm)
har från 1983 till 1987 ökat från omkring 80 Bq/kg t.v. till 4000
Bq/kg t.v. i öregrundsgrepens ackumulationsområden (dvs djupa
rännan utefter Gräsö)- Cesiumkoncentrationen är som vid tidigare
undersökning (1983) korrelerad med glödförlusten.
Av den månadsvisa sedimentprovtagningen i Biotestsjön är det
svårt att dra några direkta slutsatser eftersom det vid lokalen
är erosionsbotten och koncentrationen i sediment flukturerar
kraftigt. Vid station 68 är mängden deponerat cesium i ytskiktet
(0-2 cm) i genomsnitt 4 300 Bq/m2 från och med septeirber 1986 (se
figur 6 a-b och figur 9). Vid karteringen 1983 var värdet 320
Bq/m2. Torrsubstanshalt (TS%=20 %) och glödförlust (GF%=90 %) vid
station 68 tyder på att det är relativt goda sedimentations-
förhållanden på platsen. Vid ett par tillfällen är cesiumkoncentrationen i sedimenten dock förvånansvärt låg. En orsak kan
vara sedimenttransport vid hård väderlek då djupet på platsen
endast är 9 m.
3.3 PRIMÄRPRODUCENTBR.
Nedfallet från Tjernobyl fördelades ojämt och närliggande lokaler
har i vissa fall belastats mycket olika. För alger har växtplatsen stor betydelse för cesiumkoncentrationen. En stor del av
kontamineringen i inledningskedet antas ske genom ytadsorption.
Efter det direkta nedfallet tillfördes cesium genom
avrinning/utlakning från marken i närområdet. Cladophora t.ex.
har insamlats strandnära vilket kan vara av avgörande betydelse.
Strandnära plantor iced relativt stor yta i förhållande till
vikten erhåller då hög koncentration. Olikheter i strömstyrka
eller vågsvall vid provtagningsplatsen kan också påverka
analysresultaten genom mekanisk påverkan på algerna. Äldre
algtrådar slits, bort och analys sker på yngre individer med
proportionellt sett större andel algmassa under tillväxt.
Speciellt känsliga för detta är kiselalger medan grönalger som
Cladophora är mer robusta. Populationstätheten i algsamhället kan
också vara av betydelse. Algsamhällen med ymnigt och tätt
växtsätt kan nedföra att plantorna skymmer varandra så alla
plantor inte utsätts för lika stor belastning.
Resultaten för alger och sedimenterande material t.o.m. 1988
visas i figur 7 a-b.
Kiselalger (Diatomee'r)
Algerna når snabbt mycket höga koncentrationer av cesium.
Maximal koncentration registrerades under juli-aug 1986 (100008000 Bg/kg t.v.). I Biotestsjön sker en kraftig minskning av
cesiumkoncentrationen under sept-okt 1986 samtidigt som koncentrationen i vatten sjunker. Både vid station E och G är cesiumkoncentrationen i kiselalger signifikant korrelerad med koncentrationen i vattnet (r=0.80***; Figur 8a). Utanför Biotest-sjön är
förloppet inte lika hastigt. Förklaringen kan vara att algerna
lever längre i det kallare vattnet och påverkas således under
längre tid (integrationstiden ökar). Den ca 10°C högre temperaturen i Biotestsjön påskyndar också tillväxten hos algerna.
Biomassan okar snabbare varför koncentrationen minskar. I
genomsnitt ar koncentrationen i kiselalger utanför Biotestsjön
något högre an motsvarande alger från insidan. I slutet av 1988
är dock koncentrationen relativt lika omkring 3100 Bq/kg t.v..
Omsättningen av näringsämnen och metaller i kiselalgssamhället
tycks vara mycket effektiv och de under växtcykelns förlopp
frigjorda ämnena tas snabbt upp av nästa generation. Koncentrationen av cesium i kiselalger minskar därmed långsammare än för
övriga alger.
Koncentrationen varierar under året troligen beroende på de olika
kiselalgsarternas årsc/kler.
Sedimenterande material
Provmängden i sedimentfällan vid station 68 var liten, i
genomsnitt omkring 1.7 ± 0.7 gram, och sedimentationen 0.38 ±
0.16 kg/m2 per månad.
Under de tre första månaderna påvisades ett brett spektrum av de
i nedfallet förekommande nukliderna i det sedimenterande
materialet. Den ojämförligt kraftigaste sedimenteringen av Cs137 tycks ha jikett tidigt, redan under maj - juli 1986. Det
första provet, från augusti 1986, innehåller ca 8600 Bq/kg t.v..
Redan vid nästa provtagning, september 1986, har värdet halverats
och har sedan dess varit relativt konstant omkring 4000 Bq/kg
t.v. d.v.s på samma nivå som koncentrationen i kiselalger från
utsidan av Biotestsjön. Sedimentprovtagningen vid samma plats
bekräftar att merparten av sedimenteringen av kontaminerat
material har skett under tiden maj - augusti 1986 (Figur 9) .
Belastningen via sedimenterande material under augusti 1986 var
ca 6000 Bq/m2 och har sedan dess legat på nivån 1200 Bq/m2 per
månad. Detta stämmer med de resultat L. Brydsten (1989) rapporterar från undersökningar av materialtransport i öreälven, där
ca 80% av totala transporten av cesiumkontaminerat material
skedde under maj-juni 1986. Förhållandet mellan koncentrationen
i sedimentrande material och koncentrationen i vatten ökar med
tiden. Detta kan tyda på att äldre sedimenterat material virvlar
upp från botten och hamnar i fällan på nytt eller att recirkula8
tionen av cesium i biota är mycket effektiv och för närvarande
dominerar över koncentrations minskning i vatten via fastläggning
av cesium i sediment och utspädning av koncentrationen i vatten
via tillförsel av vatten med lägre koncentration.
Grönalger (Cladopora spp.)
Under de första tre månaderna hade Cladophora högre koncentration
än kiselalger. Efter de inledande höga koncentrationerna har
halten minskat kontinuerligt. Från toppnoteringar på 17000 Bq/kg
t.v. under maj 1986 har koncentrationen utanför Biotestsjön gått
ner till 200 Bq/kg t.v. i aug-nov 1987 och är sedan relativt
konstant under 1988.
I inledningsskedet var koncentrationen utanför Biotestsjön högre
än innanför. Sedan augusti 1987 har alla lokalerna i anslutning
till Biotestsjön relativt lika koncentration (omkring 200 Bq/kg
t.v.). Grönalger från Biotestsjön har vid några tillfällen högre
halter än alger från utsidan vilket troligen förklaras av från
kraftverket redovisade utsläpp av Cs-137.
Tidigare undersökningar visar att koncentrationen varierar
avsevärt beroende på provtagningslokal. Utanför Biotestsjön har
Cladophora insamlats vid två lokaler (G och ö, Figur 2) . Troligen
påverkas lokal ö (Gräsö) mer av avrinning från land än lokal G
eftersom cesiumkoncentrationen i allmänhet högre vid Ö. Ingen
signifikant korrelation mellan koncentrationen i vattnet och
koncentrationen i cladophora från öregrundsgrepen kan påvisas,
men mätserierna för cladophora från station ö resp. G innehåller
relativt sett färre prover än mätserien från Biotestsjön.
Vid station E, i anslutning till Biotestsjön, är plantorna
insamlade i strömfåran och påverkan från land torde vara relativt
liten. Algerna är väl avsköljda och har troligen relativt kort
integrationstid genom att det varmare vattnet medför förhållandevis kort livscykel. Den starka strömmen ger också större
förslitning. Vattenutbytet vid stationen är stort och koncentrationen i alger från platsen följer relativt väl vattenkoncentrationen (jämf. figur 4 och 7b). Halten i alger är
starkast korrelerad med vattenkoncentrationen två månader innan
algprovtagningen (r=0.73 **; Figur 8b).
Blåstång (Fucus vesiculosus)
Cesiumkoncentrationen i Fucus var maximalt 2000 Bq/kg t.v. i juli
1^86. I november 1986 hade koncentrationen minskat till 700 Bq/kg
t.v. och har sedan dess långsamt och kontinuerligt gått ner till
260 Bq/kg i nov 1988. Förloppet följer variationen i vattenkoncentrationen. Starkaste korrelationen erhålls med koncentrationen i vattnet månaden innan provtagningen av Fucus
(r=0.92***; Figur 8c) .
3.4 FÖDOORGANISMER FÖR FISK.
Av insamlade bytesorganismer för fisk är koncentrationen av
cesium ojämförligt högst i fiskyngel. Övriga födoorganismer har
lägre koncentrationer. För evertebrater är det framförallt Ag110m och i viss mån cesiumisotoperna som efter Tjernobyl givit
förhöjda värden i Forsmarksområdet. Bytesorganismerna, förutom
blåmussla, är analyserade som homogenat varför även eventuellt
adsorberad aktivitet inkluderas. I figur 10 visas tidsutvecklingen för de mer frekvent insamlade födoorganismerna yngel,
märlkräftor (gammarider) och snäckor. För blåmussla framgår
tidsutvecklingen i figur 14.
Förutom för abborryngel har födoorganismerna relativt konstant
Cs-137 koncentration redan fr.o.m. januari 1987. Yngel erhöll
snabbt höga koncentrationer av cesium med maximal halt troligen
redan under juni - juli 1986. I augusti är koncentrationen ca
3000 Bq/kg t.v. och har sedan stadigt minskat till juni 1987. Vid
nästa provtagning, i slutet av september, utgör de infångade
ynglen en ny generation och har en lägre, relativt konstant,
koncentration omkring 400 Bq/kg t.v.. Nästa generation under 1988
har ännu lägre koncentration ( 250 Bq/kg t.v.). Detta kan vara
viktigt för åtkomligheten av cesium för större rovfisk som i stor
utsträckning livnär sig på yngel.
Cesiumhalten i övriga bytesdjur är lägre, i fallande ordning
Corophium volutator. Neomysis spp.. Mytilus edulis. Cammarus
spp., Lymnea spp, Bithynia tentaculata och Teodoxus fluviatilis
(Figur 11 a,b). Insamlingen av bytesdjur är tekniskt svår och
relativt tidsödande varför det i allmänhet inte skett med sådan
frekvens att eventuella årstidsvariationer kunnat beläggas, I
10
Biotestsjön är märlkräftorna ettåriga och den nya generationen
föds under juli för att växa till under kommande halvår.
Under september 1986, insamlades Lymnea spp. från sex olika
lokaler utanför Biotestsjön. Koncentrationen i djuren vid de
olika lokalerna varierade betydligt (medelvärde ± sd % = 340 ±
38 % Bq/kg t.v. n=6). Under 1986 och 1987 har Lymnea spp. högre
cesiumkoncentration än B_j. tentaculåta och T^ fluviåtilis under
det att förhållandet i Biotestsjön är det omvända 1988 (se figur
11).
I slutet av 1988 har cesiumkoncentrationen i samtliga bytesdjur
sjunkit till omkring 200 - 300 Bq/kg t.v..
Cesiumkoncentrationen i blåmussla (Figur 14) följer väl koncentrationen i vattnet (Figur 4) med ca 1 månads förskjutning
(r=0.84 ; se Figur 16a) . M^_ edulis livnär sig genom filtrering
av havsvatten och äter därmed i stor utsträckning plankton.
Märlkräftor (Gammarus spp.) anrikar silver effektivt. Nedfallet
från Tjernobyl innehöll Ag-110m och koncentrationen blev snabbt
(juni 1986) 2000-4000 Bq/kg t.v. vilket är i samma storleksordning som koncentrationen av Cs-137. Även Neomysis spp., C.
volutator samt snäckor innehåller silver, men i lägre koncentration. Nedfallet av Ag-110m har inte mätts specifikt, men
tidigare analyser på märlkräftor tyder på att under de första
månaderna är bidraget i Biotestsjön, av Ag-110m från Tjernobyl,
av samma storleksordning som belastningen av Ag-110m från
Forsmark under revision. Förekomsten av silver-llOm i proverna
försvårar analysen av Cs-137 genom att viss del av sönderfallet
sker med en energi som ligger mycket nära energin för sönderfall
av cesium-137. Detta medför att osäkerheten i cesiumanalyserna,
framförallt för märlkräftor, blir relativt stor.
3.5 FISK.
Andra nedfallsnuklider än cesium har endast sporadiskt påvisats
i fisk och då i låga koncentrationer.
3.5.1 Storleksberoendet
Flera undersökningar visar att cesiumkoncentrationen i fisk är
11
storleksberoende (Håkansson et al, 1988; Evans 1988; Hammar et
al., 1989). Materialet från öregrundsgrepen medger vissa studier
av storlekens betydelse.
Storleksspridningen i en del av de insamlade proverna på abborre
var relativt stor. Materialet delades, utgående från längden, upp
:
två grupper och analyserades var för sig. Från 1986 finns ett
prov från utsidan av Biotestsjön där koncentrationen i de mindre
abborrarna, med 18.3 cm längd, var ca 2.5 ggr högre än i abborrar
som var 19.7 cm långa. Från senare delen av 1987 och 1988 finns
material från fyra tillfällen, då har små abborrar genomgående
lägre halt än de större fiskarna (Figur 12).
Från Biotestsjön har också ett relativt stort antal prover av
gädda analyserats, i flera fall individuellt. I figur 13a visas
utvecklingen i tiden för cesiumkoncentrationen i gäddmuskel för
fiskar grupperade med avseende på längden. Koncentrationen av Cs137 har i figur 13b avsatts mot fisklängden under två tidsperioder, april 1987 och juli 1988. Det finns signifikanta
samband mellan längd och cesiumkoncentration i gäddmuskel. Under
1987 minskar koncentrationen i gädda med ökande fiskstorlek för
att under 1988 ge motsatt samband. Under senare delen av 1987 och
tidigt 1988 sjunker alltså halten i mindre gäddor under det att
koncentrationen i större fiskar fortsätter att öka. Gäddyngel i
Biotests jön kan under ett år bli 20 - 25 cm så de mindre fiskarna
representerar gäddyngel födda året innan. Motsvarande samband
mellan vikt och cesiumkoncentration har på ett större material
visats av Evans (1988) . Evans har normerat resultaten från prover
från november 1987 med avseende på vikten och avsatt mot
provtagningsdatum. Ceiumkoncentrationen i en-kilos gädda från
Biotestsjön ligger då omkring 1700 Bq/kg t.v..
Under det första halvåret efter nedfallet var koncentrationen i
yngel så gott som alltid högre än i adult fisk av samma art.
Yngel lever relativt strandnära där koncentrationen av cesiuir i
vattnet kan antas vara högre pga avrinning från land. De har stor
yta exponerad mot vattnet i förhållande till kroppsvikten vilket
gör att andelen av adsorberade nuklider blir större än för adult
fisk, speciellt med hänsyn till att yngel analyseras som
12
homogenat. Yngel har också hög ämnesomsättning och därmed stort
näringsintag i förhållande till kroppsvikten vilket till viss del
förklarar det snabba upptaget av cesium. De livnär sig i stor
utsträckning av plankton vars cesiumkoncentration troligen var
högst under juni - juli eftersom cesiumkoncentrationen i vattnet
var högst då. Från Forsmarksområdet har varken phytoplankton
eller zooplankton tagits till cesiumanalys. Vid andra undersökningar, i sötvattensmiljö, har visats att cesiumkoncentrationen i plankton var högst under de första veckorna och att
koncentrationen i plankton är korrelerad till koncentrationen i
vatten (Meili, 1988; Hammar et al 1989). Senare år utgörs
yngelproverna av en ny generation. Eftersom cesiumkoncentrationen
i vattnet och därmed troligen också i plankton är mycket lägre
blir då koncentrationen i yngel också förhållandevis låg.
3.5.2 Cesiumkoncentrationen i olika arter av fisk.
Det utvidgade programmet för forsmarksområdet utgick ifrån den
hypotesmodell som visas i figur 3. Fiskarterna har grovt
grupperats till trofinivåer och resultaten diskuteras nedan.
Strömming, som äter plankton, svarar snabbt på den förhöjda
cesiumnivån och uppnår maximal koncentration (1600 Bq/kg t.v.)
redan i sept 1986. Koncentrationen i fisken följer den snabba
nedgången i alger och sedimenterande material och minskar
relativt snabbt till ca 500 Bq/kg t.v. (Figur 14) . Koncentrationen av cesium i strömming är bäst korrelerad med koncentrationen i vattnet två månader innan provtagning (r=0.84***; Figur
16b). En årstidsvariation kan iaktas. Efter lek i maj - augusti
ökar cesiumkoncentrationen i strömmingsmuskel genom födointaget
som är störst under denna period, när sedan temperaturen i
vattnet sjunker och födotillgången minskar (ceptember-februari)
sjunker även cesiumkoncentrationen i fisken. Under perioden
februari - maj sker ytterligare en markant minskning troligen
beroende på fiskens låga näringsintag i samband med lekaktivitet.
Strömmingens vandring mellan kustzon och utsjömiljö kan vara en
alternativ förklaring till årstidsvatiationen (Hus et al.,
1989) .
Mört livnär sig i stor utsträckning på växtdelar och snäckor.
13
Cesiumkoncentrationen i Lymnea spp. är ca 50 ggr lägre än i alger
och plankton. Maximal koncentration i mörtmuskel utanför
Biotestsjon nås i februari 1987 vid värdet 900 Bg/kg t.v. (Figur
15) . Koncentrationen är sedan relativt konstant med en långsam
minskning under det påföljande året till omkring 700 Bq/kg t.v.
i april 1988. Inne i Biotestsjön är förloppet snabbare. Maximal
koncentration, ca 650 Bq/kg t.v., uppnåddes under okt-nov 1986
och redan i september 1987 hade värdet halverats. Under senare
delen av 1988 är koncentrationen omkring 200 Bq/kg t. v. i
mörtmuskel. Evans (1988) redovisar från en tätare provtagningsserie av mört i Biotestsjön ett något högre värde (850 Bq/kg
t.v.) för maximal cesiumkoncentration. I övrigt ger undersökningarna överenstämmande resultat.
Sik har, i inledningsskedet, ett förlopp som liknar strömmingens
(maximal koncentration ca 1100 Bq/kg t.v., Figur 15). Den senare
utvecklingen har likheter :ned haltförändringen hos mört men
minskningen går snabbare. Kanske beror detta på inslaget av
plankton i sikens föda. Större sik (>30 cm) i forsmarksområdet
äter mest snäckor medan mindre sikar äter plankton. De analyserade sikarna var mellan 25-30 cm.
Abborren (Figur 17) har specialstuderats under flera år i
Biotestsjön. Påverkan av det radioaktiva utsläppet från Forsmarksverket har följts sedan 1983 och undersökningarna intensifierades under 1986 och 1987. Abborrar från Biotestsjön har
dissekerats och analyserats organvis varje månad. Projektet
avslutades i september 1987 (Nötter, 1989). Kompletterande
provtagning av abborre från öregrundsgrepen har genomförts under
1986-1987 för uppföljning av nedfallet från Tjernobyl. Utanför
Biotestsjön når abborren maximum (ca 3000 Bq/kg t.v.) omkring
okt-nov 198 6 och minskar sedan långsamt. Koncentrationen i slutet
av 1988 ligger runt 1000 Bq/kg t. v. beroende på fiskarnas
storlek. Provtagningsserien från Biotestsjön är mer fullständig
än den från utsidan men i stort överensstämmer förloppet både vad
gäller nivå och utveckling med tiden.
En viss årstidsvariation tycks förekomma vilken syns tydligast
för fiskarna i Biotestsjön (Figur 18b). Efter leken i juni, sker
14
en uppgång av cesiumkoncentrationen i abbornnuskel under senare
delen av sommaren (augusti - september) . Under vinterhalvåret går
halterna ner- Abborrar har under vintern mycket lågt näringsintag
och långsam metabolism. Nedgången i cesiumkoncentrationen
fortsätter både 1987 och 1988, fram t.o.m. juli då abborren
leker. De organvisa analyserna på abborre från Biotstsjön
(Nötter, 1989) visar att en icke oväsentlig del (ca 10%) av
kropps inneha 11 et av cesium försvinner vid leken. Under 1987 finns
också tendenser till en minskning under nov - dec.
Gösen är en utpräglad fiskätare som i forsmarksområdet förmodligen konsumerar en hel del mindre strömming. Eftersom
koncentrationen i dessa strömmingar snabbt blev hög, steg även
värdet i gös till ungefär samma nivå. Förloppet följer sedan
strömmingens och koncentrationen avtar snabbt (Figur 14) . Gös har
tyvärr inte erhållits efter maj 1987.
Inledningsvis insamlades torsk vid relativt få tillfällen (Figur
17). Fiskarna har i allmänhet analyserats individuellt. Koncentrationen av Cs-137 i torsk varierar relativt kraftigt. Torsk
livnär sig i huvudsak på skorv (Mesidothea entomon), småströmming
och hornsimpa. Den är inte stationär utan rör sig över relativt
stora områden. De torskar som fångas i forsmarksområdet kan kom.aa
ifrån norra Östersjön och Ålands hav och andra områden där
koncentrationen av cesium är lägre. Cesiumkoncentrationen i
torskmuskel går ner då torsken leker i feburari - mars.
Tillsammans med torsk representerar gädda högsta nivån i
näringskedjan. Större gäddor livnär sig på fisk, ibland på
relativt stora fiskar beroende på gäddans storlek. Mört och
mindre abborrar torde vara det vanligaste bytet för gäddorna. Som
nämnts tidigare finns ett samband mellan cesiumkoncentrationen
i gädda och fiskens storlek. Gäddmaterialet från utsidan av
Biotestsjön är ganska begränsat. Endast sju gäddor har infångats
under perioden 1986 - 1988 och storleken har varierat. I figur
17 har koncentrationen avsatts mot provtagningsdatum.
I figur 13a framgår gäddresu]täten från Biotestsjön. Det maximala
värdet (ca 2500 Bq/kg t.v. tör adult fisk) uppnåddes mellan
15
oktober 1987 och december 1988 beroende på fiskarnas storlek.
Gädda i Biotestsjon har också undersökts av Evans (1988) och de
båda undersökningarna visar god överenstämmelse.
En jämförelse med Evans mer kompletta provtagningsserier gör det
troligt att anta att stora gäddor från utsidan av Biotestjon i
slutet av 1988 ännu ej nått relativ jämnvikt.
Ål har under hela tiden haft relativt konstant och låg koncentration av cesium (150-300 Bq/kg t.v.), trots att födoorganismernas (märlkräftor och småfisk) koncentration varierat. Ålmuskel
innehåller stor mängd fett som inte lagrar cesium i samma
utsträckning som muskulatur. Med hänsyn till ålmuskelns torrsubstanshalter bör cesiumkoncentrationen baserad på torrvikt
multipliceras med 2 vid jämförelse med torrviktsvärdet för andra
fiskarter. Dessutom har ål mycket speciella fysiologiska system
för omställningen mellan ren marin miljö och vatten med lägre
salthalt. Eventuellt kan dessa också påverka upptag och omsättning av cesium. Analyserade ålar var relativt stora ca 80 cm
och troligen tar det förhållandevis lång tid för dessa fiskar att
nå maximal koncentration.
4. TEMPERATUREKS BETYDELSE FÖR CESIUMKONCENTRATIONEN
Genom att jämföra resultaten från provtagningar i och utanför
Biotestsjön
kan temperaturberoende
skillnader
i cesiumkoncentrationen studeras.
För Lymnea gäller att koncentrationen, fr.o.m sep-okt 1986,
alltid är högre på utsidan än på insidan av Biotestsjön. Kvoten
(konc insida/konc utsida) är dock inte konstant vilket eventuellt
kan förklaras av de variationer i snäckornas cesiumkoncentration
som konstaterats vid olika provtagningslokaler. En annan orsak
kan vara att snäckorna inte biologiskt befinner sig i fas på
grund av värmepåslaget.
Utanför Biotestsjön har fiskyngel tyvärr inte erhållits under
maj - december 1986 varför maximalkoncentration ej kan fastställas. Under 1987 och 1988 har yngel från utsidan av Biotestsjön högre halter än från insidan (se figur 18a).
16
I Biotestsjön nås maxvärdet för mört i Biotestsjön under oktober
1986 (ca 650 Bq/kg t.v.) under det att fiskarna utanför långsamt
fortsätter att öka fram till februari 1987 (ca 940 Bq/kg t.v.).
Utsöndringen går också långsammare på utsidan (se figur 19a).
Halveringstiden för cesium i mört har beräknats till ca 270 dygn
i Biotestsjön och till ca 480 dygn i Öregrundsgrepen. Det
relativa "jämnviktsnivån" tycks dock vara densamma. I slutet av
1988 är nämligen koncentrationen i mört relativt lika innanför
och utanför Biotestsjön, omkring 180 Bq/kg t.v.. Evans (1989)
anger halveringstiden för cesium i mört från Biotestsjön till
277.
Antalet abborrprover från utsidan av Biotestsjön är lägre än från
insidan. Viss årstidsvariation och storleksberoende enligt ovan
försvårar också tolkning av resultaten. Grovt sett tycks
koncentrationen för abborre från Öregrundsgrepen och från
Biotestsjön vara relativt lika (figur 18b).
Som tidigare nämts är antalet analyser av gädda från utsidan av
Biotesten lågt. De fåtaliga resultaten gör det omöjligt att dra
några långt gående slutsatser. De data som finns antyder dock att
gäddor med en längd omkring 60 cm har något högre koncentration
utanför Biotastsjön under senare delen av 1987 och 1988 (figur
18b) .
I allmänhet är cesiumkoncentrationen i prover från utsidan av
Biotestsjön högre än innanför. Orsakerna kan vara flera. En
varmare miljö gör ?tt ämnesomsättningen går snabbare. Intaget av
föda är då i regel större men även utsöndringen går fortare. I
vissa fall kan dessa två faktorer ta ut varandra (t.ex. abborre).
Genom stort näringsintag ökar fisken sin biomassa relativt snabbt
vilket kan leda till "utspädning" av koncentrationen. Varmare
miljö kan också medföra att generationsväxlingar går fortare. Om
koncentrationen under tiden ändrats i djurets näringsorganismer
kommer koncentrationen i den nya generationen att bli en annan.
Det är även möjligt att djuren i varmare miljö fungerar olika
rent fysiologiskt på sätt som kan påverka cesiumkoncentrationen
beroende på skillnader i t.ex. fetthalt, skaltjocklek, rom17
produktion mm.
Den biologiska halveringstiden för cesium i fisk har undersökts
av flera författare och variera r kring 40 - 200 dygn (Hässänen
et al (1966), Jefferies (1971), Carlsson (1976), Kolehmainen
(1972) och Carlsson (1976)). För fisk i temperaturintervallet
0 - 25 °C rapporteras den biologiska halveringstiden för radionuklider minska ca 2.5 gånger om temperaturen ökar 10 °C. Vid
laboratorieförsök avseende studier av biologisk halveringstid
för olika nuklider placeras djuret, efter upptag, oftast i en
okontaminerad miljö och matas med okontaminerad föda. I verkligheten sker ej detta. Nuklidkoncentrationen i fiskens föda ändras
succesivt eller trappvis och den ekologiska halveringstiden
bestämmer hur fort koncentrationen i fisken minskar. Den
ekologiska halveringstiden bestämms till stor del av ovan nämnda
faktorer i organismernas livscykel. För flera organismer har en
årstidsvariation iaktagits som har avgörande betydelse för
cesiumkoncentrationen. Det gör att eventuella skillnader i
utsöndringshastighet mellan varm och kall miljö inte kunnat
beläggas (t.ex. yngel och abborre). Den relativa "jämnviktsnivån"
tycks dock vara lika.
Utsöndringen av cesium följer två förlopp, ett snabbt med T^
omkring 10 dygn och ett långsammare med Tk omkring ett år
(Häsänen et al. 1968). Halveringstiden för mört rapporteras
variera med ålder och var vid 15 °C för den långsammare komponenten mellan 57 - 150 dygn. För abborre var den biologiska
halveringstiden vid samma temperatur längre, ca 220 dygn och
inget åldersberoende iaktogs. Carlsson (1976, 1977) anger genom
fältstudier under 1965-1968 den ekologiska halveringstiden för
mört till 2.3 år, för abborre till 2.5 år och för gädda till 0.52 år samt att den ekologiska halveringstiden för gädda i Ulkesjön
ökar till omkring 6 år efter det att relativ jämnvikt uppnåtts.
Eftersom värme är en bristvara för merparten av de undersökta
organismerna i öregrundsgrepen påskyndar ett värmepåslag
praktiskt taget alla fysiologiska förlopp och därmed bör även den
ekologiska halveringstiden bli kortare så som också visats för
kiselalger, snäckor och mört.
18
5. CESIUMS VANDRING I EKOSYSTEMET
Som hypotes antogs att koncentrationen i inledningsskedet efter
nedfallet skulle minska med stigande trofinivå samt att cesiums
vandring genom ekosystemets näringskedjor skulle vara tidsförskjuten. Rovfisk som t.ex. abborre, gädda och torsk antogs nå upp
till maximal cesiumkoncentration senare än strömming och mört.
I figur 19 a och b sammanfattas resultaten av de genomförda
gammaanalyserna och skalan på axlarna har definierats.
Koncentrationen i vatten representeras av kurvan V. I brist på
analys av plankton kan koncentrationen i plankton antas vara
korrelerad med koncentrationen i vatten men med högre värden.
Koncentrationen i alger representeras av två kurvor, Al och A2,
där Al har två nivåer en för grönalger (Cladophora) och en lägre
för brunalger (Fucus). Sedimenterande material och kiselalger
representeras av A2. Cesiumkoncentrationen i alger är korrelerad
med koncentrationen i vatten om de inte växer nära strand och
därmed påverkas av avrinning från land. Evertebrater representeras av kurvan E, som har en låg maxnivå och snabbt följer
minskningen av cesiumkoncentrationen i vatten. Organismer med
kort näringskeja är yngel (Y) , blåmussla och strömming (Fl) .
Blåmussla utnyttjar i stor utsträckning partikulärt material till
föda under det att yngel och strömming äter plankton. Koncentrationen i dessa organismer har också visats följa vattenkoncentrationen väl, troligen pga att koncentrationen i plankton
följer vattnets koncentration. Andra relativt korta näringskedjor
är sedimenterande ir.aterial/grönalger - snäckor - mört (F2) samt
sedimenterande material - blåmussla/snäckor - sik.
Näringskedjan är mer komplicerad för utpräglade rovfiskar som
abborre, torsk, gös och gädda. En viktig transportväg är
förmodligen plankton/grönalger - gammarider - yngel/småfisk abborre - gädda. I figur 19b har abborre och torsk givit underlag
till kurvan markerad med F3, gädda i storleken 60-70 cm till
kurvan F4 och större gädda till F5.
6. KONCENTRATIONSFAKTORER
I samband med dosuppskattningar av radionukliders transport genom
olika näringskedjor har begreppet koncentrationsfaktor (Cf)
19
införts. Koncentrationsfaktorn är endast definierad för system
i jämvikt och anges då som nuklidkoncentrationen i organismen
(Bq/kg fäskvikt) dividerat med nuklidkoncentrationen i vatten
(Bq/1). Absolut jämnvikt avseende cesium i det akvatiska
ekosystemet runt Forsmark kommer inte att bli aktuell på lång tid
eftersom cesiumkoncentrationen i vattnet långsamt minskar.
Cesiumkoncentrationen i de undersökta organismerna i Bottenhavets
ekosystem tycks dock i stort ha uppnått ett relativt jämviktsläge
under senare delen av 1987, möjligen med undantag för gädda och
torsk. Nedan har koncentrationen i Bq/kg färskvikt listats för
olika fiskarter vid tre tidpunkter; sommaren -86, sommaren -87
och sommaren 88. En beräkning av Cf har gjorts utgående från
resultaten från senare delen av 1988.
Koncentrationen av Cs-137 (Bq/kg färskvikt) i fiskmuskel från
olika arter av fisk från öregrundsgrepen samt koncentrationsfaktorn Cf beräknad utgående från analysresultat från senare
delen av 1988.
År
1986
1987
1988
Cf (1988)
Strömming
Gös
Mört
Sik
Abborre
Torsk
Gädda
250
120
140
300
230
3
90
100
170
150
130
220
330
320
420
80
110
320
60
170
240
120
260
90
690
340
750
270
Ål
I litteraturen anges koncentrationsfaktorn (Cf) för cesium i
fisk i brackvatten till 200-2000 (Neumann 1985).
7. KONKLUSION.
Den viktigaste intagsvägen för cesium till fisk är via födan
(Jefferies (1971), även om intag via vatten för vissa arter kan
vara av viss betydelse, Suzuki Y. (1979). Den ekologiska
halveringstiden avgör hur snabbt cesiumkoncentrationen i fisk
minskar.
Hypotesen och kurvorna i figur 2 kan sägas ha fått ett mer
överlappande förlopp. Den kan även vederläggas på en punkt, då
cesiumkoncentrationen i evertebrater inte följt det förväntade
20
förloppet. Maximal koncentration blev istället lägre an för
flertalet fiskarter. Även den relativt höga cesiumkoncentrationen
i yngel, och det långsamma förlopp som minskningen av cesium i
sedimenterande material uppvisar, utgör en skillnad mellan
hypotes och verklighet. Av de undersökta födoorganismerna är det
endast fiskyngel som uppnått högre cesiumkoncentration än adult
fisk. Den höga koncentrationen i yngel, speciellt under 1986,
bidrar till att rovfisk som livnär sig på mindre fiskar succ^sivt
uppnår maximal cesiumkoncentration. Koncentrationen i rovfisk har
ännu inte någon gång överskridit koncentrationen i sedimenterande
material (Figur 19). Koncentrationen i sedimentrande material
verkar utgöra en övre gräns för koncentrationen i biota. Cesium
ackumuleras i de undersökta organismerna till jämnvikt nåtts.
Olika förhållanden i ekosystemet (t.ex. salthalt, konduktivitet,
näringsämnen mm) påverkar jämnviktsnivån. Skillnader i cesiumkoncentration på olika trofinivå och mellan olika fiskarter beror
på variationer i de olika arternas cesiummetabolism och utsöndringshast igeter.
En osäker faktor är tillgängligheten av det cesium som nu finns
lagrat i bottensedimenten. På vissa ackumulationsbottnar i
området har koncentrationer på 5000 Bq/kg t.v. (4 300 Bq/m2)
uppmätts i ytskiktet 0 - 2 cm. Bottenfaunan i dessa områden
kommer en lång tid framöver att ha förhöjd koncentration av
cesium och kan bidra till fortsatt relativt höga cesiumkoncentrationer i vissa fiskarter.
8. ERKÄNNANDEN
Många personer har bidragit med mycket värdefulla insatser i
samband med undersökningen. Ett stort tack riktas till de lokalt
anställda kollegorna, särskilt de vid Forsmarksverket, som
insamlat en stor del av provtagningsmaterialet, ofta ett mycket
tidsödande arbete som, särskilt i början av perioden, skedde
under hektiska förhållanden. All provhantering har med stor
omsorg skötts av arbetskamraterna Maj-Lis Svärd och Sofia
Kukulska, och all skriv och rithjälp som Birgitta Åkerhielm
bistått med har varit ovärdelig inför denna redovisning.
Undersökningen erhöll i inledningsskedet finansiellt bidrag från
forskningsnämnden vid Statens Strålskyddsinstitut.
21
». SAMMANFATTNING.
Nedfallet från olyckan i Tjernobyl i april 1986 belastade svenska
Bottenhavskusten i relativt stor utsträckning. Snabbt startades
omfattande provtagningsprogram
för uppföljning av upptag
och
omsättning av Cs-137 på olika trofiska nivåer i den akvatiska
miljön. Vatten, sediment, alger, fisk och födoorganismer för fisk
har insamlats regelbundet under åren 1985 - 1988. Koncentrationen
av Cs-137 i vatten från Bottenhavet hade högst värde (3400 Bq/m3)
i maj-juli 1986. Från och med september 1986 minskar cesiumkoncentrationen i havsvattnet till omkring 500 Bg/m3 i mars-juni
1987. Grönalger
(Cladophora)
har
från
tidigt erhållna
topp-
noteringar på 17 000 Bq/kg t.v. snabbt minskat till omkring 200
Bq/kg t.v. Av de födoorganismer för fisk som undersökts fick
yngel snabbt hög koncentration av cesium (3000 Bq/kg t.v.). På
goda grunder kan det även antas att detsamma gällde för plankton.
Koncentrationen i övriga födoorganismer blev lägre, omkring 500 1200 Bq/kg t.v.. Minskningen gick snabbt och redan under augusti
1986 har födoorganismer relativt låg koncentration
(<500 Bq/kg
t.v.) av cesium. Omsättningen av cesium i de organismer som i
huvudsak
livnär sig på plankton
pelagialen
Maximal
(blåmussla,
koncentration
september
1986
och
och
strömming)
(ca
fick
1000-1500
nedgången
filtrerat
Bq/kg
startade
Fiskarter där alger ingår i näringskedjan
koncentrationer
omkring
1000
Bq/kg
ett
t.v.
material
snabbt
t.v.)
från
förlopp.
uppnåddes
relativt
i
omgående.
(t.ex. mört) erhöll
och minskningen
går
långsammare. Åtkomligheten av cesium för rovfisk blev relativt
god pga den höga koncentrationen i yngel. Maxkoncentrationen i
fiskar som abborre och gädda blev också högre (2000 - 3000 Bq/kg
t.v.) och minskningen sker långsamt. Utgående från resultaten
från senare delen av 1988 har koncentrationsfaktorn bestämts för
ett flertal fiskarter.
Förhållandena i Biotestsjön, med 10 °C värmepåslag, har medfört
att omsättningen av cesium i alger, snäckor, yngel och mört har
gått
snabbare.
utsöndringen
studerade
Maximal
gick
cesiumkoncentration
snabbare
fiskarter
i
än
i området
Biotestsjön
resultaten inte lika entydiga.
22
var
utanför.
(abborre
och
lägre
För
och
andra
gädda)
är
Fisk från Östersjön har avsevärt lägre koncentration än insjöfisk
och cesiumkoncentrationen har inte överstigit gränsvärdet på 1500
Bq/kg f.v. som fastställts för försäljning. För närvarande visar
omsättningen av cesiun i ekosystemet ett lugnare förlopp. En
relativ jämnvikt har uppnåtts mellan koncentrationen i vatten och
koncentrationen i biota. Utgående ifrån den långsamma minskningen
av cesiumhalten i vatten genom sedimentering och utspädning
kommer omfattningen av recirkulationen av cesium i sediment till
biota och de olika organismernas livscykler att vara avgörande
för med vilken hastighet cesiumkoncentrationen i biota minskar.
23
10. Referenser.
Brydsten L. 1989. Studies of estuarine sediment dynamics using
137-Cs from the Tjernobyl accident as a tracer. In manuscript.
Carlsson S. 1976. Cesium-137 in a dysoligotrophic lake. Radiation
Physics Department, University of Lund. LUNDD/NFRA/76/1005
Carlsson S. and K. Liden. 1978. Cs-137 and potassium in fish and
littoral plants from a humus-rich oligotrophic lake 1961-1976.
OIKOS 30:126-132. Copenhagen.
Carlsson S. 1978. A Model for the Thurnover of Cs-137 and
Potassium in Pike (Esox Lucius). Heealth Physics Vol. 35 pp 549554.
Evans S. 1988. Accumulation of Chernobyl-related 137Cs by fish
populations in the Biotest Basin, northern Baltic Sea. Studsvik
Report Studsvik/NP-88/113.
Evans S. 1989. Biological half-time of Cs-137 in fish exposed to
the Chernobyl fallout. Clearance of Cs-137 in roach exposed to
various potassium concentrations in the water. An experimental
study. Studsvik Report Studsvik/NP-89/74.
Funkqvis L. and L. Gidhagen. 1984. A modell for pollution
studies in the Baltic Sea. SMHI RHO 39. ISSN 0347-7827.
Grimas, U., G. Neumann och M. Nötter. 1986. Tidiga erfarenheter
av nedfallet från Tjernobyl, - radioekologiska studier i svenska
kustvatten. SNV PM 3264.
Gustavsson P. F. 1967. Comments of Radionuclides in Aquatic
Ecosystems. Radioecological concentration processes. Sd. B. Åberg
& F.P. Hungate; Oxford, pp 853-858.
Gustavsson P. F. 1969. Cesium-137 in freshwater fish during 195465. Proceedings of the second, national symposium on radioecology.
Ed. Nelson & Evans, Oak Ridge, Tenn. pp 249-257.
Hammar J., Nötter M. och G. Neumann. 1989. Cesium i rödingsjöar,
manuskript. Statens Naturvårdsverk.
Häsänen E., S. Kolehmainen and J.K. Miettinen. 1966. Biological
halftime of Cs-137 in three species of fresh-water fish: Perch,
Roach and Rainbow Trout. Department of radiochemistry, University
of Helsinki. Radioecological Concentration Processes. Proceedings
of an International Symposium in Stockholm 1966, pp 921-924.
Häsenen E., Kolehmainen S. and J.K. Miettinen. 1968. Biological
half-time of Cs-137 and Na-22 in different fish species and their
temperature dependence. Syder W.S. (ed.) Proc. 1st Int. Congr.
Radiological Protectio, Vol 1:402-406. Pergamon Press, N.Y..
Håkansson L., Andersson T., Neumann G., Nilsson Å. och M. Nötter.
1988. Cesium i abbore i norrländska sjöar efter Tjernobyl. SNV
PM 3497.
24
Ikäheimonen T., E. H u s and R. Saxen. 1988. Finnish studies on
radioactivity in the Baltic Sea in 1987. Finnish Centre for
Radiation and Nuclear Safety, Helsinki, Finland. STUK-A82. ISBN
951-47-1473-7.
H u s E., Ikäheimonen T.K., Saxen T., Sjöblom K-, Klemola S. and
H. Aaltonen. 1989. Review of the Finnish studies on radioactive
substances in the Baltic Sea 1986-1988. Baltic Marine Environment
Protection Commission - Helsinki Commission. "Three years
observations of the levels of some radionuclides in the Baltic
Sea after the Chernobyl Accident" - Seminar on Radionuclides in
the Baltic Sea, 29 May 1989, Rostock-Warnemunde, German Democratic Republic, Baltic Sea Environment Proceedings No. 31
Helsinki 1989: pp 81-93.
Ingemansson T. 1986. Forsmarksverket - Fallout measurements in
April - May, 1986. KF Report, No 260/86. 8pp.
Jef feries
excretion
Platessa)
Ass. U.K.
D.F. and C.J. Hewett. 1971. The accumulation and
of radioactive caesium by the plaice (Pleuronectes
and the Thornback Ray (Raia Clavata) . J. mar. biol.
51 pp 411-422.
Kolehmainen S., Häsenen E. and J.K. Miettinen. 1967. Cs-137 in
fish, plankton and plants in finnish lakes during 1964-65. Proc.
Int. Symp. Stockholm, 25-29 April 1966 pp. 913-919.
Kolehmainen S., Häsenen E. and J.K. Miettinen. 1968. Cs-137 in
plants, plankton and fish of the finnish lakes and factors
affecting its accumulation. 1st Int. Congr. Radiological
Protectio, Vol 1:407-415. Pergamon Press, N.Y..
Kolehmainen S. 1972. The balances of Cs-137, stable cesium and
potassium of Bluegill (Lepomis Macrochirus Raf.) and other fish
in White Oak Lake. Health Physics Pergamon Press. Vol.23 (Sept.)
pp 301-315.
Neumann G. 1985. Concentration factors for stable metals and
radionuclides in fish, mussels and crustaceans - a literature
survey. SNV PM 1976 E.
Nötter M. 1985. Radionuklider i sediment utanför
kärnkraftverk 1984. SNV PM 1921.
Forsmarks
Nötter M. 1988. Radionuklider i sediment utanför
kärnkraftverk 1987. SNV PM 3542.
Forsmarks
Nötter M. 1989. Radionuklider i abborre från Biotestsjön utanför
Forsmarks kärnkraftverk. SNV PM 3575.
Nötter M och B. Nyman. 1989. Temperaturens inverkan på utsöndring
av radionuklider från abborre (Perca Fluviatilis). SNV PM 3125.
Pentreath R. J. and D. F. Jefferies. 1971. The Uptake of
Radionuclides by I-Group Plaice (Pleuronectes Platessa) off the
Cumberland Coast, Irish Sea. J. mar. Ass. U.K. (1971) 51 pp 963976.
25
Pentreath R. J. 1973. The Roles of Food and Water in the
Accumulation of Radionuciides by Marine Teleost and Elasmofcranch
Fish. Radioactive contamination of the marine environment. IAEASM-158/26 pp 421-434.
Persson C , Rodhe H., and L-E Degeer. 1986. Chernobyl accident,
metrological analyses of how radionuciides reached Sweden. SMHI
report RMK 55.
Suzuki Y., M. Nakahara , R. Nakamura and T. Ueda. 1979. Roles of
food and sea water in the accumulation of radionuciides by marine
fish. Bulletin of the Japanese Society of Scientific Fisheries
45(11) pp 1409-1416.
Voipio A. 1981. The Baltic Sea. Institute of Marine Research,
Helsinki. Elsevier Oceanography Series 30. ISBN 0-444-41884-9.
vol 30.
26
27
2
Figur 1. Deponeringen av Cs-137 (KBq/m ) i mellersta Sverige efter
olyckan i Tjernobyl (Efter Sveriges Geologiska AB:s flygkartering).
Figur 2. Provtagningslokaler i anslutning till Biotestsjön.
Gräsö
28
Figur 3. Hypotes för utvecklingen av nuklidkoncentrationen på olika
trofisk nivå i det marina ekosystemet direkt efter nedfallet från
Tj ernoby1.
CONCE\TRA1]O\
Figur 4. Koncentrationen av Cs-137 i vatten från södra Bottenhavet
under åren 1986 - 1988. Bq/m3.
Bq/ro'
4000 -
O
VATTEN
3000 -
2000-
1000 -
•fi
J
s1
' « ' ';
•f.7
K '
K
nr
\r
•65
Figur 5. Koncentrationen av Cs-137 i ytsediment (0-2 cm) från
Öregrundsgrepon 1987 och 1983. Bq/kg torrvikt.
Cs-137 Bq/kg t . v .
>4000
1000-4000
<1000
Utbredningen av Cs-137 (Bq/kg t.v.) i >tskiMrt
0-2 cni i sediment från Qreqrundsqrepen 198*.
C
30
Figur 6. a) Koncentrationen av Cs-137 (Bg/kg t.v.) i sediment och
sedimenterande material vid station 68 i oregrundsgrepen. b) Vertikal
fördelning av Cs-137 (Bq/m2) i sediment från station 68 i september
1987.
Q)
Jul-86
b)
-10 -
-15 -
-20 3
•5 1
-25 -
4
6
(Thousands)
Ba/mZ
10
Figur 7a. Koncentrationen av Cs-137 i kiselalger (Diatoméer)
i och utanför Biotestsjön samt i sedimenterande material från
station 68 under åren 1986-1988. Bq/kg t.v..
• — • —
<
•
•
Figur 7b. Koncentrationen av Cs-137 i grönalger (Cladophora)
i och..utanför Biotestsjön samt i brunaiger (Fucus vesiculosus)
från Öregrundsgrepen under åren 1986-1988. Bq/kg t.v..
KISELALGER ÖREGRUNDSGREPEN
KISELALGEB BIOTESTSJÖN
SEDIMENTERANOE MATERIAL ÖREGRUNDSGREPEN
swc<
M
X
CLA00PH0RA ÖREGRUNOSGREPEN G
CLAOOPHORA ÖREGRUNOSGREPEN 0
•
•
CLADOPHORA BlOTESTSJÖM
FUCUS
32
Figur 8a. Koncentrationen av
Cs-137 i kiselalger (Diatoméer)
vid station E och G avsatt mot
koncentrationen i vatten samt
det linjära sambandet mellan
värdena. (Stn E: konc.Kiselalg
= 2.39 * konc. vatten + 2062,
n=29, r=0.80*** ; Stn 6: konc.
Kisel al g = 1.67 * konc. vatten
+ 3273, n=24, r=0.79***).
Q
Figur 8b. Koncentrationen av
Cs-137 i grönalger (Cladophora)
vid station E avsatt mot
koncentrationen i vatten
samt det linjära sambandet
mellan värdena (konc. Clad.
= 1.41 * konc. vatten + 227,
n=14, r=0.73**).
Cs-137 stn C
- raq.tin. stn C.
O
Ca-!)/ sin C
7 -
6 -
3 -
n
3-
2-
reg lin
Figur 8c. Koncentrationen av
Cs-137 i brunalger (Fucus
vesiculosus) avsatt mot
koncentrationen i vatten samt
regressionslinjen för sambandet
mellan värdena (konc. Fucus = >
0.42 * konc. vatten + 268, n=14, ~s
r=0.92***).
D
CJ-1.V7 Bq/lig I y
req.ltn.stn I.
Figur 9. Månadsvisa depositionen av Cs-137 Bq/m2 vid station 68 registrerad via sediment och
sedimenterande material.
^8
errj
OD O
jui-as
Figur 10. Tidsutvecklingen i Biotestsjön av koncentrationen av Cs-137
i fodoorganismerna gammarus, snäckor (Lymnea spp) och abborryngel
under åren 1986 - 1988. Bq/kg t.v..
Bq kg t . v .
>
GAMMARUS
*
LYMNEA
A
ABBORR YNGEL
3000-
2000 -
1000 -
Figur Ila. Koncentrationen av Cs-137 i olika typer av födoorganismer
från Biotestsjön och b) från öregrundsgrepen vid tre tillfällen;
sommaren -86, sommaren -87 och sommaren -88. Bq/kg t.v.. De streckade
staplarna för abborryngel anger koncentrationen i yngel från juni
månad och den heldragna stapeln ger värdet för prover från slutet av
augusti.
IqAgt»
A
»00.
BIOTESTSJÖN
B
ÖREGRUNDSGREPEN
2500
j
2000
]
L:
1500.
1000.
n
MO.
I
B L TC NC A
I LTC N G A
1M7
BL T C N O A
6 LTHGA
B LTHOA
1W7
BLTMGA
ma
B
BETYNIA
T£NTACULA*TA
L
LYMNEA SPP.
T
TEODOXUS
C
COROPHIUM VOLUTATOF
N
NEOMYSIS
M
MYTILUS
FLUVIA'TILI'
VULGARIS
EOULIS
3
G
GAMMARUS SPP.
[~]
A
ABBORRYNGEL
Figur 12. CesiuiQkoncentrationen i muskel från abborre av o l i k a s t o r l e k . Bq/kg t . v . .
Bq/kg t.v.
4000-
YNGEL
3000-
2000
1000-
87-12-01
88-08-03
BIOTESTSJÖN
88-10-06
86-10-10
88-08-11
UTANFÖR BIOTESTSJÖN
figur 1*a. Tidsutvecklingen av cesiumkoncentrationen i muskel från
gädda av olika storlek trän Biotestsjön. Den med punkter utmärkta
kurvan för gäddvnge! är dragen med hjälp av data från S. fvaru; 1988
undersökning i Bi otest sjön.
GÄOOA BiOTESTl
i
< 30cm
31- 55 cm
56-80 cm
cm
9000
2000
s
1000
s"
T9B6
1
i'
-87
1
S "
i
-89
' J
•86
Figur 13b. Cesiumkoncentrationen i muskel från gädda i Biotestsjön
avsatt not fiskens längd under två tidsperioder; a) april 1987 och b)
juli 1988 samt regressionslinjen för respektive samband. För 1987 är
sambandet; konc. gädda = längd (cm) * (-10.3) + 1552 n=ll, r=0.69* och
för 1988; konc. gädda = längd (cm) *20.55 - 64 n=9, r=0.88**.
reg.I i n . j u l i-88
Figur 14. Koncentrationen av Cs-137 i mjukdelar av Blåroussla (Nytilus edulis)samt i muskel av strömming
och gös från öregrundgrepen under åren 1986 och 1988. Bq/kg t.v..
2000-
OREGRUNDSGREPEN
A
O
V
1000-
M
1986
J
S
' N
'
j
' ' M
J
S
N
-87
J
-88
M
M
N
J
MYTILUS EDULIS
STRÖMMING
GÖS
J
•89
Figur 15. Koncentrationen av Cs-137 i muskel av mört och sik från oregrundsgrepen under åren 1986 - 1988,
Bq/kg t.v..
2000-
ÖREGRUNOSGREPEN
+
>
1000 -
> \
M
1986
J
-87
K
M
J
S
N
J
-88
M
M
J
S
N
J
-89
SIK
MÖRT
38
Figur 16a. Koncentrationen av Cs-137 i Blåmusslans (Mytilus edulis)
mjukdelar avsatt mot koncentrationen i vatten samt regressionslinjen
för sambandet mellan värdena (konc. Mytilus = 0.19 * konc. vatten +
***,
24.19, n=12, r=0.84***).
I
0.2
0.6
D
Cs-137 Bq/kg t v .
1.4
1.8
(Thousands)
Bq/m3
2.2
2.6
reg lin
Figur 16b. Koncentrationen av Cs-137 i Strömmingsmuskel avsatt mot
koncentrationen i vatten samt regressionslinjen för sambandet mellan
värdena (konc. strömming = konc. vatten * 0.429 + 212, n=17,
r=0.84***).
1.4
18
(Thousonds)
B q/m 3
D
Cs-137 Bq/kg t v .
22
reg. lin.
2.6
Figur 17. Koncentrationen av Cs-137 i muskel från abborre, torsk och
gädda från oregrundsgrepen under åren 1986 - 1988. Bq/kg t.v..
Bq/kg t . v
4000 •
•
O
T
<
TORSK ÖREGRUNDSGREPEN
ABBORRE ÖREGRUNDSGREPEN
GÄDDA ÖREGRUNDSGREPEN
3 1 - 5 5 cm
5 6 - 8 0 cm
3000 •
2000 -
1000-
S
1986
N
J
-87
M
M
J
N
J
-88
M
M
J
•89
Figur 18a. Koncentrationen av Cs-137 i abborryngel och mört i och
utanför Biotestsjön under åren 1986 och 1988. Bq/kg t.v..
Bq/kg t . v .
4000-
3OC0
V
MÖRT
BIOTESTEN
>
MÖRT
FORSMARK
A
ABBORRYNGEL
+
ABBORftYNGEL UTSIDA BIOTES
BIOTESTEN
\
2000 •
1000
i
'
'
-86
S•
• N
1
' J '
-87
' « '
' M
1
' i '
'%'
' N
1
' J ' '
M
-89
•88
Figur 18b. Koncentrationen av Cs-137 i abborre och gädda innanför och
utanför Biotestsjön under åren 1986 och 1988. Bq/kg t.v.. Staplarna
anger utsläpp till Biotestsjön av Cs-137 från Forsmarks kärnkraftverk.
4000
Bq/kg t . v .
.
o
ABBORRE
FORSMARK
D
ABBORRE
BIOTESTEN
GÄDDA
A
3000
1986
56-80cm
BIOTESTEN
56-80cm
FORSMARK
Figur 19 a-b. Sanmanfattande modell för omsättningen av cesium i det
marina ekosystemet utanför Forsmark.
l.v.l
»00
500
FÖDOORGANISMER; Y - E
ALGER; A l -A 2
VATTEN; V
tooo too
: \v
3000 300
2000
200
1000..100
A
M
J
J
A
S
O
N
D
J F
•67
M
A
N
J
J
A
S
O
N
O
J F
-BE
M
A
r
j
J
A
S
O
N
D
"anod
FISK; F1- F 5
APPENDIX 1.
Innehåll:
Sammanställning över insamlade prover för ganunaanalys
1986 - 1988.
Primärdatatabeller.
Vatten
Sedimenterande material
Sediment
Alger
Födoorganismer för fisk
Fisk
Grosö
Samnanställning av insamlade prover.
Siffrorna i nedanstående »?>»n anger antal prov av respektive art scc* insamlats för ganmaanalys varje månad.
Analys av fjevwugvai har oftast utförts pä sanlingsprov av ca 10 individer. För torsk och gädda har analysen utförts på
individuella fiskar.
Art
J F M A M J J A S O N D
1 9
ORBGJRUNDSGKEKN
8
J F M A M J J A S O N D
1 9
6
6
1 9
Vatten
Sediment, 68
Sedim. matr.
1 2 4 4 2 1 1 - - 2 1 1 1 1 - - - 1 1 1 1 -
1 1 1 1 1 1 - 1 1 1 1 1 1 1 1 11 11
1 1 1 1 1
Kiselalg, G
Cladophara
2 2 - 2 - 1 - 1
4 2 1 - - 2 - - 2 2 1 1 2 1 -
-
Fucus
Marikräfta
Iynnea
-
-
-
1
2
1
-
"
-
-
1
2 2J 1
1
2
-
- -
1
1
1
-
- 1 -
1
1
1
2
1
1
2
-
- -
2 2
1
1
1
1
1
2
2
1
1
1H 1
1
X
2 11 1
2
1
1
1
-
X
1
1
1
-
1
1 -
1
1
1
1
X
X
1
1 - 1 1 1 1 1 - 1 1 1 1
- - - 1 1 1 1 1 1 1 1 1
- - - - 1 1 1 1 1 1 1 -
1 1
2 1
1 - - 1 1 1 1 1 1
1
1 1
1 1 - 1 - 1
1 - 1 1 1
-
i
1
8 8
- - - - - 1 - 1 - 1 - -
- - - - 1 - - 1 - 1 - 2 1 1 - 1 1 - - - 1 - -
-
- - - - 1 1 - 2 - 1 - 1
- 1 - - 1 1 - 1 - 1 - 1
- - - - - 1 - 3 - 1 - -
1
3
-
1
1
1 -
X
- 1 6 2 2 - 2 - - 2 - - 1 - 1 - 1 - 1 - 1 - -
1
•
1
Abborryngel
Mörtyngel
Gäddyngel
Mört
Abborre
Gädda
-
•
1
Kiselalger
Cladcphora
Marikräftor
Oorophium
Nectnysis
Lyinnea
Bethynia
Iheadoxus
"
1 1 M
BIOIESTSJQN
-
E
=
3
2
1 1 1 MM 1 1
-
-
1
Gös
Sik
Torsk .
Strömning
•
- 2 2 1 1 2 1 2 - - - - - - 4 - - - - - - 1 1
2 2
1 1 1 2 2 1 1
1 M 1
Blånussla
Mbrtyr
Abborre
Mört
Gadda
1 1" 1 2 - 1 2 - 1
- 1 - 1 1 1
- 1 1 - 1 -
_ _ _ - 1
- - - 2 5 2 - -
J F M A M J J A S O N D
7
—
X
i
i
-
2
i
i
i
-
i
i
i
i
i
z
X
e.
X
1
— 1
2
1
2
11 — 1 1 —
1
- - - 2 1 1 1
1 1
1
1 - 1 1 1
1
1
1 1 1 1 3 8 2
1
1
1
1
-
1
1
1
1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 1 -
—
1
—
-
2 1
1 1
1
1
1
2
2 2 5 4 8
- 2 1 1 1 1 1 1 1 1 - -
1 1 2 1 - 1 - - - 1 - 1
1
1
1
1 1 2 1 - 1 - 2
2 1 8 7 5 7 3 -
2 - 8 1 4
Primärdata för vatten från öregrundsgrepen. Bq/ro
Datum
Cs-137
sd %
Cs-134
sd %
4
6
6
6
5
12
6
5
6
5
11
12
10
21
18
SEDIMENTERANDE MATERIAL, STATION 68.
INDAG
UT DAG Cs-137 sd% Cs-134 sd%
Ant
08/21/86
09/19/86
10/29/86
12/03/86
06/26/87
08/03/87
09/15/87
10/19/87
11/20/87
12/10/87
05/16/88
06/30/88
07/28/88
08/22/88
09/21/88
10/27/88
11/24/88
04/18/89
05/17/89
8
8
8
8
12
7
Off
VATTEN, INTAGSKANALEN, STATION G.
357
05/26/86
610
06/03/86
1500
700
06/15/86
3710
2
1390
07/02/86
2900
4
1600
07/16/86
3320
4
1570
07/22/86
3380
4
1550
07/29/86
3190
4
1940
08/06/86
2860
8
1270
2960
4
1270
08/12/86
08/19/86
2850
4
1870
08/26/86
2950
3
1360
09/09/86
2350
7
1030
09/30/86
1600
5
580
10/27/86
1460
6
545
11/27/86
1040
7
587
01/16/87
754
11
02/10/87
648
9
253
03/10/87
370
18
04/02/87
521
10
245
05/06/87
470
12
06/09/87
433
14
08/18/87
579
11
09/08/87
535
13
11/05/87
470
12/03/87
542
01/13/88
570
03/04/88
411
14
04/11/88
290
26
05/16/88
303
20
06/14/88
325
16
07/02/88
350
17
09/09/88
353
18
10/13/88
285
21
11/18/88
260
25
12/05/88
339
20
Primärdata för sedimenterande material. Bq/kg t.v..
8
8
8
8
8
8
8
8
8
8
8
8
07/20/86
08/21/86
09/19/86
10/29/86
05/11/87
06/26/87
08/03/87
09/15/87
10/19/87
11/20/87
04/15/88
05/16/88
06/30/88
07/28/88
08/22/88
09/27/88
10/27/88
03/21/89
04/18/89
8755
4231
3237
3383
3900
3062
4063
2759
4005
3618
2825
3526
1446
2535
3788
3230
4177
2210
2546
1
3
2
3
1
2
3
2
2
2
3
2
3
3
1
1
2
3980
1838
1527
1354
1643
1107
1373
802
1120
1094
739
930
379
604
600
831
851
463
411
2
4
2
3
3
8
2
6
7
9
5
8
11
6
10
7
4
3
4
K-40 sd%
1251
1220
627
347
626
367
1002
1265
1754
13
15
8
24
16
13
10
9
13
433
545
14
40
456
1268
578
1610
719
339
16
29
23
6
6
9
Primärdata sediment. Bq/kg t.v..
Primärdata för sediment. Bq/kg t.v.
SEDIMENT, STATION 68
Datum
Ant Tath. TS %
07/07/86
07/14/86
08/21/86
09/19/86
10/22/86
11/10/86
03/19/87
05/11/87
06/26/87
08/03/87
09/15/87
10/19/87
11/20/87
04/15/88
05/16/88
06/30/88
07/26/88
08/22/88
09/21/88
10/27/88
11/24/88
12/10/88
8
4
10
10
10
1.16
8
1.15
1.11
1.03
1.14
1.17
1.07
1.10
1.13
1.12
1.15
1.16
1.15
1.14
1.16
8
1.12
8
1.12
1.23
1.12
10
10
10
8
8
32.70
12.90
14.26
13.28
16.64
16.44
14.99
23.15
22.12
27.84
14.24
17.37
17.22
21.03
23.19
20.68
14.10
13.89
12.89
12.94
14.92
14.59
Cs-137 sd* Cs-134 Sd%
267
430
3
1
1
2
K-40
1013
Sd%
1148
1428
1
948
306
314
1
3
2
1
2
2
1
1
127
180
490
543
232
502
531
339
99
98
547
452
316
432
303
1
445
1
830
454
969
837
873
843
965
751
809
1
396
2
799
1
290
2
1148
4
0
287
1
765
2
1
266
2
795
3
1
242
2
906
4
1
294
2
799
4
1043
1435
529
1621
1480
1032
1791
1216
1708
1588
1166
1205
1154
1171
1321
1
6
4
2
3
1
1
3
1
6
3
2
4
3
2
3
531
840
924
533
770
1611
6
9
6
7
5
4
6
3
8
4
4
6
6
4
6
3
3
SEDIMENT, STATION 68, 7 juli 1987.
Nivå Djup TS %
GF % Ant CS-137 Sd %Cs-134 Sd t K-40 Sd %
1
2
929
4
0-2
-1
16.8
11.7
5
3041
1001
3
610 12
2-4
-3 14.29 87.95
1
3858
1
1184
4-6
1
2
6
-5 14.21 87.03
1
4256
1407
1096
6-8
1
2
908
-7 14.66 87.63
1
4246
1392
7
8-10
-9
16.7 87.81
1
2407
1
989
1
309
3
831
10-12 -11 17.75 87.77
1
5
825
2
2
12-14 -13 19.26 88.09
1
259
827
8
711
2
4
14-16 -15 21.66 88.51
1
218
839
6
606
2
16-18 -17 20.43 88.32
1
194 13
702
8
432
4
18-20 -19 21.88 89.41
1
136 20
2
20-22 -21 24.04 89.32
1
324
69
8
805
4
2
62
7
22-24 -23 22.97 89.29
1
243
1039
4
3
826
24-26 -25 23.26 88.97
1
200
46 10
5
4
45 13
26-28 -27 26.26 89.52
1
167
1149
5
8
616 10
28-30 -29 26.75 89.56
1
94
1
61
4
5 59
844
30-32 -31 28.07 89.87
4
32-34 -33 28.47
90.1
1
57
6
842
5
1
8
14 63
907
34-36 -35 30.42 89.77
54
7
Primärdata för alger. Bq/kg t.v..
Datum
Stn
Cs-137
KISELALG, BIOTESTSJON
05/06/86
E
4249
05/23/86 101
8798
05/26/86
E
4609
06/16/86
E
10393
08/06/86
E
10584
08/20/86
E
8240
10/16/86
E
4378
12/18/86
E
1441
01/21/87 101
2938
E
02/20/87
5600
02/25/87
4540
E
E
03/23/87
2075
E
04/08/87
2400
E*
04/08/87
2500
E
05/12/87
2453
E
07/09/87
3700
E
08/21/87
2735
E
08/21/87
3223
E
10/12/87
2590
E
11/09/87
4097
E
12/04/87
4072
E
01/18/88
5048
E
02/18/88
3790
E
03/30/88
2244
E
04/19/88
2135
05/20/88
E
1922
E
06/10/88
1236
07/27/88
E
2179
E
08/23/88
1921
E
09/20/88
2291
E
10/21/88
1768
E
11/25/88
3423
Sd%
Cs-134
2
1
1
1
1
1
2
5
2602
4084
2531
4660
3565
4090
3100
2
1375
1910
1390
2
2
2
2
683
813
830
1070
2
3
5
5
3
1
1
2
1
1
1
1
5
1
2
5
3
3
797
950
1690
1170
708
1160
1167
1209
940
583
8
361
640
614
597
487
550
619
Primärdata för alger. Bq/kg t.v.
Sd%
3
2
2
2
1
2
2
10
K-40
830
534
544
483
74
27
14
11
21
22
25
4
644
22
4
4
4
4
5
4
6
6
10
710
510
775
540
800
16
19
13
14
18
8
16
22
14
19
21
5
16
5
5
4
7
25
8
11
10
17
23
a
3
1
4
1
7
1
4
5
3
4
24
7
17
101
505
Sd%
1262
1119
990
1113
1181
500
421
772
723
773
745
643
627
449
758
638
5041
685
710
Datum
Stn
Cs-137
Sd%
Cs-134
Sd%
K-40
Sd%
CLADOPHORA, BIOTESTSJON
04/29/86 101
4720
2
04/29/86
E
1
5043
05/15/86 101
2
2000
05/26/86
E
2959
2
06/17/86
E
3000
3
06/17/86
E
2900
2
07/09/86 101
1300
2
08/06/86
E
3049
1
08/20/86
E
7998
09/24/86
E
4636
10/16/86
E
1966
2
02/25/87 101
490 11
04/08/87
E
980
05/12/87
E
1770
2
07/09/87
E
863
4
08/21/87 101
169
7
08/21/87
E
917 10
09/14/87 101
314
5
10/07/87
E
406
6
06/10/88
E
5
445
10/21/88 101
4
339
12/16/88 101
1
2982
2239
2273
852
1829
1600
1500
620
1529
4038
2093
1029
200
360
640
350
41
322
93
149
148
76
711
3
10
3
3
3
2
7
2
5
2
5
27
6
3
6
21
16
28
16
10
20
3
1775
1590
2177
2036
1900
1500
450
1774
4232
1445
1166
1700
600
1300
1625
1067
1397
1048
1364
2049
576
932
16
10
7
9
14
ö
40
6
12
8
8
11
19
7
10
8
11
8
8
4
10
6
ENTEROMORPHA, BIOTESTSJON
03/28/88 101
233
3
04/22/88 101
360
4
05/16/88 101
162
08/02/88 101
409 13
70
109
62
10
11
10
984
895
449
1018
5
7
7
32
Primärdata för alger. Bq/kg t.v..
Datum
Stn
Cs-137
Sd%
Cs-134
Primärdata för alger. Bq/kg t.v..
Sd%
KISELALG, INTAGSKANALEN, OREGRUNDSGREPEN
05/06/86
G
5996
1
3102
2
1
05/22/86
G
6706
1
3140
06/16/86
5616
1
2800
1
G
G
2
2
06/26/86
8796
4214
08/06/86
G
7043
1
3440
1
G
2
08/20/86
8019
3853
1
10/16/86
G
8663
1
4069
G
1
12/18/86
7322
1
2906
02/25/87
G
3070
2
1290
2
1
03/23/87
G
3500
1
1330
3
04/08/87
G
2900
2
1090
05/12/87 G.#
2739
1
1070
2
05/12/87
G
5690
1
1927
2
2
07/09/87
G
4143
1
1575
08/21/87
G
4621
1
1583
1
G*
2
4
08/21/87
3569
1366
10/09/87
G
3543
1
1198
2
998
3
2
11/09/87
G
3196
1
12/04/87
G
3359
1
1035
G
0
0
02/18/88
4696
1381
2
1
03/30/88
G
4115
1010
G
980
2
1
04/19/88
3567
G
2
669
5
05/20/88
2492
749
1
G
0
06/10/88
3239
687
G
5
07/27/88
3559
2
G
883
2
08/23/88
3636
1
09/20/88
G
3018
1
759
2
G
1
665
2
10/21/88
3459
K-40
Sd%
Datum
Stn
Cs-137
Sdt
Cs-134
Sd%
K-4 0
Sd%
CLADOPHORA, OREGRUNDSGREPEN
820
541
434
788
1122
581
775
470
720
590
643
1117
9
9
54
7
11
10
8
12
5
10
561
9
9
13
861
4
755
747
11
8
11
5
2
11
9
13
3
9
8
760
8
851
6
753
768
589
763
703
615
785
654
1475
* vid stationsangivelsen markerar att provet är odlat
på plastplattor.
# kiselalgsblommning
05/17/86
05/19/86
05/19/86
05/22/86
06/02/86
06/04/86
07/25/86
10/02/86
10/28/86
06/05/87
08/21/87
09/14/87
10/07/87
11/09/87
11/19/87
12/04/87
06/10/88
05/16/88
10/12/88
Ö
G
Ö
G
G
G
G
13301
8924
17208
11206
8118
6954
1855
Ö
822
Ö
1093
1232
145
327
154
144
843
204
260
556
254
Ö
G
G
G
G
Ö
G
G
G
G
1
1
1
1
1
1
2
2
4
1
1
1
398
1
3
2
1
565
2
2
507
3
7
5
7
73
141
10
9
16
14
1545
1127
202
1158
2201
1534
1521
1220
1058
1425
1268
1480
1861
1565
1116
10
19
67
19
8
4
7
5
4
7
6
6
5
5
8
9
5
56
50
2
257
6
7
6
2
2
66
73
196
64
16
892
27
6
7
6
1708
1351
1283
379
61
2
11
536
662
8
9
529
2
3
3
531
12
1057
1400
7
9
ENTEROMORPHA, OREGRUNDSGREPEN
1
11/02/87
G
1158
184
5
08/07/88
G
FUCUS, OREGRUNDSGREPEN
Ö
06/02/86
1187
Ö
06/16/86
1162
07/07/86 104
2000
07/28/86 104
1627
08/19/86 104
1609
Q
09/08/86
1577
Ö
10/02/86
1160
Ö
10/28/86
1106
Ö
713
11/27/86
O
721
06/05/87
417
07/28/87
ö
487
09/30/87
ö
328
05/09/88
ö
294
08/01/88
ö
258
11/23/88
ö
7051
4730
8089
5433
3936
3465
1018
1
2
1
2
1
1
2
1
3
1
1
455
1000
610
806
4
1
657
660
545
1
43S
582
1
663
481
468
1
1
675
647
284
122
138
103
2
4
2
622
531
782
722
81
63
6
3
3
749
867
5
3
5
6
5
4
3
3
4
5
3
6
3
2
Primärdata för födoorganismer för fisk. Bq/kg t.v.
Primärdata for fodoorganismer for fisk. Bq/kg t.v.
Datum
Antal
TS%
BETYNIA. BIOTESTSJON
08/06/86
17.07
08/11/86
42.42
09/29/86 220
48.53
10/03/86 250
49.84
06/29/87
42.77
07/08/87
43.20
08/04/88
40.77
10/21/88
44.43
COROPHIUM , BIOTESTSJON
21.30
12/12/86
01/21/87
20. 11
02/19/87
12.54
04/13/87
15.36
05/11/87
18.80
MARL.KRAFTOK, BIOTESTSJON
05/06/86
O5/O6/Ö6
05/23/86
37.79
05/26/86
06/16/86
07/09/86
18.73
16.67
08/28/86
09/15/86
16.85
18.94
12/12/86
01/21/87
20.24
02/19/87
18.61
03/26/87
16. 35
03/26/87
14.39
04/13/87
17.62
05/11/87
16.05
06/22/87
10.59
08/21/87
18.86
09/15/87
21.87
10/12/87
15.46
12/09/87
19.00
02/02/88
17.02
02/19/88
12.18
14.53
03/28/88
12.13
05/24/88
04/22/88
14.09
18.77
06/15/88
07/17/88
12.83
08/10/88
15.07
14.32
09/21/88
Cs-137
Sd%
83
3
328
121
250
126
105
334
2
20 *
1080
322
760
359
123
240
216
70
152
89
77
19
33
7
144
172
12
10
241
100
Sd%
11
17
5
13
22
20
38
731
420
6
470
6
512
578
300
198
250
10
4
26
5
164
7
8
8
6
441
294
547
191
282
12
56
10
7
11 *
182 *
54 13
K-40
Sd%
89
246
20
15
102
54
150
69
13
15
29
34
15
25
13
19
33
37
18
78
6
9
34
3
336
236
851
174
191
Cs-134
148
352
364
204
368
231
401
109
154
63
50
30
20
10
33
218
80
143
49
13
43
12
34
23
15
8
18
12
25
420
0
4297
1378
2032
9
12
16
3395
5
200 236
2107 16
1698 11
418 27
9
10974
93 34
9
325
139 13
534 10
193 19
1200
165
840
445
10
17
13
14
44
72
155
34
57
32
50
12
56
65
280
371
1132
14
13
6
67
25
85
46
1497
9
21
10
26
12
Datum
Antal
TS%
Cs-137
SNÄCKOR, blandat, BIOTESTSJON
06/16/86
48.62
54
309
07/02/86
27.65
163
07/09/86
39.99
07/16/86
470
34.12
45
09/02/87
37.97
LYMNEA, BIOTESTSJON
08/06/86
13.28
10/01/86
31.99
10/03/86
17
31.15
05/11/87
42.23
06/01/87
40
29.70
06/29/87
28.55
07/08/87
25.68
08/19/87
27.05
09/17/87
28.01
10/09/87
30.15
06/12/88
25.21
08/04/88
29.07
10/21/88
32.49
500
250
105
200
89
133
115
52
84
46
Sd%
7
14
2
7
8
2
13
2
6
12
35
13
25
17
16.09
13.80
14.53
14.98
13.21
940
638
746
290
227
1
4
4
SNIGLAR, BIOTESTSJON
05/23/86
34.74
10/16/86
220
15
TEODOXUS, BIOTESTSJON
07/09/86
51.80
53.98
08/06/86
09/29/86
21
63.88
06/29/87
56.48
07/08/87
56.33
08/04/88
59.05
10/21/88
50
176
167
93
78
43
76
Cs-134
Sd%
K-40
Sd%
29
124
43
180
16
20
5
5
13
46
130
68
14
334
110
154
72
19
37
60
54
12
5
21
7
66
30
10
24
755
18
161
17
195
24
101
144
20
108
17
489
57
18
9
21
19
26
18
12
19
14
460
60
274
856
449
52
29
18
8
11
219
12
22
35
17
28
813
10
30 27
7 45
47 100
14 25
36
300
NEOMYSIS, BIOTESTSJON
07/09/86
08/06/86
09/24/86
06/01/87
09/02/87
480
387
409
83
51
2
6
5
11
28
132
92
13
6
13
13
56
28
0
62
50
44
31
22
29
Primärdata för födoorganismer för fisk. Bq/kg t.v..
Datum
Antal
TS%
Cs-137
BETYN1A, OREGRUNDSGREPEN
06/01/87
46.09
07/09/87
42.50
08/05/88
95
Sd%
3
38
8
34
24
84
42
MARLKRAFTOR, OREGRUNDSGREPEN
08/29/86
11.47
214
3 04
05/14/87
13.79
06/01/87
20.32
150
94
09/02/87
18.03
10
6
SNÄCKOR, blandat, OREGRUNDSGREPEN
05/17/86
30.91
2546
2
546
2
05/17/86
32.45
07/02/86
25.9
356 29
880
5
07/16/86
25.00
30
500
3
09/24/86
30.57
54 10
09/02/87
28.64
LYMNEA, OREGRUNDSGREPEN
08/11/86 139
26.22
08/15/86 små
5.92
09/29/86
31.83
09/29/86 200
35.01
09/29/86
75
30.06
09/30/86 220
42.29
51
09/30/86
40.55
10/02/86 130
35.56
10/02/86 106
24.01
05/12/87
06/01/87
29.23
06/10/87
36.11
06/22/87
37.4
07/09/87
26.33
08/21/87
26.64
09/08/87
26.24
10/08/87
21.54
11/02/87
29.29
06/10/88 210
25.71
08/05/88
27.67
10/21/88
28.49
TEODOXUS, OREGRUNDSGREPEN
06/01/87
52.92
07/09/87
60.47
Cs-134
Sd%
5
10
43
Primärdata för blåmusslor. Bq/kg t.v..
K-40
Sd%
80
10
84
128
12
22
0
110
10
67
19
61
10
401
11
105
15
761
3
194
17
303
2
43
21
197
16
360
9
50
37
186
458
391
2
2
275
185
2
3
88
153
410
1
190
2
39
506
190
283
518
305
230
61
226
400
3
270
83
203
4
8
5
4
7
7
13
5
4
8
5
5
17
12
219
130
169
185
142
93
123
158
112
116
2
4
200
4
4
10
2
3
2
7
9
31
54
6
161
121
25
91
150
46
63
73
67
43
66
39
41
29
13
30
12
20
21
21
12
23
* anges då silver-llOm interfererat så mycket att
mätfelet för Cs-137 blivit svårt att uppskatta.
225
81
18
13
16
8
29
14
13
20
21
170
76
59
114
140
16
19
21
15
16
191
112
107
63
556
198
8
12
17
20
14
10
202
11
0
Ant
TS%
CS-137 Sd% Cs-134 sd%
BLÅMUSSLA, HOMOGENAT, STATION Ö.
75
143
06/02/86
26.45
120
06/16/86
21.78
2
2
K-4 0
Sd%
77
2
62
3
57
74
270
11
343
3
328
10
354
5
294
18
474
9
244
4
620
11
166
5
0
102
14
128
29
8
110
10
60
21
189
18
9
30
9
80
104
16
Datum
BLÅMUSSLA, MJUKDELAR, STATION Ö.
86
470
5
07/07/86
12.06
07/28/86
50
5.82
503
2
112
494
5
08/19/86
8.75
09/08/86
110
10.55
922
5
121
393
2
10/02/86
11.36
10/28/86
97
11.35
240
4
355
143
11/27/86
11.20
06/05/87
83
13.26
98
5
212
8
07/28/87
6.81
09/30/87
99
9.05
160
3
180
69
8
05/09/88
10.70
80
6
08/01/88
10.29
104
50
11/23/88
12.73
84 12
55
5
05/25/89
10.06
111
80
2
10/28/89
11.62
84
BLÅMUSSLA, SKAL, STATION O.
86
07/07/86
85.60
50
07/28/86
76.05
08/19/86
112
84.36
110
09/08/86
76.62
10/02/86
121
86.20
97
10/28/86
86.84
143
11/27/86
79.56
83
06/05/87
82.35
07/28/87
85.14
180
05/09/88
88.79
80
08/01/88
92.65
50
11/23/88
92.16
55
05/25/89
83.22
80
10/28/89
73.32
16
16
20
29
15
22
15
9
22
4
8
5
5
9
4
5
4
5
6
9
9
20
28
9
95 352
20
60
9
169
9
43
36
41
23
17
13
273
242
297
303
309
10
18
29
18
40
13
10
10
15
7
15
5
6
13
2
15
2
26
6
8
7
13
16
10
18
0
14
24
11
12
8
10
13
13
0
10
26
6
14
45
1
26
9
10
9
4
15
10
20
17
19
Primärdata för yngelprover. Bq/kg t.v.
Datum
Stn
BIOTESTSJON
MORTYNGEL
09/01/86 BT
09/24/86 BT
12/13/86 BT
02/19/87 BT
09/24/87 BT
11/13/87 BT
12/16/87 BT
LOJYNGEL
09/01/86
09/24/86
01/21/87
BT
BT
BT
TS%
23.38
26.94
27.12
25.94
26.92
27.63
27.68
28.50
31. 09
30.99
Primärdata för yngalprover. Bq/kg t.v.
Cs-137 Sd*Cs-134 Sd% K-40
1715
1624
3
1
572 3
675 2
276 14
114 4
259 11
1999
1098
1831
2
1
2
758 17
680 2
223 3
263 3
105 31
46 8
37 36
914
521
750
3
2
3
ABBORRYNGEL
09/01/86 BT
09/24/86 BT
12/12/86 BT
01/21/87 BT
02/27/87 BT
04/21/87 BT
05/14/87 BT
06/16/87 BT
09/24/87 BT
10/29/87 BT
11/04/87 BT
11/13/87 BT
12/16/87 BT
01/27/88 BT
02/18/88 BT
03/28/88 BT
03/28/88 BT
04/27/88 BT
06/30/88 BT
10/06/88 BT
10/10/89 BT
11/14/89 BT
24.49
25.03
24.45
28.19
23.24
22.56
24.28
26.76
24.21
23.29
22.96
23.17
23.11
23.88
22.94
24.31
23.74
24.67
26.88
24.24
18.69
25.49
2860
2618
2400
2168
1
1
834
2130
3
966
1
2
1
4
4
1513
1585
711
414
2
550
4
2
631
274
433
407
372
3
4
2
3
2
4
5
409
3
6
GADDYNGEL
10/06/88 BT
10/21/88 BT
11/14/89 BT
19.98
20.03
23.32
475
453
389
1
1383
1184
1061
129
135
Sd
598 20
306 13
210 10
438 8
946 20
278 9
2028 6
564 14
263 10
425
2
389 12
9
7
606
374
480 17
725 11
459 13
592 12
6
587 17
3
8
424 5
431 13
101
3
434
5
160
6
794
9
124 21
114 8
92 5
948
11
117
235 15
125
392
8
1
3
2
232
2
57
7
4
8
246
2
57
6
508
5
255
4.
6
513
4
249
3
61
48
6
540
6
324
335
222
1
1
7
76
80
4
3
43 24
565
708
402
109
375 11
396
6
460
6
466
5
4
3
518 16
Datum
Stn
TS%
ÖREGRUNDSGREPEN
MORTYNGEL
05/16/86 UTBT
05/17/86 UTBT
05/17/86 UTBT
05/17/86 UTBT
06/01/87 UTBT
01/18/38 UTBT
18.74
23.54
21.82
21.33
24.85
21.27
ABBORRYNGEL
05/16/86 UTBT
05/08/87 UTBT
06/15/87 UTBT
08/26/87 UTBT
09/27/87 UTBT
10/29/87 UTBT
11/09/87 UTBT
01/15/88 UTBT
01/27/88 UTBT
02/18/88 UTBT
03/30/88 UTBT
05/20/88 UTBT
06/10/88 UTBT
10/05/88 UTBT
05/17/89 UTBT
10/10/89 UTBT
18.57
23.38
22.90
18.81
20.43
21.43
21.97
22.78
18.81
18.79
19.44
20.75
19.50
23.46
21.16
19.88
CS-137 Sd%Cs-134 Sd% K-40
363 1
107 2
180 1
346 2
680 6
114 23
2
2
2
4
300 11
439
343
360
388
190
55
94
181
253
2
129
2595
2125
2
2
1015
425
407
508
514
824
1086
588
666
3
4
3
4
2
4
5
2
3
3
3
750
134
130 14
183 6
178 21
235
5
320 4
100 28
3
185
9
603
4
167
2
666
290
3
2
2
3
175 9
75 6
64 5
43 14
311
342
Sd%
4
3
3
554 7
330 21
897
375
563
703
509
551
378
12
14
ii
31
i;:
i;i
11
0
423 i;>
225 1!>
90 US
249 liS
405
617 •5
621 7
Primärdata för fiskmuskel. Bq/kg t.v.
Datum
Ant medel
längd
T S % Cs-137 sd%Cs-134 sd% K-40 sd%
PORSMARKSDAMMEN
8 23.50 20.02
ABBORRE,
01/28/86
04/30/86
05/22/86
05/29/86
07/02/86
08/07/86
08/28/86
09/17/86
10/15/86
11/04/86
11/26/86
12/10/86
01/15/87
02/12/87
03/27/87
04/26/87
05/19/87
06/18/87
08/20/87
09/14/87
10/06/87
12/01/87
12/01/87
01/14/88
02/10/88
03/08/88
03/29/88
04/21/88
06/07/88
08/03/88
08/03/88
10/06/88
10/06/88
BIOTESTSJÖN
3 19.60 18.01
9
20.29 18.62
8 19.40 18.99
20 17.80 19.26
20 19.07 20.04
20 21.11 20.74
16 21.88 19.46
14 22.24 19.94
17 21.73 19.86
10 22.70 19.49
19 22.64 18.78
20 22.67 18.96
20 22.66 18.38
16 22.91 17.99
20 22.66 17.13
17 22.80 17. 61
6 22.42 18.37
15 21.20 21.05
17 23.86 19.43
21 23.05 19.31
10 21.14 19.36
7 16.86 17.87
2 24.00 20.14
10 20.93 18.64
10 17.64 17.89
9 22.16 17.73
19.88
20.21
17.50
18.00
30.00
14.23
20.32
Datum
Ant medel
T S % Cs-137 Sd%Cs-134 sd% K-40
längd
ABBORRE,
06/16/86
8
8
8
8
2
12
7
Primärdata för fiskmuskel. Bq/kg t.v.
18.47
18.36
20.40
20.24
20.35
21.78
20.59
1546
726
442
41
31
105
120
530
901
926
1731
1476
1830
1529
2157
2050
2210
1966
2224
1548
1305
1225
1258
1844
736
2321
1118
964
1734
1276
1122
483
542
1445
441
952
7 25
5 18
60
57
270
449
440
815
699
742
702
951
877
890
765
852
601
465
436
422
649
213
739
330
285
361
374
321
105
134
370
104
235
793
570
514
1
1
1
1
1
1
1
0
1
1
1
1
1
1
1
2
1
1
1
1
1
1
2
3
1
1
1
3
4
2
640
462
420
571
409
485
498
495
509
480
546
485
676
634
453
533
670
894
551 12
654 4
605
695
615
453
421
934
623
683
735
ABBORRE,
05/14/86
05/22/86
06/06/86
06/06/86
08/05/86
09/02/86
10/02/86
10/15/86
02/05/87
02/18/87
03/24/87
07/31/87
09/03/87
05/03/88
06/16/88
08/11/88
08/11/88
10/05/88
12/13/88
OREGRUNDSGREPEN
10 23.73 19.33
7 21.34 16.71
6
25.70 18.43
13' 19.70
18.93
10 19. 19 20. 11
10
19.67 20.21
16 19.68 19.51
5 18.34 20.51
10 20.12 19.64
8 18.61 19.23
5 17.70 20.06
10 19.11 19.88
9 18.88 20.07
7 23.51 18.85
6
21.35 19.51
8 18.73 20.28
5 23.18 20.75
11 19.77 20. 39
12
18.40 18.49
69
63
130
150
1126
1388
1330
3204
2021
2410
2050
827
1656
1964
1686
1194
1391
1081
742
1
1
3
786 30
820 4
800 3
710 3
474 8
470
8
565
4
713
573
613
541
6
3
10
5
180 21
562
3
602
9
1
543
2
606
7
2
433
3
706
8
2
1
308
351
254
171
5
2
780 10
541 5
3
3
636
695
88 11
711
1
1
BJÖRKNA, OREGRUNDSGREPEN
07/01/86 13 16.65 20.91 228
BRAXEN, FORSMARKSDAMMEN
06/16/86 5 21.72
18.581805
BRAXEN, OREGRUNDSGREPEN
07/04/86
1 44.00
20.63
07/04/86 2 24.90 20.01
08/05/86 3 29.37
20.48
21 82
16 B
52 3
62 3
535
2
680
2
450 1
1025 2
831 1
993
2
1
786
289 6
sd
886
57
4
27
297
2
155
647
1
311
1
5
651
7
4
2
451
4
733
5
427
6
Primärdata för fiskmuskel.
Datum
Ant medel
längd
GÄDDA, BIOTESTSJON
03/11/87 1 33.70
03/11/87
03/27/87
85.00
04/02/87 1 66.00
04/08/87 1 66.00
04/08/87 1 79.30
04/08/87 1 48.30
04/08/87 1 62.80
04/08/87 1 86.70
04/08/87 1 52.80
04/22/87 1 63.40
05/05/87 1 76.70
05/05/87 1 63.30
08/20/87 1 71.50
08/25/87 1 69.50
09/09/87 1 85.30
09/15/87 1 20.40
10/06/87 I 26.10
10/13/87 1 65.50
10/13/87 1 71.10
10/21/87 1 107.00
10/29/87 2 18.00
11/04/87 6 22.17
11/13/87 5 18.84
11/18/87 1 76.30
11/18/87 1 27.30
12/01/87 1 75.50
12/01/87 1 70.50
12/01/87 1 75.00
12/16/87 1 81.20
12/16/87 1 73.20
12/30/87 1 83.30
12/30/87 1 68.10
01/14/88 2 76.70
01/27/88 1 92.20
02/10/88 1 78.40
03/02/88 1 103.70
03/02/88 1 88.70
03/02/88 1 88.10
03/02/88 1 83.70
03/02/88 1 78.20
03/02/88 1 69.20
03/02/88 1 56.60
03/28/88 1 33.30
04/07/88 1 69.00
04/28/88 1 68.10
04/28/88 1 62.30
04/28/88 1 63.10
04/28/88 1 68.60
Primärdata för fiskmuskel.
Bq/kg t . v .
T S %Cs-137 sd%Cs-134 sd% K-40
20.07
20.45
20.04
20.53
20.97
19.67
20.83
22.00
18.44
19.73
19.48
22.27
20.50
20.60
21.40
3.58
19.66
19.3c
19.24
16.77
19. 59
19.81
19.97
19.28
39. 17
20.51
19.29
19.52
20.18
19.72
19.61
20.19
19.60
20.67
19.71
20.03
20.05
19.85
18.87
19.74
19.75
19.42
20.87
19.90
19.07
19.08
20.59
20.64
2909
4498
540
680
890
710
1000
1000
800
1060
740
790
1
1
2
2
2
2
2
2
2
3
2
2
2
1140
2606 1
2220 2
1496 0
65 10
813
2055
2078
1190
501
642
428
1584
530
2724
1938
2296
2465
1634
1730
1995
2114
2236
3357
2048
2349
2215
1875
3635
2709
1707
572
2133
2485
2858
1749
1231
2
1
0
1153
1746
211
268
350
260
390
420
320
1
1
4
3
656
3
530
8
600
8
470 11
430
9
560 9
480 14
480
7
450
6
550
9
613
4
708 10
613 2
4
4
3
4
5
410
290
3
310
2
470
3
879
1
757
3
498
1
30 23
228
5
680
1
676
1
662
430
460
376 2
165 11
209 5
141 6
509 1
180 3
823 2
614
748 1
780 2
620
593
8b3
743
595
715
904
706
581
654
3
2
3
624
759
1
591
579
668
884
586
628
2
1
1
4
4
655
2
583
993
796
460
152
576
3
4
2
5
7
3
1
1
551
646
518
1
3
2
1
299
4
5
6
9
7
33 23
773
634
689
1
4
2
3
0
2
1
1
1
1
2
1
2
1
1
1
2
2
1
2
1
1
2
2
1
508
566
sd%
8
5
2
4
12
6
7
2
6
8
7
4
5
9
7
748 10
776 4
543 4
551 5
925 8
832 11
724 8
737 9
695 11
651 8
876 9
696 8
556 9
746
4
663
8
595
7
793 6
7
Datum
Ant medel
längd
Bq/kg t . v .
T S * CS-137 Sd%Cs-134 sd% K-40
GÄDDA, BIOTESTSJON forts.
04/28/88 1 65.30 20.22
05/02/88 1 36.10 21.07
05/10/88 1 70.70 21.04
05/10/88 1 86.40 21.39
05/10/88 1 80.00 12.67
05/10/88 1 80.20 20.50
06/07/88 1 36.10 20.01
06/30/88 1 35.00 21.04
06/30/88 1 75.40 19.20
06/30/88 1 29.90 20.74
06/30/88 1 27.70 20.62
06/30/88 1 32.20 20.61
06/30/88 1 41.40 19.83
07/21/88 1 31.00 19.82
07/21/88 1 64.00 20. 10
07/21/88 1
1035 19.27
10/06/88 I 39.50 20.03
10/06/88 1 40.00 20.36
10/11/88 1 78.90 20.87
10/12/88 1 72.10 19.84
10/12/88 1 77.80 19.86
10/12/88 1 81.60 19.50
10/13/88 1 39.80 18.81
10/13/88 1 50.70 20.43
11/11/88 1 87.90 20.04
12/13/88 1 88.80 19.49
12/13/88 1 87.10
12/13/88 1 84.40 20.44
12/13/88 1 87.20 19.57
521
581
654
596
429
1946
1780
1
2
1
1
1
1
2
4
1
2
3
1
2
3
0
1
419
2
95
5
531
969
1730
3277
2130
611
719
1757
1409
1550
2283
1695
1
1
1
1
1
2
1
1
1
1
1
1
133
243
410
779
516
107
174
323
317
284
521
398
2
2
2
1
1
8
2
3
1
3
1
2
2411
633
1981
2699
1358
1784
603
464
1496
671 2
189 4
548 2
711 2
355 2
339 3
150 5
85 16
392
2
111 6
178 12
170 3
146 4
100 7
496 1
459 2
sd%
530 7
680 6
666 6
148 20
652 6
627 6
573 9
582 14
239 8
898
5
917 10
6T>4 4
630 6
643 9
674 3
721 5
734 5
569
4
625 4
704 4
87 3 4
574
5
842 8
878 4
722 6
652
3
719
6
735
3
534
6
Primärdata för fiskmuskel. Bq/kg t.v.
Datum
Ant medel
längd
T S % Cs-137 sd%Cs-134 sd% K-40
228
466
2180
2006
2606
979
790
1312
1235
1141
GÖS, OREGRUNDSGREPEN
07/01/86 2 26.05 20.97
08/08/86 3 27.27 20.75
11/19/86 1 36.00 21.22
05/22/87 1 33.00 23.03
100 4
569 2
1831 1
635 11
MÖRT, FORSMARKSDAMMEN
06/16/86 4 21.25 20.28
21.81
19.59
21.42
21.87
22.28
21.51
20. 11
21.55
21.15
22.02
sd%
Datum
Ant medel
längd
T S % Cs-137 sd%Cs-134 sd% K-40
sd
MÖRT, OREGRUNDSGREPEN
GÄDDA,OREGRUNDSGREPEN
07/01/86 1 44.40 19.76
08/05/86 1 36.00 19.46
10/08/87 1 62.90 20.37
10/08/87 1 45.60 20.90
10/08/87 1 58.00 20.49
06/16/88 1 77.10 20.00
08/11/88 1 42.20 19.53
08/11/88 1 43.50 19.99
08/11/88 1 62.50 20.98
10/05/88 1 73.50 21.58
MÖRT, BIOTESTSJON
07/02/86 13 18.60
08/07/86 11 20.84
11/04/86 17 22.62
12/05/86 11 22.94
10/06/87 10 19.95
12/01/87 9 20.09
02/10/88 10 20.95
04/28/88 9 19.81
06/07/88 8 21.19
08/03/88 9 22.86
10/08/88 6 25.70
Primärdata för fiskmuskel. Bq/kg t.v.
3
1
1
1
1
2
1
1
2
2
103
227
721
659
879
275
205
325
316
310
4
2
1
1
1
3
2
2
5
4
469
600
598
729
613
566
660
679
852
676
7
4
3
4
4
8
3
4
9
9
49 10
297 3
796 1
1676 2
560
441
609
639
6
9
4
4
06/06/86
07/01/86
08/05/86
Oy/02/86
09/11/86
10/02/86
11/19/86
12/05/86
02/05/87
03/06/87
07/31/87
09/03/87
10/15/87
02/16/88
05/03/88
06/16/88
08/11/88
10/05/88
12/13/88
13
5
10
10
10
13
8
11
4
9
10
8
10
8
7
7
15
11
7
19.17
22.62
19.20
19.64
20.13
21.46
24.46
20.03
25.60
18.80
18.14
23.41
20.69
18.74
22.31
•>2.01
16.83
18.91
23.31
19.60
20. 56
20.44
19.93
21.59
22.08
21.61
21.95
21.03
20.18
20.41
21.07
20.49
20.35
20.39
20.28
21.21
22.51
2322
1
1133
6
434 11
305
538
2
1
1
1
155
257
3
489
419
350
381
613
4
9
4
628
5
594
643
3
7
8
777
4
SUTARE, FORSMARKSDAMMEN
729
4
06/16/86
617
630
299
240
253
246
183
220
199
3
2
1
3
4
2
2
294
270
2
2
1
98
6
89
4
73
3
68 59
53 11
52 9
8
44
552
5
8
SIK, OREGRUNDSGREPEN
07/01/86 2 30.00 22.68
10/10/86 6 26.08 21.31
11/19/86 1 33.80 21.45
03/18/87 2 34.25 20.66
05/22/87 4 26.73 21.07
08/18/87 1 23.50 21.13
09/18/87 2 26.90 20.65
11/11/87 1 25.00 21.06
2
44.30
AL, OREGRUNDSGREPEN
07/01/86 5 51.24
08/18/86 5 52.00
09/01/86 2 63.55
07/27/87 1 94.70
10/14/87 1 81.50
18.94
31.26
37.23
36.78
50.31
49.45
147
181
695
2
1
2
629
646
1
1
294
306
859
729
823
943
920
664
662
1
1
1
1
2
2
2
1
1
2
405
337
293
3
3
3
161
2
103 8
59 10
77 8
35 7
1329
1004
1086
1088
1271
1043
1
1
1
1
2
1
464
474
428
447
374
770
2
400
2
368
585
633
639
421
284
1775
74
394
235
231
195
166
4
1
1
1
2
1
2
2
2
3
3
3
2
4
198
7
337
366
393
607
1
2
2
1
4
2
4
4
378
7
522
420
354
6
460
464
715
673
523
679
553
406
713
549
483
572
433
644
3
7
5
8
5
7
5
4
11
14
7
9
4
2
5
7
4
469
596
13
4
828
8
266
4
64-1
7
129
4
603
5
406
8
899
136 12
4
552
577
488
419
50 40
325 67
268
1
129
2
206
6
191
158
2
1
1
92
54
49
4
2
143
141
91
8
153
3
5
8
Primärdata för fiskmuskel. Bq/kg t.v..
Datum
STRÖMMING
05/16/86
05/18/86
06/05/86
07/01/86
08/05/86
09/02/86
10/02/86
11/19/86
11/27/86
12/05/86
02/20/87
03/18/87
05/22/87
07/31/87
09/03/87
10/19/87
02/16/88
04/13/88
06/16/88
08/11/88
10/05/88
Ant
Medel
Längd
TS %
, ÖREGRUNDSGREPEN
16 21.18
21.24
34
20.36
21.97
8 26.16
33.45
10
16.73
19.93
20 17.98
22.08
19 18.24
21.61
20 • 19.68
23.03
23.77
14 21.84
25 18.70
20.96
13 17.34
S.60
11 24.29
25.72
9
21.90
21.77
22.56
8
22.41
11 18.35
20.53
21.44
12 18.85
11 18.85
21.19
13 23.31
24.43
5 25.92
24.34
22.28
9 23.33
14 18.33
23.4
22.95
14 21.33
Primärdata för fiskmnskel. Bq/kg t.v..
Cs-137 Sd%Cs-134 Sd% K-40
34
6
3
14
2 26
17 5
7 11
Sd
19
4
390
4
239
3
106
7
331
8
1152
1426
1671
1
1
1
1
1
2
1
563
727
784
445
595
384
2
2
553
418
452
5
288
4
847 14
654 10
2
208
3
730
2
5
4
109 5
13 21
989
1312
881
803
399
216
828
851
596
350
70
285
461
334
2
4
4
2
2
1
2
3
2
336
152
3
65 11
278
7
3
74
116
9
8
2
103
6
6
7
4
7
7
399
466
606
649
6
429
6
500 13
6
374 10
424 6
532 10
801 7
671 7
Datum
Ant
Medel
Längd
TS %
TORSK, ÖREGRUNDSGREPEN
05/14/86
2 45.30
05/21/86
1 47.00
05/21/86
3 52.63
02/20/87
2 36.00
02/20/87
1 51.00
03/18/87
2 37.15
05/22/87
1 38.10
09/03/87
1 4.1.50
1 59.20
09/03/87
2 23.75
10/15/87
11/11/87
1 45.80
2 39.10
02/16/88
1 50.00
03/21/88
1 43.20
03/21/88
1 33.30
03/21/88
1 29.50
03/21/88
1 32.80
03/21/88
1 44.50
03/21/88
2 31.35
04/13/88
1 29.50
05/28/88
2 44.25
04/13/88
2 27.70
05/04/88
1 30.00
07/13/88
1 29.70
07/26/88
1 37.20
10/21/88
1 39.90
10/21/88
Cs-137 Sd%Cs-134 Sd% K-40
22.03
17.96
19.45
20.13
18.36
19.73
19.90
19.19
18.67
18.98
18.47
19.96
19.35
19.75
19.94
19.53
20.00
19.76
19.91
22.48
18.16
19.93
18.78
19.69
19.53
19.92
12 11
37 4
16 12
2968 1
924 2
2171 2
935 1
1675 1
1749 1
493 2
539 2
870 1
914 2
782 1
751 1
616 1
788 1
905 1
693 2
390 3
389 2
578 2
517 2
425 3
566 2
591 2
12
8
1224
393
839
356
580
589
176
179
261
284
263
208
180
159
263
213
109
110
176
139
119
127
147
1
3
3
1
2
2
3
4
2
5
2
2
2
4
2
4
6
4
6
4
7
5
5
Sd%
410
630
540
620
579
534 11
640 4
731
588
827
691
626
431 20
720 5
656
584
619
555
561
461 12
459 10
741 5
675 8
750 7
757 7
Natuivårdsyerk
ISBN 91-620-3723-4
ISSN 0282-7298