Puutavaran radioaktiivisuus

STUKA133 MAALISKUU 1996 FI9700059 Puutavaran radioaktiivisuus A. Rantavaara PL 14 00881 Helsinki Puh. (90) 759 881 VOL 2 8 Ns 1 6

ISBN 9517121121 ISSN 07811705 Oy Edita Ab Helsinki 1996 Myynti: Säteilyturvakeskus PL 14 00881 Helsinki Puh. (90) 759 881

STUKA133 RANTAVAARA A, Puutavaran radioaktiivisuus. Helsinki 1996, 29 s. ISBN 9517121121 ISSN 07811705 Avainsanat: Puutavara, rakennusmateriaali, säteilyannos, 134 Cs, 137 Cs, TIIVISTELMÄ Kotimaisen puutavaran keinotekoista radioaktiivisuutta mitattiin vuonna 1993 otetuista koivu, mänty ja kuusipuunäytteistä. Näytteitä otettiin yhteensä 47 paikkakunnalta EteläSuomesta. Puussa sekä kuori ja nilanäytteissä havaituista cesiumin isotoopeista 134 Cs on kokonaan ja 137 Cs pääosin peräisin Tshernobylin ydinvoimalaitosonnettomuudenlaskeumasta. Enintään muutama prosentti havaitusta cesiumista on peräisin ydinkoelaskeumista. Havaintoaineistosta johdettiin hakkuukauden 1993/94 kuoritun puutavaran keskimääräiset 137 Cspitoisuudet ja niiden 95 % luottamusvälit: koivu 16 (9.4 27) Bq kg" 1 (80% k.p.) kuusi 21 (16 26) mänty 24 (17 33) Runkopuun korjuun yhteydessä metsistä poistui samana vuonna noin 10 12 Bq 137 Cs:ää. Määrä on 1 2 % hakkuualueiden 137 Csinventaarista ja noin 0,03% kaikilla metsäalueilla yhteensä tuolloin olleesta 137 Cslaskeumasta. Rakennuspuun sisältämän 137 Cs:n aiheuttama säteilyannos arvioitiin esimerkin vuoksi hirsitalolle, jossa asukas viettää 7000 tuntia vuodessa. Suomessa 1990 luvun alkupuolella mahdolliset puutavaran " 7 Cspitoisuudet aiheuttavat enintään muutaman sadasosan 1 msv:n annoksesta, joka on hyväksyttävän vuosiannoksen yläraja. Runkopuun 137 Cspitoisuudet ja niistä puuta käytettäessä aiheutuvat säteilyannokset saattavat kasvaa jonkin verran tutkimusajankohdan jälkeen. Puutavaraan kertyy lisää 137 Cs:a eniten sellaisissa metsissä, joissa runkopuun kasvu on voimakasta lähivuosina. Kasvavien puiden 137 Cspitoisuudet eivät suurene kovin paljon, mutta metsien puumassan kasvaessa puuston cesiumsisältö suurenee.

STUKA133 RANTAVAARAA, Radioactivity of timber. Helsinki 1996, 29 p. ISBN 9517121121 ISSN 07811705 Key words: timber, building material, radiation dose, 134 Cs, 137 Cs, li0 K ABSTRACT In autumn 1993, Finnish timber was analysed for radiocaesium ( 134 Cs, 137 Cs) and potassium C K). 137 Cs originated mainly from the fallout of the Chernobyl nuclear accident in 1986. Traces of nuclear weapons fallout also contributed to the 137 Cs contents in wood, bark and phloem of trees. The analysed material consisted 87 samples of logs of Norway spruce, Scots pine, birch and European aspen. The samples were collected when logs were received to the sawmills and when the origin of trees was known. The samples were from 47 municipalities. The radiocaesium contents found in the study were used to derive the mean contents in logs cut in the felling season of 1993/1994. Nationwide mean contents of 137 Cs in wood and the 95% confidence intervals for them were birch 16 (9.4 27) Bq kg" 1 (80% d.w.) spruce 21 (16 26) pine 24 (17 33) " ' Harvesting of trees removed about 10 12 Bq of 137 Cs from the forests during the felling season 1993/94. The removed fraction was 12 % of the accumulated deposition of 137 Cs in the forest area treated with fellings and about 0.03% of the 137 Cs inventory of the total forest area. Radiation doses from 137 Cs in timber used as building material were estimated for loghouses constructed of domestic wood. The inhabitants were assumed to spend indoors 7000 hours in a year. The annual doses are only a few percent of the dose constraint of 1 msv a" 1 set for 137 Cs in building materials. The 137 Cs contents in timber and the collective doses thereof will probably increase slowly in the next few years. Especially the gradual removal of old, less contaminated trunks from the forests and the simultaneous growth of new, contaminated trees will increase the amount of 137 Cs in raw wood in the near future. No limitations for use of Finnish timber are needed for radiocaesium contents derived from Chernobyl fallout.

STUKA133 ESIPUHE Säteilyturvakeskus ja Metsäteollisuus ry suunnittelivat kotimaisen sahatavaran radioaktiivisuustutkimuksen vuonna 1993. Suunnitteluun osallistuivat osastopäälliköt Pertti Litmanen ja Heikki Lindroos Metsäteollisuus ry:stä ja tutkimuksen tekijä Säteilyturvakeskuksesta. Hanke toteutettiin vuosina 199395. Näytteiden hankinnan organisoi Pertti Litmanen. Näytteenotosta sahoilla vastasivat Toivo Paloneva Aureskoski Oy:stä, Tauno Pajunen Pohjan Saha Oy:stä ja Kalle Immonen Koskisen Oy:stä. Metsäteollisuus ry teetti puunäytteiden haketuksen Keskuslaboratoriossa ja hankki kuntakohtaiset hakkuutilastot Metsäntutkimuslaitoksen tietopalvelutyksiköstä. Näytteiden analysointiin ja tulosten käsittelyyn osallistuivat Säteilyturvakeskuksen elintarvikelaboratorion henkilökunnasta Tuula Korttinen, Ulla Välikangas, Eila Kostiainen ja Mikael Moring. Kiitän kaikkia hankkeen toteutusta edistäneitä henkilöitä hyvästä yhteistyöstä. Aino Rantavaara

STUKA133 SISÄLLYSLUETTELO Sivu TIIVISTELMÄ 3 ABSTRACT 4 ESIPUHE 5 SISÄLLYSLUETTELO 6 1 JOHDANTO 7 2 RADIOAKTIIVINEN LASKEUMA JA METSÄ 8 2.1 Primaarilaskeuma ja puusto 8 2.2 Radiocesium puun eri osissa 8 2.3 Radiocesium metsän ainekierrossa 9 2.4 Ulkoisen säteilyn vaikutus puihin 9 2.5 Laskeuman vaikutusten lieventäminen 10 2.6 Ihmisen altistuminen metsien ja puutavaran säteilylle 10 3 AINEISTO JA MENETELMÄT 12 3.1 Näytteenotto 12 3.2 Näytteiden analysointi 15 3.3 Tulosten käsittely 15 4 TUTKIMUSTULOKSET 16 4.1 Alkuperäinen havaintoaineisto 16 4.2 Korjatun puutavaran arvioidut radiocesiumpitoisuudet 16 5 TULOSTEN TARKASTELU 24 5.1 Puiden 137 Cspitoisuudet 24 5.2 Tshernobyllaskeuman 137 Cs ja kotimainen puutavara 26 5.3 Puutalojen asukkaiden saama säteilyannos 26 5.4 Loppupäätelmä tutkimuksesta 27 KIRJALLISUUSVIITTEET 28

STUKA133 JOHDANTO Radioaktiivisen laskeuman nuklidit 134 Cs ja 137 Cs voivat aiheuttaa jopa vuosikymmeniä kestävän metsäympäristön saastumisen. Ne pysyvät pitkään pohjoisten havumetsien ainekierrossa, josta cesiumia poistavia prosesseja on hyvin vähän. Laskeuman haittoja puustolle ja metsien käytölle voidaan arvioida luotettavasti, jos tunnetaan radioaktiivisten aineiden jakauma metsäsysteemissä eri aikoina laskeuman leviämisen jälkeen. Tshernobylin ydinvoimalaitosonnettomuuden jälkeen tiedostettiin laajasti radioaktiivisen cesiumin pitkät viipymisajat metsäekosysteemin eri osissa. Useissa maissa säteilytilanne on ollut lievä, mutta soveltunut systemaattiseen metsien radioaktiivisen cesiumin analysointiin. Suomessa metsät ovat useista syistä arvokasta kansallisomaisuutta. Laskeuman vaikutuksista esimerkiksi puustoon ei tiedetä vielä tarpeeksi, jotta tehokas suojelustrategia vakavan säteilytilanteen varalle voidaan kehittää. Tutkimuksen tavoitteena on ollut selvittää sahoille vastaanotettavan kotimaisen puutavaran 137 Cspitoisuudet ja niiden vaihtelu sekä arvioida rakennuspuun käytön aiheuttamaa säteilyaltistusta. Tutkimuksella on hankittu perustietoa metsien radioaktiivisuudesta ja osoitettu lisätutkimusten kohteita.

STUKA133 RADIOAKTIIVINEN LASKEUMA JA METSÄ 2.1 Primaarilaskeuma ja puusto Laskeuman leviämisvaiheessa radiocesiumia pidättyy puihin joko sadevedestä tai laskeumapölyn mukana. Lehtipuiden ja havupuiden suora saastuminen ja sen myöhempi merkitys puuston radioaktiivisuudelle vaihtelevat vuodenajan ja puun kasvuvaiheen mukaan. Tshernobylin ydinvoimalaitosonnettomuuden laskeumaa tutkittaessa on havaittu, että PohjoisEuroopan havumetsiin voi pidättyä 50 % primaarilaskeuman radiocesiumista riippumatta siitä, onko laskeuma tullut alas kuivana vai sateen mukana (Bergman 1994). Havupuiden neulasista ja kuorista niihin laskeumasta tarttunut cesium vähenee alkuvaiheessa muutaman kuukauden puoliintumisaikaa noudattaen, myöhemmin hitaammin. Osa cesiumista siirtyy kasvin pintasolukkojenläpi, varsinkin neulasten ja lehtien sekä pienten oksien kuorten kautta puun eri osiin. 2.2 Radiocesium puun eri osissa 137 Cs jakaantuu puussa heti laskeuman leviämisen jälkeen siten kuin puu kasvuvaiheensa mukaan on ollut alttiina laskeumalle. Poistuminen runkovalunnan ja metsikkösadannan mukana muuttaa alkuvaiheessa puun cesiumjakaumaa eniten. Ravintonesteiden mukana puun eri osiin vähitellen siirtyvä, ja mahdollisesti vuodenajan mukaan vaihteleva " 7 Cs määrää myöhemmin puun 1J7 Csjakauman. Radiocesiumia kulkeutuu vähitellen puuainekseen. Sitä siirtyy sekä lehvästöön ja runkoon pidättyneestä primaarilaskeumasta että juurioton kautta maasta. Puuaineksen sisältämä 137 Cs lisääntyy vähitellen vuosien kuluessa puun paksuuskasvun mukana. Pitoisuudet kasvavat nopeimmin aivan nuorissa puissa, joissa uuden, enemmän cesiumia sisältävän puun osuus on jatkuvasti suurempi kuin vanhoissa puissa. Cesium on puussa kaliumin tavoin niin sanottu liikkuva ravinne, eli se leviää mantopuuhun rungon säteen suunnassa. Siksi puun vuosirenkaista ei saada selville kasvupaikan 137 Cslaskeumien historiaa (Yamagata et ai. 1969). Nilan cesiumpitoisuus on puuainekseen verrattuna monikymmenkertainen. Kuoren ja puuaineksen pitoisuuksien suhde vaihtelee muun muassa sen mukaan, kuinka paljon primaarilaskeumaa on jäljellä kuoressa. Puuaines on aina selvästi puhtaampaa kuin kuori.

STUKA133 Ravinnekierron mukana 137 Cs:a kertyy eniten puiden kasvaviin osiin, eli latvuksen yläosaan, nuoriin oksiin ja vuosikasvaimiin. Cesiumia kertyy myös puiden juuriin. Vaihtelua puiden ja puuaineksen radionuklidipitoisuuksiin aiheuttavat muun muassa puiden ikä ja kasvutiheys, jotka vaikuttavat primaarilaskeuman pidättymiseen puiden latvuksiin ja runkoon. Myöhemmin metsämaan laatu, ravinne ja kosteussuhteet sekä muut kasvutekijät vaikuttavat puuston 137 Cskertymään ajan funktiona. Radioaktiivisen cesiumin pitoisuudet puuaineksessa eivät asetu vuosien kuluessa millekään vakiotasolle, vaan saavutettuaan hitaasti puiden iästä laskeumahetkellä riippuvan maksimin ne alkavat vähitellen pienentyä (Tikhomirov et ai. 1994). 23 Radiocesium metsän ainekierrossa Puista cesiumia palaa takaisin maahan karikkeen mukana, ja karikkeen hajotessa 137 Cs:a vapautuu uudelleen metsämaan pinnassa olevaan humuskerrokseen. Kasvit ottavat cesiumia tehokkaasti metsämaan orgaanisesta pintakerroksesta. Suomen metsäalueilta radioaktiivista cesiumia poistuu valumavesien mukana vähemmän kuin esimerkiksi vuoristoisilta Skandinavian tai KeskiEuroopan metsäalueilta. Suomen kangasmetsien kivennäismaista puuttuu cesiumia sitova savi lähes kokonaan. Cesiumin kiertokulku PohjoisEuroopan havumetsissä poikkeaa Keski ja Etelä Euroopan metsistä. Kasvuolosuhteet ovat ilmaston takia erilaiset, samoin maannostyypit sekä karikkeen muodostumis ja hajoamisnopeudet. Cesiumia poistuu Suomen kangasmetsien ravinnekierrosta etupäässä radioaktiivisen hajoamisen kautta, muiden poistumistapojen osuus on Suomen olosuhteissa pieni. 134 Cs puoliintuu 2,07 vuodessa, ja pitkäikäinen 137 Cs 30 vuodessa. Ihmiselle tärkeistä ekosysteemeistä tuotantometsä lienee ainoa, jossa kylvämisen ja korjuun välinen aika on useita kymmeniä vuosia. Tänä aikana radioaktiivinen hajoaminen, joka poistaa ympäristön 137 Cs:sta noin 2,3 % vuodessa, ehtii vähentää runkopuun cesiumaktiivisuutta huomattavasti. 2.4 Ulkoisen säteilyn vaikutus puihin Havupuut ovat muihin kasveihin verrattuina poikkeuksellisen herkkiä säteilylle. Laskeuman aiheuttamia muutoksia puissa on kuitenkin havaittu vain erittäin vakavien ydinlaitosonnettomuuksien, kuten Tshernobylin onnettomuuden lähilaskeumaalueella (Tikhomirov et ai. 1994). Muutoksia ovat aiheuttaneet sekä

STUKA133 kasvin sisäinen että ulkoinen beeta ja gammasäteily. Esimerkiksi havupuiden latvustoihin pidättyneet laskeumahiukkaset voivat aiheuttaa neulasten yhteyttäville soluille beetasäteilyn kautta kymmenkertaisia annoksia gammasäteilyyn verrattuna. Lieviä häiriöitä mäntyjen lisääntymiseen on aiheuttanut neulasten saama 1020 grayn annos. Sama absorboitunut annos on lisännyt selvästi geenimutaatioiden määrää. Kaukokuljetuksena levinneen laskeuman ei tiedetä aiheuttaneen puihin vastaavia säteilyannoksia. Jatkuvan ulkoisen gammasäteilytyksen vaikutuksia puustoon on tutkittu Kanadassa. Metsää säteilytettiin pistemäisellä 137 Cslähteellä 14 vuoden aikana. Etäisyydet lähteestä määräsivät säteily tystason. Näkyviä muutoksia tuli ilmi annosnopeuksilla 0,3 52 mgy h" 1 (milligrayta tunnissa). Alle 0,1 mgy h^rn annosnopeuksilla ei havaittu muutoksia lehtipuissa eikä havupuissa (Amiro 1994). Korkein Suomessa keväällä 1986 Tshernobyllaskeuman leviämisen jälkeen mitattu annosnopeus oli noin 0,003 mgy h" 1. Se havaittiin 29. huhtikuuta yhdellä säteilyvalvontaasemalla (Säteilyturvakeskus 1986). 2.5 Laskeuman vaikutusten lieventäminen Laajaalainen radioaktiivinen laskeuma saastuttaa väistämättä myös metsät. Vakavissa laskeumatilanteissa pitkäaikaista puuston cesiumsaastumista voidaan jossain määrin lieventää metsänhoidon menetelmillä, esimerkiksi kaliumlannoituksella. Säteilyn haittojen vähentämiseen on muutenkin johdonmukaista käyttää keinoja, jotka eivät häiritse metsien luonnollista ravinnetasapainoa tai muuten heikennä kasvuolosuhteita. 137 Cspitoisuuksien ajallisia muutoksia metsäekosysteemin eri osissa voidaan käyttää suunnitellusti hyväksi haittojen vähentämiseen, jos ne tunnetaan. 2.6 Ihmisen altistuminen metsien ja puutavaran säteilylle Vakavan radioaktiivisen laskeuman seurauksena pahasti saastunut metsä ja siitä otetun puutavaran käsittely saattavat edellyttää erityisiä toimenpiteitä säteilyturvallisuuden varmentamiseksi. Kasvaviin puihin joutuneet radionuklidit altistavat ihmisiä ulkoiselle säteilylle sekä metsissä liikuttaessa ja työskenneltäessä että käytettäessä puuta rakennusmateriaalina. Puiden latvuksiin pidättyneet radioaktiiviset aineet suurentavat ulkoista säteilyannosta eniten heti laskeuman leviämisen jälkeen. Ensimmäisinä viikkoina ja kuukausina radioaktiivista laskeumapölyä voi puista irrottuaan joutua hengityksen kautta ihmisen elimistöön ja aiheuttaa sisäistä säteilyannosta. Metsäympäristössä pääasiallinen säteilylähde on kuitenkin maan 10

STUKA133 pintakerrokseen varastoitunut laskeuman leviämisestä. 137 Cs viimeistään muutaman kuukauden kuluttua Rakennuspuun kuten muidenkin rakennusaineiden radioaktiivisuutta koskee säteilyturvallisuusohje (STohje 12.2). Ohjeessa määritellään turvallisuustavoitteet ja johdetaan niitä vastaavat radionuklidien enimmäispitoisuudet. Puun kemiallisen käsittelyn yhteydessä cesium fraktioituu ja kertyy esimerkiksi joihinkin prosessiteollisuuden jäteliemiin (Ravila, Holm 1994). Suurissa säiliöissä pidettävät erät voivat olla säteilylähteitä, joilta työntekijöitä pitää suojata. Puuta, sahanpurua, kuorta tai hakkuujätettä poltettaessa radioaktiivinen cesium jää pääosin tuhkaan. Tuhkan käyttöä voidaan joutua rajoittamaan ja tuhkan varastointi voi edellyttää erityisohjeita säteilyturvallisuuden varmistamiseksi. Puun eri osista saatavan tuhkan säteilyvaikutukset tulee arvioida ohjeiden perustaksi ja ottaa arvioinnissa huomioon tuhkan erilaiset käyttötavat. 11

STUKA133 AINEISTO JA MENETELMÄT 3.1 Näytteenotto Tutkimus kohdistettiin useille paikkakunnille, jotta saataisiin mukaan vaihtelevia kasvuolosuhteita sekä 137 Cslaskeumaltaan erilaisia metsiä. Näytteitä otettiin Hämeen, KeskiSuomen, Kymen, Mikkelin ja Uudenmaan lääneistä yhteensä 47 paikkakunnalta, (Taulukko I, kuva 1). Tutkimusalue sisältää sekä 137 Cslaskeumaltaan lieviä että Suomessa esiintyvää suurinta laskeumatasoa edustavia paikkakuntia. Otantaa ei jaettu eri paikkakunnille laskeuman alueellisen jakauman mukaan, vaan havaintoaineisto korjattiin tulosten analysointivaiheessa laskennollisesti Säteilyturvakeskuksen suorittaman laskeumakartoituksen perusteella (Arvela et ai. 1990), (kuva 2). Näytteet otettiin sahoilla tukkipuun vastaanoton yhteydessä suoraan kuormista. Puulajit olivat kuusi, mänty, koivu ja haapa. Puiden alkuperästä saatiin yleensä tiedot metsänomistajan ja kylän tarkkuudella. Näytteeksi sahattiin noin 2 cm paksu kiekko tyvitukin latvasta eli 3 6 metriä puun tyvestä mitattuna. Yleensä tutkittava näyte edusti kolmea puuta, joskus 46 puuta. Rungon halkaisija näytteenottokorkeudella vaihteli kaikkiaan 13,5 cm 33 cm, ja 95 % aineistosta oli välillä 24 cm 30 cm. Esiselvitys analyysimenetelmän testaamiseksi suoritettiin kesäkuun 1993 loppupuolella otetuilla näytteillä. Muut näytteet otettiin 23.9. 17.11.1993. Csaktiivisuus näytteenottopaikka Taulukko I. Maassa jäljellä oleva kunnilla syksyllä 1993". Puulaji (näytemäärä) 137 Cs (kbq m" 2 ) x min max Näytteenottokuntien lukumäärä Mänty (29) Kuusi (41) Koivu (16) Haapa (1) 34 5 62 35 5 62 25 5 54 21 20 29 14 1 Cs a Metsämaan pintaalalla tai hakkuumäärillä (1992/93) painotettu laskeuma oli 16 kbq m 2 Aritmeettinen keskiarvo. 12

STUKA133 Äuva I. Puutavaranäytteiden alueellinen alkuperä. Luvut ovat eri kunnista otettujen näytteiden lukumääriä. Yhteensä otettiin 87 runkopuunäytettä. 13

STUKA133 137 Cs deposition 1.5.1986 kbq/m2 n Kuva 2. Tshernobyllaskeuman 137 Csaktiivisuuteen (kbq m 2 ) perustuva Suomen kuntien jako viiteen ryhmään 14

STUKA133 3.2 Näytteiden analysointi Esikäsittely Laboratoriossa yhtä näytteenottopaikkaa ja puulajia edustavat puukiekot jaettiin kahdeksi näytteeksi, joista toiseen sisältyivät kuoret ja nilakerros, toiseen puuosa. Kuivaainemääritystä varten näytteet kuivattiin 105 C:ssa noin 16 tuntia. Kuivatut näytteet jauhettiin hakkeeksi Keskuslaboratoriossa. Lopuksi ne hihitettiin 400 450 C:ssa. Gammaspektrometrinen analyysi Alhaistaustainen gammaspektrometrinen analyysi (Suomela et ai. 1987) sisälsi seuraavien nuklidien määritykset (yhden standardipoikkeaman mukainen määritysvirhe on ilmoitettu suluissa): 134 Cs (yleensä < 10%, noin puolet määrityksistä < 5 %) " 7 Cs (< 5 %, vajaa kymmenesosa määrityksistä 5 7 %) ""K (noin puolet määrityksistä < 10 %) Kaikkien nuklidien pitoisuudet näytteissä ylittivät gammaspektrometrisen menetelmän määritysrajan. 3.3 Tulosten käsittely Mittaustulokset laskettiin vastaamaan aktiivisuutta näytteessä, jonka kuivaainepitoisuus on 80 %. Radioaktiivisen hajoamisen suhteen pitoisuudet korjattiin näytteenottopäivään. Laskennollisena apusuureena käytettiin 137 Cs:n siirtokerrointa (SK) eli näytteen 137 Cspitoisuudenja keräyspaikkakunnan 137 Cslaskeuman suhdetta. Laskeumaan sisältyi sekä Tshernobyllaskeuma että arvioitu jäljellä oleva ydinkoelaskeuma näytteenottokaudella. Siirtokertoimen yksikkö on (Bq kg'^bq m" 2 ). Siirtokerroin laskettiin kaikille puu ja kuorinäytteille. Keskimääräinen siirtokerroin ja sen 95 % luottamusväli eri puulajien puuosalle ja kuorille laskettiin lognormaalisen jakauman mukaan. Sahapuutavaran J37 Cs jakaumia laskettaessa käytettiin hakkuukauden 1992/93 kuitu ja tukkipuun kuntakohtaista tilastoa (Metsäntutkimuslaitos 1994) sekä metsälautakuntien alueellista lehtipuun hakkuukertymää. Tilastoja sekä koivun ja havupuiden puuosalle saatuja keskimääräisiä siirtokertoimia käyttäen laskettiin tutkimusajankohtaa vastaavan hakkuukauden aktiivisuusjakaumat puutavarassa ja sen luottamusvälit. 15

STUKA133 TUTKIMUSTULOKSET 4.1 Alkuperäinen havaintoaineisto Mitattujen puu ja kuorinäytteiden radiocesium ja * Kpitoisuuksien keskiarvot, mediaanit ja vaihteluvälit (taulukko II) sekä frekvenssijakaumat (kuvat 3, 4) osoittavat selvästi puun ja kuoren välisen eron kaikissa puulajeissa. Pitoisuuksia luotettavammin puulajien välisiä eroja voidaan arvioida siirtokerrointen avulla (taulukko III, kuvat 5,6), koska näytteenottopaikkojen laskeumaerot eivät ole tällöin mukana. Kuusen ja männyn puuaineksen siirtokertoimet eivät poikkea toisistaan merkitsevästi, mutta männyn ja koivun ero on merkitsevä. Kuorten siirtokertoimilla ero koivun ja havupuiden välillä on merkitsevä. Pitoisuussuhde 134 Cs/ 137 Cs on mänty ja kuusinäytteissä noin 6%, eli sama kuin Suomeen tulleessa Tshernobyllaskeumassa mittausajankohtana. Koivunäytteissä suhde oli 5,5%. Tshernobyllaskeuman ja ydinkoelaskeuman ero on liian suuri, jotta nuklidisuhteen avulla voisi arvioida ydinkoelaskeumasta peräsin olevan 137 Cs:n pitoisuutta näytteissä. Puuaineksen ja kuorten 4O Kpitoisuuksien suhde on suurempi kuin vastaava radiocesiumpitoisuuksien suhde. Kuorissa voi siten olla jonkin verran primaarilaskeuman cesiumia. Radiocesiumin ja kaliumin liikkuminen vakiosuhteessa puun ravinnekierron mukana ei myöskään ole itsestään selvää. 4.2 Korjatun puutavaran arvioidut radiocesiumpitoisuudet Mitattujen näytteiden ja tutkimusvuonna korjatun puutavaran kasvupaikoilla 137 Cslaskeumat erosivat toisistaan. Realistinen puutavaran radiocesiumpitoisuuksien arvio perustuu kuntakohtaisiin hakkuutilastoihin ja laskeumatietoihin sekä puulajikohtaisiin radiocesiumin siirtokertoimiin. Hakkuukauden 1993/1994 kumulatiivinen pitoisuusjakauma havupuutavarassa ja lehtipuutavarassa sekä jakaumien 95%:n luottamusvälit (kuvat 7, 8) vahvistavat sen, että suurin osa puutavarasta on erittäin lievästi saastunut radioaktiivisella cesiumilla. 16

STUKA133 Arvioidut puutavaran 137 Cspitoisuudet lääneittäin (taulukko IV) seuraavat karkeasti läänien laskeumaeroja. Lehtipuutavara on kaikkiaan korjattu lievemmän 137 Cslaskeuman paikkakunnilta kuin havupuutavara. Taulukko II. Radiocesium ja K (Bq kg' 1, 80 % ka.). Puu pitoisuudet puu ja kuorinäytteissä Kuori + nila Puulaji x 1 m b min max X* m b min max 137 Cs Mänty Kuusi Koivu Haapa 44 40 20 6,7 38 32 16 2,2 4,4 1,5 120 130 75 350 450 110 83 390 360 74 25 99 5,5 960 1300 380 134 Cs Mänty Kuusi Koivu Haapa 2,6 2,4 1,1 0,4 2,2 1,8 0,9 0,1 0,3 0,08 8,9 7,6 4,4 20 26 6,1 4,6 20 19 4,4 1,0 5,2 0,5 64 74 23 40J, Mänty Kuusi Koivu Haapa 8,9 9,6 11 18 7,8 8,7 11 3,5 5,0 8,3 23 32 13 50 c 58 34 150 45 59 31 20 29 25 134 93 49 Aritmeettinen keskiarvo. Mediaani. c Männyn kuorelle 28 havaintoa. Taulukko III. w Cs:n siirtokerroin (10~ 3 m 2 kg *) laskeumasta sahatavaraan syksyllä 1993. Puu Kuori + nila Puulaji 95 % luottamusväli keskiarvo* keskiarvo* 95 % luottamusväli Mänty Kuusi Koivu 1,5 1,3 0,99 1,1 1,0 0,6 2,0 1,6 1,7 12,8 13,8 4,7 * Lognormaalijakaumasta laskettu aritmeettinen keskiarvo. 8,7 11 3,4 19 17 6,9 17

STUKA133 Koivu 26 50 Bq kg' 1 80% ka. 20 Kuusi 4 25 46 67 88 109 Bq kg 1 80% ka. Mänty 50 75 99 Bq kg 1 80% ka. 137. Kuva 3. Eri puulajien puuaineksessa havaittujen Cs pitoisuuksien frekvenssi ja summafrekvenssijakaumat. Pitoisuusasteikolla on annettu luokkien ylärajat, joille myös vastaavat summafrekvenssit on laskettu. 18

STUKA133 Koivu 192 286 Bq kg' 1 80% ka. M M C 0) rek 16 14 12 10 8 6 4 2 0 Kuusi n, n 100% 80% 60% 40% 20% 0% 99 299 500 701 902 1103 Bq kg' 1 80% ka. 12._ 10 «o t 8 a, 25 Mänty / <*. H " 1 I ' > 212 400 588 776 Bq kg r 100 % 80 % 60% 40 % 20% 0% 137, Kuva 4. Eri puulajien kuorissa ja nilassa havaittujen "' Cs pitoisuuksien frekvenssi ja summafrekvenssijakaumat. Pitoisuusasteikolla on annettu luokkien ylärajat, joille myös vastaavat summafrekvenssit on laskettu. 19

STUKA133 Koivu 100% 55 6 I 4 2 + 80 % 60 % 40 % 20 % 0,1 0,3 0,6 1,3 10" 3 m 2 kg"' 0% 20 Kuusi 100% M «n 15 1 10 + " 5 V 80% f 60 % 40% 20% rw=i 0,1 m 0,2 0,4 0% 2,7 IQWkg' 1 0,1 0,2 0,4 0,9 1,9 137, Kuva 5. Siirtokerroin (SK) I3 Cs:n kulkeutumiselle laskeumasta eri puulajien puuainekseen; frekvenssi ja summafrekvenssijakaumat. SKasteikko on logaritminen. SKasteikolla on annettu luokkien ylärajat, joille myös luokkia vastaavat summafrekvenssit on laskettu. 20

STUKA133 8 7 5 6 O) S 4 «3 1 o Koivu ^ ^ i i i 1,4 2,4 4,2 7,3 =* 100% 80% 60% 40% 20% 0% 20 M 15 u. 5 Kuusi I I ~*" r ~T~ I I ' i 2,7 4,3 6,9 10,9 17,2 27,3 " m,. n 100% 80% 60% 40% 20% 0% Mänty 0,9 1,8 3,6 7,2 14,4 137. Kuva 6. Siirtokerroin (SK) Cs.n kulkeutumiselle laskeumasta eri puulajien kuoriin ja nilaan; frekvenssi ja summafrekvenssijakaumat.skasteikko on logaritminen. SKasteikolla on annettu luokkien ylärajat, joille myös luokkia vastaavat summafrekvenssit on laskettu. 21

STUKA133 20 40 60 80 100 Bq kg' 1 80% ka. 120 140 Kuva 7. Hakkuukauden 1993/1994 kuoritun havupuutavaran 137 Cspitoisuuden kumulatiivinen jakauma ja sen 95 %:n luottamusväli. Arvio perustuu kuntakohtaisiin hakkuumääriin, tässä tutkimuksessa saatuihin siirtokertoimiin sekä Säteilyturvakeskuksen laskeumakartoitukseen. 20 30 40 50 Bq kg" 1 80% ka. 60 70 80 Kuva 8. Hakkuuvuoden 1994 kuoritun lehtipuutavaran 137 Cspitoisuuden kumulatiivinen jakauma ja sen 95 %:n luottamusväli. Arvio perustuu metsälautakuntien alueiden hakkuumääriin, koivulle saatuihin siirtokertoimiin ja Säteilyturvakeskuksen laskeumakartoitukseen. 22

STUKA133 Taulukko IV. Arvioidut w Cspitoisuudet (Bq kg' 1, 80% ka.) hakkuukauden 1992/93 sahatavarassa. Luvut perustuvat kuntakohtaisiin kokonaishakkuumääriin, kuntien keskimääräisiin Cs laskeumiin sekä taulukor III siirto kertoimiin. Lääni Mänty keski 95 % arvo luottamusväli Kuusi keski 95 % arvo luottamusväli keskiarvo Koivu 95% luottamusväli AH HA KE KU KY LA MI OU PO TU uu VA Suomi 5,6 51 38 18 28 4,6 24 6,4 6,2 31 22 31 24 4,1 37 28 13 20 3,4 17 4,7 4,6 22 16 23 17 7,6 70 52 25 38 6,3 33 8,8 8,5 42 30 43 33 4,8 44 33 16 24 4,0 21 5,6 5,4 27 19 27 21 3,8 35 26 13 19 3,2 16 4,4 4,3 21 15 22 16 6,1 56 41 20 30 5,0 26 7,0 6,8 33 24 34 26 3,7 34 25 12 18 3,1 16 4,3 4,2 20 15 21 16 2,2 20 15 7,2 11 1,8 9,4 2,5 2,5 12 8,6 12 9,4 6,3 58 43 21 31 5,2 27 7,3 7,1 35 25 35 27 23

STUKA133 TULOSTEN TARKASTELU 5.1 Puiden 137 Cspitoisuudet Näytteenottoon mennessä puiden neulaset olivat uusiintuneet laskeumavuoden jälkeen noin kahteen kertaan, sillä aikaeroa oli runsaat seitsemän vuotta. Primaarilaskeumalla ei muutenkaan voinut olla enää suurta merkitystä kasvavien puiden 137 Csjakaumalle. Sen sijaan puun ravinnekierrossa olevan primaaiilaskeumasta peräisin olevan 137 Cs:n määrä voi vaihdella erilaisissa metsissä. Pitoisuuksien vaihtelua lisäävät myös erot metsiköiden kasvuolosuhteissa, jotka ilmenevät muun muassa erilaisina kasvillisuustyyppeinä. Metsänhoidon vaikutus on mukana kasvuolosuhteiden eroissa. Myös laskeuman horisontaalinen uudelleenjakautuminen metsämaan pintakerroksessa voi aiheuttaa hajontaa puiden cesiumin otossa ja siten puuaineksen 137 Cspitoisuuksissa. Puuainekselle tässä tutkimuksessa saadut siirtokertoimet eivät poikkea huomattavasti muualla erilaisissa olosuhteissa mitatuista männyn, kuusen ja lehtipuiden siirtokertoimista (taulukko V). Vertailuarvoista puuttuu tärkeä jakso, jolloin laskeuman ikä olisi viiden ja seitsemäntoista vuoden välillä. Kirjallisuusarvot jättävät siten sen mahdollisuuden, että kyseisellä jaksolla laskeuman jälkeen voi esiintyä havaittuja suurempia pitoisuuksia. Puustossa oleva osuus metsien kokonaiscesiumista kasvaa nykyisestä ainakin siitä syystä, että vuosittain poistuu vanhinta puustoa, joka on ollut alttiina laskeuman vaikutukselle vain pienen osan kasvuajastaan. Vertailu muualla mitattuihin eriikäisen runkopuun 137 Csjakaumiin (taulukko V) osoittaa, että kuori voi olla aktiivisinta aivan puun tyvessä jopa kymmeniä vuosia laskeuman jälkeen. Puuaineksen ja kuoren välinen ero taas pienenee sitä mukaa kuin laskeuma vanhenee. Ilmeisesti runkoon tullut primaarilaskeuma valuu vähitellen alaspäin ja kiinnittyy osittain kuoreen. Kuusen rungon cesiumjakaumaa on mitattu Norjassa ydinkoelaskeumien kaudella (taulukko VI). Puiden iästä voi päätellä, että vain osa puun paksuuskasvusta on tapahtunut sinä aikana, kun puut ovat olleet alttiina laskeumalle. Myös sydänpuu sisälsi 137 Cs:a melkoisen osan siitä mitä puuaines keskimäärin. Nuoressa puussa 137 Cspitoisuus on selvästi suurempi kuin vanhassa puussa. Puun kuoressa on havaittu avoimella kasvupaikalla suurempi 137 Cspitoisuus kuin suojaisalla paikalla. 24

STUKA133 Taulukko V. Runkopuun Koealue Maalaji "'Cslaskeuma KcskiRuotsi Podsoli (kangashumus) 2100 Bq/m 2 b Sverdlovskin alue. EteläUral Luonnontilainen podsoli profiili 13600 Bq/ra 2 Sverdlovskin alue. EteläUral, Uudelleen istutettu metsä 15200 Bq/ra 2 Sverdlovskin alue, EteläUral Ruskomaannos 6500 Bq/m 2 Japani, metsämaa Tanska Hiekkamaan podsoli, 3140 Bq/ m 2 Belgia Ukraina, Polesye Valkomaa, A 2 horisontti Automorfinen maa Ukraina, Polesye Rikastava maa Hydromorfinen maa Näytepuulaji, puun iki 137. Metsämänty Pinus syhestrisl. 44 vuotta Metsäknusi Pieta aines Karst 44 vuotta Rauduskoivu Betula varucosa Ehrh. 6880 vuotta Rauduskoivu Betula vemtcosa Ehrh. 2535 vuotta Metsämänty Pinus syhestris L. 2535 vuotta Rauduskoivu Betula vetrucosa Ehrh. 4050 vuotta Metsämänty Pinus syhestris L. 4050 vuotta Pinus dtnäflora Honsunpihta Abies mariesii Metsämänty Pinus syhestris Kausi Tammi Mänty Koivu Tammi Mänty Koivu Tammi Cspitoisuus eri tutkimusten mukaan. Kuori Puuaines Kuori Puuaines Kuori tyvessä keskellä latvassa Puuaines Kuori tyvessä keskellä latvassa Puuaines Kuori tyvessä keskellä latvassa Puuaines Kuori tyvessä keskellä latvassa Puuaines Kuori tyvessä keskellä latvassa Puuaines Kuori Puuaines Kuori Puuaines Uusi puu Vanha puu Pintapuu Svdänpuu Pintapuu Svdänpuu Puuaines Puuaines Puuaines Puuaines Puuaines Puuaines * Siirtokertoimet laskettu kirjallisuuden arvoista. b Referenssipäivä elokuu 1990. c Tulos tuoretta puuta kohti. 137 Cspitoisuus (Bq k*" 1 k.) _ 14(3) 3(1) 11,2(1,4) 7,2(1,8) 3,5(1,0) 0,4(0,1) 3,3(1,5) 3,5 (1,0) 3,7(1,2) 2,1 (1,1) 16,8 (^5) 6,2(1,5) 13,5(2,3) 1,6(0,2) 17,0(4,0) 6,0(1,8) 6,7(1,1) 0,7(0,2) 24,1(3,1) 7,5(1,6) 3,2(1,4) 1,2(0,2) 249 5,9 57,0* 7.8 C 3,1 1,1 n. 10 n. 5 n. 25 510 _ Siirtokenoin (10' 3 m 2 kg' 1 7,1 1,4 6,7 1,4 0,82 0,53 0,26 0,02 0,22 0,23 0,24 0,14 1,1 0,41 0,89 OM 2,6 0,92 1,0 0,1 3,7 1,2 0,5 0,2 1.0 0,4 0,80,3' 1,52 0,3' 0,70,3' 0,8 0,5' 1,54,6' 0,71,3' Laskeuman alkuperä ja ikä Ydinkoelaskeuma, ikä n. 17 vuotta Kyshtym 1957, ikä 34 vuotta Ydinkoelaskeuma ikä n. 3 vuotta Tshernobyl, 1986 ikä 5 vuotta Tshernobyl, 1986 ikä 5 vuotta Thsemobyl, 1986 ikä 05 vuotta Viite Melin et ai. 1994 Karavaeva et ai. 1994 Yamagata et ai. 1969 Strindberg 1994 Sombre et ai. 1994 Tikhomirov, Shcheglov, 1994 Uusi puu vuoden 1986 jälkeen, vanha puu ennen 1986. e Siirtokerroin 19861991. 25

STUKA133 Taulukko VI. Cesiumjakauma kuusen (Picea abies) rungossa vuonna 1960 norjalaisen tutkimuksen mukaan. Kaksi näytepuuta oli otettu Korsfjelletistä Skedsmosta. (Otter, Wik 1962) Puun kasvupaikka, ikä ja korkeus Näytteenottokorkeus 137 Kuori Cspitoisuus Pintapuu Bq kg" 1 ka. Sydänpuu Puu Suojaisa 5560 v, 19,8 m 34 m 89 m 13,114,1 m Runko keskimäärin 75 81 130 96 6,3 13 18 4,4 8,1 6,7 10 Avoin 2530 v, 8,5 m 12 m 34 m 5,36,3m Runko keskimäärin 51 180 320 110 26 31 26 7,0 _ 21 23 26 5.2 Tshernobyllaskeuman 137 Cs ja kotimainen puutavara Kotimaisen puutavaran 137 Cspitoisuudet kasvavat ehkä vielä hitaasti joitakin vuosia. Puuston osuus metsien 137 Csinventaarista kasvaa tutkimusajankohdan tilanteesta lähivuosina, koska metsistä vähenee vanhempi, runkopuun osalta ilmeisesti nuoria metsiä puhtaampi puusto ja se korvautuu uudella, selvästi suuremman osan kasvuajastaan laskeuman 137 Cs:a ottaneella puulla. Metsien radiocesiumjakauma muuttuu tulevaisuudessa erittäin hitaasti. 5.3 Puutalojen asukkaiden saama säteilyannos Kotimaisen puutavaran maksimipitoisuuksia soveltaen laskettiin vuodessa saatu säteilyannos hirsitalon asukkaalle. Asukas viettää sisällä 7000 tuntia vuodessa. Puun käyttö rakennusmateriaalina on maksimoitu. Annos on muutama sadasosa annosrajasta 1 msv vuodessa (Markkanen 1995, STohje 12.2). 26

STUKA133 5.4 Loppupäätelmä tutkimuksesta Rakennuspuun käyttöä Suomessa ei tarvitse rajoittaa puutavaran radioaktiivisen cesiumin pitoisuuksien johdosta, vaikka on mahdollista että puutavaran 137 Cspitoisuudet lähivuosina kasvavat jonkin verran. Sekä pitoisuuksien että puuston radiocesiuminventaarin muutokset ovat hitaita. Nuorimmissa puissa cesiumpitoisuudet ovat mahdollisesti jo saavuttaneet maksimin, mutta siitä huolimatta puuaineksen lisääntyessä runkopuun cesiumsisältö voi niissä vielä kasvaa. 137 Cs:n radioaktiivinen hajoaminen vähentää sen määrää ympäristössä 2,3% vuodessa. Tällä on merkitystä nuorissa metsissä, joiden hakkuuseen mennessä 137 Cs ehtii puoliintua jopa kahteen kertaan. Metsien kasvutekijät, puulajit, puuston ikä sekä 137 Cslaskeuman vaihtelu yhdessä aiheuttavat kasvavan puuston radiocesiumpitoisuuksiin vaihtelua. Puun eri osien radioaktiivisuus vaihtelee huomattavasti. Kuoritut tukit ovat puhtainta osaa puusta. Neulaset, neulaselliset pikkuoksat, oksat ja puun kuori sisältävät eniten radiocesiumia massayksikköä kohti. Puun latvaosassa 137 Cs:n pitoisuudet puun erilaisissa ositteissa ovat suurimmat. Radiocesiumin kertymismekanismi runkopuuhun tulisi selvittää, jotta laskeuman vaikutuksia pystytään ennakoimaan nykyistä paremmin. Puutavaran radioaktiivisuudessa tapahtuvia muutoksia on tarpeen seurata metsätyypeittäin muutaman vuoden välein, kunnes hakkuuvaiheessa olevan puuston 137 Cspitoisuuksien väheneminen on selvästi osoitettu. Erityyppisten metsien 137 Csdynamiikka ja metsien käsittelyn vaikutukset siihen tulisi selvittää kokonaisvaltaisesti. 27

STUKA133 KIRJALLISUUSVIITTEET Amiro BD. Response of Boreal forest tree canopy cover to chronic gamma irradiation. Journal of Environmental Radioactivity 1994; 24: 181197. Arvela H, Markkanen M, Lemmelä H. Mobile survey of environmental gamma radiation and fallout levels in Finland after the Chernobyl accident.radiation Protection Dosimetry 1990; 32: 177184. Bergman R. The distribution of radioactive caesium in boreal forest ecosystems. In: Dahlgaard H, ed. Studies in Environmental Science 62. Nordic Radioecology. The transfer of Radionuclides through Nordic Ecosystems to Man. Amsterdam: Elsevier Science B.V, 1994: 335379. Karavaeva YN, Kulikov NV, Molchanova IV, Pozolotina VN, Yushkov PI. Accumulation and distribution of longliving radionuclides in the forest ecosystems of the Kyshtym accident zone. The Science of the Total Environment 1994; 157: 147151. Markkanen M. Radiation dose assessments for materials with elevated natural radioactivity. STUKBSTO 32. Helsinki: Painatuskeskus Oy, 1995: 140. Melin J, Wallberg L, Suomela J. Distribution and retention of cesium and strontium in Swedish boreal forest ecosystems. The Science of the Total Environment 1994; 157: 93105. Metsäntutkimuslaitos. Metsätilastollinen tietopalvelu. Metsätilastollinen vuosikirja 1995. Aarne M. toim. Helsinki: Painatuskeskus Oy, 1995. Momoshima N, Bondietti EA. The radial distribution of Sr90 and Cs 137 in trees. Journal of Environmental Radioactivity 1994; 22: 93109. Ottar B, Wik T. Distribution of strontium90 and cesium137 in Norway spruce (Picea abies). Forsvarets Forskningsinstitutt, Norwegian Defence Research Establishment, Intern rapport 1962; K251: 137. (Job 32K/136:173) 28

STUKA133 10 Raitio H, Rantavaara A. Airborne radiocesium in Scots pine and Norway spruce needles. The Science of the Total Environment 1994; 157: 171 180. 11 Ravila A, Holm E. Radioactive elements in the forest industry. The Science of the Total Environment 1994; 157: 339356. 12 Sombre L, Vanhouche M, de Brouwer S, Ronneau C, Lambotte JM, Myttenaere C. Longterm radiocesium behaviour in spruce and oak forests. The Science of the Total Environment 1994; 157: 5971. 13 STohje 12.2. Rakennusmateriaalien, polttoturpeen ja turvetuhkan radioaktiivisuus. Säteilyturvakeskus. Helsinki: Erveko Painotuote 1993: 16. 14 Strandberg M. Radiocesium in a Danish pine forest ecosystem. The Science of the Total Environment 1994; 157: 125132. 15 Suomela M, Blomqvist L, Rahola T, Rantavaara A. Studies on environmental radioactivity in Finland in 1987. Annual Report, STUKA74. Helsinki: Painatuskeskus Oy, 1991. 16 Säteilyturvakeskus. Väliaikainen raportti. Säteilytilanne Suomessa 26.4. 4.5.1986. STUKBVALO 44. Helsinki. 1986: 140. 17 Tikhomirov FA, Shcheglov AI. Main investigation results on the forest radioecology in the Kyshtym and Chernobyl accident zones. The Science of the Total Environment 1994; 157: 4557. 18 Yamagata N, Matsuda S, Chiba M. Radioecology of Cesium137 and Strontium90 in a forest. Journal of Radiation Research 1969; 10: 107 112. 29

STUKA133 STUKA sarjan julkaisuja STUKA132 French S, Finck R, Hämäläinen R.P, Naadland E, Roed J, Salo A, Sinkko K, Nordic Decision Conference: An Excercise on Cleanop Actions in an Urban Environment after a Nuclear Accident, Arlandia Hotel, Sweden, 30th31st August, 1995. Helsinki 1996. STUKA131 Säteilyturvakeskuksen tutkimushankkeet 19961997. Mustonen R, Koponen H (toim.) Helsinki 1996. STUKA130 Honkamaa T, Toivonen H, Nikkinen M. Monitoring of airborne contamination using mobile units. STUKA129 Saxen R, Koskelainen U. Radioactivity of surface water and fresh water fish in Finland in 1991 1994. STUKA128 Savolainen S, Kairemo K, Liewendahl K, Rannikko S. Radioimmunoterapia. Hoidon radionuklidit ja annoslaskenta. STUKA127 Arvela H. Asuntojen radonkorjauksen menetelmät. STUKA126 Pöllänen R, Toivonen H, Lahtinen J. OTUSreactor inventory management system based on ORIGEN 2. STUKA125 Pöllänen R, Toivonen H, Lahtinen J, Dander T. Transport of large particles released in a nuclear accident. STUKA124 Arvela H. Residential radon in Finland: Sources, variation, modelling and dose comparisons. Helsinki 1995. STUKA123 Mustonen R, Aaltonen H, Laaksonen J, Lahtinen J, Rantavaara A, Reponen H, Rytömaa T, Suomela M, Toivonen H, Varjoranta T. Ydinuhkat ja varautuminen. Helsinki 1995. STUKA122 Rantavaara A, Saxe"n R, Puhakainen M, Hatva T, Ahosilta P, Tenhunen J. Radioaktiivisen laskeuman vaikutukset vesihuoltoon. Helsinki 1995. STUKA121 Ikäheimonen TK, Klemola S, Uus E, Sjöblom KL. Monitoring of radionuclides in the vicinities of Finnish nuclear power plants in 19911992. Helsinki 1995. STUKA120 Puranen L, Jokela K, Hietanen M. Altistumismittaukset suurtaajuuskuumentimien hajasäteilykentässä. Helsinki 1995. STUKA119 Voutilainen A, Mäkeläinen I. Huoneilman radonmittaukset ItäUudenmaan alueella: Tilannekatsaus ja radonennuste. Askola, Lapinjärvi, Liljendal,Loviisa, Myrskylä, Mäntsälä, Pernaja, Pornainen, Porvoo, Porvoon mlk, Pukkila, Ruotsinpyhtää ja Sipoo. Helsinki 1995. STUKA118 Reiman L. Expert judgment in analysis of human and

STUKA133 organizational behaviour in nuclear power plants. Helsinki 1994. STUKA117 Auvinen A, Castren O, Hyvönen H, Komppa T, Mustonen R, Paile W, Rytömaa T, Salomaa S, Servomaa A, Servomaa K, Suomela M. Säteilyn lähteet ja vaikutukset. Helsinki 1994. STUKA116 Säteilyturvakeskuksen tutkimushankkeet 19941995. Mustonen R, Koponen H (toim.). Helsinki 1994. STUKA115 Leszczynski K. Assessment and comparison of methods for solar ultraviolet radiation measurements. Helsinki 1995. STUKA114 Arvela H, Castren O. Asuntojen radonkorjauksen kustannukset Suomessa. Helsinki 1994. STUKA113 Lahtinen J, Toivonen H, Pöllänen R, Nordlund G. A hypothetical severe reactor accident in Sosnovyy Bor, Russia: Shortterm radiological consequences in southern Finland. Helsinki 1993. STUKA112 Uus E, Puhakainen M, Saxen R. Gammaemitting radionuclides in the bottom sediments of some Finnish lakes. Helsinki 1993. STUKA111 Huurto L, Jokela K, Servomaa A. Magneettikuvauslaitteet, niiden käyttö ja turvallisuus Suomessa. Helsinki 1993. by pulsed microwave sources. Helsinki 1994. STUKA109 Saxen R, Aaltonen H, Ikäheimonen TK. Airborne and deposited radionuclides in Finland in 19881990. Supplement 11 to Annual Report 1989. Helsinki 1994. STUKA108 Arvela H, Mäkeläinen I, Castren O. Otantatutkimus asuntojen radonista Suomessa. Helsinki 1993. STUKA107 Karppinen J, Parviainen T. Säteilyaltistus sydänangiografiatutkimuksissa ja kineangiografialaitteiden toimintakunto. Helsinki 1993. STUKA106 Servomaa A, Komppa T, Servomaa K. Syöpäriski säteily haittana. Helsinki 1992. STUKA105 Mustonen R. Building materials as sources of indoor exposure to ionizing radiation. Helsinki 1992. Täydellisen listan STUKA sarjan julkaisuista saa Säteilyturvakeskus Julkaisutoimikunta/Sihteeri PL 14 00881 Helsinki Puh. 759 881 STUKA110 Jokela K. Broadband electric and magnetic fields emitted