Lyijy

Kalojen maksanäytteistä määritetyt lyijypitoisuudet olivat pieniä, kuten lihasnäytteidenkin lyi-jypitoisuudet (kuva 22). Kalojen maksan lyilyi-jypitoisuudet vaihtelivat alle toteamisrajasta (3,5 µg/kg) pitoisuuteen 0,01 mg/kg. Yhdessätoista maksanäytteessä eli 46 %:ssa näytteistä lyijypi-toisuus oli alle toteamisrajan ja lopuista määritetty maksan lyijypilyijypi-toisuus oli 0,01 mg/kg. Juka-järvestä pyydetyn hauen (paino 2200 g) lihaksen lyijypitoisuus erottuu korkeampana pitoisuu-tena muihin näytteisiin verraten, mutta hauen maksan lyijypitoisuus oli samaa suuruusluokkaa muista maksanäytteistä määritettyjen lyijypitoisuuksien kanssa.

0

950 1100 1200 1200 1500 1600 1800 1800 2200 2200 2300 2400 3200 3300 3600 3700 3800 4200 4200 5000 5400 5800 5700 6600 Ikä [v]

Kadmium[mg/kg]

Paino [g]

Kadmium [mg/kg] hauki, kuha sininen Kadmium [mg/kg], maksa

Ikä [v]

Kuva 22. Kalojen lihas- ja maksanäytteiden lyijypitoisuudet.

6 TULOSTEN TARKASTELU 6.1 NÄYTEKALOJEN KASVU JA IKÄ

Näytekalojen kokonaispituus kasvoi pääsääntöisesti painon kasvaessa ja kokonaispituuden ja painon suhde noudatti eksponentiaalista linjaa (kuva 9). Hauilla kokonaispituus ja paino kas-voivat myös iän kasvaessa, mutta näytteissä esiintyi jonkin verran vaihtelua. Vanhempien hau-kiyksilöiden kokonaispituuksissa ja painoissa todettiin esiintyvän enemmän vaihtelua kuin nuo-rempien haukiyksilöiden välillä, mitä voivat Yrjölän ym. (2015) mukaan selittää esimerkiksi järvien erilaiset elinolosuhteet ja vanhempien yksilöiden vaihtelevat ravintotottumukset. Ah-ven- ja kuhanäytteiden osalta ei voitu tehdä samanlaista tarkastelua iän, painon ja kokonaispi-tuuden välisistä riippuvuuksista näytemäärän ollessa niin pieni (n= 5).

Suurin osa (85 %) kaloista määritettiin naaraiksi. Tutkimuksen kohteena olivat mahdollisim-man suurikokoiset, ahvenet, hauet ja kuhat, joista määritetyt iät vaihtelivat välillä 5+ – 19+.

Hauella, ahvenella ja kuhalla tyypillistä on, että sukukypsyyden saavutettuaan naaraat kasvavat nopeammin ja kookkaammiksi kuin koiraat (Yrjölä ym. 2015). Tutkimuksen tulokset tukevat edellä esitettyä tietoa, sillä tutkimukseen kerättiin mahdollisimman suurikokoisia näytekaloja, joista valtaosa määritettiin naaraiksi.

0

950 1100 1200 1200 1500 1600 1800 1800 2200 2200 2300 2400 3200 3300 3600 3700 3800 4200 4200 5000 5400 5800 5700 6600 Ikä [v]

Lyijy [mg/kg]

Paino [g]

Lyijy [mg/kg] lihas hauki, kuha sininen Lyijy [mg/kg] maksa

Ikä [v]

Hauella ja ahvenella kasvu on melko tasaista läpi elämän (Raitaniemi ym. 2000), mikä näkyy myös tämän tutkimuksen tuloksista. Näytekalojen kasvunopeuksissa havaittiin kuitenkin eroja joidenkin kasvukausien välillä (liite 3, näytekoodit H6 ja H17), mikä voi selittyä vuosittaisten kasvuolosuhteiden vaihteluilla. Esimerkiksi Puruvedeltä pyydetyn hauen pituuskasvu oli vii-dennellä kasvukaudella nopeutunut ja vastaavasti Kuhajärvestä pyydetyn hauen pituuskasvu neljännellä kasvukaudella hidastunut verrattuna haukien muihin kasvukausiin, jotka olivat suh-teellisen tasaisia. Muun muassa Yrjölä ym. (2015) ja Raitaniemi ym. (2000) ovat havainneet järvikohtaisten lämpötila- ja ravinto-olosuhteiden vaikuttavan kalojen pituuskasvuun eri kas-vukausilla.

Hauen kasvun todettiin olleen ensimmäisen kasvukauden aikana nopeinta Kuhajärvessä (liite 3, näytekoodi H6), josta oli pyydetty vain tämä yksi näyte. Hitaimmin ensimmäisen kasvukau-den aikana kasvanut hauki oli pyydetty Haukivedeltä (liite 3, näytekoodi H10). Kahdella muulla Haukivedeltä pyydetyllä hauella kasvu oli kuitenkin ollut ensimmäisen kasvukauden aikana suhteellisen nopeaa (liite 3, näytekoodit H2 ja H28). Erot samasta järvestä pyydettyjen haukien vuosittaisessa kasvussa voivat johtua muun muassa yksilöiden erilaisista ravintotottumuksista.

Haukivesi on pinta-alaltaan suuri järvi ja elinolosuhteet järven eri osissa voivat myös vaihdella ja näin ollen vaikuttaa eri puolella järveä elävien kalojen kasvunopeuteen.

Hauen pituuskasvu ensimmäisen kesän aikana voi vaihdella 6–18 senttimetriin (Yrjölä ym.

2015; Raitaniemi ym. 2000). Haukien vuosittaisen kasvun tulokset osoittivat, että niiden kasvu ensimmäisen kesän aikana oli ollut edellä esitetyn vaihteluvälin mukaista. Viisivuotias hauki on yleensä 45–55 cm pitkä (Yrjölä ym. 2015). Puolet 22 näytehauesta oli saavuttanut vähintään 45–55 senttimetrin pituuden viiden vuoden iässä. Hauella metrin raja rikkoutuu tavallisesti 10–

15 vuoden iässä (Yrjölä ym. 2015). Kymmenen hauen iäksi määritettiin ≥ 10-vuotta, mutta niistä yhdenkään kokonaispituus ei ylittänyt metrin rajaa.

Suomessa ahven kasvaa normaaleissa kasvuolosuhteissa ensimmäisen kesän aikana noin 5–7 senttimetrin mittaiseksi (Yrjölä ym. 2015; Raitaniemi ym. 2000). Salajärvestä pyydetyn ahve-nen (liite 3, näytekoodi A1) pituuskasvu ensimmäisen kesän aikana oli tutkituista ahvenista hitainta, mutta edellä esitetyn vaihteluvälin mukaista. Ylä-Enonvedeltä pyydetyn ahvenen (liite 3, näytekoodi A4) pituuskasvu ensimmäisen kesän aikana oli tutkituista ahvenista nopeinta ja hieman edellä esitettyä vaihteluväliä suurempi. Molempien Salajärvestä pyydettyjen ahventen toisen ja kolmannen vuoden pituuskasvu oli ollut hitaampaa kuin Suomessa keskimäärin.

Ylä-Enonveden näyteahvenen pituuskasvu oli puolestaan seitsemännellä ja kymmenennellä kasvu-kaudella ollut keskimääräistä pituuskasvua nopeampaa. Muutoin ahventen pituuskasvu nou-datti samaa linjaa kuin Suomessa elävien ahventen pituuskasvu keskimäärin.

Ahvenen kasvu voi elinympäristöstä ja ravinto-olosuhteista johtuen olla vaihtelevaa. Suotuisat ravinto-olosuhteet takaavat ahvenelle 40–50 senttimetrin pituuden ja 1–2 kilon painon. Kilon painon ahven saavuttaa hyvissä kasvuolosuhteissa keskimäärin 9–12 vuoden iässä. (Yrjölä ym.

2015.) Tutkimuksessa Ylä-Enonvedeltä pyydetty ahven painoi 1200 grammaa, oli 41,5 sentti-metrin pituinen ja sen iäksi määritettiin 12-vuotta. Ahvenen kasvuolosuhteiden Ylä-Enonve-dellä voidaan tulosten perustella todeta olleen lajille suotuisat.

Kuha kasvaa ensimmäisenä kesänä 6–11 senttimetrin mittaiseksi (Halonen ja Pennanen 2015;

Raitaniemi ym. 2000). Kyrsyänjärvestä pyydetyn kuhan (liite 3, näytekoodi K4) pituuskasvuksi määritettiin ensimmäisen kasvukauden aikana 6,2 senttimetriä, mikä sijoittuu edellä esitetylle vaihteluvälille. Toisen kasvukauden jälkeen kuhat ovat 17–22 cm pitkiä (Yrjölä ym. 2015).

Kuhanäytteen pituudeksi toisen kesän jälkeen määritettiin 16,5 cm, mikä on hieman pienempi kuin kuhien toisen kasvukauden jälkeinen pituus yleensä. Viisivuotiaat kuhat ovat keskimäärin 38–45 cm pitkiä (Yrjölä ym. 2015). Kyrsyänjärven kuha oli saavuttanut viiden vuoden iässä 45,5 senttimetrin pituuden ja samassa iässä ylittänyt Valtioneuvoston asetuksen (1360/2015) mukaisen kuhan pyyntimitan (42 cm).

Tässä tutkimuksessa ei tehty tarkempaa vertailua järvien kemiallisten, fysikaalisten tai biolo-gisten tekijöiden vaikutuksia kalojen ikään ja kasvuun tai vierasainepitoisuuksiin. Syynä tähän oli veden laatutekijöiden vaihtelu järvien eri osissa ja puuttuva tieto kalojen tarkoista pyynti-paikoista, järvikohtaisten otosten pieni määrä ja aiemman tutkimustiedon puutteellisuus.

6.2 VIERASAINEET

Haukien elohopeapitoisuuksien todettiin pääasiassa nousevan painon ja iän kasvaessa ja kahden hauen lihasnäytteen elohopeapitoisuus ylitti lainsäädännöllisen enimmäismäärän (1,0 mg/kg).

Kyseiset hauet olivat pyydetty Sortavalanjärvestä ja Haukiveden Hiekonselältä. Sortavalanjär-vestä pyydetyn hauen elohopeapitoisuus oli samaa suuruusluokkaa kuin Hirvosen tutkimuk-sessa (2016) Jänisjoen ja Korpijärven haukiyksilöistä määritetyt elohopeapitoisuudet (1,2 mg/kg ja 1,5 mg/kg). Hauen korkea elohopeapitoisuus voi johtua lähialueella vuoteen 1994

toimineen kaivoksen jätevesien johtamisesta järveen. Vaikka kaivostoiminta on loppunut yli 20 vuotta sitten, voi toiminnan vaikutukset näkyä yhä edelleen ympäristöstä mitatuissa vierasai-nepitoisuuksissa, sillä esimerkiksi elohopea on biokertyvä raskasmetalli (Airaksinen ym. 2018).

Sortavalanjärvestä pyydetty hauki määritettiin 14-vuotiaaksi ja se on vuosien saatossa voinut käyttää ravinnokseen kaloja, joihin on kertynyt elohopeaa. Haukiveden pohjoisosaa kuormittaa Varkauden Stora Enso Oyj:n metsäteollisuuslaitokset, mutta haukinäyte, joka ylitti lainsäädän-nöllisen enimmäismäärän, oli pyydetty järven eteläosasta. Alueella ei ole siis pistekuormitus-lähdettä, joka selittäisi kyseisen hauen kohonnutta elohopeapitoisuutta. Hauki voi kuitenkin vaeltaa pitkiäkin matkoja (Yrjölä ym. 2015), joten ei ole poissuljettua, että kyseinen hauki olisi vaeltanut järven pohjoisosasta etelään.

Euroopan alueen järvistä vuosina 2002–2011 kerättyjen haukinäytteiden elohopeapitoisuuksien keskiarvo oli 0,40 mg/kg (EFSA 2018). Tämän tutkimuksen haukinäytteiden elohopeapitoi-suuksien keskiarvoksi määritettiin 0,30 mg/kg, mikä on edellä esitettyä keskiarvoa pienempi.

Airaksisen ym. (2018) tutkimuksessa järvihaukien elohopeapitoisuudet vaihtelivat välillä 0,42–

0,59 mg/kg eikä yhdenkään näytteen elohopeapitoisuus ylittänyt lainsäädännöllistä enimmäis-määrää (1,0 mg/kg). Tämän tutkimuksen haukinäytteiden elohopeapitoisuuksien vaihteluväli oli suurempi (0,04–1,2 mg/kg) ja kahdessa tutkimuksen suurikokoisessa hauessa todettiin elo-hopean lainsäädännöllisen enimmäismäärän ylitys. Kalojen elohopeapitoisuuksissa voi esiintyä vaihtelua riippuen muun muassa ravintotottumuksista (Nabi 2014; Huuskonen 2005), mikä nä-kyy myös tämän tutkimuksen tuloksissa.

Haukien lihasnäytteiden elohopeapitoisuudet olivat pääsääntöisesti korkeampia kuin ahventen ja kuhien lihasnäytteiden pitoisuudet (vrt. kuvat 11 ja 12), mikä tukee tietoa hauista elohopeaa keräävänä kalalajina (Airaksinen ym. 2018; Huuskonen 2005). Myös iäkkäät kalat sisältävät tavallisesti korkeampia elohopeapitoisuuksia (EFSA 2018) eikä tämän tutkimuksen tulokset poikkea edellä mainitusta. Yli 10-vuotiaat näytekalat sisälsivät keskimäärin enemmän eloho-peaa kuin nuoremmat kalat.

Tutkimuksen ahven- ja kuhanäytteistä määritetyt elohopeapitoisuudet olivat pieniä verrattuna Hirvosen (2016) ja Ramboll:n (2018) tutkimuksissa määritettyihin ahventen ja kuhien eloho-peapitoisuuksiin. Yksittäisten näytekuhien lihaksesta määritetyt elohopeapitoisuudet olivat pie-nempiä kuin Airaksisen ym. (2018) tutkimuksessa kuhista määritetyt elohopeapitoisuudet. Eu-roopan alueen järvistä vuosina 2002–2011 kerättyjen ahvennäytteiden elohopeapitoisuuden

keskiarvo oli 0,20 mg/kg ja kuhanäytteiden 0,17 mg/kg (EFSA 2018). Tässä tutkimuksessa ke-rättyjen ahvennäytteiden elohopeapitoisuuden keskiarvo oli edellä esitettyä arvoa pienempi (0,13 mg/kg) ja kuhanäytteiden elohopeapitoisuuden keskiarvo saman suuruinen kuin Euroo-pan alueen järvistä vuosina 2002–2011 kerätyissä kuhanäytteissä.

Elohopean on useissa tutkimuksissa todettu kertyvän kalojen lihaan (mm. Kenšová ym. 2009;

Baeyensin ym. 2003). Myös tässä tutkimuksessa näytekalojen lihaksesta määritetyt eloho-peapitoisuudet olivat korkeampia kuin maksasta määritetyt pitoisuudet yhtä poikkeusta lukuun ottamatta, mikä vahvistaa tietoa elohopean kertymisestä kalojen lihaan.

Pienempien ahventen kadmiumpitoisuudet olivat korkeampia kuin painavampien ahven- ja ku-hayksilöiden. Kadmiumin biokertyvyyteen vesistöissä vaikuttavat muun muassa veden pH, ko-vuus ja liuenneen orgaanisen hiilen määrä (Wang ym. 2010), jotka voivat vaihdella järvikoh-taisesti. Pienempien näyteahventen ja -kuhien korkeammat kadmiumpitoisuudet voivat selittyä siis järvikohtaisten ominaisuuksien vaihtelulla.

Airaksisen ym. (2018) tutkimuksessa määritetyt kalojen kadmiumpitoisuudet olivat erittäin pie-niä (< 0,002 mg/kg) lainsäädännölliseen enimmäismäärään verraten. Tässä tutkimuksessa näy-tekaloista määritetyt kadmiumpitoisuudet olivat samaa suuruusluokkaa kuin Airaksisen ym.

(2018) tutkimuksessa. Zrnčićin ym. (2012) tutkimuksen haukien ja kuhien kadmiumpitoisuuk-siin verraten tämän tutkimuksen hauki- ja kuhanäytteiden kadmiumpitoisuudet olivat pieniä.

Useissa tutkimuksissa (mm. Squadrone ym. 2013; Has-Schön 2006) on todettu kadmiumin ker-tyvän kalojen sisäelimiin, kuten munuaisiin ja maksaan. Myös tässä tutkimuksessa saadut tu-lokset osoittivat kalojen maksan taipumusta kerätä kadmiumia.

Jukajärvestä pyydetyn hauen (paino 2200 g), ahvenen (paino 48 g) ja kuhan (paino 4000g) lyi-jypitoisuudet erottuivat muita näytekaloja korkeampina pitoisuuksina. Näiden kalanäytteiden tarkemmista pyyntipaikoista ei ollut tietoa. Jukajärven pohjoisosaa ympäröi Juvan kirkonkylän taajama-alue, jossa muun muassa liikenne on vilkkaampaa kuin haja-asutusalueella, mikä on osaltaan voinut vaikuttaa kalojen lyijypitoisuuksiin. Kaiken kaikkiaan Juvan liikennemäärät ovat kuitenkin Suomen mittakaavassa suhteellisen pieniä.

Airaksisen ym. (2018) tutkimuksessa kaloista määritetyt lyijypitoisuudet olivat pieniä (< 0,02 mg/kg) lainsäädännölliseen enimmäismäärään (0,3 mg/kg) verraten, kuten myös tässä tutki-muksessa kaloista määritetyt lyijypitoisuudet. Zrnčićin ym. (2012) tutkitutki-muksessa hauista mää-ritetty lihasnäytteiden lyijypitoisuuksien keskiarvo (0,036 mg/kg) oli suurempi kuin tämän tut-kimuksen haukinäytteiden lyijypitoisuuksien keskiarvo (0,01 mg/kg). Squadronen ym. (2013) tutkimuksessa monnin lihasnäytteiden lyijypitoisuuden keskiarvo oli yhtä suuri kuin tämän tut-kimuksen ahven- ja kuhanäytteissä (0,04 mg/kg). Haukien lihasnäytteiden lyijypitoisuuden kes-kiarvo oli edellä esitettyä arvoa pienempi (0,01 mg/kg). Has-Schönen ym. (2006) tutkimuksessa karpista määritettyihin lyijypitoisuuksiin verraten tämän tutkimuksen näytekalojen lyijypitoi-suudet olivat pieniä. Tutkimuskalojen lyijypitoisuuksissa esiintyi kuitenkin enemmän vaihtelua verrattuna Zrnčićin ym. (2012), Khemisin ym. (2017) ja Has-Schönen ym. (2006) tutkimuksissa määritettyihin kalojen lyijypitoisuuksiin, mihin voi vaikuttaa ympäristötekijöiden, kuten veden lämpötilan, pH:n ja humuksen määrän järvikohtaiset vaihtelut (Flora ym. 2006.)

Lyijyä esiintyy kaloissa tavallisesti ei-syötävissä kudoksissa, kuten kiduksissa, maksassa, mu-nuaisissa ja luissa (ILA 2017; Flora ym.2006). Tässä tutkimuksessa kalojen maksasta määritetyt lyijypitoisuudet olivat kuitenkin pieniä ja samaa suuruusluokkaa lihasnäytteistä määritettyjen lyijypitoisuuksien kanssa. Lähes puolessa (46 %) näytekaloista maksanäytteen lyijypitoisuus jäi alle toteamisrajan.

Järvikalojen ¹³⁷Cs-pitoisuudet Itä-Suomessa ovat laskeneet monin paikoin Tšernobylin ydin-voimalaonnettomuutta edeltäneelle tasolle (< 100 Bq/kg) (STUK 2009a). Tutkimuksen näyte-kalojen cesium-137-pitoisuuden jäivät alle 100 Bq/kg yhtä poikkeusta lukuun ottamatta, mikä vahvistaa edellä esitettyä tietoa Itä-Suomen järvikalojen cesium-137-pitoisuuksien laskusta. Li-säksi ajallisesti tarkasteltuna Tšernobylin ydinvoimalaonnettomuudesta on kulunut jo yli 30 vuotta, mikä vahvistaa tietoa kirjallisuudessa annetusta ¹³⁷Cs:n puoliintumisajasta ympäristössä (30 vuotta).

7 JOHTOPÄÄTÖKSET

Suurin osa tutkimuskaloista oli kookkaita ja suhteellisen iäkkäitä, mutta niistä määritetyt vie-rasainepitoisuudet olivat pääsääntöisesti pieniä verrattuna niille annettuihin lainsäädännöllisiin enimmäismääriin ja suositusarvoihin. Sortavalanjärvestä ja Haukivedeltä tulisi tutkia lisää ka-lanäytteitä, sillä niistä pyydetyissä yksittäisissä haukinäytteissä todettiin lainsäädännöllisen enimmäismäärän ylittävä elohopeapitoisuus.

Tässä tutkimuksessa saatujen tulosten perusteella Sosterin ympäristöterveydenhuollon toimi-alueen järvikaloja on turvallista syödä, eivätkä niiden sisältämät elohopea-, kadmium-, lyijy- tai cesium-137-pitoisuudet todennäköisesti aiheuta ihmiselle terveyshaittaa. Ihmisen metabolia on kuitenkin yksilöllistä, minkä vuoksi hyvä yleisohje edelleen olisi syödä eri kalalajeja vaih-dellen ainakin kaksi kertaa viikossa ja jättää petokaloista kookkaimmat ja iäkkäimmät yksilöt lisääntymään. Kesäaikaan järvikaloja voi nauttia useamminkin, kunhan tasapainottaa niiden syömistä muuna aikana vuodesta. Myös Ruokaviraston turvallisen käytön ohjeita on syytä yhä edelleen noudattaa. Voimassa olevia suosituksia ja ohjeita noudattamalla altistuminen vieras-aineille jää vähäisemmäksi, mutta kalan terveelliset ravintoaineet tulevat hyödynnetyksi.

Tämän yksittäisen tutkimuksen ja rajallisen näytemäärän vuoksi alueellisia kalojen syöntisuo-situksia ei ole tarpeellista antaa. Alueellisten syöntisuositusten antaminen vaatisi lisätutkimuk-sia. Lisätutkimuksilla voitaisiin varmistua alueen ”puhtaista” järvikaloista ja samalla ne tukisi-vat myös paikallista elintarvikevalvontaa tuottamalla kattavampaa ja ajankohtaisempaa tietoa alueen järvikalojen vierasainepitoisuuksista. Säännöllisten vierasainetutkimusten avulla voitai-siin havaita myös pidemmällä aikavälillä vierasainepitoisuuksissa tapahtuvia muutoksia. Tä-män kaltaiset tutkimukset palvelisivat tulevaisuudessa eri viranomaistahoja, kuluttajaa ja kalas-tuselinkeinoa.

Tässä tutkimuksessa saaduista tuloksista tiedottamalla on mahdollista lisätä alueen järvikalojen ja arvostetun lähiruuan kulutusastetta sekä parantaa kalastusmatkailun mahdollisuuksia ja lisätä virkistyskalastusta alueella. Myös paikallisille kala-alan toimijoille tutkimustuloksista tiedotta-minen voi tuottaa taloudellista hyötyä.

LÄHDELUETTELO

Airaksinen R., Jestoi M., Keinänen M., Kiviranta H., Koponen J., Mannio J., Myllylä T., Nie-minen J., Raitaniemi J., Rantakokko P., Ruokojärvi P., Venäläinen E-R. ja Vuorinen P.J. 2018.

Muutokset kotimaisen luonnonkalan ympäristömyrkkypitoisuuksissa (EU-kalat III). Valtioneu-voston selvitys- ja tutkimustoiminnan julkaisusarja 51/2018.

Arai T. 2014. Radioactive cesium accumulation in freshwater fishes after Fukushima nuclear accident. SpringerPlus 3(479): 1–13.

Baeyens W., Leermakers M., Papina T., Saprykin A., Brion N., Noyen J., De Gieter M., Elskens M. ja Goeyens L. 2003. Bioconcentration and biomagnification of mercury and methylmercury in North Sea and Sheldt esturay fish. Archives of Environmental Contamination and Toxicol-ogy 45: 498–508.

Casas J.S. ja Sordo J. 2006. An overview of the historical importance, occurence, isolation, properties and applications of lead. Teoksessa Casas J.S. ja Sordo J. (toim.). Lead: chemistry, analytical aspects, anvironmental impact and health effects, s. 1–40. Elsevier, Amsterdam.

CEM. 2018. Mars 6^TM, Method Note. Microwave digestion of animal tissue.

http://cem.com/media/contenttype/media/literature/Met-Note_MARS6_Animal_Tissue_Wet_.pdf. Luettu 11.5.2019.

Cullen J.T. ja McAlister J. 2017. Biogeochemistry of lead. Its release to the environment and chemical speciation. Teoksessa Sigel A., Sigel H. ja Sigel R.K.O. (toim.). Metal ions in life sciences, s. 21 - 48. De Gruyter, Saksa.

EFSA (European Food Safety Authority). 2018. Scientific Opinion on the risk for public health related to the presence of mercury and methylmercury in food. https://efsa.onlineli-brary.wiley.com/doi/epdf/10.2903/j.efsa.2012.2985. Luettu 20.2.2019.

EFSA (European Food Safety Authority). 2012a. Cadmium dietary exposure in the European population. https://efsa.onlinelibrary.wiley.com/doi/epdf/10.2903/j.efsa.2012.2551. Luettu 17.4. 2019.

EFSA (European Food Safety Authority). 2012b. Lead dietary exposure in the European pop-ulation. https://efsa.onlinelibrary.wiley.com/doi/epdf/10.2903/j.efsa.2012.2831. Luettu 20.3.2019.

Emsley J. 2003. Nature’s Building Blocks. Oxford University Press, New York.

Etelä-Savon ympäristökeskus. 2009. Esitys: Sortavalanjärven vedenlaatuun vaikuttavien teki-jöiden selvittämiseksi. (Julkaisematon).

Etelä-Savon ympäristökeskus. 1997. Pihlajaveden alueen purojen ja jokien kalasto. Loppura-portti. (Julkaisematon).

Eurofins Scientific. 2017. Savonlinnan lentoaseman pintavesien tarkkailun vuosiraportti 2017.

(Julkaisematon).

Euroopan komission asetus (EY) N:o 1881/2006 tiettyjen elintarvikkeissa olevien vierasainei-den enimmäismäärien vahvistamisesta. https://publications.europa.eu/fi/publication-detail/-/publication/51a0ff46-02b1-11e4-831f-01aa75ed71a1/language-fi. Luettu 6.3.2019.

Euroopan komission suositus (KSuos 2003/274/Euratom) väestön suojelemisesta ja sille suun-nattavasta tiedotuksesta, kun on kyse tiettyjen luonnosta peräisin olevien elintarvikkeiden Tser-nobylin ydinvoimalaonnettomuuden seurauksena edelleen sisältämän radioaktiivisen cesiumin aiheuttamasta altistuksesta. https://eur-lex.europa.eu/legal-con-tent/FI/ALL/?uri=CELEX%3A02003H0274-20030417. Luettu 6.3.2019.

Evira (Elintarviketurvallisuusvirasto). 2018. Dioksiinit ja PCB. https://www.evira.fi/yh-teidet/vierasaineet/tietoa-vierasaineista/kalan-ympäristömytkyt/dioksiinit-PCB. Luettu 14.5.2018.

Evira (Elintarviketurvallisuusvirasto). 2016. Cesium-137 ja elohopea kaloissa ja sienissä.

http://aineisto.ruokavirasto.fi/evira20181231/www/yhteiset/vierasaineet/tutkimukset-ja-pro-jektit/cesium-137-ja-elohopea-kaloissa-ja-sienissa/index.html. Luettu 20.3.2019.

Evira (Elintarviketurvallisuusvirasto). 2015a. Vierasaineet. https://www.evira.fi/yhteiset/vie-rasaineet/. Luettu 6.10.2018.

Evira (Elintarviketurvallisuusvirasto). 2015b. Riskinarviointi suomalaisten lasten altistumisesta elintarvikkeiden ja talousveden raskasmetalleille. https://www.ruokavirasto.fi/globalassets/yri- tykset/elintarvikeala/valmistus/yhteiset-koostumusvaatimukset/kontaminantit/riskinarviointi-suomalaisten-lasten-altistumisesta-elintarvikkeiden-ja-talousveden-raskasmetalleille.pdf. Lu-ettu 22.2.2019.

Evira (Elintarviketurvallisuusvirasto). 2013. Elintarvikkeiden ja talousveden kemialliset vaarat.

https://www.ruokavirasto.fi/globalassets/tietoa-meista/julkaisut/julkaisusarjat/julkaisuja/elin-tarvikkeiden_ja_talousveden_kemialliset_vaarat.pdf. Luettu 22.2.2019.

Flora S.J.S., Flora G. ja Saxena G. 2006. Environmental occurence, health effects and manage-ment of lead poisoning. Teoksessa Casas J.S ja Sordo J. (toim.). Lead: chemistry, analytical aspects, environmental impact and health effects, s. 158–228. Elsevier, Amsterdam.

Gray J., Theodorakos P., Bailey E. ja Turner R. 2000. Distribution, speciation, and transport of mercury in stream-sediment, stream-water, and fish collected near abandoned mercury mines in southwestern Alaska, USA. The Science of the Total Environment 260: 21–33.

Halonen J. ja Pennanen J.T. 2015. Lajikalastus ja Suomen kalalajit. Kustannusosakeyhtiö Tammi, Helsinki.

Has-Schön E., Bogut I. ja Strelec I. 2006. Heavy metal profile in five fish species included in human diet, domiciled in the end flow of River Neretva (Croatia). Archives of Environmental Contamination and Toxicology 50: 545–551.

Haukiveden kalastusalue. 2014. Haukiveden kalastusalue – Tervetuloa viihtymään järven anti-mien ja kauniiden maiseanti-mien keskelle. http://www.haukivesi.fi/. Luettu 11.2.2019.

HELCOM (Baltic Marine Environment Protection Commission–Helsinki Commission). 2018.

Radioactive substances: cesium-137 in fish and surface seawaters. HELCOM indicator report.

Hirvonen P. 2016. Kalojen elohopeapitoisuudet Joensuun, Kiteen, Tohmajärven ja Rääkkylän vesialueilla. Pro Gradu -tutkielma. Itä-Suomen yliopisto, Ympäristötieteen laitos.

Huuskonen H. 2005. Kalojen elohopeapitoisuus Ylä-Karjalassa. Joensuun yliopisto, Karjalan tutkimuslaitoksen raportteja N:o 4/2005. Joensuun yliopistopaino.

ILA (International Lead Association). 2017. Lead in aquatic environments. https://www.ila-lead.org/UserFiles/File/Aquatic_Environment_Report_v6_hi%20res.pdf. Luettu 25.3.2019.

Itä-Savon sairaanhoitopiiri. 2018. Itä-Savon ympäristöterveydenhuollon valvontasuunnitelma vuosille 2015-2019. https://www.sosteri.fi/wp-content/uploads/sites/3/2019/02/valvontasuun-nitelma-2019.pdf. Luettu 7.3.2019.

Itä-Suomen Aluehallintovirasto. 2014. Päätös Nro 58/2014/1: Savisuon turvetuotantotoiminnan lopettaminen ja ympäristöluvan raukeaminen, Savonlinna. http://www.propuruvesi.fi/cms-as-sets/documents/177761-980033.avisavisuolopetuspaatos.pdf. Luettu 7.3.2019.

Kalastuslaki 379/2015. https://www.finlex.fi/fi/laki/alkup/2015/20150379. Luettu 30.4.2019.

Kalastus.com. 2017. Kuhan kutuaika. https://kalastus.com/kalenteri/kuhan-kutuaika. Luettu 18.4.2019.

Khan M.A. ja Siddiqi Z.M. 2016. Mercury: sources, toxicity and remediation. Teoksessa Patha-nia D. (toim.). Heavy metals: sources, toxicity and remediation techniques, s. 1–35. Nova Sci-ence Publishers, New York.

Khemis I., Aridh N., Hamza N., M’Hetli M. ja Sadok S. 2017. Heavy metals and minerals contents in pikeperch (Sander lucioperca), carp (Cyprinus carpio and flathead grey mullet (Mu-gil cephalus) from Sidi Salem Resevoir (Tunisia): health risk assessment related to fish con-sumption. Environmental Science and Pollution Research 24: 19494–19507.

Kenšová R., Čelechovská O., Doubravová J. ja Svobodová Z. 2009. Concentrations of metals in tissues of fish from Věstonice reservoir. Acta Veterinaria Brno 79: 335–345.

Kuokkanen T., Toikka T. ja Verta M. 2014. Minamatan kalastajankylän elohopeamyrkytyk-sestä maailmanlaajuiseen Minamatan elohopeasopimukseen. https://www.edilex.fi/. Luettu 20.2.2019.

Liu G., Cai Y., O’Driscoll N., Feng X. ja Jiang G. 2011. Overview of mercury in the environ-ment. Teoksessa Liu G., Cai Y. ja O’Driscoll N. (toim.). Environmental Chemistry and Toxi-cology of Mercury, s. 1–13. A John Wiley & Sons, New Jersey.

Londesborough S. (toim.). 2006. Haitallisista aineista aiheutuvan kuormituksen vähentäminen.

Suomen Ympäristökeskuksen raportteja 23/2006. https://helda.helsinki.fi/bitstream/han-dle/10138/39730/SYKEra_23_2006.pdf?sequence=1. Luettu 11.4.2019.

Michael P. 2006. Fish and wildlife issues related to the use of lead fishing gear.

https://wdfw.wa.gov/sites/default/files/publications/00037/wdfw00037.pdf. Luettu 26.3.2019.

Nabi S. 2014. Toxic Effects of Mercury, s. 3–44. Springer, Intia.

Pappas A.C., Zoidis E., Fegeros K., Surai P.F. ja Zervas G. 2010. Relation of cadmium to other elements and the antioxidant system. Teoksessa Parvau R.G. (toim.). Cadmium in the environ-ment, s. 263–295. Nova Science Publishers, New York.

Perkin Elmer. 2015. The 30-minute guide to ICP-MS. https://www.perkinelmer.com/CMSRe-sources/Images/44-74849tch_icpmsthirtyminuteguide.pdf. Luettu 4.4.2019.

Pitkänen P. 2014. Märkäpolttolaitteiston validointi. Insinöörityö. Metropolia Ammattikorkea-koulu, Bio- ja elintarviketekniikka.

Porvari P. 2003. Sources and fate of mercury in aquatic ecosystems. Teoksessa Helminen H., Kerminen V-M., Mattila J. Laiho R. ja Huttula T. (toim.). Monographs of the boreal environ-ment research 23: 5–45. Finnish Environenviron-ment Institute, Helsinki.

Pro Puruvesi. 2019. Yhdistyksen tarkoitus. http://www.propuruvesi.fi/index.php. Luettu 7.3.2019.

Raitaniemi J., Nyberg K. ja Torvi I. 2000. Kalojen iän ja kasvun määritys. Riista- ja kalatalou-den tutkimuslaitos. F.G. Lönnberg Oy, Helsinki.

Ramboll. 2018. Terrafame Oy Osa VII: Terrafamen kaivoksen kalataloudellinen tarkkailu vuonna 2017. https://www.terrafame.fi/media/ymparistoraportit/2017/vuosiraportti-2017-osa-vii-kalataloustarkkailu.pdf. Luettu 7.3.2019.

Rautiainen M. 2019. Henkilökohtainen tiedonanto. 18.2.2019.

Ruokavirasto. 2019a. Kala. https://www.ruokavirasto.fi/henkiloasiakkaat/tietoa-elintarvik-keista/elintarvikkeiden-turvallisen-kayton-ohjeet/turvallisen-kayton-ohjeet/kala/. Luettu 6.3.2019.

Ruokavirasto. 2019b. Lyijy. https://www.ruokavirasto.fi/yritykset/elintarvikeala/valmistus/yh-teiset-koostumusvaatimukset/kontaminantit/elintarvikkeiden-sisaltamat-metallit/lyijy/. Luettu 17.4.2019.

Savonlinnan kaupunki. 2018. Hirvasjärven tilan parantaminen–Kunnostussuunnitelman esittely ja jatkotoimet. https://www.savonlinna.fi/filebank/13566-Kutsu_Hirvasjarven_kunnostussuun-nitelman_esittelytilaisuuteen_19_4_2018.pdf. Luettu 9.1.2019.

Saxén R. ja Hallikainen A. 2007. Kalojen ¹³⁷Cs- ja elohopeapitoisuudet Sastamalan perustur-vakuntayhtymän järvissä vuonna 2005. Evira-STUK-yhteishanke, PILOT HGCS.

Saxén R. ja Outola I. 2009. Vesistöjen ja juomaveden ¹³⁷Cs, ⁹⁰Sr ja ³H sekä pitoisuuksien arvi-ointi valmiustilanteessa. STUK-A241. Säteilyturvakeskus, Helsinki.

STUK (Säteilyturvakeskus). 2018. Itämeren radioaktiivisuus. https://www.stuk.fi/aiheet/sa-teily-ymparistossa/itameren-radioaktiivisuus. Luettu 20.3.2019.

STUK (Säteilyturvakeskus). 2017a. Säteilyn terveysvaikutukset. https://www.stuk.fi/ai-heet/mita-sateily-on/sateilyn-terveysvaikutukset. Luettu 19.3.2019.

STUK (Säteilyturvakeskus). 2017b. Tšernobylin onnettomuuden vaikutukset Suomessa.

https://www.stuk.fi/aiheet/sateily-ymparistossa/laskeuma/tsernobylin-onnettomuuden-vaiku-tukset-suomessa. Luettu 19.3.2019.

STUK (Säteilyturvakeskus). 2015a. Elintarvikkeiden valvonta ja enimmäisarvot.

In document Järvikalojen vierasainepitoisuudet Etelä-Savossa - Tarvitaanko alueellisia syöntisuosituksia? (sivua 48-0)