Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza. Mercury in aerosols in the primeval forest and in the coastal zone

Transkrypt

1 Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza Mercury in aerosols in the primeval forest and in the coastal zone Magdalena Bełdowska 1, Dominika Saniewska 1, Lucyna Falkowska 1, Anita Lewandowska 1, Henryk Bruszewski 2, Anna Degórska 3, Tomasz Śnieżek 3, Patrycja Sienicka 1 1 Instytut Oceanografii Uniwersytetu Gdańskiego w Gdyni, ryba@ocean.ug.gda.pl 2 Instytut Ochrony Środowiska, Laboratorium Monitoringu Środowiska w Warszawie 3 Instytut Ochrony Środowiska, Stacja Kompleksowego Monitoringu Środowiska Puszcza Borecka w Warszawie Streszczenie Stężenie rtęci w pyłach PM2,5 i PM10 w Diablej Górze oraz w PM10 w Gdyni, pomierzono w okresie Na podstawie zebranych wyników podjęto próbę wskazania dynamiki i uwarunkowań zmienności w stężeniach Hg(p) w północnej Polsce: strefie brzegowej Zatoki Gdańskiej oraz w Puszczy Boreckej. W rejonie puszczy, średnie stężenie rtęci w aerozolach (Hg PM2,5 8,2 pg m 3 ; Hg PM10 8,8 pg m 3 ) było ponad dwukrotnie niższe, niż w strefie brzegowej południowego Bałtyku (Hg PM10 21,4 pg m 3 ). Zarówno w Gdyni jak i Diablej Górze, stężenia rtęci w sezonie grzewczym było prawie trzykrotnie wyższe, niż w sezonie ciepłym, co było związane z intensywnym spalaniem paliw kopalnych. Zimą strumień suchej depozycji Hg PM10 w rejonie Puszczy Boreckiej wynosił 1 µg m 2 sezon 1, a w strefie brzegowej Zatoki Gdańskiej wynosił 2,5 µg m 2 sezon 1. Latem depozycja Hg PM10 była trzykrotnie niższa i wynosiła w Diablej Górze 0,3 µg m 2 sezon 1, a w Gdyni 0,7 µg m 2 sezon 1. Sucha depozycja cząstek w rejonie Puszczy Boreckiej prowadziła do oczyszczania powietrza z rtęci w aerozolach 1. Słowa kluczowe: rtęć, aerozole PM10 i PM2,5, strefa brzegowa morza, puszcza. Abstract Mercury concentrations in PM2.5 and PM10 particulates in the Diabla Gora (forest) and in PM 10 in Gdynia (coastal zone), were measured in period between and An attempt was made to assess variability and processes responsible for controlling Hg(p) concentrations in Northern Poland: the coastal Zone of the Gdansk Basin and in primeval forest of Puszcza Borecka. In the forest area, average particulate mercury concentration (Hg PM pg m 3 ; Hg PM pg m 3 ) was twice lower than that recorded in the coastal zone of Southern Baltic (Hg PM pg m 3 ). Both in Gdynia and in Diabla Gora, mercury concentrations during the heating season were threefold that observed in warm season, which was the consequence of intensive fossil fuel combustion. In winter dry deposition of Hg PM10 in the forest area equaled 1 µg m 2 season 1, 2.5 µg m 2 season 1 in the coastal zone. In summer Hg PM10 deposition was three times lower, and reached 0.7 µg m 2 season 1 in Gdynia, and only 0.3 µg m 2 season 1 in Diabla Gora. Dry deposition of particulates in Puszcza Borecka led to purification of atmosphere in terms of particulate mercury. Key words: mercury, aerosols PM10 and PM2.5, coastal zone, primeval forest. 1. Wprowadzenie W ostatnich latach wzrasta procent zachorowalności ludzi na choroby neurologiczne. Człowiek naraża swój organizm na zanieczyszczenia poprzez tzw. styl życia. Na jego zdrowie wpływają: żywność, palenie tytoniu, picie alkoholu, zażywanie lekarstw, kosmetyki czy środki czystości. Często natomiast pomijany jest wpływ powietrza, którym oddycha. Szacuje się, że wraz z wdychanym powietrzem blisko 8% aerozoli pozostaje w organizmie człowieka. Skład chemiczny aerozoli oraz ich wielkość, mają wpływ na zdrowie człowieka (Harrison i Yin 2000). Cząstki o średnicy większej od 5 µm są w dużej części filtrowane w jamie nosowej, podczas gdy aerozole o średnicy 1 2 µm są deponowane w pęcherzykach płucnych, gdzie efektywność adsorpcji metali ciężkich wynosi 60 80% (McCormac 1971, Infante i Acosta 1991). Najmniejsze cząstki, zwłaszcza gdy zawierają toksyczne metale takie jak rtęć, stanowią poważne zagrożenie dla zdrowia człowieka. Rtęć w aerozolach [Hg p ] pochodzi głównie z bezpośredniej emisji antropogenicznej zwłaszcza ze spalania węgla oraz transformacji gazowej rtęci w atmosferze (Fang i in. 2001). Dominującą reakcją prowadzącą do powstania 1 Pobieranie pyłu PM10 i PM2,5 na Stacji Kompleksowego Monitoringu Środowiska Puszcza Borecka w Diablej Górze odbywało się w ramach Państwowego Monitoringu Środowiska, na zlecenie Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska i było finansowane przez Narodowy Fundusz Ochrony Środowiska i Gospodarki Wodnej.

2 12 M. Bełdowska, D. Saniewska, L. Falkowska, A. Lewandowska, H. Bruszewski, A. Degórska, T. Śnieżek, P. Sienicka rtęci w aerozolach jest utlenianie formy gazowej Hg(0) w obecności O 3, rodników OH oraz halogenków (Wang i in. 1998, Lin i Pehkonen 1999). Nad obszarem mórz i oceanów istotną rolę w powstawaniu rtęci w aerozolach odgrywają również reakcje Hg(0) z różnymi formami chloru oraz innymi halogenkami (Sommer i in. 1997, Hedgecock i Pirrone 2001). Powodują one przejście mało reaktywnej i lotnej rtęci gazowej do formy reaktywnej gazowej (Reactive Gaseous Mercury RGM) bardzo reaktywnej oraz biodostępnej. Łatwość z jaką RGM może łączyć się zarówno z parą wodną jak i z aerozolami morskimi, przyczynia się do znaczącego wzrostu depozycji rtęci (Lindberg i Strattyon 1998). Spośród krajów Nadbałtyckich Polska jest wskazywana jako główne źródło atmosferycznej rtęci (Bartnicki i in. 2008). Ilość i rodzaj źródeł emisji, skład chemiczny atmosfery oraz przygruntowe warunki mikrometeorologiczne w dużym stopniu wpływają na rozmieszczenie stężeń rtęci na terenie Polski. Celem pracy było wskazanie dynamiki i uwarunkowań zmienności w stężeniach Hg p w północnej Polsce: strefie brzegowej Zatoki Gdańskiej oraz w Puszczy Boreckej. W okresie do kolekcjonowano aerozole PM10 w powietrzu w Gdyni oraz w PM2,5 i PM10 w Diablej Górze. W Diablej Górze kolekcjonowano pyły na wysokości 157,5 m n.p.m. (22 02 E; N) na Stacji Kompleksowego Monitoringu Środowiska Puszcza Borecka. Sączki zmieniano co 24 godziny. Stacja pomiarowa jest zlokalizowana w Puszczy Boreckiej z dala od ośrodków przemysłowych, szlaków komunikacyjnych i dużych skupisk ludności. Nie podlega wpływom lokalnych źródeł emisji zanieczyszczeń atmosfery. Stacja należy do Global Atmosphere Watch (GAW/WMO) programu koordynowanego przez Światową Organizację Meteorologiczną jak również bierze udział w realizacji Programu Współpracy w Dziedzinie Monitoringu i Oceny Przenoszenia Zanieczyszczeń Powietrza na Duże Odległości w Europie (EMEP). W Gdyni, aerozole zbierane były na wysokości 20 m n.p.m., 3 m powyżej wysokości koron drzew. Sączki zmieniano trzy razy w tygodniu w cyklu: poniedziałek-środapiątek. Stacja pomiarowa usytuowana była w centrum Gdyni w odległości ok metrów od morza (54 30 N; E). Gdynia jest portowo-stoczniowym miastem położonym nad Zatoką Gdańską, wchodzącym wraz z Gdańskiem i Sopotem w skład Aglomeracji Trójmiejskiej, której liczba ludności jest bliska 1 miliona, natomiast sama Gdynia liczy ok 250 tys. mieszkańców. Jej obszar obejmuje 135 km 2. W mieście i na jego obrzeżach znajdują się zakłady przemysłowe wprowadzające zanieczyszczenie do atmosfery tj.: elektrociepłownie, stocznie, cementownie, spalarni odpadów zaolejonych, spalarnie odpadów oraz zakłady chemiczne. Stężenie rtęci w aerozolach pomierzono z zastosowaniem analizatora rtęci AMA254. Precyzja i dokładność badań były kontrolowane poprzez analizę certyfikowanego materiału referencyjnego (NIST Standard Reference Material 2584): RSD = 3%. Granicę oznaczalności wyznaczono na poziomie 0,05 pg g 1. W trakcie badań, na obu stacjach pomiarowych, kontrolowano parametry meteorologiczne: temperaturę powietrza, wilgotność względną, prędkość wiatru, wysokość opadu oraz radiację słoneczną. Do wyznaczenia wstecznych trajektorii mas powietrza skorzystano z modelu NOAA Hybrid, GDAS (Draxer i Rolph, 2003; Rolph, 2003). 3. Wyniki Puszcza Borecka Diabla Góra W Puszczy Boreckiej stężenie Hg w aerozolach PM2,5 w całym okresie badawczym ( do ) wahało się od do 54,9 pg m 3 (średnio 8,2 pg m 3 ) (rys. 1). a) 2. Materiały i metody b) Rysunek 1 Średnie stężenia rtęci w aerozolach PM2,5 i PM10 a) w jednostce objętości powietrza [pghg m 3 ]; b) w jednostce masy pyłu [nghg mg 1 ]; w całym okresie pomiarowym , w sezonie grzewczym , oraz w sezonie ciepłym w powietrzu w Diablej Górze 50% wyników stężeń rtęci nie przekroczyło 5 pg m 3 (rys. 2). W sezonie grzewczym ( ) pomierzono stężenie Hg PM2,5 od 0,01 do 54,9 pg m 3 (średnio: 10,9 pg m 3 ). 69% wyników stężeń było powyżej 5 pg m 3 (6 54,9 pg m 3 ). Natomiast w sezonie ciepłym ( ) w 68% przypadków stężenia Hg PM2,5 nie przekroczyło wartości 3 pghg m 3 (0,5 3 pg m 3 ; średnio: 2,8 pg m 3 ) (rys. 1, rys. 2).

3 Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza 13 Biorąc po uwagę udział masy Hg w masie aerozoli PM2,5 stężenie rtęci w okresie od do wahało się między 0,01 nghg mg 1 i 1,7 nghg mg 1 (średnio 0,5 nghg mg 1 ) (rys. 1). Zarówno w całych okresie pomiarowym jak również w sezonie grzewczym, większość wyników stężeń było w zakresie do 0,5 nghg mg 1 (odpowiednio: 57% i 50,5%) (rys. 2). W sezonie ciepłym w większości przypadków stężenie Hg PM2,5 było w przedziale 0,3-0,5 nghg mg 1. Stężenie rtęci w dużych aerozolach (PM10) w całym okresie pomiarowym zawierało się w podobnym zakresie jak stężenie Hg PM2,5 : 0,1 57,3 pg m 3 (średnio 8,8 pg m 3 ) (rys. 1). W 52% pomiarów stężenie Hg PM10 wahało się od 0,1 pg m 3 do 6 pg m 3, natomiast w sezonie grzewczym przeważały (64%) stężenia rtęci od 7 pg m 3 do 57,3 pg m 3 (rys. 2). Średnie stężenie rtęci w tym sezonie w PM10 było podobne do stężenia Hg w PM2,5 i wynosiło 11,2 pg m 3 (0,1 57,3 pg m 3 ). W sezonie ciepłym zakres stężenia Hg PM10 był niższy niż w sezonie grzewczym: od 1,2 pg m 3 do 12,9 pg m 3. Średnie stężenie Hg PM10 w tym okresie było prawie 2 razy wyższe (4,3 pg m 3 ) niż stężenie Hg PM2,5. Biorąc po uwagę udział masy Hg w masie aerozoli PM10 stężenie Hg w całym okresie pomiarowym podobnie jak w masie pyłu PM2,5 wahało się od 0,01 nghg mg 1 do 1,6 nghg mg 1 (średnio 0,5 nghg mg 1 ). W obu sezonach, w większości przypadków stężenia Hg PM10 nie przekroczyło 0,5 nghg mg 1 : w sezonie ciepłym 0,3 0,4 nghg mg 1 ; w sezonie grzewczym: 0,01 0,5 nghg mg 1 (rys. 1, rys. 2). a) b) c) Rysunek 2 Histogramy stężeń rtęci w pyłach PM2,5 i PM10 w jednostce objętości powietrza [pghg m 3 ] oraz w jednostce masy pyłu [nghg mg 1 ] w: a) całym okresie pomiarowym ; b) sezonie grzewczym ; c) sezonie ciepłym , w powietrzu w Diablej Górze

4 14 M. Bełdowska, D. Saniewska, L. Falkowska, A. Lewandowska, H. Bruszewski, A. Degórska, T. Śnieżek, P. Sienicka Strefa brzegowa Zatoki Gdańskiej Gdynia W strefie brzegowej południowego Bałtyku stężenie rtęci w aerozolach PM10, w okresie od do wahało się między 0,6 83,7 pg m 3 (średnio: 21,4 pg m 3 ) (rys. 3). W 53% przypadków stężenia Hg PM10 zawierały się miedzy 20 pg m 3 i 50 pg m 3 (rys. 4). W sezonie grzewczym ( do ) pomierzono stężenia metalu od 5,6 pg m 3 do 83,7 pg m 3 (średnio 28,6 pg m 3 ), a 56% stężeń rtęci było w przedziale 30 pg m 3 i 50 pg m 3. Natomiast w sezonie ciepłym ( do ) w większości przypadków stężenia Hg PM10 nie przekroczyły 9 pg m 3, a średnie stężenie Hg wynosiło 10,2 pg m 3 (rys. 3, rys. 4). Biorąc pod uwagę udział masy Hg w masie aerozoli PM10 stężenie Hg, w całym okresie pomiarowym, jak i sezonie ciepłym wahało się między 0,1 nghg mg 1 i 1,5 nghg mg 1 (średnio 0,7 nghg mg 1 ), w tym w większości przypadków (56%) były to stężenia od 0,5 nghg mg 1 do 0,9 nghg mg 1. W sezonie grzewczym pomierzono stężenia Hg w zakresie 0,4 1,2 nghg mg 1, w tym 53% wyników było od 0,8 nghg mg 1 do 1,1 nghg mg 1. W sezonie ciepłym stężenia Hg PM10 przeważały (52%) stężenia w niższym zakresie: od 0,1 nghg mg 1 do 0,6 nghg mg 1 (średnio: 0,6 nghg mg 1 ) (rys. 3, rys. 4). a) b) Rysunek 3 Średnie stężenia rtęci w pyłach PM10 a) w jednostce objętości powietrza [pghg m 3 ]; b) w jednostce masy pyłu [nghg mg 1 ]; w całym okresie pomiarowym , w sezonie grzewczym , oraz w sezonie ciepłym w powietrzu w Gdyni 4. Dyskusja W rejonie Puszczy Boreckiej, średnie stężenie rtęci w aerozolach (Hg PM2,5 8,2 pg m 3 ; Hg PM10 8,8 pg m 3 ) było ponad dwukrotnie niższe, niż w strefie brzegowej Zatoki Gdańskiej (Hg PM10 21,4 pg m 3 ). Wyznaczony zakres stężeń rtęci w Gdyni (0,6 83,7 pg m 3 ) był bliski wartościom charakterystycznym dla środkowej Europy na przykład w Neuglobsow w Niemczech stężenia rtęci wahały się od 5 pg m 3 do 200 pg m 3 (Wängberg i in. 2001, Wängberg i in. 2003); w Detroit w rejonie Wielkich Jezior w USA (20,8 pg m 3 ) (Liu i in. 2007); na zboczu góry Mt. Gongga w Chinach (30,7 pg m 3 ) (Fu i in. 2008); czy w 10 stacjach pomiarowych usytuowanych wzdłuż Japonii (średnio 17 pg m 3 ) (Sakata i Asakura 2007). Nieco niższe stężenie Hg p pomierzono w strefie brzegowej Bałtyku: Niemiec w Zingst (15 50 pg m 3 ), Szwecji w Aspvreten i Rörvik (poniżej 10 pg m 3 ); czy Irlandii: w Mace Head w stacji uważanej za referencyjną (poniżej 5 pg m 3 ) (Wängberg i in. 2001, Wängberg i in. 2003). Stężenia rtęci w aerozolach w powietrzu północnej Polski (rys. 1, rys. 3) były od dziesięciu do kilkudziesięciu razy niższe w porównaniu z południową Polską: na Śląsku średnie sezonowe wahały się od 110 pg m 3 do 1050 pg m 3 (Zielonka i in. 2005); w Zabrzu średnie miesięczne: od 53 pg m 3 do 222 pg m 3 (Pyta 2009). Również wyższe stężenia Hg p, niż w Diablej Górze i Gdyni pomierzono w powietrzu w Słowacji (średnie stężenia Hg na 20 stacjach wahały się od 80 pg m 3 do 960 pg m 3 ) (Hladikova i in. 2001); oraz w Pekinie w Chinach: w zurbanizowanych rejonach (1 180 pg m 3 ) i w podmiejskich (680 pg m 3 ) (Wang i in. 2006). Intensywne spalanie paliw kopalnych zimą, sprzyja wzrostowi poziomu stężenia rtęci w atmosferze. Zarówno w strefie brzegowej Bałtyku jak i w rejonie Puszczy Boreckiej, stężenia rtęci w sezonie grzewczym było prawie trzykrotnie wyższe, niż w sezonie ciepłym (rys. 1 4). Na Śląsku, gdzie są skoncentrowane antropogeniczne źródła emisji rtęci, różnice te są znacznie wyższe: pomierzono 10 razy wiecej Hg zimą (średnio 1050 pg m 3 ) w porównaniu z latem (latem średnio 110 pg m 3 ) (Zielonka i in. 2005). Obydwie wybrane do badań stacje pomiarowe łączy wspólny cel dbałość o środowisko w tym o jakość powietrza. Są to rejony atrakcyjnie turystyczne i z tego względu kontrola składu chemicznego atmosfery jest koniecznym działaniem regionalnym. Zanieczyszczenia poprzez suchy i mokry opad przedostają się do wody i na ląd. Między innymi od jakości powietrza zależy czystość gleby, uprawianych roślin, wody pitnej czy służącej do rekreacji. Biorąc pod uwagę wzór na strumień suchej depozycji wyliczono dopływ rtęci (Injuk i Van Grieken, 1995): F dry = c v(d), (1) gdzie: F dry -strumień suchej depozycji [µg m 2 sezon 1 ]; c-stężenie rtęci [pg m 3 ] (przyjęto średnie stężenia Hg PM10 w poszczególnych sezonach); v(d)-prędkość opadania = 0,005 (m s 1 ) (Rhode

5 Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza 15 i in. 1980). W sezonie grzewczym (212 dni) strumień suchej depozycji Hg PM10 w rejonie Puszczy Boreckiej wynosił 1 µg m 2, a w strefie brzegowej Zatoki Gdańskiej wynosił 2,5 µg m 2. W sezonie ciepłym (153 dni) depozycja Hg PM10 była trzykrotnie niższa i wynosiła w Diablej Górze 0,3 µg m 2, a w Gdyni 0,7 µg m 2. Małe aerozole w atmosferze pochodzą głównie, bezpośrednio z emisji antropogenicznej. Natomiast duże cząstki powstają również poprzez koagulację małych aerozoli do dużych agregatów. Istotne statystycznie, odwrotnie proporcjonalne korelacje Hg PM2,5 od temperatury atmosfery, w sezonie grzewczym (r = -0,5), wskazały na spalanie paliw jako istotne źródło rtęci nad Puszczą Borecką. Dodatkowo w tym sezonie na wzrost stężenia Hg p miała wpływ duża różnica temperatury spalin z kominów oraz temperatury otaczającego powietrza, która sprzyja transformacji gazowej rtęci do rtęci aerozolowej (Liu i in. 2007). Gazowa rtęć ulega również transformacjom do formy cząstkowej pod wpływem radiacji słonecznej w obecności O 3, rodników OH i halogenków. Dlatego w sezonie ciepłym w Diablej Górze, pomierzono w suchym powietrzu (Hg/RH r = -0,6) istotnie statystycznie wzrost stężenia Hg PM2,5 i Hg PM10 wraz ze wzrostem radiacji słonecznej (r = 0,5). Brak istotnych statystycznie zależności stężenia rtęci od parametrów meteorologicznych w strefie brzegowej, jest prawdopodobnie związany z dłuższym czasem kolekcjonowania aerozoli (cykl 2 3 doby). Wcześniejsze badania w tym rejonie, w cyklu 24 godzinnym wskazały na wzrost stężenia rtęci w dużych aerozolach w ciepłych i wilgotnych masach powietrza przemieszczających się nad powierzchnią morza (Murawiec i in. 2009). Było to prawdopodobnie związane z transformacjami rtęci Hg(0) - RGM - Hg p, które zachodzą intensywniej w morskim, bogatym w halogenki powietrzu (Lin i Pehkonen 1999). W sezonie grzewczym stężenie rtęci w aerozolach PM10 (11,2 pg m 3 ) w Diablej Górze było porównywalne do stężenia rtęci w PM2,5 (11,0 pg m 3 ) natomiast w sezonie ciepłym pomierzono prawie dwa razy mniejsze stężenie rtęci w małych aerozolach (2,8 pg m 3 ) w porównaniu z dużymi (4,3 pg m 3 ) (rys. 1, rys. 2). Jest to prawdopodobnie związane z wyeliminowaniem sezonowych źródeł antropogenicznych. Stężenia rtęci w masie pyłu, w dużych i małych aerozolach były porównywalne do siebie w obu sezonach co wskazuje na to samo źródło rtęci w PM10 i PM2,5 (od 0,4 nghg mg 1 w sezonie letnim do 0,6 w sezonie zimowym nghg mg 1 ). Potwierdzają to istotne statystycznie korelacje liniowe Hg PM10 /Hg PM2,5 : w sezonie grzewczym r = 0,9; w sezonie ciepłym r = 0,7. Stężenia Hg PM10 w Diablej Górze były kilkakrotnie niższe od stężeń Hg w PM10 w Aglomeracji Górnośląskiej, gdzie najwyższe wartości wyznaczono w pobliżu koksowni: 4,6 nghg mg 1, a najmniejsze w pobliżu ciągu komunikacyjnego w Zabrzu 1,6 nghg mg 1. W strefie brzegowej Zatoki Gdańskiej, zarówno w sezonie grzewczym jak i ciepłym, najwyższe stężenia Hg PM10 były w powietrzu znad południowej i południowo-wschodniej części Polski. Natomiast w rejonie Puszczy Boreckiej zimą, najwyższe stężenia Hg PM10 oraz Hg PM2,5 pomierzono w masach powietrza znad południowego zachodu (rys. 5). Wskazuje to na obecność istotnych źródeł rtęci w południowej części Polski. W sezonie ciepłym nad Diablą Górą najwięcej rtęci wnosiły masy powietrza znad północno-wschodniej części Europy. Najmniejsze stężenie rtęci na obu stacjach, w obu sezonach wyznaczono w masach powietrza znad północy i północnego-zachodu (rys. 5, 6). Obserwacje dotyczące stacji w Gdyni są podobne do przeprowadzonych wcześniej badań w 2008 roku (Murawiec i in. 2009). Analiza przemieszczających się masy powietrza znad Puszczy Boreckiej do strefy brzegowej morza, w sezonie grzewczym wskazała na dwukrotne wzbogacenie pyłu PM10 w rtęć cząstkową: z 0,4 nghg mg 1 do 0,8 nghg mg 1 i z 0,45 nghg mg 1 do 0,9 nghg mg 1 (rys. 7). Świadczy to o obecności większych źródeł emisji rtęci zlokalizowanych bliżej strefy brzegowej Zatoki Gdańskiej, a także w bardziej na północ położonym okręgu Kaliningradzkim i we wschodniej Litwie. W jednym przypadku, gdy podczas przemieszczania się masy powietrza wystąpił deszcz, wyznaczono mniejsze wzbogacenie pyłu PM10 w rtęć: z 0,4 nghg mg 1 do 0,6 nghg mg 1 (rys.7). Rejon północno wschodniej Polski w tym także Puszczy Boreckiej może być obszarem gdzie napływające z innych regionów Polski czy Europy powietrze nanosi rtęć, która jest tam osadzana wraz z małymi i dużymi cząstkami aerozoli. Wskazuje na to na prawie dwukrotny spadek stężenia Hg w powietrzu, które przez dobę pozostawały nad tym obszarem (rys. 8). 5. Wnioski Stężenia rtęci w aerozolach w północnej części Polski były od kilkudziesięciu do kilkuset razy niższe niż w obszarach południowej Polski o wzmożonej antropogenicznej emisji zanieczyszczeń do atmosfery. W sezonie grzewczym (od stycznia do kwietnia) strumień suchej depozycji Hg PM10 w rejonie Puszczy Boreckiej wynosił 1 µg m 2, a w strefie brzegowej Bałtyku wynosił 2,5 µg m 2. W sezonie ciepłym (maj czerwiec) depozycja Hg PM10 była trzykrotnie niższa i wynosiła w Diablej Górze 0,3 µg m 2, a w Gdyni 0,7 µg m 2. W rejonie Puszczy Boreckiej, w suchym powietrzu wraz ze wzrostem radiacji słonecznej latem wzrastało stężenie Hg w małych i dużych aerozolach. Prawdopodobną przyczyną były reakcje fotochemiczne w wyniku których następowało utlenianie gazowej rtęci. Nad uprzemysłowioną i zurbanizowaną strefą brzegową Zatoki Gdańskiej powietrze napływające z północno-wschodniej Polski zawierało większą masę aerozoli wzbogaconą w rtęć średnio o 0,5 nghg g 1 Nad Puszczą Borecką dochodzić może do oczyszczania powietrza z aerozoli poprzez suchy opad cząstek w skład których wchodziła rtęć.

6 16 M. Bełdowska, D. Saniewska, L. Falkowska, A. Lewandowska, H. Bruszewski, A. Degórska, T. Śnieżek, P. Sienicka a) b) c) Rysunek 4 Histogramy stężeń rtęci w pyłach PM2,5 i PM10 w jednostce objętości powietrza [pghg m 3 ] oraz w jednostce masy pyłu [nghg mg 1 ] a) całym okresie pomiarowym ; b) w sezonie grzewczym ; c) w sezonie ciepłym , w powietrzu w Gdyni

7 Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza 17 a): Gdynia b): Diabla Góra c): Gdynia d): Diabla Góra Rysunek 5 Wsteczne trajektorie mas powietrza, w których pomierzono a), b) maksymalne stężenia rtęci w aerozolach; c), d) minimalne stężenia rtęci w aerozolach w Gdyni i w Diablej Górze w sezonie grzewczym

8 18 M. Bełdowska, D. Saniewska, L. Falkowska, A. Lewandowska, H. Bruszewski, A. Degórska, T. Śnieżek, P. Sienicka a): Gdynia b): Diabla Góra c): Gdynia d): Diabla Góra Rysunek 6 Wsteczne trajektorie mas powietrza, w których pomierzono a), b) maksymalne stężenia rtęci w aerozolach; c), d) minimalne stężenia rtęci w aerozolach w Gdyni i w Diablej Górze w sezonie ciepłym

9 Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza 19 Rysunek 7 Stężenia rtęci w aerozolach w masach powietrza przemieszczających się nad Puszczą Borecka i strefą brzegową Zatoki Gdańskiej

10 20 M. Bełdowska, D. Saniewska, L. Falkowska, A. Lewandowska, H. Bruszewski, A. Degórska, T. Śnieżek, P. Sienicka a) b) Rysunek 8 Stężenia rtęci w aerozolach PM10 i PM2,5 (kursywą) w masach powietrza pozostających w rejonie północno-wschodniej Polski w tym nad Puszczą Borecka przez a) dobę; b) 20 godzin Literatura Bartnicki, J., Gusev, A., Aas, W., Fagerli, H., Valiyaveetil, S. (2008): Atmospheric Supply of Nitrogen, Lead, Cadmium, Mercury and Dioxines/Furanes to the Baltic Sea in EMEP Centers Joint Report for HELCOM EMEP/MSC-W TECHNICAL REPORT 3/2008 Draxer, R. R., Rolph, G. D. (2003): HYSPLIT (Hybrid Single-Particle Lagrangian Integrated Trajectory) Model access via NOAA ARL READY, Accessed online Fang, F., Wang, Q., Liu, R.., Ma, Z., Hao, Q. (2001): Atmospheric particulate mercury in Changchun City,China. Atmospheric Environment 35, Fu, X., Feng, X., Zhu, W., Zheng, W., Wang, S., Lu, J.,Y. (2008): Total particulate and reactive gaseous mercury in ambient air on the eastern slope of the Mt. Gonga area, China. Applied Geochemistry 23, Harrison, R. M., Yin, J. (2000): Particulate matter in the atmosphere: which particle properties are important for its effects on health? The Science of the Total Environment 249, Hedgecock, I. M., Pirrone N. (2001): Mercury and photochemistry in the marine boundary layer-modelling studies suggest the in situ production of reactive gas phase mercury. Atmospheric Environment 35, Hladikova, V., Petrik, J., Jursa, S., Ursinyova, M., Kocan, A. (2001): Atmospheric mercury levels in the Slovak Republic. Chemosphere 45, Infante, R., Acosta, I. L. (1991): Size distribution of trace metals in Ponce, Puerto Rico air particulate matter. Atmospheric Environment 25B, Injuk, J., Van Grieken R. (1995): Atmospheric concentration and deposition of heavy metals over North Sea: A literature review. Journal of Atmospheric Chemistry 20, Lin, C. J., Pekhonen, S. O. (1999): The history of atmospheric mercury: a review. Atmospheric Environment 33, Lindberg, S. E., Strattyon, W.J. (1998): Atmospheric speciation concentrations and behavior of reactive gaseous mercury in the arctic ambient air. Environmental Science and Technology 32, Liu, B., Keeler, G., Dvonch, J., T., Barres, J. A., Lynam, M. M., Marsik, F. J., Morgan, J. T. (2007): Temporal variability of mercury speciation in urban air. Atmospheric Environment 41, McCormac, B. H. (1971): Introduction to the scientific study of atmospheric pollution, Reide Dordrect, Holland Murawiec D., Bełdowska M., Kwaśniak, J. Bełdowski J., Falkowska L., Saniewski M., Mercury in aerosols of the coastal zone of the Gulf of Gdansk. 9th International Conference on Mercury as a Global Pollutant, Guizhou China, 7-12 VI 2009 Pyta H. (2009): Zawartość rtęci w pyle zawieszonym w obrebie aglomeracji górnośląskiej. W: J. Namieśnik, W. Wardencki, J. Gromadzka (red.) Materiały Konferencyjne, II Pomorska Konferencja z cyklu Jakość Powietrza, Gdańsk Ralph, G. D. (2003): Real-time environmental applications and display system (READY), NOAA Air Resources Laboratory., Silver Spring, Accessed online Rhode, H., Söderlund, R., Ekstet, J. (1980): Deposition of airborne pollutants on the Baltic. Ambio 9, 3 4, Sakata, M., Asakura, K. (2007): Estimating contribution of precipitation scavenging of atmospheric particulate mercury to mercury wet deposition in Japan. Atmospheric Environment 41, Sommar, J., Gardfeldt, K., Strömberg, D., Fenga, X. (1997): A kinetic study of the gas-phase reaction between the hydroxyl radical and atomic mercury. Atmospheric Environment 35, Wang, N., Logan, J. A., Jacob, D. J. (1998): Global simulation of tropospheric O3-Nox-hydrocarbon chemistry, Model evaluation

11 Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza 21 and global ozone budget. itjournal of Geophysical Research 103, Wängberg, I., Munthe, J., Ebinghaus, R., Gardfeidt, K., Iverfeldt, A., Sommar, J. (2003): Distribution of TPM in Northern Europe. The Science of the Total Environment 304, Wängberg, I., Schmolke, S., Schager, P., Munthe, J., Ebinghaus, R., Iverfeldt, A. (2001): Estimates of the air-sea exchange of mercury in the Baltic Sea. itatmospheric Environment 35, Wang, Z., Zhang, X., Chen, Z., Zhang, Y. (2006): Mercury concentration in size-fractionated airborne particles at urban and suburban sites in Beijing, China. Atmospheric Environment, Zielonka, U., Hlawiczka, S., Fudała, J., Munthe, J. (2005): Seasonal mercury concentrations measured in rural air in Southern Poland Contribution from local and regional coal combustion. Atmospheric Environment 39,