Wpływ powodzi na ładunek i formę rtęci docierającą do Zatoki Gdańskiej w 2010 roku

Wpływ powodzi na ładunek i formę rtęci docierającą do Zatoki Gdańskiej w 2010 roku The impact of the flood on the load and the form of mercury flow into the Gulf of Gdansk in 2010 Dominika Saniewska 1, Magdalena Bełdowska 1, Jacek Bełdowski 2, Lucyna Falkowska 1 1 Instytut Oceanografii, Uniwersytet Gdański al. Piłsudskiego 46, 81 378 Gdynia, e-mail: dominika.saniewska@gmail.com 2 Instytut Oceanologii, Polska Akademia Nauk ul. Powstańców Warszawy 55a, 81 712 Sopot Streszczenie Celem badań było określenie wpływu powodzi na wielkość ładunków różnych form rtęci transportowanych Wisłą oraz wskazanie jak rtęć wraz z falą powodziową rozprzestrzeniała się w Zatoce Gdańskiej. W tym celu w roku 2010 pomierzono stężenia rtęci całkowitej, związanej w zawiesinie oraz rozpuszczonej w wodzie podpowierzchniowej z Wisły. Próbki pobierano raz w miesiącu od kwietnia do listopada, z wyjątkiem okresu powodzi, kiedy próbki pobierano codziennie. Jednorazowo pobrano również próbki wody morskiej z rejonu południowego Bałtyku. Uzyskane wyniki wskazały, że woda powodziowa charakteryzowała się kilkukrotnie wyższymi stężeniami wszystkich form rtęci od tych pomierzonych przed i po powodzi. Wisła w trakcie powodzi transportowała rtęć głównie w formie rozpuszczonej, której udział wzrastał wraz z długotrwale utrzymującym się wysokim stanem wód. Było to najprawdopodobniej związane z uwalnianiem reaktywnej rtęci do wody, zachodzącym podczas degradacji materii organicznej. W 2010 Wisła wprowadziła do Zatoki Gdańskiej około 1576 kg rtęci, z czego ponad 75% wniosły wody powodziowe. Podczas powodzi do morza trafił bardzo duży ładunek rtęci rozpuszczonej (około 314 kg), która w odróżnieniu od sedymentującej w rejonie ujścia rtęci związanej w zawiesinie, mogła ulec dyspersji i zostać przetransportowana do odległych rejonów Bałtyku. Stężenia rtęci całkowitej pomierzone w wodzie powierzchniowej Zat. Gdańskiej po przejściu pierwszej fali powodziowej były kilkukrotnie wyższe od notowanych poza okresem powodzi przez innych badaczy. Słowa kluczowe: rtęć, rzeka, powódź, Wisła, Bałtyk. Abstract The aim of this study was to determine the effect of the flood on the load and the form of mercury transported by Vistula river and to indicate how mercury along with the flood spread into the Gulf of Gdansk. In order to achieve this objective, the concentrations of total, dissolved and particulate mercury in subsurface water from Vistula river, in 2010 were measured. Samples were collected once a month between April and November 2010, except floods, when samples were collected every day. Additionally, samples of sea water from the southern Baltic Sea were collected once. The results showed that several times higher concentrations of all Hg forms were measured in the flood than in water before and after the flood. During the flood Vistula river transported mainly dissolved mercury, which ratio increased during long-term high water levels. This was due to release of reactive mercury into the water during a degradation of organic matter. In 2010, the Vistula river transported about 1576 kg of mercury into the Gulf of Gdansk, more than 75% of this load entered the sea during the flood. During the flood great load of dissolved mercury (about 314 kg) entered the sea, which could disperse and be transported to distant regions of the Baltic Sea. Mercury concentration measured in surface water of the Gulf of Gdansk after the first wave of the flood was several times higher than these measured by other researchers in period exclude the floods. Key words: mercury, river, flood, watershed, Vistula, Baltic Sea. 1. Wprowadzenie Uważa się, że w skali globalnej główną drogą transportu rtęci między kontynentem a morzem jest atmosfera, natomiast ładunek rtęci wprowadzany do mórz rzekami jest stosunkowo mały. Jednakże w strefach brzegowych to właśnie rzeki są głównym źródłem rtęci. Badania prowadzone przez Cossę i Martina (1991) wykazały, że rtęć pochodzenia rzecznego jedynie w niewielkiej części dociera do wód otwartych morza, większość ulega kumulacji w strefie brzegowej i wodach niedaleko ujścia rzeki. Dlatego właśnie rtęć pochodząca z lądu wydaje się być ważnym, a zarazem niebezpiecznym zanieczyszczeniem w rejonach zatok morskich, gdzie stężenia całkowitej

66 D. Saniewska, M. Bełdowska, J. Bełdowski, L. Falkowska rtęci mogą być wielokrotnie wyższe od tych pomierzonych w wodach otwartych (Horvat i in., 2003; Laurier i in., 2003, 2004; Mason i in., 1998; Murawiec i in., 2007; Saniewska i in., 2010). Ogromny wpływ na wielkość ładunku zanieczyszczeń niesionych rzekami mają powodzie. W tych okresach rzeki znacznie zwiększają przepływ wody, z czym bardzo często wiąże się większy ładunek substancji toksycznych, wymywanych z terenów zalanych. W takich sytuacjach, w stosunkowo krótkim czasie, dostaje się do morza znaczna ilość zanieczyszczeń, mogących stwarzać zagrożenie nie tylko dla estuariów, ale również dla rejonów oddalonych. W Polsce obserwuje się ekstremalne warunki meteorologiczne i hydrologiczne długie okresy suszy przeplatające się z ulewnymi deszczami (IMGW, 2011). Letnie, ulewne i długotrwałe opady, padając na wysuszoną i słabo pochłaniającą deszcz glebę, powodują gwałtowne spływanie wody do rzek. Stwarza to dogodne warunki do wystąpienia powodzi. Taka sytuacja miała miejsce w 2010 roku w dorzeczu Wisły. W połowie maja w południowej Polsce wystąpiły obfite opady deszczu (maksymalnie 200 mm na dobę), które wysokością, natężeniem i długością trwania przekroczyły wszystkie sumy miesięczne maja z ponad 160-letniego okresu pomiarów. Spowodowały one gwałtowny wzrost poziomu wody w dorzeczu górnej Wisły i uformowanie się pierwszej fali powodziowej (17 19 maja). Opady w całej Polsce spowodowały dalszy wzrost stanu wody w dopływach środkowej i dolnej Wisły. Fala charakteryzowała się gwałtownym wzrostem a po osiągnieciu stanu maksymalnego powolnym opadaniem. Od 19 maja stan wody w Tczewie zaczął wzrastać a kulminacja fali powodziowej wystąpiła 25 maja i utrzymywał się 2 3 dni. Fala powodziowa dotarła do Bałtyku 26 maja. W pierwszych dniach czerwca w dorzeczu górnej Wisły ponownie wystąpiły intensywne opady, które spowodowały wzrost stanów wody i uformowanie się następnej fali powodziowej. Małe zdolności retencyjne zlewni sprawiły, że na niektórych stacjach wodowskazowych kulminacja drugiej fali powodziowej była wyższa od pierwszej. Od 9 czerwca obserwowano ponowny wzrost poziomu wody w Tczewie a stan maksymalny drugiej fali powodziowej wystąpił 12 czerwca. Następnego dnia fala powodziowa dotarła do Bałtyku (IMGW, 2011). Powódź w 2010 roku była jedną z największych w Polsce a kulminacja fali wezbraniowej na Wiśle była największa od 160 lat. Poziom wody na Wiśle przekroczył w wielu miejscach poziom notowany podczas tzw. powodzi tysiąclecia w 1997 roku. W wielu miejscach woda przerwała wały. W wyniku powodzi zalane zostało ponad 706 tys. hektarów w 2157 miejscowościach. Ewakuowano 14 565 osób, uszkodzeniu uległo 101 288 gospodarstw rolnych (IMGW, 2011). Dało to możliwość określenia wpływu powodzi na ładunek i formę rtęci transportowaną do Zatoki Gdańskiej. Dodatkowo zbadano jaki wpływ na formy rtęci miał długi czas utrzymywania się wysokich stanów wody. W tym celu pomierzono stężenia rtęci całkowitej, związanej w zawiesinie oraz rozpuszczonej w wodzie z Wisły. Kluczowe znaczenie miało również określenie jak rozprzestrzeniają się zanieczyszczenia wnoszone wraz z wodą powodziową do Zatoki Gdańskiej. 2. Materiały i metody Pobieranie próbek Próbki wody podpowierzchniowej z Wisły w Kiezmarku (12 km od ujścia) pobierano od kwietnia do listopada 2010 roku raz w miesiącu. Wyjątek stanowił okres powodzi (26 maj 19 czerwiec), kiedy próbki pobierane były codziennie. Jednorazowo pobrano również próbki wody morskiej z wód południowego Bałtyku podczas rejsu monitoringowego Instytutu Meteorologii i Gospodarki Wodnej (7 15.VI 2010 pomiędzy pierwszą i drugą falą powodziową). Próbki wody pobierano bezpośrednio do probówek ze szkła borokrzemowego z podkładką teflonową. Do czasu analizy wodę przechowywano w temperaturze 4 o C. Wodę pobraną do oznaczenia stężenia rtęci w zawiesinie filtrowano przez wyprażone saczki z włókna szklanego (Whatman GF/F) i przechowywano do czasu analizy w temperaturze 20 o C. Analiza Zgodnie z przyjętą metodyką (metoda 1631; USEPA 2002) rtęć w próbkach wody była utleniana BrCl i redukowana roztworem chlorku hydroksylaminy. Analizy przeprowadzono na analizatorze rteci TEKRAN 2600 (CV- AFS). Metoda charakteryzowała się dużą dokładnością (1% RSD) i odzyskiem (98 99%). Próbki zawiesiny zostały przeanalizowane na analizatorze rtęci AMA 254 (CV-AAS). Kontrola jakości metody (trzy powtórzenia, analiza materiałów referencyjnych: BCR-414-plankton) wykazała, że średni błąd metody nie przekraczał 5%. Granica oznaczalności metody dla próbek wody wynosił 0,05 ng dm 3, natomiast dla zawiesiny 0,005 ng g 1. Dodatkowo w próbkach wody z Wisły pomierzono temperaturę, koncentrację zawiesiny oraz zawartości tlenu rozpuszczonego w wodzie. Pomiary te prowadzono zgodnie z wytycznymi GIOŚ (WIOŚ, 2011). W Wiśle mierzono również przepływ wody na profilu hydrologicznym w Tczewie zgodnie z procedurami IMGW (IMGW, 2011). Stężenie rtęci rozpuszczonej wyliczano jako różnica rtęci całkowitej i rtęci związanej w zawiesinie. Średni dobowy przepływ Wisły mierzono na profilu hydrologicznym w Tczewie (35 km od ujścia). Zakładając liniową zmienność ładunków rtęci w przedziałach czasu pomiędzy kolejnymi pomiarami, obliczono roczny ładunek Hg według wzoru (Niemirycz, 2011): L r = n C i Q i i=1 gdzie: L r ładunek roczny (kg rok 1 ) n liczebność zbioru C i chwilowe stężenie składnika uzyskane w i-tym pomiarze (µg m 3 ) Q i chwilowy (dobowy) przepływ odpowiadający stężeniu C i (m 3 s 1 ). W próbkach wody stężenia rtęci nie utworzyły wykresu rozkładu normalnego. Dlatego w analizach statystycznych korzystano z testów dla danych nieparametrycznych.

Wpływ powodzi na ładunek i formę rtęci docierającą do Zatoki Gdańskiej w 2010 roku 67 3. Wyniki i dyskusja Stężenia rtęci w Wiśle Globalne średnie stężenie rtęci całkowitej (Hg tot ) w niezanieczyszczonych wodach rzecznych szacuje się na 5,0 ng dm 3 (Gilmour i Henry 1991; Mason i in., 1994; Ullrich i in., 2001). W rejonach miejskich i zurbanizowanych większość rzek charakteryzuje się kilkukrotnie wyższymi wartościami stężenia Hg tot (Eckley i Branfireun, 2008; Mason i in., 1994; Rowland i in., 2010). Wartości stężenia Hg tot pomierzone w Wiśle w 2010 roku poza okresem powodzi (mediana 6,3 ng dm 3 ) były nieznacznie wyższe niż globalne średnie stężenie rtęci całkowitej w niezanieczyszczonych wodach rzecznych (tab. 1). Jednocześnie w tym okresie nie stwierdzono w Wiśle stężenia przekraczającego wartość 12 ng Hg dm 3, powyżej którego ujawnia się przewlekły, negatywny wpływ na organizmy wodne (USEPA, 1992). Poza okresem powodzi, rtęć w Wiśle występowała głównie w formie związanej w zawiesinie (89% Hg tot ) (tab. 1). Była to wartość typowa dla rzek, w których frakcja rozpuszczona zazwyczaj stanowi mniej niż 10% Hg tot (Mason i Sullivan, 1998). Jedynie zawartość rtęci w zawiesinie (mediana 334 ng g 1 s.m.) znacząco odbiegała od wartości typowych dla rejonów niezanieczyszczonych lub relatywnie niepodlegających wpływom człowieka (50 200 ng g 1 s.m.) (Mason i Sullivan, 1998). Tabela 1 Charakterystyka statystyczna badanych parametrów w Wiśle w Kiezmarku (12 km od ujścia) w 2010 roku Estymator Hg tot Hg SPM V Hg dis Hg SPM M SPM T O 2 Q (ng dm 3 ) (ng dm 3 ) (ng dm 3 ) (ng g 1 s.m.) (mg dm 3 ) ( o C) (mg dm 3 ) (m 3 s 1 ) Powódź (26.V 19.VI 2010) N 24 24 24 24 24 24 24 31 M 41,3 10,2 24,0 1145 11,3 19 7,2 4423 Min Max 20,8 299,1 3,4 206,2 11,8 55,9 152 7227 1,4 102,9 14 22 6,1 9,3 2130 6360 Poza okresem powodzi N 6 6 6 6 6 6 6 325 M 6,3 5,8 0,7 334 18,8 5,8 334 1474 Min Max 4,7 11,7 4,5 9,6 0,2 2,1 157 1749 3,6 35,0 4,5 9,6 157 1749 502 4020 N liczba pomiarów, M mediana, Min Max zakres Podczas powodzi (26.V 19.VI 2010) woda w Wiśle była dużo bardziej zanieczyszczona rtęcią niż w pozostałym okresie 2010 roku (tab. 1). Stężenia wszystkich form Hg w trakcie powodzi były istotnie statystycznie wyższe od tych pomierzonych poza okresem powodzi (test U Manna- Whitneya, Hg tot : p=0,00, Hg dis s: p=0,00, Hg SPM V : p=0,03, Hg SPM M : p=0,04) (tab. 1). Wszystkie wartości stężenia Hg tot pomierzone podczas powodzi przekraczały wartość 12 ng dm 3, co świadczyło o ich negatywnym wpływie na organizmy wodne (USEPA, 1992). Tak wysokie wartości stężeń rtęci nie były związane jedynie z większym transportem wody w rzece. Wody powodziowe niosły również wiele nietypowych zanieczyszczeń, które dostały się do rzeki na skutek zalania domów mieszkalnych, oczyszczalni ścieków, cmentarzy itp. Było to szczególnie dobrze widoczne na początku pierwszej fali powodziowej (26 28.V), kiedy to odnotowano najwyższe stężenia rtęci w całym okresie powodzi (>200 ng dm 3 ) (rys. 1). W kolejnych dniach stężenie Hg tot gwałtownie spadało a najniższe wartości wystąpiły w okresie pomiędzy pierwszą i drugą falą powodziową (5 8.VI), kiedy wartości stężenia Hg tot były dziesięciokrotnie niższe niż w pierwszych dniach powodzi (rys. 1). W trakcie powodzi w 2010 roku Wisła transportowała rtęć głównie w formie rozpuszczonej (ponad 58% Hg tot ). Było to wyjątkowe zjawisko, ponieważ zazwyczaj w wodzie rzecznej forma rozpuszczona stanowi jedynie około 10% rtęci (Mason i Sullivan, 1998). W trakcie powodzi, udział formy rozpuszczonej w rtęci całkowitej zmieniał się w czasie (rys. 1). Pierwsza fala powodziowa (26.V 4.VI) niosła głównie rtęć związaną w zawiesinie (63% Hg tot ) (rys. 1). Przy czym podczas kulminacji pierwszej fali powodziowej (26 30.V) udział Hg SPM V w Hg tot był znacznie większy i przekraczał 80% (rys. 1). Okres pomiędzy pierwszą a drugą falą (5 8.VI) charakteryzował się już przewagą formy rozpuszczonej nad związaną w zawiesinie (Hg dis stanowiła 69% Hg tot ). Największy udział rtęci rozpuszczonej w formie całkowitej wystąpił podczas drugiej fali powodziowej (9 18.VI), kiedy to rtęć związana w zawiesinie stanowiła jedynie 25% ładunku Hg w rzece (rys. 1). Podczas powodzi w 1997 roku na Odrze również stwierdzono podobną tendencję zmian stosunku Hg SPM V do Hg tot (Pohl i in., 2002). Kulminacja fali powodziowej cechowała się największym udziałem rtęci związanej w zawiesinie, która stanowiła 89% Hg tot. W przeciągu trzech dni udział ten spadł do 66% (Pohl i in., 2002). W przypadku Wisły zaobserwowano, że udział formy związanej w zawiesinie do rtęci całkowitej był zależny od temperatury wody ( 0, 65, p=0,00) oraz od stężenia tlenu rozpuszczonego w wodzie (0,59, p=0,00). Temperatura wody odzwierciedlała czas jaki woda powodziowa pozostawała na rozlewiskach. W miarę utrzymywania się wysokich stanów wody, zawiesina ulegała sedymentacji a wraz z nią opadała również rtęć (rys. 1).

68 D. Saniewska, M. Bełdowska, J. Bełdowski, L. Falkowska Rysunek 1 Czasowa zmienność stężenia rtęci całkowitej, rozpuszczonej i związanej w zawiesinie, koncentracji zawiesiny i stężenia tlenu (w Kiezmarku, 12 km od ujścia) oraz przepływu wody (w Tczewie, 35 km od ujścia) w Wiśle w 2010 roku Spadek stężenia tlenu w wodzie świadczył o zachodzeniu degradacji materii organicznej, a tym samym uwalnianiu reaktywnej rtęci do wody (Bonzongo i Donkor 2003; Ravichandran 2004; Saniewska i in., 2010). Wyjątkowo długi okres powodzi (31 dni) oraz odmienne właściwości chemiczne wody w porównaniu do okresu nieobjętego powodzią (tab. 1), indukowały przejście rtęci związanej w zawiesinie do formy rozpuszczonej. Był to ważny proces, ponieważ jego skutkiem był wzrost stężenia biodostępnej formy Hg, która następnie mogła być substratem do wielu przemian rtęci, w tym do metylacji Hg. Ładunek rtęci wnoszony do Zatoki Gdańskiej z wodami Wisły Średni przepływ Wisły w Tczewie z wielolecia 1951-2005 wynosił 1047 m 3 s 1 (IMGW, 2011), podczas gdy średni przepływ w 2010 roku wynosił 1729 m 3 s 1. Okres powodzi charakteryzował się trzykrotnie większym przepływem Wisły (4423 m 3 s 1 ) niż poza powodzią (1474 m 3 s 1 ). Sprawiło to, że podczas miesiąca powodzi (20.V 19.VI) do Zatoki Gdańskiej dotarło około 12 km 3 wody, co stanowi 21% objętości wody wprowadzonej Wisłą do Zatoki Gdańskiej w 2010 roku. W 2010 roku Wisła wprowadziła do Zatoki Gdańskiej około 1576 kg rtęci. Podczas powodzi (26.V 19.VI) do Zatoki Gdańskiej trafiło ponad 75% ładunku rtęci transportowanego w 2010 roku z wodami Wisły (ponad 1197 kg Hg). Największy ładunek zanieczyszczeń niosła pierwsza fala powodziowa, która w ciągu czterech dni (25 28.V: Hg tot : >200 ng dm 3, Q: 6000 m 3 s 1 ) wprowadziła do Bałtyku prawie 40% ładunku rtęci transportowanego w 2010 roku z wodami Wisły. Rtęć wnoszona w 2010 roku do Zatoki Gdańskiej z wodami Wisły występowała głównie w formie związanej w zawiesinie, która stanowiła 74% Hg tot. Podczas powodzi udział ten był na tym samym poziomie (74% Hg tot ). Podczas powodzi do morza trafił bardzo duży ładunek biodostępnej rtęci (około 314 kg), która w odróżnieniu od sedymentującej w rejonie ujścia rtęci związanej w zawiesinie, mogła ulec dyspersji i zostać przetransportowana do odległych rejonów Bałtyku. Wpływ powodzi w 2010 roku na stężenie rtęci w Zatoce Gdańskiej Wody powierzchniowe południowego Bałtyku charakteryzują się niskimi wartościami stężenia Hg (mediana: 1,2 ng dm 3 ) (Bełdowski i in. 2009; Murawiec i in. 2007; Pempkowiak i in. 1998; Saniewska i in., 2010; Wurl i in. 2001). Prawie trzykrotnie wyższe średnie stężenia rtęci w wodzie pomierzono w rejonie ujść rzecznych (mediana: 3,3 ng dm 3 ) (Murawiec i in. 2007, Saniewska i in., 2010). Wartości stężenia rtęci całkowitej pomierzone w Zatoce Gdańskiej w czerwcu 2010 roku (po przejściu pierwszej fali powodziowej) były wyższe od typowych notowanych w tym rejonie. Najwyższe stężenia Hg tot pomierzono w rejonie ujścia Wisły, gdzie stężenie rtęci całkowitej przekraczało 18 ng dm 3 (rys. 2). Około trzykrotnie niższe stężenia pomierzono na Głębi Gdańskiej, gdzie wartości Hg tot dochodziły do 6 ng dm 3. Zarówno w ujściu Wisły, jak również na Głębi Gdańskiej stężenia rtęci całkowitej pomierzone po powodzi były kilkukrotnie wyższe od notowanych wcześniej (Bełdowski i in. 2009, Murawiec i in. 2007, Pempkowiak i in. 1998, Saniewska i in., 2010, Wurl i in. 2001). Wynika z tego, że powódź negatywnie wpłynęła na jakość wody w Zatoce Gdańskiej. Istotną rolę w rozprzestrzenianiu zanieczyszczeń odgrywała dynamika w6ód, która powodowała dyspersję substancji zanieczyszczających.

Wpływ powodzi na ładunek i formę rtęci docierającą do Zatoki Gdańskiej w 2010 roku 69 Rysunek 2 Zmienność przestrzenna stężenia rtęci całkowitej w strefie brzegowej południowego Bałtyku, n=20 (7 15.VI 2010 pomiędzy pierwszą i drugą falą powodziową) 4. Podsumowanie Do Zatoki Gdańskiej rtęć przedostaje się wieloma drogami, spośród których najważniejszymi są: spływ powierzchniowy oraz depozycja atmosferyczna. Najbardziej wydajną drogą transportu rtęci do strefy brzegowej jest spływ powierzchniowy, który średnio dostarcza około 350 kg rtęci rocznie (Saniewska i in., 2012). Rok 2010 był wyjątkowy, ponieważ powódź w dorzeczu Wisły około trzykrotnie zwiększyła ładunek rtęci transportowany do Zatoki Gdańskiej. Podczas powodzi do Zatoki Gdańskiej trafiło ponad 715 kg rtęci, co stanowiło 70% ładunku Hg transportowanego w ciągu całego 2010 roku z wodami Wisły. Podczas powodzi do morza trafił bardzo duży ładunek rtęci rozpuszczonej (około 247 kg), która mogła dotrzeć do odległych rejonów Bałtyku. Wody powodziowe charakteryzowały się kilkukrotnie wyższymi stężeniami wszystkich form rtęci od tych pomierzonych poza okresem powodzi, a najwyższe stężenia rtęci (>200 ng dm 3 ) wystąpiły podczas kulminacji pierwszej fali powodziowej. Wisła w trakcie powodzi transportowała rtęć głównie w formie rozpuszczonej, której udział wzrastał wraz z długotrwale utrzymującym się wysokim stanem wód oraz wzrostem temperatury wody. Największy udział rtęci rozpuszczonej w formie całkowitej wystąpił podczas drugiej fali powodziowej, kiedy to rtęć związana w zawiesinie stanowiła jedynie 25% ładunku Hg w rzece. Było to w dużym stopniu związane z uwalnianiem reaktywnej rtęci do wody, zachodzącym podczas degradacji materii organicznej. Stężenia rtęci całkowitej pomierzone w wodzie powierzchniowej Zatoki Gdańskiej po przejściu pierwszej fali powodziowej były kilkukrotnie wyższe od notowanych przez innych badaczy w tym rejonie. Autorzy pragną podziękować Wojewódzkiemu Inspektoratowi Ochrony Środowiska w Gdańsku za udostępnienie wyników pomiarów temperatury wody oraz stężenia tlenu w Wiśle w 2010 roku. Podziękowania kierowane są również Instytutowi Meteorologii i Gospodarki Wodnej za udostępnienie wyników przepływu Wisły na profilu hydrologicznym w Tczewie w 2010 roku. Literatura Bełdowski J., Miotk M., Pempkowiak J. (2009): Mercury fluxes through the sediment water interface and bioavailability of mercury in southern Baltic Sea sediments. Oceanologia 51(2), 263 285 Bonzongo J. C. J., Donkor A. K. (2003): Increasing UV-B radiation at the earth s surface and potential effects on aqueous mercury cycling and toxicity. Chemosphere 52, 1263 1273 Cossa D., Martin J. M. (1991): Mercury in the Rhone delta and adjacent marine areas. Marine Chemistry 36, 291 302 Eckley C. S., Branfireun B. (2008): Mercury mobilization in urban stormwater runoff. Science of the Total Environment 403, 164 177 Gilmour C. C., Henry E. A., (1991): Mercury methylation in aquatic systems affected by acid deposition. Environmental Pollution 71, 131 169 Horvat M., Kotnik J., Logar M., Fajon V., Zvonaric T., Pirrone N. (2003): Speciation of mercury in surface and deep-sea waters in Mediterranean Sea. Atmospheric Environement 37, 93 108 IMGW (2011): Dorzecze Wisły: monografia powodzi maj czerwiec 2010. Pod redakcją: M. Maciejewski, M. S. Ostojski, T. Walczykiewicz. IMGW-PIB, Warszawa, 236s Laurier F. J. G., Cossa D., Gonzalez J. L, Breviere E., Sarazin G. (2003): Mercury transformations and exchanges in a high turbidity estuary: The role of organic matter and amorphous oxyhydroxides. Geochim. Cosmochim. Acta 67, 3329 3345

70 D. Saniewska, M. Bełdowska, J. Bełdowski, L. Falkowska Laurier F. J. G., Mason R. P, Gill G. A., Whalin L. (2004): Mercury distributions in the North Pacific Ocean-20 years of observations. Marine Chemistry 90, 3 19 Mason R. P., Fitzgerald W.,F., Morel F.,M.,M. (1994): The biogeochemical cycling of elemental mercury: anthropogenic influences. Geochimical et Cosmochimical Acta 58, 3191 3198 Mason R. P., Sullivian K. A. (1998): Mercury and methylmercury transport through an urban watershed. Water Research 32, 321 30 Mason R. P., Rolfhus K. R., Fitzgerald W. F. (1998): Mercury in the North Atlantic. Marine Chemistry 61, 37 53 Murawiec D., Gajecka A., Bełdowska M., Falkowska L. (2007): Investigation on mercury concentration levels in coastal and offshore waters of the Gulf of Gdansk. Oceanological and Hydrobiological Studies 36(3), 83 97 Niemirycz E. (2011): Dopływ substancji chemicznych rzekami [w:] Geochemia osadów powierzchniowych Morza Bałtyckiego. Warszawa, PIG-PIB, 93 113 Pempkowiak J., Cossa D., Sikora A., Sanjuan J. (1998): Mercury in water and sediments of the southern Baltic Sea. The Science of the Total Environment 213, 185 192 Pohl C., Hennings U., Siegel H., Bachor A. (2002): Trace metal impact into the Baltic Sea during the exceptional Oder flood in summer 1997. Marine Chemistry 79, 101 111 Ravichandran M. (2004): Interactions between mercury and dissolved organic matter- a review. Chemosphere 55, 319 331 Rowland A. P., Neal C., Scholefield P., Halford A. P., Vincent C. D., Hockenhull K. (2010): Mercury in rivers in NW England: from rural headwaters to the heartlands of the historic industrial base. J. of Environ. Monitor. 12, 2299 2306 Saniewska D., Bełdowska M., Bełdowski J., Saniewski M., Kwaśniak J., Falkowska L. (2010): Distribution of mercury in different environmental compartments in the aquatic ecosystem of the coastal zone of Southern Baltic Sea. Journal of Environmental Science 22 (8), 1144 50 Saniewska D., Bełdowska M., Falkowska L., Bełdowski J., Saniewski M. (2012): Contribution of the atmosphere to the inflow of mercury to the Gulf of Gdansk [w:] Ochrona powietrza w teorii i praktyce. Tom 2. Zabrze, Wydawnictwo PAN, 269 277 Ullrich S. M., Tanton T. W., Abdrashitova S. A. (2001): Mercury in the aquatic environment: a review of factors affecting methylation. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 31 (3), 241 293 US EPA (US Environmental Protection Agency) (1992): Water quality standards; establishment of numeric criteria for priority toxic pollutants, states compliance; final rule. Fed. Regist. 40 CFR Part 131, 57/246 US EPA (US Environmental Protection Agency) (2002): Method 1631, Revision E: Mercury in water by oxidation, purge and trap, and cold vapor atomic fluorescence spectrometry. US Environmental Protection Agency, Office of Water 4303, EPA- 821-R-02-019, 1 46 WIOŚ (Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska) (2011): Raport o stanie środowiska województwa pomorskiego według badań monitoringowych przeprowadzonych w 2010. www.gdansk.wios.gov.pl Wurl O., Elsholz O., Ebighaus R. (2001): On-line determination of total mercury in the Baltic Sea. Analytica Chimica Acta 438(1 2), 245 249