CONTRIBUTION OF THE ATMOSPHERE TO THE INFLOW OF MERCURY TO THE GULF OF GDANSK UDZIAŁ ATMOSFERY W DOPŁYWIE RTĘCI DO ZATOKI GDAŃSKIEJ Dominika Saniewska 1*, Magdalena Bełdowska 1**, Lucyna Falkowska 1, Jacek Bełdowski 2, Michał Saniewski 1. Zakład Chemii Morza i Ochrony Środowiska Morskiego, Instytut Oceanografii, Uniwersytet Gdański, Al. Piłsudskiego 46; 81-378 Gdynia 2. Instytut Oceanologii Polskiej Akademii Nauk, Ul. Powstańców Warszawy 55, 81-712 Sopot 3. Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej Państwowy Instytut Badawczy, Oddział Morski w Gdyni Ul. Waszyngtona 42, 81-342 Gdynia *dominika.saniewska@gmail.com Summary The aim of this research was to investigate the input pathways of mercury into the Gulf of Gdansk and estimate the contribution of the atmosphere to this process. For this purpose in 2008-2010 the total mercury concentrations were measured in the atmospheric precipitation, aerosols and in water from rivers in different parts of the Gulf of Gdansk coastal zone. Mercury gets into the Gulf of Gdansk by numerous ways, among which the most important are: surface runoff and atmospheric deposition. Every year, the water of the Gulf of Gdansk reaches from 255 kg to 390 kg of mercury, with atmospheric deposition accounts for only 10-15%. The most efficient way of transport of mercury to the coastal zone of the Gulf of Gdansk is the surface runoff. Streszczenie Celem badań było rozpoznanie dróg transportu rtęci do Zatoki Gdańskiej oraz określenie jaki jest udział atmosfery w tym procesie. W tym celu w latach 2008-2010 pomierzono stężenie rtęci całkowitej w opadach atmosferycznych, aerozolach i wodzie rzecznej z różnych części strefy brzegowej Zatoki Gdańskiej. Do Zatoki Gdańskiej rtęć dostaje się wieloma drogami, spośród których najważniejszymi są: spływ powierzchniowy oraz depozycja atmosferyczna. Co roku do wód Zatoki Gdańskiej dociera od ok 255 kg do 390 kg rtęci, z czego depozycja atmosferyczna stanowi jedynie 10-15%. Najbardziej wydajną drogą transportu rtęci do strefy brzegowej jest spływ powierzchniowy. 1. Wprowadzenie
Bałtyk jest morzem śródlądowym otoczonym przez kraje rozwinięte gospodarczo i uprzemysłowione. Niewielka głębokość Morza Bałtyckiego oraz ograniczona wymiana wód z Morzem Północnym sprzyjają gromadzeniu się substancji toksycznych, co może skutkować ich kumulacją oraz biomagnifikacją w morskim łańcuchu troficznym [1]. Na skutek tego akwen ten jest szczególnie narażony na zanieczyszczenia antropogeniczne, dostające się do środowiska z silnie zurbanizowanego i gęsto zaludnionego rejonu Europy Środkowej i Wschodniej. Spośród wielu zanieczyszczeń badanych w Morzu Bałtyckim szczególnie istotnym związkiem przyczyniającym się do znacznego skażenia wód jest rtęć. Od wielu lat jest ona uważana za jeden z najbardziej niebezpiecznych pierwiastków. Jak dotąd nie udowodniono bezpośredniego działania kancerogennego, ale dowiedziono że rtęć jest pierwiastkiem neurotoksycznym, powodującym uszkodzenie układu nerwowego, co może przyczynić się, zwłaszcza w podeszłym wieku, do chorób Alzheimera, Parkinsona, schizofrenii i innych chorób układu nerwowego. Wykazuje właściwości mutagenne, embriotoksyczne, cytotoksyczne, nefrotoksyczne i alergizujące. Bardzo dobrze poznano działanie tego metalu na płód. Pierwiastek ten ma zdolność przenikania przez łożysko, w wyniku czego może dojść do tak zwanej spontanicznej aborcji, niedorozwoju bądź innych bardzo poważnych defektów neurologicznych takich jak porażenie mózgowe. Współczesna medycyna łączy autyzm z kumulacją rtęci w organizmie dziecka [2, 3, 4, 5]. Szczególnie wrażliwe na zanieczyszczenie rtęcią i jej związkami jest środowisko wodne, a zwłaszcza estuaria i strefa brzegowa mórz. Rtęć w odróżnieniu od innych metali śladowych, ulega biomagnifikacji we wszystkich ogniwach łańcucha pokarmowego. Współczynnik biokoncentracji rtęci gwałtownie wzrasta w kolejnych ogniwach łańcucha troficznego, co oznacza, że stężenie rtęci w rybach drapieżnych może być nawet 10 000 razy większe niż w samej wodzie, w której ryby żyją [6, 7, 8]. Główną drogą intoksykacji człowieka rtęcią jest spożywanie ryb oraz owoców morza. Człowiek ma bardzo urozmaiconą dietę, jednakże ryby i owoce morza dla mieszkańców stref nadmorskich wielu regionów świata są pokarmem codziennym. Badania stężenia rtęci, prowadzone na morzu jak również na terenie Pomorza, nie wykazują przekroczenia dawek dopuszczalnych przez Polskie Normy jak również przez organizacje międzynarodowe (WHO) [9, 10, 8, 11, 12]. Jednakże coraz więcej krajów wycofuje się z podanych wcześniej dopuszczalnych dawek rtęci niepowodujących uszczerbku na zdrowiu, uznając tym samym, że każde stężenie tego pierwiastka jest szkodliwe dla zdrowia człowieka. Takie podejście staje się coraz powszechniejsze i skłania do prowadzenia na większą skalę badań mających na celu nie tylko określenie poziomów stężeń wybranych form rtęci w poszczególnych elementach środowiska, ale również czynników stymulujących bądź ograniczających przemiany Hg. Koniecznym wydaje się również precyzyjne określenie dróg transportu tego pierwiastka do Morza Bałtyckiego. Uważa się, że w skali globalnej główną drogą transportu rtęci miedzy kontynentem a morzem jest atmosfera, natomiast ładunek rtęci wprowadzany do mórz rzekami jest stosunkowo mały [13]. Symulacje modelowe wskazują, że w Ameryce Północnej sucha depozycja Hg stanowi dwie trzecie całkowitej depozycji atmosferycznej rtęci [14, 15], ale jej oddziaływanie ma charakter bardziej lokalny niż mokra depozycja [16]. Najprawdopodobniej podobne trendy występują w innych rejonach świata [14]. Udział mokrej depozycji rtęci w stosunku do całkowitej depozycji rtęci pochodzenia atmosferycznego zależy przede wszystkim od wysokości opadów, intensywności i częstości ich występowania a także od poziomu stężeń różnych form fizyczno-chemicznych rtęci w powietrzu atmosferycznym [17].
Od wielu lat prowadzone są badania poziomu stężenia rtęci w różnych rejonach świata. Skupiały się one głównie na ocenie jakości powietrza w aglomeracjach miejskich [18, 19, 20, 21]. Niewielka ilość stacji monitoringowych badających stężenia Hg w strefie brzegowej Morza Bałtyckiego nie dostarcza wystarczającej ilości danych do tworzenia wiarygodnych modeli obrazujących chemizm tego pierwiastka [1, 22]. Dlatego celem badań było określenie stężenia rtęci w wybranych elementach środowiska strefy brzegowej południowego Bałtyku oraz oszacowanie udziału atmosfery w transporcie rtęci do wód Zatoki Gdańskiej. 2. Materiały i metody Charakterystyka miejsca pobierania próbek aerozoli i opadów atmosferycznych Próbki opadów atmosferycznych i aerozoli pobierane były na wysokości 20 m n.p.l. w Gdyni (54 o 30 N, 18 o 32 E). Próbki kolekcjonowano powyżej wysokości koron drzew. Stacja pomiarowa znajdowała się w centrum miasta, w pobliżu głównych dróg, w odległości ok. 500 metrów od morza. Gdynia jest portowo-stoczniowym miastem położonym nad Zatoką Gdańską, wchodzącym wraz z Gdańskiem i Sopotem w skład Aglomeracji Trójmiejskiej. Powierzchnia Gdyni wynosi 135 km 2 a liczba ludności zbliża się do 250 tyś. Umiejscowione są tu zakłady przemysłowe wprowadzające zanieczyszczenie do atmosfery tj.: elektrociepłownie, stocznie, cementownie, spalarnie odpadów zaolejonych, spalarnie odpadów oraz zakłady chemiczne. Rysunek 1. Lokalizacja stacji pomiarowych Location of the sampling stations Pobieranie próbek aerozoli i opadu atmosferycznego Próbki opadów atmosferycznych pobierane były od sierpnia 2008 do maja 2009. Próbki do analizy stężenia rtęci w wodzie deszczowej pobierano przy pomocy teflonowego lejka (powierzchnia 0,0314 m 2 ) podłączonego bezpośrednio do butelek ze szkła borokrzemowego, które zmieniano bezpośrednio po zakończeniu opadu. Do czasu analizy zakonserwowane próbki przechowywano w temperaturze 4 o C. Próbki aerozoli pobierano w okresie od grudnia 2007 do grudnia 2008 co 24 godziny. Filtry zmieniano około godz. 10 UTC. Zestaw do pobierania aerozoli składał się z pompy, gazomierza oraz teflonowego uchwytu na filtry, połączonych ze sobą za pomocą teflonowych węży [23]. Pompa i gazomierz były umieszczone w podgrzewanym pomieszczeniu, ok 3 m od wlotu próbnika. Próbki aerozoli kolekcjonowano na dwóch filtrach o średnicy 47 mm wykonanych z włókien szklanych umiejscowionych jeden za drugim w teflonowym uchwycie na filtry. Najpierw
powietrze przechodziło przez filtr o średnicy porów 2,0 µm (Whatman EPM 2000), gdzie kolekcjonowano duże aerozole a następnie przez filtr o średnicy porów 0,4 µm (MACHEREY-NAGEL GF-5), gdzie zbierano małe aerozole. W celu wyeliminowania potencjalnego zanieczyszczenia próbek rtęcią, filtry prażono przez 8 h w temperaturze 500 o C, uchwyt do filtrów czyszczono raz w miesiącu 4M kwasem azotowym. Przepływ powietrza stabilizowany był przy użyciu kapilary (ok. 2 m 3 h -1 ). Objętość aspirowanego powietrza mierzono przy pomocy atestowanego gazomierza. Do czasu analizy zebrane filtry przechowywano w szczelnie zamkniętych woreczkach foliowych w temperaturze -20 o C. Pobieranie próbek wody rzecznej Próbki wody z profili przyujściowych wybranych rzek województwa pomorskiego pobierano latach 2008-2010 przy pomocy uprzednio wytrawionego czerpaka wykonanego z polipropylenu (rys. 1). Próbki pobierano bezpośrednio do probówek ze szkła borokrzemowego z podkładką teflonową. Próbki konserwowano stężonym kwasem azotowym (V). Do czasu analizy wodę przechowywano w temperaturze 4 o C. Analiza i kontrola jakości Stężenia rtęci w próbkach opadów atmosferycznych oraz wody rzecznej pomierzono przy pomocy analizatora rtęci TEKRAN 2600 (CV AFS). Oznaczanie odbywało się poprzez absorpcję atomów rtęci przy długości fali 253,7 nm. Granica oznaczalności stężenia rtęci w próbkach ciekłych wnosiła 0,1 ng dm -3. Szczegółowa charakterystyka metodyki została przedstawiona przez US EPA [24]. Procedury kontroli jakości dla próbek wody (analiza próbek wody z dodatkiem wzorca Hg oraz ślepych próbek) wykazały, że precyzja analiz wynosiła 1% RSD a odzysk był rzędu 98-99%. Stężenie rtęci w aerozolach pomierzono metodą pirolizy z zastosowaniem techniki atomowej spektroskopii absorpcyjnej ze wzbudzaniem zimnych par (CV AAS) przy użyciu analizatora rtęci AMA254 (ALTEC, Czechy). Metoda ta nie wymagała przygotowania próbek przed analizą (np. ekstrakcji czy trawienia), które mogłyby stworzyć zagrożenie zanieczyszczenia. Precyzja i dokładność badań były kontrolowane poprzez analizę certyfikowanego materiału referencyjnego (NIST Standard Reference Material 2584). Średni błąd metody był na poziomie 3% a granicę oznaczalności wyznaczono na poziomie 0,05 pg g 1. Stężenia rtęci w aerozolach wykorzystano do obliczenia ładunku Hg w suchym opadzie. W przeliczeniach wykorzystana została formuła podana przez Injuk i Van Grieken [25]: F dry = c v (d) [1] gdzie: F dry - strumień rtęci w opadzie suchym (pg m -2 s -1 ); c - stężenie rtęci w TPM (pg m -3 ); v (d) - prędkość opadania cząstek (m s -1 ). W pracy nie badano prędkości opadania cząstek. Wartość ta została zaczerpnięta z literatury i wynosiła 0,005 m s -1 [26, 27]. Stężenia rtęci w opadzie atmosferycznym wykorzystano do obliczenia strumienia rtęci w mokrej depozycji atmosferycznej: F wet = c v (d) [2] gdzie: F wet - strumień rtęci w opadzie mokrym (ng m -2 ); c - stężenie rtęci w opadzie mokrym (ng dm -3 ); v (d) - wysokość opadu (mm = dm -3 m -2 ). W pracy nie badano prędkości opadania cząstek. Parametry meteorologiczne
W trakcie prowadzenia eksperymentu rejestrowano w sposób ciągły parametry meteorologiczne (temperatura powietrza, ciśnienie atmosferyczne, prędkość i kierunek wiatru, wilgotność względna) z zastosowaniem stacji meteorologicznej HUGER WEATHER STATION. Trajektorie mas powietrza Do wyznaczenia wstecznych trajektorii mas powietrza, skorzystano z modelu NOAA Hysplit [28, 29]. 3. Wyniki i dyskusja Stężenia rtęci w opadzie atmosferycznym pomierzone w zurbanizowanej strefie brzegowej Gdyni (VIII 2008-V 2009) wahały się od 0,4 ng dm -3 do 12,0 ng dm -3 (rys.2a). Średnie stężenie Hg w okresie badawczym wynosiło 5,0 ng dm -3 (mediana 4,7 ng dm -3 ). Wartości uzyskane w Gdyni są zbliżone do stężenia Hg w deszczach na innych stacjach strefy brzegowej południowego Bałtyku w Niemczech: 4,2 ng dm -3-11,9 ng dm -3 ) i Szwecji (Råö: 5,9 ng dm -3-21,1 ng dm -3 ) [30]. Stężenia rtęci w opadzie mokrym w Gdyni były znacznie niższe od pomierzonych na Śląsku (Pszczyna: 16 ng dm -3-110 ng dm -3 ) oraz u wybrzeży Litwy (Preila: 10 ng dm -3-30 ng dm -3 ) [31, 32]. Stężenie rtęci w aerozolach w Gdyni (XII 2007-XII 2008) wahało się od 1,9 pg m -3 do 142,0 pg m -3 (rys. 2b). Średnie stężenie wynosiło 20,80 pg m -3 a mediana 14,74 pg m -3.Wartości te były nieznacznie wyższe od pomierzonych u wybrzeży Szwecji (Aspvreten i Rörvik: <10 pg m -3 ) czy Irlandii (Mace Head: <5 pg m -3 ) [33, 34]. Jednakże, podobnie jak w przypadku deszczy, stężenia rtęci w aerozolach uzyskane w Gdyni były jeden do dwóch rzędów wielkości niższe niż pomierzone w Południowej Polsce (110 pg m -3 ), gdzie skoncentrowane są antropogeniczne źródła rtęci (tj.: elektrownie węglowe, fabryki chloru metodą rtęciową) [35]. 14 160 12 (a) 140 (b) Hg wet (ng dm -3 ) 10 8 6 4 Hg dry (pg m -3 ) 120 100 80 60 40 2 20 0 VIII IX X XI XII I II III IV V miesiąc 0 XII I II III IV V VI VII VIII IX X XI XII miesiąc Rysunek 2. Charakterystyka statystyczna rtęci (a) w opadzie atmosferycznym (VIII 2008 - V 2009) i (b) w aerozolach (XII 2007 - XII 2008) Statistical characteristics of Hg concentrations in precipitation (VIII 2008 - V 2009) and in aerosols (XII 2007 - XII 2008) Stężenia rtęci w opadzie nie wykazywały zmienności sezonowej (sezon ciepły: V-IX, sezon grzewczy: X-IV) (rys. 3a). Najwyższe stężenia Hg w deszczu w obu sezonach przyjmowały zbliżone wartości (sezon ciepły: 11,4 ng dm -3 ; sezon grzewczy: 12,0 ng dm -3 ), wyższą medianę stężenia oraz większy zakres stężenia Hg pomierzono w sezonie grzewczym. Letnie maksimum spowodowane było najprawdopodobniej
wzrostem intensywności transformacji rtęci w chmurach. Nierozpuszczalna forma elementarna przechodzi w formę reaktywną, która była adsorbowana na jądrach kondensacji aerozoli i wymyta z atmosfery podczas opadu deszczu [36, 37, 38, 39]. Wysokie stężenia obserwowane zimą spowodowane były intensywnym spalaniem węgla, zarówno w elektrociepłowniach jak również w małych paleniskach domowych [40, 41]. Najniższe stężenia rtęci w opadzie atmosferycznym pomierzono w lutym i marcu 2009 (0,7 ng dm -3 ; 1,6 ng dm -3 odpowiednio), kiedy to nad Gdynią przeważały masy powietrza morskiego, charakteryzujące się niskimi stężeniami zanieczyszczeń [42]. Hg wet (ng dm -3 ) 14 12 10 8 6 4 2 (a) Hg dry (pg m -3 ) 180 160 140 120 100 80 60 40 20 (b) 0 sezon ciepły sezon grzewczy 0 sezon grzewczy sezon ciepły Rysunek 3. Charakterystyka statystyczna rtęci (a) w opadzie atmosferycznym i (b) w aerozolach w sezonie ciepłym (V-IX) i grzewczym (X-IV) Statistical characteristics of Hg concentrations (a) in precipitation and (b)in aerosols in warm (V-IX) and heating(x-iv) season W odróżnieniu od rtęci w opadzie, stężenia Hg w aerozolach wykazywało istotną statystycznie zmienność sezonową (test U Mann-Whitney). W sezonie grzewczym stężenie Hg dry przyjmowało wartości wyższe (22,3 pg m -3 ) niż w sezonie ciepłym (14,1 pg m -3 ) (rys. 3b). Spalanie paliw kopalnych, głównie węgla, było najważniejszym źródłem rtęci w sezonie grzewczym. Zaobserwowano, że wraz ze spadkiem temperatury wzrastało stężenie rtęci w aerozolach (r=-0,6, n=155, p<0,05). W sezonie grzewczym większość aerozoli pochodziła ze źródeł lokalnych, co potwierdzał wzrost stężenia Hg dry wraz ze spadkiem prędkości wiatru (r=-0,5, n=178, p<0,05). W tym sezonie Bałtyk pełnił funkcję odbiornika rtęci pochodzenia lądowego. Odwrotna sytuacja miała miejsce w sezonie ciepłym, kiedy to morze było źródłem rtęci w aerozolach w Gdyni. Zaobserwowano, że wzrost stężenia rtęci w aerozolach następował wraz ze wzrostem temperatury (r=0,8, n=114, p<0,05) i spadkiem wilgotności (r=-0,7, n=109, p<0,05), co najprawdopodobniej było związane z przejściem rtęci gazowej do formy zawieszonej przy współudziale halogenków. W miesiącach ciepłych, oprócz morza, również przemysł był źródłem rtęci w aerozolach. W dni robocze pomierzono wyższe stężenia Hg w aerozolach niż w dni wolne od pracy, kiedy zakłady przemysłowe były nieczynne. Mokra atmosferyczna depozycja rtęci na terenie Gdyni głównie zależała od stężenia Hg w opadzie oraz intensywności i okresu trwania opadu. W sezonie ciepłym w wyniku mokrej depozycji do wód Zatoki Gdańskiej dostało się prawie dwukrotnie więcej rtęci niż w sezonie grzewczym (sezon ciepły 1,8 g km -2 sezon -1 i sezon grzewczy 1,0 g km -2 sezon -1 odpowiednio) (rys. 4). Duży dopływ Hg w miesiącach ciepłych był
spowodowany wysokim stężeniem Hg w opadzie, jak również wysoką sumą opadów. Najniższą wartość mokrej depozycji atmosferycznej rtęci na terenie Gdyni pomierzono w okresie zimowym. Wartości te były spowodowane bardzo niskimi miesięcznymi sumami opadu (ok. 20 mm). Strumień rtęci w suchym opadzie aerozoli w Gdyni występował na poziomie 2,5 g km -2 rok -1, z czego 1,6 g km -2 w sezonie grzewczym, a 0,9 g km -2 w sezonie ciepłym (rys. 4). Podobną sezonową zmienność strumieni depozycji rtęci zaobserwowano na innych stacjach u wybrzeży Bałtyku [30] oraz na Śląsku [32]. 3,0 2,5 sezon ciepły sezon grzewczy Depozycja Hg (g km -2 ) 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 morka sucha Rysunek 4. Strumienie depozycji atmosferycznej rtęci w sezonie ciepłym (V-IX) i grzewczym (X-IV) Monthly deposition of Hg in warm (V-IX) and heating(x-iv) season Całkowitą depozycję atmosferycznej rtęci na terenie Gdyni oszacowano na poziomie 5,3 g Hg km -2 rok -1. Wartość ta jest dużo niższa od podawanej przez raporty HELCOM [31] dla Aglomeracji Trójmiejskiej (10-100 g km -2 rok -1 ). Niewielka ilość stacji monitoringowych badających stężenia Hg w strefie brzegowej Morza Bałtyckiego (Zingst w Niemczech oraz Råö w Szwecji) najprawdopodobniej nie dostarcza wystarczającej ilości danych do tworzenia wiarygodnych modeli, co w konsekwencji prowadzi do znacznego przeszacowania dopływu rtęci z rejonu Polski od Bałtyku. 4. Podsumowanie Do Zatoki Gdańskiej rtęć przedostaje się wieloma drogami, spośród których najważniejszymi są: spływ powierzchniowy oraz depozycja atmosferyczna. Co roku do wód Zatoki Gdańskiej dociera od ok 255 kg do 390 kg rtęci, z czego depozycja atmosferyczna stanowi jedynie 10-15% [12]. Najbardziej wydajną drogą transportu rtęci do strefy brzegowej jest spływ powierzchniowy, który każdego roku dostarcza od około 215 kg do 350 kg rtęci. Sucha i mokra depozycja dostarczają odpowiednio 15,7 kg Hg rok -1 oraz 17,5 kg Hg rok -1, co stanowi razem około kilkunastu procent całkowitego ładunku Hg do Zatoki Gdańskiej. W umiarkowanych szerokościach geograficznych całkowita depozycja atmosferyczna składa się głównie z mokrej depozycji. Sucha depozycja zazwyczaj stanowi mniej niż 30% depozycji atmosferycznej. Zbliżona wartość suchej i mokrej depozycji obserwowanej w strefie brzegowej Zatoki Gdańskiej może być spowodowane dominacją dużych cząstek w całkowitej masie aerozoli. Drobne cząstki pochodzące
głównie ze źródeł antropogenicznych, poprzez kontakt z aerozolami pochodzenia morskiego (kolizja cząstek i adhezja), zmieniają skład chemiczny i strukturę. W konsekwencji wzrasta ich wielkość oraz prędkość opadania [43]. Mimo że depozycja atmosferyczna dostarcza do Zatoki Gdańskiej relatywnie niewielki ładunek rtęci, jednak Hg wprowadzana do wód tą drogą jest bardziej biodostępna i tym samym szybciej oddziałuje niekorzystnie włączając się w morski łańcuch troficzny niż ta przedostająca się rzekami [44]. Literatura [1] HELCOM, 1986: Water balance of the Baltic Sea. Baltic Sea Environment Proceedings 16, 1-174. [2] Blaxill M.F., Redwood L., Bernard S., 2004: Thimerosal and autism? A plausible hypothesis that should not be dismissed. Medical Hypotheses 62, 788-794. [3] WHO, 1991: Inorganic Mercury. Environmental Health Criteria 118. World Health Organization, Geneva. [4] Affalska-Jercha A., 1999: Toksyczne działanie rtęci w narażeniu zawodowym i środowiskowym. Medycyna Pracy, 4, 305-313. [5] Carpi A., 2001: The toxicology of Mercury. John Jay College, The City University of New York, pp. 1-7. [6] Lindqvist O., Johansson K., Aastrup M., Andersson A., Bringmark L., Hovenius G., Hakanston L., Iverfeld A., Meili M., Timm B., 1991: Mercury in the Swedish environment. Water, Air and Soil Pollution 55, 251-261. [7] Mason R.P., Reinfelder J.R., Morel M.M., 1996: Uptake, toxicity, and trophic transfer of mercury in a coastal diatom. Environmental Science and Technology 30, 1835 1845. [8] Bełdowska M., Zawalich K., Kwaśniak J., Falkowska L., 2007: Rtęć w rybach w polskiej strefie brzegowej Bałtyku. Ochrona Środowiska i Zasobów Naturalnych 31, 394 398. [9] WIOŚ, Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska, 2005: Raport o stanie środowiska województwa pomorskiego według badań monitoringowych przeprowadzonych w 2004. www.gdansk.wios.gov.pl. [10] Bełdowska M., Falkowska L., 2007: Exchange of mercury between air and seawater in day/night cycle, during summer and winter. Oceanological and Hydrobiological Studies 36(3), 51-68. [11] Murawiec D, Gajecka A., Bełdowska M., Falkowska L., 2007: Investigation on mercury concentration levels in coastal and open waters of the Gdańsk Basin. Oceanological and Hydrobiological Studies 36(3), 83-97. [12] Saniewska D., Beldowska M., Beldowski J., Saniewski M., Kwaśniak J., Falkowska L., 2010: Distribution of mercury in different environmental compartments in the aquatic ecosystem of the coastal zone of the Southern Baltic Sea. Journal of Environmental Science 22(8), 1144-1150. [13] Cossa D., Martin J.M., 1991: Mercury in the Rhone delta and adjacent marine areas. Marine Chemistry 36, 291-302. [14] Miller, E.K., Vanarsdale A., Keeler G.J., Chalmers A., Poissant L., Kamman N.C., Brulotte R., 2005: Estimation and mapping of wet and dry mercury deposition across northeastern North America. Ecotoxicology 14(1-2), 53-70.
[15] Selin N.E., Jacob D.J., 2008: Seasonal and spatial patterns of mercury wet deposition in the United States: Constraints on the contribution from North American anthropogenic sources. Atmospheric Environment 42(21), 5193-5204. [16] Dastoor A.P., Larocque Y., 2004: Global circulation of atmospheric mercury: a modelling study. Atmospheric Environment 38(1), 147-161. [17] Lindberg S.E., Stratton W.J., 1998: Atmospheric mercury speciation: concentrations and behaviour of reactive gaseous mercury in ambient air. Environmental Science and Technology 32, 49-57. [18] Pacyna E., Pacyna J.M., Pirrone N., 2001: Atmospheric mercury emission in Europe from anthropogenic sources. Atmospheric Environment 35, 2987-2996. [19] Swain E.B., Engstrom D.R., Brigham M.E., Henning T.A., Berzonik P.L., 1992: Increasing rates of atmospheric mercury deposition in Midcontinental North America. Science 257, 784-787. [20] Pirrone N., Wechmann-Fiebig M., 2003: Some recommendations on mercury measurements and research activities in the European Union. Atmospheric Environment 37, Supplement No 1, 3-8. [21] Pleijel K., Munthe J, 1995: Modelling the Atmospheric Mercury Cycle- Chemistry in Fog Droplets. Atmospheric Environment 29, 1441-1457. [22] HELCOM, 2004: The Fourth Baltic Sea Pollution Load Compilation (PLC-4). Baltic Sea Environment Proceedings No. 93: 1-198. [23] Falkowska L., Bełdowska M, 2003: Rtęć w powietrzu, w wodzie morskiej i w aerozolach. [W:], J. Siepak (red.) Problemy analityczne oznaczania rtęci i jej form specjacyjnych w próbkach środowiskowych, 55-75. Konferencja Naukowa Komitetu Chemii Analitycznej PAN, Komisja a\analizy Wody, Słubice 2003. [24] 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. [25] WMO/GAW, 2003: Aerosol measurement procedures guidelines and recommendations. No. 153, WMO TD 1178, 4-21. [26] Rhode H., Soderlund R., Ekstedt J., 1980: Deposition of airborne pollutants on the Baltic. Ambio 9, 168-173. [27] Lamborg C.H., Fitzgerald W.F., Vandal G.M., Rolfhus K.R., 1995: Atmospheric mercury in northern Wisconsin: sources and species. Water Air Soil Pollution 80, 198-206. [28] Draxer R.R., Rolph G.D., 2003: HYSPLIT (Hybrid Single-Particle Lagrangian Integrated Trajectory) Model access via NOAA ARL READY Webside (http://www.arl.noaa.gov/ready/hysplit4.html). NOAA Air Resources Laboratory, Silver Spring, MD. [29] Ralph G.D., 2003: Real-time environmental applications and display system (READY) Webside (http://www.arl.noaa.gov/ready/hysplit4.html). NOAA Air Resources Laboratory, Silver Spring, MD. [30] HELCOM, 2009: Atmospheric Supply of Nitrogen, Lead, Cadmium, Mercury and Dioxines/Furanes to the Baltic Sea in 2007. [31] Milukaite A, Valiulis D, Sakalys J, 2008: Fluxes and Loading of Heavy Metals, Benzo[a]pyrene and Oil Products in Vilnius City. Water Air Soil Pollution 8, 485-494. [32] Zielonka U., Nowak B., 2010: Zmiany zawartości całkowitej gazowej rtęci TGM oraz rtęci zaadsorbowanej na cząstkach pyłu TPM na stacji monitoring jakości
powietrza w Katowicach. Rtęć w środowisku - identyfikacja zagrożeń dla zdrowia człowieka, Gdańsk, 23-33. [33] Wängberg, I., Schmolke, S., Schager, P., Munthe, J., Ebinghaus, R., Iverfeldt, A., 2001: Estimates of air-sea exchange of mercury in the Baltic Sea. Atmospheric Environment 35, 5477-5484. [34] 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, 53-59. [35] Zielonka U., Hlawiczka S., Fudala J., Munthe J., 2005: Seasonal mercury concentrations measured in rural air in Southern Poland contribution from local and regional coal combustion. Atmospheric Environment 39, 7580-7586. [36] Costa M., Liss P.S., 1999: Photoreduction of mercury in sea water and its possible implications for Hg0 air-sea fluxes. Marine Chemistry 68, 87-95. [37] Costa M., Liss P., 2000: Photoreduction and evaluation of mercury from seawater. The Science of the Total Environment 261, 125-135. [38] Schmitt A., Frimmel S., Posten D., 2001: The adsorption kinetics of metal ions onto different microalgae and siliceous earth. Water Research 35(3), 779-785. [39] Bełdowska M., Falkowska L., 2007: Eksperymentalne badania nad wymianą rtęci pomiędzy powietrzem a wodą morską. Rtęć w środowisku - identyfikacja zagrożeń dla zdrowia człowieka, 53-65. [40] Hławiczka S., Cenowski M., Fudala J., 2006: Inwentaryzacja emisji niemetalowych lotnych związków organicznych i metali ciężkich za rok 2005. Report IETU, Katowice, Poland. [41] Wängberg I., Munthe J., Amouroux D., Andersson M.E., Fajon V., Ferrara R., Gårdfeldt K., Horvat M., Mamane Y., Melamed E., Monperrus M., Ogrinc N., Yossef O., Pirrone N., Sommar J., Sprovieri F., 2008: Atmospheric mercury at mediterranean coastal stations. Environmental Fluid Mechanism 8, 101-116. [42] Bełdowska M., Saniewska D., Falkowska L., Lewandowska A., Bruszewski H., Degórska A., Śnieżek T., Sienicka P., 2010: Rtęć w aerozolach w rejonie puszczy i w strefie brzegowej morza. Rtęć w środowisku - identyfikacja zagrożeń dla zdrowia człowieka, 11-23. [43] Mason R.P., 2005: Air-sea exchange and marine boundary layer atmospheric transformations of mercury and their importance in the global mercury cycle. pp. 213-239. In: N. Pirrone and KR. Mahaffey [eds], Dynamics of Mercury Pollution on Regional and Global Scales Springer, NY. [44] Mason R.P., Lawson N.M., Lawrence A.L., Leaner J.J., Lee J.G., Sheu G.-R., 1999: Mercury in Chesapeake Bay. Marine Chemistry 65, 77-96.