zanieczyszczenie powietrza rtęcią na stacjach tła regionalnego

Główny Inspektorat Ochrony Środowiska
INSPEKCJA OCHRONY ŚRODOWISKA
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ
NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO
- OCENA ZA 2013 ROK
GDAŃSK 2014
Instytut Oceanografii Uniwersytet Gdański
Al. Marszałka Piłsudskiego 46, 81-378 Gdynia
tel. +48 58 523 68 32; email: [email protected], [email protected]
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Podstawę opracowania stanowi Umowa Nr 8/2014/B zawarta w dniu 17.06.2014 r. w Warszawie
pomiędzy Skarbem Państwa - Głównym Inspektoratem Ochrony Środowiska reprezentowanym
przez Lucynę Dygas Ciołkowską – Dyrektora Departamentu Monitoringu i Informacji
o Środowisku, działająca z upoważnienia Dyrektora Generalnego nr 5/2014 z dnia 13.05.2014.,
a Lucyną Falkowską zatrudnioną w Instytucie Oceanografii Uniwersytetu Gdańskiego w Gdańsku.
2. Celem opracowania w pierwszym etapie była weryfikacja danych pomiarowych za 2013 r.
z czterech stacji tła regionalnego prowadzących automatyczne pomiary stężenia całkowitej rtęci
gazowej, w tym dwóch stanowisk depozycji całkowitej rtęci oraz w drugim etapie przeprowadzenie
oceny zanieczyszczenia powietrza rtęcią na wszystkich stacjach tła regionalnego w Polsce za rok
2013, w oparciu o zweryfikowane wyniki pomiarów rtęci gazowej i całkowitej deponowanej do
podłoża.
Weryfikację wyników stężenia rtęci całkowitej w powietrzu i jej
3. Zastosowana metodyka:
depozycji w roku 2013 dokonano w oparciu o materiały pomiarowe dostarczone przez
Zleceniodawcę, a także parametry meteorologiczne uzupełnione wynikami pomiarów innych
zanieczyszczeń w formie gazowej i aerozolowej. W weryfikacji otrzymanych wyników
uwzględniono dodatkowe informacje techniczne zawarte w sprawozdaniach z badań sporządzonych
przez operatorów stacji.
Do porównań posłużyły wyniki dostępne w systemie AirBase1.
W opracowaniu wyników pomiarów wykorzystano pakiet Statistica, Excel. Do wyznaczenia
trajektorii mas powietrza napływającego w rejon badań skorzystano z modelu HYSPLIT,
przygotowanego przez NOAA2.
4. Wykonawca: prof. dr hab. Lucyna Falkowska
Pracownia Chemii Morza i Atmosfery
Instytut Oceanografii Uniwersytetu Gdańskiego
1
2
http://www.eea.europa.eu/data-and-maps/data/airbase-the-european-air-quality-database-8#tab-data-by-country
www.ael.noaa.gov/ready/hysplit4.html
2
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Spis treści
1.
Wprowadzenie ...........................................................................................................................4
2.
Charakterystyka stanowisk pomiarowych ...............................................................................10
3.
Metodyka pomiarów ...............................................................................................................13
4.
Charakterystyka stężenia rtęci gazowej na stacjach tła regionalnego .....................................15
4.1
Wpływ prędkości i kierunku wiatru ....................................................................................29
5.
Depozycja atmosferyczna .......................................................................................................33
6.
Rtęć w Polsce i krajach Unii Europejskiej ..............................................................................36
7.
Emisja i depozycja rtęci w krajach Unii Europejskiej ............................................................37
8.
Podsumowanie ........................................................................................................................39
9.
Literatura .................................................................................................................................41
3
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
1. Wprowadzenie
Rtęć jest pierwiastkiem mało rozpowszechnionym w przyrodzie. W skorupie ziemskiej
znajduje się zaledwie 5 ∙ 10-5 % wagowych rtęci, co stawia ją na 74 pozycji wśród pierwiastków
(Warnke, 1995). Największe złoża Hg znajdują się w Europie, w basenie Morza Śródziemnego
(Almadèn -Hiszpania, Idria -Słowenia, Monte Amiata -Włochy), gdzie zlokalizowanych jest około
50% światowych zasobów rtęci (Renzoni i in., 1998). Ponadto bogate złoża rtęci występują w obu
Amerykach: Huancavelica (Peru), New Idria (USA), New Almadeln (USA), Mc Dermill (USA),
a także na Syberii (Rosja). W kopalniach West – Central Newada w USA zawartość rtęci
w kilogramie rudy wynosi średnio 2000 mg, a maksymalnie 69000 mg, w kopalni Los Rueldos
w północnej Hiszpanii – średnio 526,7,a maksymalnie 2000 mg, w rejonie Amiata we Włoszech –
średnio 772, a maksymalnie 2000 mg (Kowalski i in., 2007). Rtęć występuje głównie w postaci
minerałów, z których najbardziej rozpowszechniony jest cynober (HgS - czerwony), metacynober
(HgS – czarny), kalomel (Hg2Cl2), montroydit (HgO), schuetteit (Hg3O2SO4), corderoit (Hg3S2Cl2),
eglestonit [(Hg2)]3CI3O2H, terlynguit Hg2OCl, hanawaltit Hg7[CI,(OH)]2O3, szymanskit
Hgl6(Ni,Mg)6(CO3)12(OH)12(H3O)8∙3H2O, peterbaylist Hg3(CO3)(OH)∙2H2O (Pervukhina i in.,
1999). Ze względu na małą aktywność w rudach może występować w postaci rodzimej (Warnke,
1995). Rtęć występuje również w skałach wapiennych, łupkach, pirytach, minerałach zawierających
siarkę (Kowalski i in., 2007) oraz w paliwach kopalnych (tab. 1.1).
Tabela 1.1 Stężenie Hg w różnych paliwach kopalnych (Pacyna i in., 2006 b).
Paliwo
Węgiel kamienny
Europa
USA
Australia
Południowa Afryka
Rosja
Węgiel brunatny
Europa
USA
Ropa naftowa
Gaz ziemny
Jednostka
g ∙ t-1
Stężenie
0,01 – 1,5
0,01 – 1,5
0,03 – 0,4
0,01 - 1
0,02 – 0,9
g ∙ t-1
g ∙ t-1
g ∙ m-3
0,02 – 1,5
0,02 – 1,0
0,01 – 0,5
0 – 5,0
Procesy wysokotemperaturowe, takie jak spalanie paliw kopalnych, wytapianie rud metali
nieżelaznych, produkcja koksu, odlewnie żelaza i stali, jak również przemysł cementowy stanowią
główne, pierwotne źródła antropogenicznej rtęci. Lista procesów emitujących największe ilości Hg
wg Pacyna i in., (2006 a; 2009) to:
spalanie węgli kopalnych w celu uzyskania energii elektrycznej i ciepła,
spalanie produktów naftowych w kotłach komunalnych i przemysłowych,
produkcji cementu w suchych i mokrych piecach obrotowych,
pierwotna i wtórna produkcja ołowiu,
pierwotna i wtórna produkcja cynku,
produkcja żelaza i stali,
produkcja sody kaustycznej,
produkcja rtęci,
4
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
produkcja złota,
utylizacja odpadów,
inne źródła
Inne źródła związane są głównie z zastosowaniem rtęci i obejmują one produkcje:
chloru i zasad z wykorzystaniem elektrod rtęciowych (od roku 2007 technologia wycofana
w krajach UE)
baterii,
instrumentów pomiaru i kontroli,
urządzeń elektrycznych,
sprzętu instalacyjnego,
amalgamaty dentystyczne,
pestycydy i fungicydy,
kosmetyki i leki,
lampy energooszczędne i fluorescencyjne,
przełączników elektrycznych.
Rtęć raz wykorzystana staje się potencjalnie wtórnym źródłem antropogenicznym. Ilość
antropogenicznej rtęci emitowanej do atmosfery przez poszczególne sektory gospodarki w roku
2000 i 2005 zestawiono w tabeli 1.2.
Tabela 1.2 Globalna antropogeniczna emisja rtęci do atmosfery z różnych sektorów gospodarki w 2000 r.
(Pacyna i in. 2006 a) i 2005 r. (Pacyna i in., 2008)
Sektor
Spalanie węgli kopalnych
Produkcja cementu
Produkcja żelaza i metali
nieżelaznych
Produkcja chloru
i sody kaustycznej
Produkcja rtęci
Produkcja złota
Utylizacja odpadów i inne
Rzemiosło i produkcja złota
na małą skalę
Amalgamaty dentystyczne
(kremacja)
Razem
Emisja w 2000 r.
[tony]
1422,4
140,4
79,9
% emisji
w 2000 r.
64,9
6,4
8,2
Emisja w 2005r.
[tony]
878
189
200
% emisji
w 2005 r.
45,6
9,8
10,4
2,9
47
2,4
23,1
248,0
111
---------
1,1
11,4
5,1
-------------
---------111
125
350
---------5,8
6,5
18,2
---------
-------------
26
1,3
100
1930
100
65,1
2189,9
Główny udział w globalnej antropogenicznej emisji rtęci mają regiony świata
o największym spalaniu węgla, w tym Chiny, Indie, USA, Republika Południowej Afryki
i Rosja oraz niektóre regiony Afryki, Europy Środkowej i Wschodniej. Około 25% emitowanej
rtęci pochodzi z węgla spalanego w elektrowniach, a 20% w procesach grzewczych. Blisko 62%
światowej emisji rtęci ze spalania paliw pochodzi z Azji. W rzeczywistości procesy te stanowią w
tym regionie ¾ całkowitej emisji. Chiny ze względu na dużą ilość elektrowni węglowych są krajem
emitującym do atmosfery najwięcej rtęci. Obok elektrowni, równie istotnym źródłem emisji w tym
kraju jest spalanie złej jakości węgla zmieszanego z różnymi rodzajami odpadów w wiejskich
5
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
gospodarstwach domowych (Wilson i in., 2006). W Indonezji, Brazylii i Kolumbii głównym
źródłem emisji Hg jest wydobywanie złota. Produkcja ta obejmuje dwa różne źródła emisji Hg.
Pierwsze, przemysłowe, dostarcza 6 – 7% antropogenicznej emisji, a drugie to wydobycie złota na
małą skalę przez tworzenie amalgamatu z rtęcią. Każdego roku z tych procesów pochodzi od 650
do 1000 ton Hg, z czego około 350 ton jest uwalniana do atmosfery, a reszta trafia do środowiska
wodnego. Około 10% antropogenicznej rtęci wprowadza do środowiska górnictwo i hutnictwo.
Wytapianie metali z rud zanieczyszcza głównie atmosferę, podczas gdy procesy elektrochemiczne
wprowadzają rtęć do hydrosfery. W procesie wydobycia Hg uwalniane jest około 1%
antropogenicznej emisji. Ze względu na zmieniającą się ilość i rodzaj odpadów trudne jest
określenie emisji z tego sektora, szacuje się ją na około 5 – 7% (Wilson i in., 2006; Pacyna i in.,
2008). Udział w globalnej emisji poszczególnych rejonów świata podano w tabeli 1.3.
Tabela 1.3 Globalna roczna emisja antropogenicznej rtęci [tony] do atmosfery z różnych
regionów świata w 2000r. (Pacyna i in., 2006 a) i 2005 r. (Pacyna i in., 2008)
Kontynent
Afryka
Azja (bez Rosji)
Australia/Oceania
Europa (bez Rosji)
Rosja
Ameryka Południowa
Ameryka Północna
Razem
Emisja w 2000 r.
398,4
1179,3
126,6
175,1
72,6
92,1
145,8
2189,9
Emisja w 2005r.
95
1281
39
150
74
133
153
1925
Największy wkład w emisję rtęci wśród krajów europejskich w 2000 roku miała Rosja, Polska,
Niemcy, Hiszpania, Ukraina, Francja, Włochy i Anglia. Ilości i formy emitowanej rtęci przez
poszczególne państwa podano w tabeli 1.4.
Tabela 1.4 Emisja rtęci całkowitej i najważniejszych form rtęci atmosferycznej w 10 krajach
europejskich o największej emisji w 2000 r. (ton ∙ rok-1), (Pacyna i in., 2006b)
Kraje
Rosja (część europejska)
Polska
Niemcy
Hiszpania
Ukraina
Francja
Włochy
Anglia
Jugosławia
Rumunia
Razem
Hg całkowita
66,1
25,6
23,4
23
16,3
15,0
9,8
8,5
7,1
5,0
239,3
Hg0
42,1
13,2
13,7
15,4
10,2
9,7
6,2
5,6
4,3
2,5
146,3
Hg 2+
20,8
9,9
7,7
6,0
5,3
4,1
2,8
2,4
2,2
2,0
75,7
Hg aerozol
3,2
2,5
2,1
1,6
0,9
1,2
0,8
0,6
0,6
0,5
17,2
W Polsce głównym emitorem rtęci do atmosfery są procesy spalania węgla kamiennego,
brunatnego i ropy naftowej. W polskim węglu kamiennym zawartość rtęci waha się w granicach 50
-150 µg∙kg-1, a w brunatnym 120 – 370 µg∙kg-1 (Okulski, 2007). Bardzo ważnym źródłem emisji
rtęci, której stężenia są porównywalne z procesami spalania węgla brunatnego jest produkcja
6
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
cementu. W związku z tym największe centra emisji tego metalu znajdują się w dużych okręgach
przemysłowych, gdzie jest wysoka produkcja energii i zapotrzebowanie na nią. Wg. Hławiczki
(2008) emisja w województwie śląskim wynosiła w 2005 r. 3,5 tony, natomiast w mało
uprzemysłowionych regionach jak województwa lubuskie i warmińsko-mazurskie 0,2 tony.
Biogeochemiczny obieg rtęci w znacznym stopniu zależy od stężenia samego metalu, ale
również od fizykochemicznych reakcji, które określają jego formy występowania w środowisku.
Duża aktywność geochemiczna i biochemiczna rtęci decydują o istocie zagrożenia tym
pierwiastkiem. W powietrzu rtęć występuje najpowszechniej w formie elementarnej (Hg0 i Hg2+),
natomiast dominującymi związkami organicznymi są metylo-, etylo- i dimetylortęć. Zazwyczaj
mierzona jest w trzech postaciach: jako gazowa rtęć elementarna (gaseous elemental mercury,
GEM), gazowa rtęć reaktywna (reactive gaseous mercury, RGM) i rtęć w aerozolach (total
perticulate mercury, TPM) (Zielonka i in., 2005). Lotne związki rtęci występujące w fazie gazowej
określane są jako całkowita rtęć gazowa (total gaseous mercury, TGM) (Lin i Pehkonen, 1997).
Elementarna rtęć gazowa jest dominującą formą, w atmosferze stanowi ona nawet 99% rtęci
całkowitej (Pacyna i in., 2006 a). Ze względu na małą reaktywność i rozpuszczalność w wodzie ma
długi okres życia w powietrzu, który według Weiss-Penzias i współpracowików (2003) wynosi od
0,5 do 2 lat. Holmes wraz z współpracownikami (2006), w oparciu o najnowsze badania modelowe
zaproponowali długość tego okresu od 0,5 do 1,7 roku. GEM w powietrzu atmosferycznym
przebywa więc wystarczająco długo, aby być rozpraszana i transportowana po całym globie oraz
deponowana w miejscach odległych od źródła emisji. Na przykład w rejonie Arktyki, gdzie jej
nagromadzenie odnotowano we wszystkich elementach środowiska, łącznie ze zwierzętami (Barkay
2010). Średnie stężenie całkowitej rtęci gazowej w powietrzu atmosferycznym oceniono na około
1,5 ng∙m-3 (Wänberg i in., 2001), a RGM i TPM waha się pomiędzy 1,0 i 100 pg∙m -3 (Stratton i
Lindberg, 1995; Wänberg i in., 2001). Ze względu na dużą reaktywność chemiczną i dobrą
rozpuszczalność w wodzie czas rezydencji RGM i TPM w atmosferze wynosi od jednego dnia do
tygodnia. Ulegają one depozycji regionalnej lub lokalnej (Weiss-Penzias i in., 2003). Reaktywna
rtęć gazowa usuwana jest z powietrza głównie w wyniku depozycji mokrej, a zasocjowana przez
depozycję suchą w wyniku sedymentacji grawitacyjnej (Wang i in., 2004).
Stężenia poszczególnych form rtęci w powietrzu atmosferycznym terenów czystych
i zanieczyszczonych podano w tabeli 1.5. W środowisku atmosferycznym rtęć ulega przemianom
chemicznym w fazie gazowej, ciekłej oraz w heterogenicznych aerozolach (Seigneur i in., 1994).
Na tempo i kierunek tych przemian mają wpływ między innymi warunki oksydacyjno – redukcyjne
środowiska. Najważniejszymi utleniaczami w powietrzu atmosferycznym Hg0 w fazie ciekłej są O3
oraz HClO i
, a w fazie gazowej O3, Cl2 i H2O2 podczas gdy SO2 i CO są reduktorami Hg2+
(Schroder i in., 1991; Morel i in., 1998).
Tabela 1.5 Stężenia różnych form rtęci w powietrzu atmosferycznym nad wybranymi obszarami półkuli
północnej
Rejon
Europa
- teren
niezanieczyszczony
- teren zanieczyszczony
Georgia, USA
TGM
[ng∙m-3]
TPM
[pg∙m-3]
RGM
[pg∙m-3]
MeHg
[pg∙m-3]
0,66–6,20
1,96–33,8
0,5–200
10–20 000
1,0–50
1,0-20
Źródło
Schroeder i
Munthe,1998
Jansen i Edgerton,
7
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
- teren
niezanieczyszczony
- teren zanieczyszczony
Arktyka
Korea
- teren zanieczyszczony
Chiny
- teren zanieczyszczony
1,59
1,67
4,5
6,1
2005
1,54–1,6
0,5–3,5
Steffen i in., 2003
Kim i in., 2005
5,06
Shang i in., 2003
7,09
37,5
W wyniku reemisji z powierzchni wód i lądu rtęć powraca do obiegu atmosferycznego.
Kluczowym czynnikiem wpływającym na tempo reemisji jest temperatura. W niskich
temperaturach przebiega ona wolno, co potencjalnie może prowadzić do zwiększenia suchej i
mokrej depozycji, szczególnie w rejonach polarnych. Ułatwia ją szybka konwersja gazowej rtęci
pierwiastkowej do formy reaktywnej i cząstkowej - związanej w aerozolach (Schroeder i in., 1998;
Lindberg i in., 2001; Calvert i Lindberg, 2005). Selin i współpracownicy (2008) ocenili że rocznie z
lądu i oceanu do atmosfery ulega reemisji 1,5 kt i 2,4 kt odpowiednio.
Powszechnie uważa się, że rtęć i jej związki są zawsze obecne w środowisku stanowiąc
tzw. tło rtęci. Wszelkie wartości stężeń wyższe od tła traktowane są jako zanieczyszczenie. Za
naturalne stężenie rtęci w powietrzu i w wodzie przyjmuje się następujące wartości:
powietrze atmosferyczne 3 ng∙m-3 (zimą 2 - 3 ng∙m-3, a latem 3 – 4 ng∙m-3), w tym formy
organicznej (głównie MeHg) 0,005 – 2 ng∙m-3 (Bloom i Watras, 1989),
wody oceaniczne 0,5 – 3,5 ng∙dm-3 , z czego MeHg stanowi 3 – 6%, a w wodach słodkich
26 – 53% (Stein i in., 1996).
Wszystkie formy rtęci wywierają niekorzystny wpływ na funkcjonowanie organizmów
żywych. Poziom i czas ekspozycji, drogi narażenia oraz różnice w mechanizmach transportu i
metabolizmie nieorganicznych (Hg2+) i organicznych (RHgX i R1HgR2) form Hg są
odpowiedzialne za różnice w dystrybucji w poszczególnych tkankach i narządach oraz za strukturę
skutków biologicznych i toksyczność (Zalups i Lash, 1994).
Główną drogą wnikania do organizmu człowieka rtęci elementarnej jest układ oddechowy,
przez skórę wchłaniane są znikome ilości (Affelska-Jercha, 1999), a absorpcji w układzie
pokarmowym ulega mniej niż 10-3% (Warnke, 1995; Lech, 1998). Narażenie na rtęć elementarną
wiąże się najczęściej z ekspozycją zawodową, mieszkaniową, religijną lub kulturową. Ekspozycja
zawodowa wynika z niewłaściwego obchodzenia się z rtęcią, przypadkowymi wyciekami i złą
wentylacją na stanowisku pracy. Mieszkaniowe narażenie może pojawiać się na skutek uszkodzenia
przyrządów pomiarowych (Ozuah, 2000; Risher i in., 2003). Mimo dużej zmienności Hg0
w atmosferze może przez około rok stanowić w pomieszczeniach źródło chronicznego narażenia dla
ich obecnych lub przyszłych mieszkańców (Risher i in., 2003; Wang i Pehkonen, 2004). Na ten
rodzaj ekspozycji najbardziej narażone są dzieci. W stosunku do osób dorosłych w organizmach
dzieci rtęć osiąga wyższe stężenia po tym samym czasie ekspozycji. Ponadto pary rtęci są cięższe
od powietrza, więc w okolicach podłogi osiągają one najwyższe stężenia. Prowadzi to do sytuacji,
w której im bliżej podłogi znajdują się nozdrza, tym większa ilość par jest wdychana i wchłaniana
przez płuca. Dzieci mają wyższą minutową objętość wdychanego powietrza na jednostkę masy,
zatem wdychają większą objętość powietrza niż dorośli (Ozuah, 2000). Wdychane pary rtęci
dostają się do pęcherzyków, a stąd łatwo, między innymi dzięki monoatomowej formie, przenikają
8
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
do krwioobiegu. Pewna jej część w erytrocytach ulega utlenieniu do Hg2+. Duża jednak część par
rtęci dzięki dobrej rozpuszczalności w tłuszczach (5 – 50 mg∙dm-3) przenika barierę krew – mózg i
łożysko. Gromadzi się w tkance mózgowej, gdzie jest utleniana przy udziale katalazy i nadtlenku
wodoru do Hg2+, która przez lata zatrzymywana jest w mózgu (Warnke, 1995; Stier i in., 1998;
Affelska – Jercha, 1999; Rooney, 2007).
Konsekwencje zdrowotne ekspozycji na opary rtęci metalicznej zależą od skali, czasu
narażenia oraz wieku i stanu zdrowia narażonych osób (Affelska – Jercha, 1999; Risher i in., 2003).
Kumulacja w tkance mózgowej prowadzi do pojawienia się drgawek, niestabilności emocjonalnej,
bezsenności, utraty pamięci, osłabienia, bólu głowy, polineuropatii, deficytów w funkcjach
poznawczych, psychomotorycznych, zaburzeń słuchu, wzroku, zmniejszenia prędkości
przewodzenia impulsów nerwowych, osłabienia koncentracji, nieprawidłowości w elektromiografii
(EMG), parastezji. Zaburzenia ruchu są zwykle odwracalne po przerwaniu ekspozycji, natomiast
upośledzenia poznawcze, głównie deficyty pamięci, mogą trwać dłużej lub być stałe przy
chronicznych ekspozycjach zawodowych (Warnke, 1995; Lech, 1998; Risher i in., 2003).
Wdychane pary rtęci w dużym stężeniu prowadzą po kilku dniach do zmian zapalnych w obrębie
jamy ustnej, jelit, oskrzeli, oskrzelików i płuc. Nerki są narządem szczególnie wrażliwym na
działanie metalicznej rtęci. Długotrwała ekspozycja wziewna może prowadzić do ostrej
niewydolności
i uszkodzenia nerek ze zwyrodnieniami martwiczymi w kłębuszkach
proksymalnych (Lech, 1998; Affelska-Jercha, 1999; Risher i in., 2003). Całkowity okres
półtrwania rtęci metalicznej w organizmie wynosi średnio 2 miesiące (od około 30 do 90 dni) , we
krwi około trzy dni. Przy czym zwierzęta o małej masie ciała wydalają rtęć szybciej niż duże i
zimnokrwiste (Affelska – Jercha, 1999; Risher i in., 2003). Nie wykazano właściwości
rakotwórczych rtęci elementarnej bez względu na rodzaj ekspozycji oraz gatunek zwierząt, jak
również ludzi (Risher i in., 2003).
9
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
2. Charakterystyka stanowisk pomiarowych
Wymagania określone w Rozporządzeniu Ministra Środowiska z dnia 13 września 2012 r.
w sprawie dokonywania oceny poziomów substancji w powietrzu3 uwzględniające zapisy
Dyrektywy Parlamentu Europejskiego i Rady 2008/50/WE w sprawie jakości powietrza i
czystszego powietrza dla Europy4 oraz Dyrektywy Parlamentu Europejskiego i Rady
2004/107/WE5 były podstawą do wykonania pomiarów składników chemicznych powietrza
atmosferycznego i depozycji cząstek zawieszonych na stacjach tła regionalnego. Obowiązek
wykonania pomiarów, jako odrębne zadanie, został uwzględniony w Programie Państwowego
Monitoringu Środowiska6. Znalazły się w nim pomiary stężenia rtęci gazowej i depozycji
całkowitej rtęci na pięciu stacjach tła regionalnego. Stanowiły one materiał źródłowy do oceny
zanieczyszczenia rtęcią pozamiejskich obszarów Polski (rys. 2.1).
Rysunek 2.1 Lokalizacja stacji tła regionalnego w Polsce prowadzących monitoring stężenia całkowitej
rtęci gazowej oraz depozycji rtęci całkowitej w ramach programu PMŚ
3
Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 13 września 2012 r. w sprawie dokonywania oceny poziomów substancji w powietrzu
(Dz. U. z 2012 r. poz. 1032)
4
Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2008/50/WE z dnia 21 maja 2008 roku w sprawie jakości powietrza i czystszego
powietrza dla Europy (Dz. Urz. UE L 152 z 11.06.2008, str.1)
5
Dyrektywa Parlamentu Europejskiego i Rady 2004/107/WE z dnia 15 grudnia 2004 r. w sprawie arsenu, kadmu, niklu, rtęci i
wielopierścieniowych węglowodorów aromatycznych w otaczającym powietrzu (Dz. Urz. UE L 23 z 26.01.2005, str.3)
6
Program Państwowego Monitoringu Środowiska na lata 2013-2015. Główny Inspektor Ochrony Środowiska. Warszawa 2012
10
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Każda ze stacji tła regionalnego usytuowana jest na obszarze pozamiejskim w otoczeniu lasów lub
na skraju kompleksów leśnych. Najważniejsze parametry charakteryzujące stacje wraz z zakresem
prowadzonych pomiarów parametrów podstawowych i uzupełniających znajdują się w tabelach 2.1;
2.2; 2.3; 2.4; 2.5. W tabelach wskazano dokładną lokalizację, jednostkę nadzorującą/właściciela
stacji oraz kody stacji funkcjonujące w krajowym Systemie Informatycznym Ekoinfonet (SI
Ekoinfonet) i Europejskiej Sieci Informacji i Obserwacji Środowiska (EIONET).
Tabela 2.1 Charakterystyka stacji Osieczów, uzupełnione opracowanie Pyty i Zajusza (2013)
Europejski i krajowy kod stacji
Właściciel stacji:
Województwo (strefa):
Najbliższa miejscowość:
Współrzędne:
Wysokość, m n.p.m.:
Typ stacji:
Cel pomiarowy:
Typ obszaru:
Charakter obszaru:
Mierzone formy rtęci, charakter pomiaru:
Inne zanieczyszczenia:
Mierzone parametry meteorologiczne:
PL0505A, DsOsieczów
WIOŚ we Wrocławiu
dolnośląskie
Osiecznica, Bolesławiec
15°25’54” E
51°09’04” N
190
tło regionalne
ochrona ekosystemów
pozamiejski
naturalny, leśny, rolniczy
całkowita rtęć gazowa - pomiar automatyczny ciągły,
depozycja całkowita rtęci - pomiar manualny
dwutlenek siarki, tlenki azotu, ozon, cząstki PM10 i PM2,5; w
PM2,5 OC i EC oraz jony SO42-, NO3-, Cl-, NH4+, Ca2+, Mg2+,
Na+, K+; w cząstkach PM10 oznaczano WWA i As, Cd, Ni, Pb
miesięczna wysokość opadu
Pomiary jakości powietrza na stacji w Osieczowie prowadzi Wojewódzki Inspektorat Ochrony
Środowiska we Wrocławiu - Pracownia do spraw obsługi sieci pomiarowej monitoringu powietrza.
Analizy próbek wykonywane są laboratorium WIOŚ w Jeleniej Górze.
Tabela 2.1
Charakterystyka stacji Granica uzupełnione opracowanie Pyty i Zajusza (2013)
Europejski i krajowy kod stacji
Właściciel stacji:
Województwo (strefa):
Najbliższa miejscowość:
Współrzędne:
Wysokość, m n.p.m.:
Typ stacji:
Cel pomiarowy:
Typ obszaru:
Charakter obszaru:
Mierzone formy rtęci, charakter pomiaru:
Inne zanieczyszczenia:
Mierzone parametry meteorologiczne:
PL0128A, MzGranicaKPN
WIOŚ w Warszawie
mazowieckie
Kampinos
E 20°27'20"
N 52°17'09''
81
tło regionalne
ochrona ekosystemów
pozamiejski
naturalny, leśny (stacja leży na skraju obszaru chronionego Kampinoski Park Narodowy)
całkowita rtęć gazowa, pomiar automatyczny
dwutlenek siarki, tlenki azotu, ozon, cząstki PM10
temperatura, wilgotność, ciśnienie, prędkość i kier. wiatru,
promieniowanie całkowite, wysokość opadu
11
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Pomiary monitoringowe na stacji Granica w Kampinoskim Parku Narodowym prowadzi
Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska w Warszawie.
Tabela 2.3 Charakterystyka stacji Złoty Potok, uzupełnione opracowanie Pyty i Zajusza (2013)
Europejski i krajowy kod stacji
Właściciel stacji:
Województwo (strefa):
Najbliższa miejscowość:
Współrzędne:
Wysokość, m n.p.m.:
Typ stacji:
Cel pomiarowy:
Typ obszaru:
Charakter obszaru:
Mierzone formy rtęci, charakter pomiaru:
Inne zanieczyszczenia:
Mierzone parametry meteorologiczne:
PL0243A, SlZlotyJano_lesni
WIOŚ w Katowicach
śląskie
Janów
19°27’29” E
50°42’38” N
291
tło regionalne
ochrona ekosystemów
pozamiejski
naturalny, rolniczy
całkowita rtęć gazowa, pomiar automatyczny ciągły
dwutlenek siarki, tlenki azotu, ozon, cząstki zawieszone PM10 i
PM2,5; w PM2,5 Mg2+, K+, Na+, Ca2+, NH4+, NO3-, Cl-, SO42-,
OC i EC
temperatura, wilgotność, ciśnienie, opad atm., prędkość i kierunek
wiatru, promieniowanie całkowite, promieniowanie UV
Jednostką prowadzącą pomiary/analizy jest Wojewódzki Inspektorat Ochrony Środowiska
w Katowicach, natomiast Laboratorium wykonujące pomiary i analizy jest Pracownia Analiz
Manualnych, Instrumentalnych, Hydrobiologicznych oraz Pomiarów Terenowych i Pobierania
Próbek w Częstochowie, w siedzibie Delegatury WIOŚ w Częstochowie oraz Pracownia Obsługi
Sieci Pomiarowej Monitoringu Powietrza z siedzibą w Katowicach.
Tabela 2.4 Charakterystyka stacji Zielonka, uzupełnione opracowanie Pyty i Zajusza (2013)
Europejski i krajowy kod stacji
Właściciel stacji:
Województwo (strefa):
Najbliższa miejscowość:
Współrzędne:
Wysokość, m n.p.m.:
Typ stacji:
Cel pomiarowy:
Typ obszaru:
Charakter obszaru:
Mierzone formy rtęci, charakter pomiaru:
Inne zanieczyszczenia:
Mierzone parametry meteorologiczne:
PL0077A, KpZielBoryTuch
WIOŚ w Bydgoszczy
kujawsko-pomorskie
Tuchola
17°56’00” E
53°39’00” N
40
tło regionalne
ochrona ekosystemów
pozamiejski
naturalny, leśny (stacja leży w obrębie kompleksu leśnego Bory
Tucholskie)
całkowita rtęć gazowa- pomiar automatyczny
depozycja całkowita rtęci- pomiar manualny, ciągły miesięczny
dwutlenek siarki, tlenki azotu, ozon, w cząstkach PM10 WWA i
metale: Ni, As, Cd, Pb, w cząstkach PM2,5 OC i EC oraz jony
SO42_, NO3-, Cl-, Mg2+, K+, Na+, NH4+
temperatura, wilgotność, ciśnienie, opad atm., promieniowanie
całkowite
12
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Jednostką prowadzącą pomiary/analizy na stacji tła w Zielonce jest Wojewódzki Inspektorat
Ochrony Środowiska w Bydgoszczy. Laboratorium wykonujące pomiary i analizy to Laboratorium
WIOŚ w Bydgoszczy Pracownia w Bydgoszczy. W pomiarach meteorologicznych brak jest
prędkości i kierunku wiatru.
Tabela 2.5
Charakterystyka stacji Puszcza Borecka, uzupełnione opracowanie Pyty i Zajusza (2013)
Europejski i krajowy kod stacji
Właściciel stacji:
Województwo (strefa):
Najbliższa miejscowość:
Współrzędne:
Wysokość, m n.p.m.:
Typ stacji:
Cel pomiarowy:
Typ obszaru:
Charakter obszaru:
Mierzone formy rtęci, charakter pomiaru:
Inne zanieczyszczenia:
Mierzone parametry meteorologiczne:
PL0005R, WmPuszcz_IOS_Borecka
IOŚ-PIB w Warszawie
warmińsko-mazurskie
Kruklanki
22°02’17” E
54°07’30” N
157
tło regionalne
ochrona ekosystemów (stacja bazowa ZMŚP), stacja EMEP
pozamiejski
naturalny, leśny, jezioro (stacja leży na zach. Skraju Puszczy
Boreckiej)
całkowita rtęć gazowa, pomiar manualny
depozycja całkowita rtęci, pomiar manualny
dwutlenek siarki, tlenki azotu, ozon, dwutlenek węgla, w
cząstkach PM10 WWA i metale: As, Ni, Cd, Pb, w cząstkach
PM2,5 OC i EC oraz jony SO42-, NO3-, Cl-, NH4+, Na+, K+,
temperatura, wilgotność, ciśnienie, opad atm., prędkość i kier.
wiatru, promieniowanie całkowite
Jednostką prowadzącą pomiary na stacji Puszcza Borecka jest Instytut Ochrony
Środowiska – Państwowy Instytut Badawczy, natomiast laboratorium wykonujące pomiary i
analizy to Stacja Kompleksowego Monitoringu Środowiska Puszcza Borecka oraz Laboratorium
Monitoringu Środowiska IOŚ-PIB : 00-548 Warszawa, ul. Krucza 5/11d. Badania są prowadzone
na zlecenie Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska.
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).
3. Metodyka pomiarów
Pomiary gazowej rtęci całkowitej na stacjach tła regionalnego oraz jej depozycja są
prowadzone w Polsce w ramach Państwowego Monitoringu Środowiska i koordynowane przez
GIOŚ, który wypełnia Rozporządzenie Ministra Środowiska z dnia 13 września 2012 r. w sprawie
dokonywania oceny poziomów substancji w powietrzu. Tym samym realizowane są postanowienia
Dyrektywy 2004/107/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dn. 15 grudnia 2004 r. Zgodność
z aktami prawnymi i wymaganiami metodycznymi (PN-EN 15852 dla rtęci gazowej całkowitej
i PN-EN 15853 dla depozycji rtęci) zostały potwierdzone wcześniej w ”Ocenie zanieczyszczenia
13
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
powietrza rtęcią na stacjach tła regionalnego w Polsce w latach 2010-2012” (Pyta i Zajusz, 2013) na
podstawie trzyletniego cyklu pomiarów. Niniejsze opracowanie jest kontynuacją dotychczasowych
ocen, które zostały udostępnione przez GIOŚ wraz ze sprawozdaniami Wojewódzkich
Inspektoratów Ochrony Środowiska które są właścicielami stacji tła regionalnego.
Pomiary stężenia całkowitej rtęci gazowej (TGM) na stacjach tła regionalnego w Granicy,
Osieczowie, Złotym Potoku i Zielonce prowadzone były w sposób ciągły. Stosowane są tam
automatyczne spektrometry fluorescencyjne, które co godzinę rejestrują wyniki stężeń całkowitej
rtęci gazowej. Na stacji w Osieczowie używany jest autoanalizator Millennium Merlin PSA 10.025
firmy PS ANALYTICAL z roku 2009. Granica oznaczalności metody wynosiła 5 ng/l.
Na stacji Granica w Kampinoskim Parku Narodowym stosowana była ta sama metoda
pomiarowa - spektrometria fluorescencyjna CVAFS) przy użyciu autoanalizatora Tekran model
2537 z roku 2009. Kalibracje tego aparatu wykonywano co pół roku stosując Bios DryCal DC-2. W
serii 8179 wyników pomiarów TGM uzysk danych wynosił 93,4%, przy niepewności całkowitej
pomiaru rtęci w stanie gazowym - 7.5%, a niepewności rozszerzonej pomiaru rtęci w stanie
gazowym -15,0%.
Stacja Złoty Potok w gminie Janów, województwo śląskie stosowała tę samą metodę
(CVSFS) i ten sam typ autoanalizatora Tekran z 2009 r do pomiaru TGM co stacja Granica. Na
kompletność serii składało się 7028 wyników, co dało uzysk na poziomie 80,23%. Niepewność
całkowita i niepewność rozszerzona pomiaru rtęci w stanie gazowym nie została wyznaczona.
Stacja tła Zielonka w województwie kujawsko-pomorskim do pomiaru stężeń TGM
stosowała podobnie jak trzy pozostałe, metodę spektrometrii fluorescencyjnej z zimnymi parami
rtęci używając aparatu TEKRAN 2537B wyprodukowanego w 2009 r. Uzyskano 7569 wyników
pomiarów, które stanowiły 86,4 procent uzysku.
Pomiary na stacji Puszcza Borecka (IOŚ-PIB) wykonywano metodą manualną
wg wytycznych EMEP. Próbkę pobierano raz na tydzień (w losowo wybranym dniu), aspirując
powietrze przez 24 godziny z zatężaniem rtęci na tzw. złotej pułapce. Po zakończeniu aspiracji
próbkę poddawano termodesorpcji i manualnemu oznaczeniu metodą spektrometrii absorpcyjnej
(CVAAS) z użyciem analizatora AMA-254 z 1997 i 2006r. Granica oznaczalności zastosowanej
metody wynosiła 20 ng/l. Kalibrację przepływu i przeglądy aparatury dokonywane były raz na
kwartał. W roku 2013 dokonano 50 oznaczeń średnich 24 godzinnych stężeń rtęci gazowej co dało
uzysk na poziomie 96%. Niepewność całkowita pomiaru rtęci w stanie gazowym wynosiła 4,85%,
natomiast niepewność rozszerzona pomiaru 9,7%
Do pobierania próbek depozycji rtęci wykorzystywano dwa rodzaje kolektorów. Na
stacjach tła regionalnego WIOŚ stosowano kolektory o pojemności 5 dm3 o konstrukcji otwartej
(depozycja całkowita) – firmy Eigenbrodt (czas ekspozycji – 1 miesiąc), natomiast a na stacji IOŚPIB stosowano kolektor typu IVL (firmy Eigenbrodt) ze szkła borokrzemowego o objętości 0,5 dm3
(czas ekspozycji – 1 tydzień). W przypadku stacji WIOŚ próbki depozycji poddawano mineralizacji
i oznaczano metodą CVAFS z użyciem analizatora Millennium Merlin. W przypadku stacji Puszcza
Borecka oznaczenie wykonywano metodą CVAAS z użyciem analizatora AMA-254. Niepewność
14
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
całkowitą pomiaru Hg w depozycji całkowitej na stacji Puszcza Borecka wyznaczono na 12,3%, a
niepewność rozszerzoną pomiaru Hg w depozycji całkowitej na - 24,6%.
4. Charakterystyka stężenia rtęci gazowej na stacjach tła regionalnego
Wyniki pomiarów całkowitej gazowej rtęci w powietrzu atmosferycznym w Polsce uzyskano
w ramach Programu Państwowego Monitoringu Środowiska (PMŚ) koordynowanego przez
Główny Inspektorat Ochrony Środowiska. Monitoring realizowany był wyłącznie na stacjach
pozamiejskich, pełniących w województwach funkcję stacji tła regionalnego. Charakterystyczną
cechą powietrza na stacjach tła regionalnego w Osieczowie, Granicy, Złotym Stoku i Zielonce oraz
na stacji IOŚ PIB w Puszczy Boreckiej były stosunkowo niskie stężenia całkowitej rtęci gazowej
(TGM). Na każdej ze stacji wyniki były również zbliżone do średniego rocznego stężenia TGM
wraz z niewielkim odchyleniem standardowym (tab. 4.1). Świadczy to o względnie czystym
powietrzu z niską zawartością rtęci nad terytorium Polski, podobnie jak nad niezanieczyszczonymi
obszarami półkuli północnej. W czystym powietrzu nad Europą pomierzono stężenia TGM w
zakresie 0,66 - 6,20 ng∙m-3 (Schroeder i Munthe, 1998), nad Spitsbergenem 1,45 - 2,0 ng∙m-3 (Berg
i in., 2001), nad Oceanem Atlantyckim 1,0 - 3,4 ng∙m-3 (Slemr 1992), a nad Grenlandią 0,01 - 0,06
ng∙m-3 (Reimann i Caritat, 1998). Na każdej ze stacji tła, opisywanych w niniejszym raporcie,
można wskazać oprócz największej liczby danych skupionych wokół średniej, występowanie z
różną częstością wartości większych, ekstremalnych, wielokrotnie przekraczających stężenia tła
geochemicznego.
W województwie dolnośląskim, w Osieczowie, ekstremalne wartości osiągnęły najwyższy poziom.
Przypadki ekstremalnych stężeń na stacji w Granicy, w Zielonce oraz w Złotym Potoku
występowały także, ale na niższym poziomie stężeń niż w Osieczowie.
Tabela 4.1 Charakterystyka statystyczna stężenia całkowitej rtęci gazowej TGM pomierzonego na stacjach
tła regionalnego i na stacji IOŚ PIB w roku 2013
Stężenie rtęci gazowej [ng ∙m-3] na stacjach tła regionalnego PMŚ
Estymator
Ilość danych
Wartość średnia
Mediana
Odch. std.
Minimum
Maksimum
Zakres
Dolny kwartyl
Górny kwartyl
Ds
Osieczów
6676
1,89
1,74
0,74
0,87
16,93
16,06
1,55
2,03
Mz
Granica KPN
8179
1,43
1,38
0,37
0,42
10,18
9,76
1,20
1,57
Sl
Złoty Potok
7028
1,76
1,67
0,47
0,83
5,82
4,99
1,48
1,91
Kp Zielonka
7569
1,86
1,60
0,86
0,60
12,50
11,90
1,40
2,00
WmPuszcza_
IOS_Borecka
50
1,64
1,61
0,41
0,96
2,75
1,79
1,27
1,82
Skupienie wyników pomiarów TGM w pobliżu wartości średniej, odzwierciedla stosunkowo
niewielką zmienność stężeń w skali roku, bez względu na różnice metodyczne (rys.4.1). Inna
metoda pobierania próbek powietrza na stacji w Puszczy Boreckiej w stosunku do autoanalizatorów
15
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
zastosowanych na pozostałych stanowiskach pomiarowych i odmienny co do ilości danych zbiór
wyników, uniemożliwiły rejestrację krótkookresowych fluktuacji stężeń TGM. Stąd porównanie
dotyczyć może głównie charakterystyk podstawowych (rys. 4.1).
3
16
Mediana T GM
25%-75%
Zakres nieodstających
Odstające
Ekstremalne
12
2
8
1
4
0
1
2
3
0
4
5
Rysunek 4.1 Charakterystyka podstawowych parametrów statystycznych opisujących jednogodzinne zmiany
stężeń rtęci gazowej TGM [ng∙m-3] na stacjach tła regionalnego w Polsce w 2013 roku: 1Stacja Osieczów; 2- Stacja Granica; 3 - Stacja Złoty Potok; 4 – Stacja Zielonka oraz 24godzinne zmiany stężenia TGM [ng∙m-3] na stacji IOŚ BIP – 5, w Puszczy Boreckiej
Test Kruskala-Wallisa zastosowany do oceny stężenia TGM w powietrzu na czterech
stacjach tła regionalnego wskazał na istotnie statystycznie różne i niższe stężenia rtęci tylko nad
stacją w Kampinoskim Parku Narodowym w Granicy (rys. 4.1- stacja nr 2).
Histogramy frekwencji stężeń rtęci wskazały na dominujący (> 70 %) udział wyników
w zakresie od 1 do 2 ng∙m-3 oraz bliski parametrycznemu rozkład stężeń (rys. 4.2). Na stacji
Granica i Zielonka najwięcej przypadków stężeń mieściło się w zakresie od 1,0 - 1,5 ng∙m-3,
podczas gdy w Osieczowie, Złotym Potoku i Puszczy Boreckiej najliczniejszy zbiór wyników
dotyczył zakresu od 1,5 do 2,0 ng∙m-3.
a)
b)
73%
60%
52%
61%
45%
% obserwacji
% obserwacji
49%
37%
30%
22%
37%
24%
15%
12%
7%
0%
0%
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
-3
Hg [ng • m ]
3,0
3,5
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Hg [ng • m-3]
16
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
c)
d)
57%
46%
50%
40%
33%
36%
% obserwacji
% obserwacji
43%
28%
21%
26%
20%
13%
14%
7%
7%
0%
0%
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
Hg [ng • m-3]
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
Hg [ng • m-3]
e)
58%
48%
% obserwacji
38%
29%
19%
10%
0%
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
Hg [ng • m-3]
Rysunek
4.2 Histogramy frekwencji stężeń całkowitej rtęci gazowej w powietrzu na stacjach tła
regionalnego: a)- Osieczów; b)- Granica; c)-Złoty Potok; d)- Zielonka oraz na stacji e)-IOŚ
PIB w Puszczy Boreckiej (wykresy nie uwzględniają wartości ekstremalnych)
Stężenia rtęci w atmosferze ulegają zmienności sezonowej. Wydzielenie z całego zbioru danych,
okresu zimowego (sezon grzewczy) i ciepłego (sezon wegetacyjny) potwierdziło, że w okresie lata,
mimo warunków fizycznych i biologicznych sprzyjających emisji rtęci ze źródeł naturalnych
(temperatura, parowanie, ewaporacja, metabolizm i obumieranie roślin) nie zarejestrowano
widocznych w stosunku do okresu zimnego, wzrostów stężeń rtęci (tab. 4.2). Wręcz przeciwnie,
stężenia TGM były wówczas niższe niż sezonie chłodnym. W tym okresie antropogeniczne źródła
oddziałują silniej i prowadzą do podwyższonych stężeń TGM nad stacjami badawczymi. Zatem
stacje tła, mimo że oddalone od obszarów zindustrializowanych, są poddane antropopresji. Wiąże
się to z jednym z najważniejszych źródeł emisji tego metalu do atmosfery, jakim jest spalanie
głównie paliw kopalnych oraz drewna. Źródła naturalne emitują głównie gazową rtęć elementarną
(GEM- Gaseous Elemental Mercury), a reaktywna gazowa rtęć (RGM – Reactive Gaseous
Mercury) wraz z rtęcią w aerozolach (TPM –Total Particulate Mercury) stanowi zawsze do 5%
(Witt i in., 2008). Natomiast rtęć emitowana ze źródeł antropogenicznych, np. ze spalania węgla, to
do 60% forma reaktywna. Podczas produkcji cementu GEM stanowi ponad 80% (Pacyna i in.,
2008). Sprawia to, że RGM stosunkowo szybko wiąże się i ulega grawitacyjnemu opadaniu,
17
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
podczas gdy GEM z naturalnych źródeł, jako mało reaktywny gaz, ulega w powietrzu rozproszeniu
poprzez transport do odległych geograficznie miejsc, a w końcu suchej depozycji do podłoża
(Sprovieri i in., 2010).
Tabela 4.2 Statystyczna charakterystyka stężeń całkowitej rtęci gazowej (TGM) w powietrzu na stacjach tła
regionalnego oraz na stacji IOŚ PIB w Puszczy Boreckiej roku 2013, z uwzględnieniem sezonu
chłodnego (Z - od 15 października do 15 kwietnia) i ciepłego (L - od 15 kwietnia do 15
października)
Estymator*
Liczba danych
Średnia
Mediana
Odch. std.
Dolny kwartyl
Górny kwartyl
Minimum
Maximum
Zakres
DsOsieczów
Z
L
3354 3322
1,97
1,81
1,81
1,68
0,77
0,70
1,61
1,50
2,13
1,92
0,87
0,93
16,93 12,54
16,06 11,61
MzGranica
Z
L
4003 4176
1,52
1,33
1,45
1,31
0,42
0,28
1,26
1,16
1,68
1,48
0,83
0,42
10,18
4,92
9,35
4,50
KpZielonka
Z
L
3879 3690
1,93
1,78
1,60
1,70
1,04
0,60
1,30
1,40
2,00
2,00
0,70
0,60
12,50
7,40
11,80
6,80
SlZłotyPotok
Z
L
3636 3392
1,83
1,69
1,74
1,60
0,47
0,46
1,55
1,42
1,97
1,84
0,84
0,83
5,82
5,20
4,98
4,37
WmPuszczaBorecka
Z
L
23
27
1,69
1,59
1,67
1,45
0,29
0,47
1,48
1,19
1,82
1,82
1,17
0,97
2,41
2,75
1,24
1,78
* wszystkie stacje poza Puszczą Borecką obliczono na podstawie stężeń średnich 1- godzinnych; na stacji Puszcza Borecka wyniki
stężenia rtęci to wartości średnie dobowe w losowo wybrane dni tygodnia.
Hg0 nie stanowi zatem tak poważnego zagrożenia (oprócz wybuchów wulkanów – Nriagu i Backer,
2003) jak rtęć w formie reaktywnej na drugim stopniu utlenienia (Hg2+), pochodzącej ze źródeł
antropogenicznych. Ta forma szybko reaguje z mokrą powierzchnią i przenoszona najdalej do
kilkuset kilometrów od źródła, wywołuje skażenie lokalne/regionalne (Kabata-Pendias, Mukherjee,
2007). Badania RGM na stacjach tła dostarczyłyby bardziej szczegółowych informacji o udziale
antropogenicznych źródeł wprowadzających w cykl krążenia gazową formę reaktywną rtęci. Ocena
zanieczyszczenia całkowitą rtęcią gazową na stacjach tła przez Pytę i Zajusza (2013) wydaje się być
bardzo zbieżna. Autorzy piszą, że „Porównując średnie sezonowe stężenie TGM, uzyskane łącznie
w okresie 2010-2012 należy zauważyć, że w przypadku każdej stacji średnia w sezonie letnim była
niższa niż średnia w sezonie grzewczym. Biorąc jednak pod uwagę strukturę emisji rtęci w Polsce
wydaje się, że różnice te winny być znacznie wyraźniejsze”.
Czasowe serie wyników średnich jednogodzinnych stężeń rtęci gazowej w powietrzu na
stacjach tła regionalnego w Polsce charakteryzowały się stosunkowo dużą dynamiką zmian (rys.
4.3-4.7). Wynikiem czego, obok sygnalizowanych już skupień danych wokół średniej, pojawiały się
serie wysokich wartości ekstremalnych. W Osieczowie stanowiły one 4,7%, Złotym Potoku 5,9%,
na stacji Granica 6,0% i Zielonka 8,3%. Dyspersja wyników, świadcząca o zmiennych warunkach
środowiskowych, wystąpiła w każdym sezonie pomiarowym, jednak największe amplitudy stężeń
w krótkich odstępach czasu, o zakresie ponad 15 ng∙m-3, wyznaczono pod koniec zimy w
Osieczowie. Amplitudy o niższych zakresach, nie przekraczające 11 ngHg∙m-3 występowały tam
także wiosną i latem (rys. 4.3). Natomiast w województwie śląskim w Złotym Potoku, mimo że
częściej niż gdzie indziej pojawiały się wartości odstające i ekstremalne, to jednak tylko
nieznacznie przekraczały one naturalne tło geochemiczne zimą (2,0 – 3,0 ng∙m-3 Bloom i Watras
18
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
1989) i latem (3,0-4,0 ng∙m-3 Bloom i Watras 1989). W wyróżniającej się na tle pozostałych, stacji
Granica, zarejestrowano w półroczu ciepłym tylko pojedynczy epizod wysokich stężeń TGM,
ponad geochemiczny poziom. W półroczu chłodnym wystąpiły cztery epizody trwające najczęściej
kilka godzin w ciągu dnia, kiedy przekroczony został poziom geochemicznego tła. Na stacji IOŚPIB w Puszczy Boreckiej (tab. 4.1; rys. 4.1), mediana TGM była bliska wynikom ze Stacji
Zielonka i Złoty Potok, ale ze względu na to, że wyniki stanowiły średnią dobową wartość stężenia,
wyznaczono tam najmniejsze rozproszenie z amplitudą 1,79 ng∙m-3 oraz najniższe wartości
maksymalne, rzędu 2,75 ng∙m-3. Mimo sygnalizowanych wcześniej dużych różnic metodycznych
nie można wykluczyć, że powietrze w północnej części województwa warmińsko-mazurskiego, z
dużymi kompleksami leśnymi pod względem stężenia rtęci gazowej należy do stosunkowo
czystych. Tym niemniej w ocenie tego regionu należy być bardziej wnikliwym i wziąć pod uwagę
często pojawiające się na północ od polskiej granicy pożary (Ulevicius i in., 2010; Lewandowska,
Falkowska 2013).
Atmosfera jest bardzo dynamicznym środowiskiem i rzadkie są przypadki, gdy w długim
czasie tylko jeden parametr meteorologiczny, ma istotnie statystyczny wpływ na jej chemizm, ale
znane są sytuacje, kiedy krótkotrwałe, najczęściej kilkugodzinne zmiany w atmosferze, można
opisać funkcją jednej zmiennej. Właściwym przykładem jest wpływ temperatury na stężenie
parcjalne rtęci opisane przez Ambrose i Sprake (1972). Statystyczna analiza danych z 2013 roku nie
wskazała na istnienie liniowej zależności pomiędzy temperaturą otoczenia i stężeniem całkowitej
rtęci gazowej na stacjach tła regionalnego prowadzących rejestrację parametrów
meteorologicznych. Jednakże liczne epizody wzrostu stężenia TGM łączyły się z gwałtownym,
kilkugodzinnym wzrostem temperatury. Widać tę zależność w sezonie chłodnym, gdy temperatura
otoczenia gwałtownie wzrastała powyżej 0oC (28-30 stycznia oraz 7-10 marca 2013 r.) na stacji w
Złotym Potoku i Granicy (rys. 4.4; 4.5). Również w sezonie ciepłym, kilkugodzinny wzrost
stężenia TGM wiązał się z najwyższymi temperaturami występującymi na tych stacjach na
przełomie lipca i sierpnia 2013 r. (rys. 4.4; 4.5). Na stacji Zielonka w Borach Tucholskich
odnotowano podobną sytuację. Zarówno w sezonie ciepłym (połowa maja i sierpnia 2013r.) jak i na
początku sezonu zimowego (koniec października i początek listopada 2013 r.), wystąpiły częste
fluktuacje stężenia rtęci gazowej przekraczające geochemiczne tło (rys.4.6).
W innych sytuacjach wzrost stężenia rtęci gazowej wynikał z bardziej złożonych
warunków meteorologicznych, a temperatura nie była ani jedynym ani dominującym parametrem
kształtującym poziom TGM. Wydaje się, że największą uwagę w interpretacji wyników stężeń
TGM należy skupić na masach powietrza: skąd przemieszczają się w ciągu ostatnich 2-3 dni nad
obszar badań, jaka jest wysokość warstwy mieszania oraz częstość i wielkość opadów
atmosferycznych? Te czynniki mogą zdecydować o składzie chemicznym powietrza w rejonie
badań i świadczyć o znaczeniu transgranicznego przepływu zanieczyszczeń.
19
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO - OCENA ZA 2013 ROK
DsOsieczów
18,0
Trajektorie
rys. 4.9
16,0
14,0
Trajektorie
rys. 4.10
12,0
Trajektorie
rys. 4.12
Trajektorie
rys. 4.11
Hg [ng/m3]
10,0
8,0
6,0
4,0
2,0
2013-12-27
2013-11-27
2013-10-28
2013-09-28
2013-08-29
2013-07-30
2013-06-30
2013-05-31
2013-05-01
2013-04-01
2013-03-02
2013-01-31
2013-01-01
0,0
Rysunek 4.3 Czasowa zmienność 1-godzinnych stężeń całkowitej rtęci elementarnej w powietrzu na stacj tła regionalnego w Osieczowie (woj. dolnośląskie)
w stosunku do średniej (linia ciagła) w 2013 r. (Pionowe linie wskazują czas obserwacji trajektorii wstecznych mas powietrza napływających nad
stację)
20
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO - OCENA ZA 2013 ROK
a)
Trajektorie
rys. 4.9
Trajektorie
rys. 4.8
Trajektorie
rys.4.11
b)
Rysunek 4.4 Czasowa zmienność 1-godzinnych stężeń całkowitej rtęci gazowej a) oraz temperatury w powietrzu b), na stacj tła regionalnego w Granicy
(Kampinowski Park Narodowy – woj. mazowieckie) w 2013 r. (Pozioma linia ciągła - średnia roczna wartość stęzenia rtęci; pionowe linie wskazują
czas obserwacji trajektorii wstecznych mas powietrza napływających nad stację)
21
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO - OCENA ZA 2013 ROK
a)
Trajektorie
rys. 4.8
Trajektorie
rys. 4.10
Trajektorie
rys. 4.11
Trajektorie
rys. 4.12
b)
Rysunek 4.5 Czasowa zmienność 1-godzinnych stężeń całkowitej rtęci gazowej a) oraz temperatury w powietrzu b), na stacj tła regionalnego w w Złtym Potoku
– woj. sląskie) w 2013 r. (Pozioma linia ciągła – średnia roczna wartość stęzenia rtęci; pionowe linie wskazują czas obserwacji trajektorii
wstecznych mas powietrza napływających nad stację)
22
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO - OCENA ZA 2013 ROK
a)
Trajektorie
rys. 3.10
Trajektorie
rys. 3.12
Trajektorie
rys. 3.9
b)
Rysunek 4.6 Czasowa zmienność 1-godzinnych stężeń całkowitej rtęci gazowej a) oraz temperatury w powietrzu b), na stacj tła regionalnego w Zielonce – woj.
kujawska-pomorskie) w 2013 r. (Pozioma linia ciągła - średnia roczna wartość stęzenia rtęci; pionowe linie wskazują czas obserwacji
trajektorii wstecznych mas powietrza napływających nad stację)
23
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO - OCENA ZA 2013 ROK
WmPuszcza_IOS_Borecka
5
4
Trajektorie
rys. 3.9
Hg [ng/m3]
3
2
1
2013-12-27
2013-11-27
2013-10-28
2013-09-28
2013-08-29
2013-07-30
2013-06-30
2013-05-31
2013-05-01
2013-04-01
2013-03-02
2013-01-31
2013-01-01
0
Rysunek 4.7 Czasowa zmienność stężeń całkowitej rtęci elementarnej w dobowych próbkach powietrza pobranego raz w tygodniu (w losowo wybranym dniu) na
stacj IOŚ BIP w Puszczy Boreckiej (woj. warmińsko-mazurskie) w stosunku do wartości średniej rocznej (linia ciągła) w 2013 r.
24
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Analiza trajektorii wstecznych mas powietrza napływających nad terytorium Polski w pobliże
stacji tła regionalnego pozwala na wskazanie potencjalnego obszaru źródłowego
zanieczyszczeń. Ostatnia dekada stycznia 2013 r. to okres, gdy nad stacje w Złotym Potoku
i Granicy docierało powietrze znad Saksonii, Zagłębia w Turoszowie i północnych Czech (rys.
4.8). Zachodnia masa suchego powietrza przemieszczała się nisko (warstwa turbulencyjnego
mieszania < 200m wysokości) i objęła swoim wpływem południową część Polski sięgając do
centralnie usytuowanej stacji w Puszczy Kampinoskiej. Warto dodać że nad Złotym Potokiem
średnie stężenie węgla elementarnego (EC)7 w cząstkach zawieszonych < 2,5 µm osiągnęło
wówczas blisko 10 000 ng∙m-3 a węgla organicznego (OC) 50 000 ng∙m-3 i były to najwyższe
wartości w roku. Są to około pięciokrotnie wyższe wartości niż odnotowywane w Polsce
północnej, w strefie brzegowej morza (Lewandowska i Falkowska, 2013). Cząstki zawieszone
PM2,5 osiągnęły także najwyższą w analizowanym roku wartość 120 µg∙m -3. Natomiast nad
stacją Granica wzrosły wówczas gwałtownie stężenia NOx > 70 µg∙m-3 i SO2> 30 µg∙m-3.
a)
b)
Rysunek 4.8 Trajektorie wsteczne mas powietrza napływającego nad stacje tła regionalnego: a) w Złotym
Potoku, b) Granica, w trzeciej dekadzie stycznia 2013r. (www.arl.nooa.gov/ready/hysplit4.html)
Brak pomiarów stężenia TGM w styczniu w Osieczowie, stacji położonej najbliżej
Turoszowskiego Zagłębia Węgla Brunatnego i kombinatu energetycznego Turów, nie pozwala na
dokładną ocenę oddziaływania masy powietrza przemieszczającego się nad tym rejonem.
Wysokie stężenia TGM, jakie wystąpiły pod koniec pierwszej dekady marca 2013 roku na
stacjach w Osieczowie (rys. 4.3), Granicy (rys. 4.4) i Zielonce (rys. 4.6) pojawiły się
prawdopodobnie jako efekt napływającego z południa powietrza (rys. 4.9 a, b). W Osieczowie
najniżej przemieszczająca się sucha masa powietrza bardzo powoli otaczała rejon Kotliny
Turoszowskiej. Wysokość warstwy mieszania nie przekraczała wówczas 150 m. n.p.m (rys. 4.9 c).
Należy podkreślić, że w dużych cząstkach zawieszonych (PM10) wystąpiły nad rejonem Osieczowa
drugie co do wysokości tygodniowe stężenia niklu, arsenu, ołowiu i kadmu8. W pierwszej dekadzie
7
8
Wyniki stężeń gazów i aerozoli zastały zaczerpnięte z materiałów źródłowych dostarczonych przez zleceniodawcę
Wyniki stężeń metali śladowych zostały zaczerpnięte z materiałów źródłowych dostarczonych przez zleceniodawcę
25
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
marca w okręgu Kaliningradzkim i na południe od polskiej granicy wystąpiły pożary (rys. 4.10),
które mogły być dodatkowym źródłem rtęci w powietrzu nad Zielonką oraz w rejonie Granicy i
przyczynić się do wzrostu stężenia tlenków azotu i ozonu.
a)
b)
c)
Rysunek 4.9 Trajektorie wsteczne mas powietrza napływających nad stacje tła regionalnego: a) Zielonka, b)
Granica, c) Osieczów pod koniec pierwszej dekady marca 2013r. (www.arl.nooa.gov/
ready/hysplit4.html)
Rysunek 4.10 Pożary w okręgu kaliningradzkim oraz na południe od polskiej granicy w okresie od 2 do 11
marca 2013 r. (http://rapidfire.sci.gsfc.nasa.gov/cgi-bin/imagery/firemaps.cgi)
Pożary na Ukrainie, Słowacji i w południowej Polsce w połowie kwietnia 2013 r. mogły przyczynić
się do wzrostu stężeń rtęci gazowej w powietrzu nad Puszczą Borecką w województwie
warmińsko-mazurskim i Złotym Potoku w województwie śląskim (rys. 4.11). W suchym powietrzu
do Złotego Potoku docierało ponad 2 000 µg EC∙ m-3 w małych cząstkach <2,5 µm średnicy.
26
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
a)
b)
c)
Rysunek 4.11 Trajektorie wsteczne mas powietrza napływających nad stacje tła regionalnego: a) Puszcza
Borecka, b) Złoty Potok 16-17 kwietnia 2013 r. c) mapa Europy z zaznaczonymi miejscami
pożarów w okresie od 11 do 20 kwietnia 2013 r. (www.arl.nooa.gov/ready/hysplit4.html),
(http://rapidfire.sci.gsfc.nasa.gov/cgi-bin/imagery/firemaps.cgi)
Występujące w ostatnich dniach lipca wysokie stężenia gazowej rtęci są prawdopodobnie efektem
oddziaływania źródeł transgranicznych zwłaszcza usytuowane na południe od granicy polskiej.
Duże przestrzenie lądu nad Morzem Czarnym objęte pożarami mogły być emiterem wielu
substancji pochodzących ze spalania (rys. 4.12). Napływało wówczas najcieplejsze w skali roku
powietrze, a na stacji Granica9 wystąpiło jedno z najwyższych stężeń ozonu 152,6 µg∙m-3.
a)
b)
c)
Rysunek 4.12 Trajektorie wsteczne mas powietrza napływających nad stacje tła: a) w Złotym Potoku i b)
Granicy 29 lipca 2013 r. oraz c) mapa pożarów w Europie w dniach od 20 do 29 lipca 2013 r.
(www.arl.nooa.gov/ready/hysplit4.html)(http://rapidfire.sci.gsfc.nasa.gov/cgi-bin/imagery/
firemaps.cgi)
9
Stężenie ozonu zaczerpnięto z materiałów źródłowych otrzymanych od zleceniodawcy
27
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Stosunkowo częste fluktuacje 1-godzinnych stężeń gazowej rtęci pojawiające się jesienią,
zwłaszcza na przełomie października i listopada, w Osieczowie, Złotym Potoku i Zielonce, przy
słabych bądź umiarkowanych prędkościach wiatru, mogły odzwierciedlać lokalną aktywność
na polach i w ogrodach pod koniec sezonu wegetacyjnego, ale także tradycyjne palenie zniczy
na miejscowych cmentarzach. W tym czasie w powietrzu w Osieczowie odnotowano wzrost
stężenia cząstek dużych (PM10) wraz z benzo(a)pirenem i innymi WWA.
W ostatnich dniach grudnia, kiedy nad Polskę napływało powietrze z południa
i południowego zachodu, na stacjach w Złotym Potoku, Zielonce i Osieczowie wystąpiły stężenia
rtęci wyższe niż tło geochemiczne (rys. 4.3; 4.5; 4.6; 4.13). Dodatkowo w cząstkach małych
o średnicy aerodynamicznej poniżej 2,5 µm, w powietrzu przemieszczającym się stosunkowo nisko
nad ziemią (warstwa mieszania 273m) do stacji w Złotym Potoku10, wystąpiły wysokie wartości
stężeń chlorków, sodu i potasu. Podobne wyniki odnotowano w Zielonce11. W cząstkach PM2,5,
których dobowe stężenia masowe przekraczały dopuszczalną normę UE i osiągały wartości > 40
µg∙m-3, pomierzono wysokie stężenia azotanów, chlorków, magnezu, potasu i amoniaku. Natomiast
w cząstkach, których średnica aerodynamiczna była poniżej 10 µm, tak samo jak na stacji
w Osieczowie, pojawiły się podwyższone stężenia metali As, Cd, Pb i WWA. Ze względu na małe
prędkości wiatru (<1 ms-1), zaistniałą sytuację można raczej tłumaczyć napływem zanieczyszczeń
lokalnych/regionalnych z aglomeracji górnośląskiej, co obserwuje się zwłaszcza w sezonie
grzewczym. Lokalizacja stacji w Złotym Potoku na wysokości 290 m n.p.m predestynuje ją
do odbioru większej masy zanieczyszczeń w stosunku do innych niżej położonych. Ponadto, nie
można wykluczyć, że na przełomie roku większe spalanie w gospodarstwach indywidualnych
i tradycyjne fajerwerki mogły doprowadzić do wzrostu stężeń rtęci, węglowodorów aromatycznych
i innych metali, tak jak to odnotowano w Gdyni (Staniszewska i in., 2013).
a)
b)
c)
Rysunek 4.13 Trajektorie wsteczne mas powietrza napływających nad stacje tła: a) w Złotym Potoku
i b) Granicy, c) Osieczowie w ostatnich dniach grudnia 2013 r. (www.arl.nooa.gov/ready/
hysplit4.html)
10
Wyniki stężeń cząstek aerozoli i ich składników zaczerpnięto z materiałów źródłowych otrzymanych od
zleceniodawcy
11
Wyniki stężenia cząstek aerozoli i ich składników chemicznych zaczerpnięto z materiałów źródłowych otrzymanych
od zleceniodawcy
28
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
4.1 Wpływ prędkości i kierunku wiatru
Wiatr w dwojaki sposób wpływa na poziom stężenia rtęci gazowej w atmosferze. Z jednej
strony przyspiesza/pobudza wymianę gazową pomiędzy ośrodkami takimi jak gleba – powietrze,
woda – powietrze, a z drugiej strony jest środkiem transportu. Masy powietrza wraz z obecnymi
w nich gazami i aerozolami mogą być przenoszone znad obszaru źródłowego do miejsc odległych.
Na drodze transportu dochodzi do dyspersji substancji, ich wypadania bądź wymywania.
Na trzech stacjach tła regionalnego, na których przeprowadzano równocześnie pomiary
stężenia TGM i parametrów meteorologicznych (rys. 4.14; 4.15; 4.16), mimo wyraźnie
zaznaczonych dominujących kierunków wiatru, tak jak ma to miejsce na stacjach w Granicy (rys.
4.14a), Złotym Potoku (rys. 4.15a) i Puszczy Boreckiej (rys. 4.16 a) i porównywalnych średnich
prędkościach wiatru (rys. 4.14b; 4.15b; 4.16b), średnie stężania TGM (rys. 4.14c; 4.15c; 4.16c)
były zbliżone co do wielkości bez względu na kierunek wiatru. Wyjątek stanowiła stacja w Złotym
Potoku, gdzie znikomy udział wiatrów z północy o małej prędkości, związany był z najniższymi
stężeniami całkowitej rtęci gazowej zarejestrowanymi w powietrzu (rys. 4.15 c).
a)
b)
c)
Rysunek 4.14 Częstość wiatrów [%]– a); średnia prędkość wiatru [m∙s-1] – b) średnie stężenie
całkowitej rtęci gazowej [ng∙m-3] – c) w zależności kierunku napływającego powietrza nad
stację tła regionalnego w Granicy w województwie mazowieckim w 2013 roku
a)
b)
c)
Rysunek 4.15 Częstość wiatrów [%] – a); średnia prędkość wiatru [m∙s-1] – b) średnie stężenie
całkowitej rtęci gazowej [ng∙m-3] – c) w zależności kierunku napływającego powietrza nad
stację tła regionalnego w Złotym Potoku w województwie śląskim w 2013 roku
29
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
a)
b)
c)
Rysunek 4.16 Częstość wiatrów [%]– a); średnia prędkość wiatru [m∙s-1] – b) średnie stężenie
całkowitej rtęci gazowej [ng∙m-3] – c) w zależności kierunku napływającego powietrza nad
stację IOŚ PIB w Puszczy Boreckiej w województwie warmińsko-mazurskim w 2013 roku
To, że kierunki wiatru nie miały istotnego wpływu na wielkość stężeń całkowitej rtęci
gazowej w powietrzu nad stacjami pomiarowymi może być wynikiem usytuowania stacji w
otoczeniu lasu i redukcji prędkości wiatru. Szczegółowy obraz zmienności stężenia rtęci całkowitej
w powietrzu nad stacją Granica wskazał, że przy każdej prędkości wiatru pojawiały się wyniki
niskich i wysokich stężeń Hg (rys. 4.17). Nie znaleziono tym samym regularności zmian, a długie
serie danych (Granica, Złoty Potok) jak i krótkie (Puszcza Borecka) doprowadziły do tych samych
wniosków.
O wszechkierunkowym charakterze rozkładu stężenia rtęci gazowej pisali wcześniej Pyta
i Zajusz (2013). Zdaniem Autorów w przeprowadzonej przez nich ocenie zanieczyszczenia rtęcią na
stacjach tła regionalnego, była to charakterystyczna cecha przestrzennego rozkładu stężeń TGM
pochodzących ze źródeł lokalnych.
30
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO - OCENA ZA 2013 ROK
Rysunek 4.17 Wpływ prędkości wiatru – Vw [m∙s-1] na zmienność 1-godzinnych stężeń całkowitej rtęci gazowej w powietrzu nad stacją Granica
w
Kampinoskim
Parku
Narodowym
(woj.
mazowieckie)
w
2013
r.
31
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Stacje regionalne, zlokalizowane na obszarach pozamiejskich, spełniają postawiony im cel
badawczy. Charakteryzując się stosunkowo niskim poziomem stężeń zanieczyszczeń w 2013 roku
mogą być tłem i stanowić odniesienie dla innych stacji pomiarowych. Dotyczy to zwłaszcza stacji
zlokalizowanych w rejonach zurbanizowanych i zindustrializowanych. Mimo, że okres czterech lat
badań nie jest satysfakcjonujący, aby wskazać trendy zmian, to jednak można sugerować, że wyniki
średnich rocznych stężeń całkowitej rtęci gazowej (tab. 4.3) wyróżniają dwie stacje w Granicy
i Puszczy Boreckiej z najniższą średnią roczną wartością stężenia TGM oraz stacje w Osieczowie,
Zielonce i Złotym Potoku, gdzie średnie roczne stężenia TGM były wyższe zarówno w ostatnim
roku pomiarowym jak i biorąc pod uwagę średnia z czteroletniego okresu pomiarów.
Tabela 4.3 Średnie roczne stężenia całkowitej rtęci gazowej na stacjach tła regionalnego realizujących
Program Państwowego Monitoringu Środowiska
Rok
Osieczów
2010
2011
2012
2013
średnia
2,40
2,16
1,66
1,89
2,03
Granica
1,53
1,52
1,76
1,43
1,56
Hg [ng m-3]
Złoty Potok
1.97
2.69
1.83
1.76
2,06
Zielonka
Puszcza Borecka
1,69
1,55
1,37
1,86
1,62
1,49
1,43
1,59
1,64
1,53
Trend zmian wyznaczony na stacji tła regionalnego w Granicy wskazał na względną stabilność
wyników stężeń TGM w latach 2010-1013. W tym samym czasie na stacji w Osieczowie i Złotym
Potoku ujawniły się trendy spadkowe, podczas gdy na stacji w Puszczy Boreckiej silny trend
wzrostu stężeń TGM. Na stacji Zielonka wystąpił słaby trend wzrostu stężeń rtęci w powietrzu (rys.
4.18). Powyższe przewidywania warto uzupełnić informacją, że w latach 2010 – 2013 na stacjach
w Osieczowie i Złotym Potoku zmalał udział wysokich wartości ekstremalnych z 19,7% do 4,4%
w pierwszym przypadku, a w drugim z 13,9% do 5,9%. Natomiast na stacji Zielonka w latach
2010-2013 frekwencja przypadków ekstremalnie wysokich wzrosła z 1,7% do 8,4%. Silny trend
wzrostu stężenia całkowitej rtęci gazowej na stacji w Puszczy Boreckiej wskazuje na pojawienie się
w skali lokalnej lub regionu nowych źródeł emisji/reemisji Hg. Kolejne lata pomiarów stężeń
zanieczyszczeń prowadzonych w ramach Państwowego Monitoringu Środowiska potwierdzą bądź
zanegują wskazane kierunki zmian.
32
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Rysunek 4.18 Trendy zmian stężeń całkowitej rtęci gazowej w powietrzu na stacjach tła regionalnego
(2010-2013)
5. Depozycja atmosferyczna
Mason i Sheu (2002) oszacowali, że na powierzchnię lądu i oceanu w wyniku depozycji
atmosferycznej trafia około 3,52 t i 3,08 t rtęci rocznie. Tempo depozycji rtęci z atmosfery do gleby
i na powierzchnię wód zależy od warunków klimatycznych, ukształtowania terenu oraz właściwości
chemicznych i fizycznych form rtęci (Wang i in., 2004). Fitzgerald i in. (1998) oszacowali
światową depozycję atmosferyczną na około cztery razy wyższą niż przed rewolucją przemysłową,
która wynosiła 0,34 ng∙cm-2 rocznie. Inni badacze sugerują, że obecnie globalna wartość wkładu
przemysłu w depozycję atmosferyczną może być czterokrotnie wyższa niż wartość sprzed rewolucji
przemysłowej (Heyvaert i in., 2000; Bindler, 2003). W Szwecji ocenia się aktualny wkład na co
najmniej 10 razy wyższy niż w okresie przedindustrialnym (Bindler, 2003). Badania
przeprowadzone w południowo – zachodniej części Stanów Zjednoczonych wskazały, że aktualny
wkład jest 24 razy wyższy (Heyvaert i in. 2000).
Wyniki średnich miesięcznych wysokości opadu i ładunku rtęci wprowadzanej z opadem
wskazały na miesiące ciepłe, kiedy proces depozycji był najbardziej efektywny co do wysokości
opadu i strumienia wymytej z atmosfery rtęci (tab. 5.1). Jednak stwierdzenie to jest bardzo ogólne
33
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
i wymaga uszczegółowienia. Każdą ze stacji charakteryzowała zgodna z normą, ale inna wysokość
opadu z maksimum w Osieczowie i minimum w Zielonce. Opady na stacji usytuowanej na północy
Polski, w Puszczy Boreckiej były nieco wyższe niż w Borach Tucholskich. Jednakże zróżnicowanie
wysokości opadów nie odzwierciedla różnic w dopływie rtęci. Na stacji w Puszczy Boreckiej
roczny strumień rtęci całkowitej wnoszonej z opadem przewyższał 7,7 razy strumień w Osieczowie
i 4 razy w Zielonce. Jeszcze większe dysproporcje pomiędzy stacjami, w wielkości dopływu rtęci,
pojawiły się od czerwca do września. Wyróżniająca pozycja, zarówno w skali roku jak i sezonu,
stacji
w Puszczy Boreckiej na tle innych stacji pozamiejskich (rys. 5.1), dostrzeżona była wcześniej przez
Pytę i Zajusza (2013), którzy zwrócili uwagę na fakt, że różnica w zakresie rocznej depozycji rtęci
w poszczególnych stacjach jest większa niż mogłoby to wynikać z różnicy wysokości opadów.
Tabela 5.1 Miesięczna i roczna depozycja całkowita rtęci na stacjach tła regionalnego w 2013 r.
Osieczów
Kolektor
Puszcza Borecka
Kolektor
Hg
Hg
2
Zielonka
Kolektor
2
Hg
liczba
dni
h [mm]
µg/m
miesiąc
liczba
dni
h [mm]
µg/m
miesiąc
liczba
dni
h [mm]
µg/m2
miesiąc
Styczeń
28
47,20
0,09
28
24,40
0,74
34
28,67
0,30
Luty
28
54,05
0,32
28
39,04
0,75
28
68,22
0,44
Marzec
35
29,19
0,17
35
15,13
0,12
29
45,78
0,43
Kwiecień
28
21,77
0,35
28
30,78
1,93
27
20,44
0,45
Maj
35
56,73
0,04
29
71,50
3,53
35
89,87
1,35
Czerwiec
28
200,81
1,61
34
76,80
8,83
28
58,36
0,93
Lipiec
28
118,14
0,95
28
57,80
2,27
28
68,56
0,82
Sierpień
35
65,71
0,02
35
115,08
8,01
36
63,71
1,38
Wrzesień
28
81,34
0,07
28
115,40
2,85
28
58,53
0,64
Październik
28
35,56
0,25
28
42,22
1,15
28
29,24
0,32
Listopad
35
40,74
0,12
35
36,33
0,77
35
39,87
0,44
Grudzień
28
34,35
0,10
28
33,24
0,74
27
22,98
0,31
Rok
364
785,59
4,09
364
657,73
31,68
363
594,23
7,82
Odnosząc się do wyników depozycji rtęci z lat poprzednich12 można wnioskować o sukcesywnym
wzroście strumienia Hg na stacji Puszcza Borecka od 2010 roku (tab.5.2), co koresponduje
z wyznaczonym trendem stężenia TGM na tej stacji (rys.4.18).
Tabela 5.2 Roczne ładunki rtęci całkowitej na stacjach tła regionalnego dopływające z atmosfery w latach
2010-2013
Ładunek Hg [µg∙m-2]
rok
Osieczów
Zielonka
2010*
2011*
11,49
2012*
4,68
10,95
2013
4,09
7,82
*- dane udostępnione przez GIOŚ
12
Puszcza
Borecka
7,34
19,22
33,16
31,68
Wyniki udostępnione przez zleceniodawcę
34
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Na stacji Osieczów także można zauważyć zgodne tendencje zmian w stosunku do stężenia TGM
i strumienia dopływającego z opadem całkowitym.
10,00
9,00
Osieczów
Hg [µg m-2 miesiąc]
8,00
7,00
Puszcza
Borecka
6,00
Zielonka
5,00
4,00
3,00
2,00
1,00
0,00
Rysunek 5.1 Miesięczna depozycja całkowita rtęci na stacja tła regionalnego w Osieczowie, Puszczy
Boreckiej i w Zielonce w 2013 r.
W opadzie całkowitym wraz z rtęcią wnoszone są do podłoża inne substancje, w tym
metale śladowe, których istotna statystycznie zależność na poziomie p<0,05 wskazała, że w
Osieczowie podobne źródła emisji decydowały o ich depozycji (Hg:As r=0,7; Hg:Ni r=0,56; Hg:Cd
r=0,66). Na stacji Zielonka w Borach Tucholskich dostrzeżono inne zależności. W opadzie
całkowitym jedynie liniowa korelacja pomiędzy Hg:Ni (r=0,54; p<0,05) świadczyła o
podobieństwie źródeł obu metali. Z innych źródeł pochodziły natomiast arsen i kadm deponowane
nad Zielonką.
Rozpuszczalność i wymywanie metali śladowych z atmosfery, w tym rtęci, zależy od
formy w jakiej występują, jak również od połączeń w jakie wchodzą jako składniki gazów i aerozoli
wyemitowane ze źródeł naturalnych lub antropogenicznych. Innymi parametrami, które decydują
o oczyszczaniu atmosfery są temperatura, pH, czy intensywność opadu deszczowego. Wydaje się
jednak, że wśród wielu czynników o tempie i kierunku przemian rtęci w atmosferze będą
decydowały warunki oksydacyjno – redukcyjne. Najważniejszymi utleniaczami gazowej
elementarnej rtęci (GEM) w powietrzu atmosferycznym w fazie ciekłej są O3, HClO i HSO3-, a w
fazie gazowej O3, Cl2 i H2O2. Najistotniejszymi reduktorami Hg2+ są SO2 i CO (Schroder i in.,
1991; Morel i in., 1998).
35
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
W pierwszym przypadku w wyniku utleniania rtęci elementarnej powstaje reaktywny, dobrze
rozpuszczalny w wodzie jon Hg2+. Ta ważna frakcja fazy ciekłej przy niskim pH występuje w
formie HgCl2, podczas gdy przy wysokim pH dominuje Hg(OH)2 i/lub Hg(SO3)22- (Lin i
Pehkonen,1997). Typowe pH od 3 do 6 w atmosferycznych kroplach sprawia (Warneck, 1998), że
zależnie od stężenia Cl- i SO32- formą dominującą jest jedna z dwóch HgCl2 lub Hg(SO3)22-. Przy
małym stężeniu Cl- formą dominującą może być HgC2O4 (Lin i Pehkonen, 1997). Wobec
powyższych zależności wyjaśnienie wysokich stężeń rtęci w opadach nad Puszczą Borecką przy
stosunkowo niskich stężeniach TGM latem może być nie pełne przy braku informacji o pH opadów
deszczowych i stężeniu RGM. Należy jednak podkreślić że wysokie stężenia ozonu, które wystąpiły
nad tą stacją w najcieplejszych miesiącach mogły utleniać Hg0 do frakcji jonowej, łatwo
rozpuszczalnej w opadzie deszczowym i dawać wyższe strumienie rtęci nad ta stacją.
6. Rtęć w Polsce i krajach Unii Europejskiej
Porównanie wyników stężenia rtęci gazowej pomierzonych na pięciu stacjach w Polsce dokonano
w oparciu o stacje tła o podobnym charakterze, zlokalizowane na obszarach wiejskich krajów Unii
Europejskiej. Litwa i Hiszpania mają po jednej takiej stacji, Finlandia i Szwecja trzy, Niemcy
podobnie jak Polska prowadzą pomiary na pięciu, a Wielka Brytania na dziesięciu stacjach.
Najnowsze, dostępne w AirBase wyniki pomiarów całkowitej rtęci gazowej dotyczą 2012 roku,
dlatego też z Polski włączono średnie stężenia TGM wyznaczone w tym samym okresie.
Zaprezentowane w tabeli 6.1 wyniki wskazują, że tylko nieliczna grupa krajów EU dokonywała
pomiarów rtęci gazowej w ramach monitoringu powietrza, a wśród nich tylko pięć miało trzy i
więcej wymaganych stacji pomiarowych. Poziom średniego rocznego stężenia całkowitej rtęci
gazowej w Europie przekraczały tylko Polska i Niemcy, a wyniki wykazały nieznaczną różnicę.
Pozostałe pięć krajów miały niższe stężenia.
Tabela 6.1 Średnie roczne stężenia całkowitej rtęci gazowej na stacjach tła w obszarach wiejskich w siedmiu
krajach Unii Europejskiej prowadzących monitoring rtęci w powietrzu w roku 2012
Stężenie średnioroczne [µg∙m-3]
Liczba
stacji
Średnia
Minimum
Maksimum
3
1,386
1,346
1,434
1
0,506
0,506
0,506
Litwa
1
1,227
1,227
1,227
Niemcy
4
1,663
1,636
1,721
Polska2
5
1,642*/1,716**
1,370*/1,430**
1,830*/1,890**
Szwecja
3
1,419
1,251
1,526
Wielka Brytania
10
1,348
0,700
1,708
3
27
1,470
1,255
1,574
Kraj
Finlandia
Hiszpania
Europa
1
1
-pomiary dotyczyły tylko rtęci elementarnej Hg0,
2
-stężenia całkowitej rtęci gazowej z 2012 roku udostępnione przez zleceniodawcę
3
- średnie stężenie całkowitej rtęci gazowej w krajach EU z wyłączeniem wyników z Hiszpanii
*-średnie stężenie całkowitej rtęci gazowej w roku 2012,
**średnie stężenie całkowitej rtęci gazowej w roku 2013
36
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Warto zauważyć, że spośród krajów sąsiadujących, w odniesieniu do lat poprzednich 2010 - 2011
(Pyta i Zajusz, 2013), Litwa odnotowała stały wzrost średniego stężenia rtęci gazowej w powietrzu,
natomiast Niemcy wykazały niższe średnie stężenia. Dwie stacje niemieckie zlokalizowane
w Turyngii w odległości około 400 km na zachód od Osieczowa miały w 2012 roku bardzo
zbliżone średnie roczne stężenia TGM: Gohlenberg (DUB029) 1,636 ng∙m-3, a Zella Mehlis
(DEU005) 1,721ng∙m-3. Świadczy to o podobnych lokalnych źródłach rtęci oraz o transgranicznym
przepływie zanieczyszczeń zważywszy, że sektor południowo-zachodni, nad terytorium Polski, jest
dominującym kierunkiem napływu mas powietrza.
7. Emisja i depozycja rtęci w krajach Unii Europejskiej
Udział krajów Unii Europejskiej w światowej emisji rtęci jest niewielki, w odniesieniu do
danych z 2010 roku opublikowanych przez UNEP (2013), wynosił on 4,14%. Ponad 50% udział
mają kraje Azji, a Chiny 1/3 światowej emisji rtęci. O sukcesywnym ograniczaniu emisji rtęci przez
państwa EU świadczą dane Europejskiej Agencji Środowiska (2014)13. Według informacji
zawartych w raporcie technicznym EAŚ od roku 1990 do 2012 emisja rtęci malała z 234,9 tony do
77,3 tony co stanowi 67% redukcję emisji. Najwięcej od roku 1990, bo o ponad 30 ton emisję rtęci
zredukowała Wielka Brytania, natomiast Polska, Niemcy i Francja obniżyły emisję o ponad 20 ton.
Mimo to, dwa kraje Niemcy i Polska zajmują czołowe miejsca na liście emiterów (tab. 7.1).
Spośród 28 krajów UE14, w dziesięciu emisja rtęci od 2011 do 2012 roku wzrosła od 0,1 do 0,3 ton.
Do krajów tych należą sąsiadujące z Polską, Niemcy, Litwa i Słowacja.
Tabela 7.1 Emisja rtęci [tony] w Polsce, w krajach sąsiedzkich i o największym udziale w całkowitą
emisję w Unii Europejskiej w roku 2012 w stosunku do 2011 r.
Emisja Hg [tony]
Kraj
Niemcy
Polska
Włochy
Hiszpania
Wielka Brytania
Rumunia
Francja
Czechy
Słowacja
Szwecja
Litwa
2011
10,1
10,0
8,9
6,4
5,9
5,0
4,6
3,2
1,2
0,5
0,3
2012
10,4
10,2
8,4
6,3
5,8
4,3
4,1
3,0
1,3
0,4
0,4
Zmiany w emisji
[%]
2011-2012
2,2
2,6
-5,7
-2,9
-2,6
-13,4
-11,1
-6,4
7,0
-6,1
14,9
Udział kraju w
emisji EU [%]
2012
13,4
13,3
10,9
8,1
7,5
5,6
5,3
3,9
1,7
0,6
0,5
Na wielkość antropogenicznej emisji rtęci w Europie największy wpływ miała produkcja energii i
jej dystrybucja (41%), zużycie energii w przemyśle (21%) i procesy przemysłowe (19%) (rys. 7.1).
Największe spadkowe trendy emisji rtęci w najważniejszych kategoriach działalności człowieka wg
EEA (2014) wystąpiły w produkcji energii elektrycznej i cieplnej, spalanie w przemyśle
stacjonarnym i budownictwie. W stosunku do tych dwóch działów gospodarki w pozostałych trendy
spadkowe emisji rtęci były umiarkowane, a dotyczy to produkcji żelaza i stali, gospodarstw
domowych i mieszkalnictwa, a także instytucji handlowych i publicznych.
13
14
EEA Technical report no 12/2014
wyłączono Grecję ze względu na błędne dane
37
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Rysunek 7.1 Udziały [%] w emisji rtęci wprowadzanej do atmosfery przez poszczególne sektory
gospodarki 28 krajów Unii Europejskiej w 2012 r. zgodnie z EEA Technical report no 12/2014
Analiza założeń scenariuszy krajowej emisji rtęci do powietrza do roku 2020
przeprowadzona przez Panasiuka i Głodek (2013) wykazała, że wobec poziomu emisji 14,3 ton
rtęci z roku 201015, przy kontynuacji rozwoju gospodarczego i po wdrożeniu dyrektyw Unii
Europejskiej i konwencji międzynarodowych (Scenariusz EXEC) prognozowana na 2020 r. emisja
Hg spadnie do poziomu 5,8 tony. Jednakże globalne modele emisji rtęci (UNEP, 2013), zależnie od
przyjętego scenariusza nie są tak optymistyczne. Według scenariuszy kontrolujących emisję, spadek
poziomu stężenia rtęci w odległych od przemysłu obszarach może wynosić od 15 do 20%.
Zachowanie status quo w regionach zindustrializowanych może przyczynić się do wzrostu poziomu
rtęci od 2 do 25%, a z dala od tych regionów od 1,5 do 5%. Każdy, choćby niewielki wzrost
antropogenicznej emisji lub tzw. reemisja z miejsc gdzie doszło do kumulacji rtęci, pociąga za sobą
wzrost depozycji. Największy udział ma wówczas forma utleniona rtęci, która jest stosunkowo
szybko usuwana z atmosfery w pobliżu źródła emisji. W 2012 roku tylko cztery kraje Unii
Europejskiej prowadziły pomiary całkowitej depozycji rtęci (tab.7.2).
Tabela 7.2 Średnia roczna depozycja rtęci w krajach Unii Europejskiej prowadzących pomiary całkowitej na
stacjach tła zlokalizowanych na obszarach wiejskich
Depozycja rtęci [µg∙m-2∙rok-1]
Liczba
stacji
Średnia
Minimum
Maksimum
Finlandia
3
2,555
1,460
4,015
Niemcy
4
7,373
4,380
14,235
Polska
3
16,260*/14,53016**
4,680*/4,090**
33,160*/31,680**
Wielka Brytania
9
9,611
8,030
12,410
Europa
19
8,950
4,638
15,989
Kraj
*- średnia roczna depozycja rtęci w 2012 roku wyniki udostępnione przez zleceniodawcę
**średnia roczna depozycja rtęci w roku 2013
15
Obliczenia Autorów publikacji nie są spójne z wynikami dotyczącymi wielkości emisji podanymi w raporcie EEA
(2014)
38
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Uśrednione wyniki z 19 stacji tła rozmieszczone w centralnej i północnej Europie prawdopodobnie
nie są reprezentatywne dla państw całej EU, tym niemniej wskazują na dość duży rozrzut danych
dotyczących całkowitej depozycji rtęci. Finlandia miała w 2012 roku średni roczny ładunek rtęci
3,5 razy mniejszy, a Polska prawie dwa razy większy od wskazanej dla Europy wartości średniej.
Stacja w Puszczy Boreckiej, która otrzymywała największy, z dotychczas wykazywanych, ładunek
Hg powinna być wyposażona w dodatkowe autoanalizatory do pomiaru TGM i RGM w powietrzu.
Łatwość z jaką RGM wchodzi w połączenia z para wodną, z aerozolami przyczynia się do wzrostu
depozycji (Lindberg i Strattyon, 1998). Poziom stężenia Hg w aerozolach mierzony był nad
Puszczą Borecką przez 2009 rok (Bełdowska i in., 2010). Wyznaczone średnie roczne stężenia Hg
w PM2,5 wyniosły 8,2 pg∙m-3, a w PM10 8,8 pg∙m-3, ale w sezonie zimnym stężenia rosły. Blisko
70 % wyników stężeń Hg w PM2,5 występowało wówczas w zakresie od 6 do 54,9 pg∙m-3,
natomiast w PM10 64 % wyników mieściło się w zakresie od 7 do 57,3 pgHg∙m-3, przy średnim
poziomie 11,2 pgHg∙m-3. W sezonie zimnym stężenie Hg w aerozolach były trzykrotnie wyższe niż
w sezonie ciepłym i chociaż nie odzwierciedlało to proporcjonalnie większej depozycji zimą niż
latem, to jednak wielkość ładunków Hg w Puszczy Boreckiej zimą była wyższa niż na innych
stacjach tła regionalnego. Warto zaznaczyć, że stężenia Hg w aerozolach Puszczy Boreckiej
mieściły się w zakresie charakteryzującym Europe środkową (Wändberg i in., 2001; Wändberg i
in., 2003). Dokładne obserwacje i wnikliwa analiza powinny wyjaśnić przyczyny wysokiej
depozycji przy stosunkowo niskim stężeniu całkowitej rtęci gazowej w tym rejonie Polski.
8. Podsumowanie
Ocenę zanieczyszczenia powietrza rtęcią w obszarach pozamiejskich sporządzono w oparciu
o wyniki z czterech stacji tła regionalnego należących do WIOŚ: Osieczów, Granica, Zielonka,
Złoty Potok i jednej stacji EMEP w Puszczy Boreckiej należącej do IOŚ-PIB. Całkowita depozycja
rtęci wyznaczona była na trzech stacjach: próbki miesięczne zbierane były na stacjach WIOŚ
(Osieczów i Zielonka), a tygodniowe na stacji IOŚ-PIB w Puszczy Boreckiej. Metodyczne różnice
co do sposobu zbierania próbek, w przypadku metody manualnej w stosunku do bezpośrednio
wykonywanej przez autoanalizatory, są istotne, choć zastosowane metody dopuszczalne. Jednakże
mała ilość danych zebranych w Puszczy Boreckiej, w przypadku rtęci gazowej, czyni wyniki
nieporównywalne statystycznie z pozostałymi. Kontynuowanie pomiarów metodą manualną
pozwoli na ocenę materiału tylko w podstawowym zakresie. Dyskusja wyników nad silnym
trendem wzrostu stężeń rtęci gazowej i wysoką depozycją wskazuje na potrzebę poszerzenia
zakresu pomiarów na stacji w Puszczy Boreckiej.
Wyniki pomiarów stężenia całkowitej rtęci gazowej przeprowadzone na pięciu stacjach tła
regionalnego dają podstawę do oceny zanieczyszczenia powietrza pozamiejskiego w Polsce w 2013
r. i do porównania z sześcioma krajami w Unii Europejskiej, które udostępniają wyniki pomiarów
w AirBase. Poziom średniego rocznego stężenia całkowitej rtęci gazowej przekraczały w EU tylko
dwa kraje Polska i Niemcy. Pozostałe pięć krajów miały niższe stężenia. W Polsce, czteroletni
okres pomiarów wskazał na trendy rosnące stężeń całkowitej rtęci gazowej, silnie zaznaczone na
stacji w Puszczy Boreckiej w województwie warmińsko-mazurskim i słabo w Zielonce w Borach
Tucholskich w województwie kujawsko-pomorskim. Dwie stacje tła, w Osieczowie w
województwie dolnośląskim i w Złotym Potoku w województwie śląskim, w czteroletnim okresie
39
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
pomiarowym (2010-2013) miały najwyższe średnie stężenia TGM z wyraźnym trendem
malejącym. Duże fluktuacje stężeń rtęci, w powietrzu w Osieczowie, w które wpisują się wysokie
wartości ekstremalne wywołane częstym napływem powietrza z sektora południowo zachodniego
są trudne w analizie, ze względu na brak bezpośrednich pomiarów parametrów meteorologicznych.
Znacznie bardziej drastyczne różnice niż w stężeniach TGM, zaznaczyły się w całkowitej depozycji
rtęci na 19 stacjach tła w centralnej i północnej Europie. Prawdopodobnie nie są to dane
reprezentatywne dla państw całej Unii Europejskiej, tym niemniej wskazują na dość duży rozrzut
wyników całkowitej depozycji rtęci. Finlandia otrzymywała w 2012 roku średni roczny ładunek
rtęci 3,5 razy mniejszy, a Polska prawie dwa razy większy od wskazanej dla Europy wartości
średniej. Największy ładunek ze wszystkich stacji prowadzących pomiary depozycji rtęci w EU
miała stacja w Puszczy Boreckiej, co powinno być przedmiotem analiz. Wyjaśnienie przyczyny
zjawiska jest tym bardziej potrzebne gdyż jest to region najsłabiej uprzemysłowiony o najmniejszej
emisji rtęci w Polsce.
Czołowa pozycja Polski w emisji rtęci w krajach EU, z ponad 13% udziałem w roku 2012 wskazuje
na potrzebę modernizacji i przekształceń w sektorze energetycznym, przemyśle ciężkim, ale także
w sektorze gospodarki komunalnej i mieszkalnictwie. Utrzymujące się średnie roczne stężenia
całkowitej rtęci gazowej oraz jej całkowita depozycja, powyżej średniej europejskiej, klasyfikują
Polskę w grupie państw zanieczyszczających Europę. Zła opinia o Polsce podtrzymywana jest przez
kraje skandynawskie, które wskazują, że Polska jest „największym trucicielem Bałtyku”. Dlatego
też oprócz koniecznej redukcji emisji rtęci pochodzącej z działalności człowieka, należy zwrócić
uwagę na zanieczyszczenia transgraniczne. Ich przemieszczanie się z masami powietrza
z dominującego kierunku zachodniego, dotyczy wszystkich państw EU i jest kontrolowane od
źródła. Mniejszy udział mas powietrza wraz z gazami i aerozolami napływającymi ze wschodu
i południowego wschodu to słabiej poznany problem dopływu zanieczyszczeń. Od wiosny do
jesieni, poza granicą Polski duże obszary, zwłaszcza Ukrainy, objęte są pożarami. Ich wkład
w zanieczyszczenie powietrza wymaga osobnych analiz. Zbliżający się szczyt klimatyczny w 2015
roku w Paryżu mógłby być dobrą platformą do zaprezentowania problemu, który powtarza się
rokrocznie. Kraje EU powinny zabiegać o redukcję pożarów, zakaz wypalania traw i pól uprawnych
nie tylko ze względu na wzrost stężenia rtęci niesionej w masie powietrza, ale również ze względu
na submikronowe cząstki węgla elementarnego, który pełni w atmosferze taką samą funkcję jak
gazy cieplarniane.
40
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
9. Literatura
Affelska – Jercha A.,1999.Toksyczne działanie rtęci w narażeniu zawodowym i środowiskowym.
Medycyna pracy L 4, 305 – 314.
Allen-Gil S. M., Gubala C. P., Landers D. HLasorsa., B. K., Crecelius E. A., Curtis L. R.,1997.
Heavy metal accumulation in sediment and freshwater fish in U.S. arctic lakes, Environ. Toxicol.
Chem. 16, 733 - 741. Doi: 10.1002/etc.5620160418
Ambrose L., Sprake W., 1972. Minor elements in seawater. W: Chemical oceanography, eds.
Riley J., Skirow G., Academic Press, London.
Barkey T., 2010. Long distance mercury contamination: How mercury that is emitted in low
latitudes ends up in polar, Intern. Warkshop Mercury Contaminated Sites. Piran, Slowacja, 10-14.
10. 2010.
Bełdowska M., Saniewska D., Falkowska L., Lewandowska A., H. Bruszewski, A. Degórska, T.
Śnieżek, P. Sienicka, 2010. Mercury in aerosols in the primeval forest and in the coastal zone,
Oceanological and Hydrobiological Studies, 39, 1/2010, 23-37.
Bindler R., 2003. Estimating the natural background atmospheric deposition rate of mercury
utilizing ombrotrophic bogs in southern Sweden, Environ. Sci. Technol., 37, 40 - 46.
Calvert J.G., Lindberg S.E., 2005. Mechanisms of mercury removal by O3 and OH in the
atmosphere, Atmos. Environ., 39, 3355 - 3367.
EEA Technical report no 12/2014. European Union emission inventory report 1990-2012 under the
UNECE Convention on Long-range Transbundary Air Pollution (LRTAP) – 132.
Fitzgerald W.F., Engstrom, D.R., Mason, R.P., Nater, E.A., 1998. The case for atmospheric
mercury contamination in remote areas. Environ. Sci. Technol., 32, 1-7.
Heyvaert A.C., Reuter J.E., Slotton D.G., Goldman C.R., 2000. Paleolimnological reconstruction of
historical atmospheric lead and mercury deposition at Lake Tahoe, Califo, Environ. Sci. Technol.,
34, 3588-3597.
Hławiczka S., 2008. Rtęć w środowisku atmosferycznym, Archives of Environmental protection,
Zabrze, - 160.
Holmes C.D., Jacob D.J., Yang X., 2006. Global lifetime of elemental mercury against oxidation by
atomic bromine in the free troposphere. Geophysical Research Letters 33, L20808, 1 - 5.
Doi:10.1029/2006GL027176.
Jansen, J., Edgerton, E., 2005. An Aries, Search, and Mercury Update. Presentation in the
Atmospheric
Research
and
Analysis,
Inc.
SEARCH
webpage
index
at
/http://www.atmosphericresearch.com/publications/archive/search.htm.
Kabata-Pendias A., Mukherjee A, B., 2007. Trace elements from soil to human. Springer, New
York, -550.
41
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Kim K.H., Ebinghaus R., Schroeder W.H., Blanchard P., Kock H.H., Steffen A., Froude F.A., Kim
M.Y., Hong S., Kim J.H., 2005. Atmospheric mercury concentrations from several observatories in
the Northern Hemisphere. J. Atmos. Chem., 50, 1–24.
Kowalski A., Frankowski M., Zioła A., Siepak J., 2007. Oznaczanie rtęci w próbkach skał
osadowych przy wykorzystaniu atomowej spektrometrii fluorescencyjnej z generowaniem zimnych
par. Rtęć w środowisku identyfikacja zagrożeń dla zdrowia człowieka. Red. L. Falkowska Wyd.
FRUG, Gdańsk, 129 – 140.
Lech T., 1998. Wpływ rtęci i jej związków na środowisko współczesnego człowieka, Wiadomości
chemiczne, 52, 87 - 100.
Lewandowska A.U., L. Falkowska 2013. High concentration episodes of PM10 in the air over the
urbanized coastal zone of the Baltic Sea (Gdynia - Poland), Atmospheric Research,120–121, 55-67
Lin C.J., Pehkonen S.O.,1997. Aqueous free radical chemistry of mercury in the precence of iron
and ambient aerosol, Atmos. Environ., 31, 4125 – 4137.
Lindberg S.E., Brooks S., Lin C.J., Scott K., Meyers T.,Landis M.S., Stevens R.K., 2001.
Formation of reactive gaseous mercury in the Arctic: evidence of oxidation of Hg0 to gas-phase
Hg-II compounds after Arctic sunrise, Water, Air, Soil Pollut., 1, 295–302.
Lindberg S.E., Stratton W.J., 1998. Atmospheric mercury speciation: concentration and behavior of
reactive gaseous mercury in ambient air. Environment Science and Technology, 32, 49-57.
Lindqvist O., Johanssson K., Aastrup M., Andersson A., Bringmark L., Hovsenisus G., Hakanson
L., Iverfelt A., Meili M., Timm B., 1991. Mercury in the Swedish environment: recent research on
causes, consequences and corrective methods, Water, Air, Soil Pollut. 55, 1–261.
Mason R.P., Sheu G.R., 2002. Role of the ocean in the global mercury cycle, Global Biogeochem.
Cycles, 16, 401–414.
Morel F.M.M., Kracpicl A.M.L., Amyot M., 1998. The Chemical Cycle and Bioaccumulatition of
Mercury, Ann. Rev. Ecol. Syst., 29, 543 – 566.
Nriagu J., Becker C., 2003. Volcanic emissions of mercury to the atmosphere: global and regional
inventories, Sci. Total Environ., 304, 3–12.
Okulski T., 2007. Porównanie zawartości rtęci w węglach polskich i amerykańskich. Polityka
energetyczna, 2 (10), 603 – 611.
Ozuah P. O., 2000. Mercury Poisoning. Curr. Probl. Pediatr., 30, 91 – 99. Doi:10.1067/mps.2000.
104054.
Pacyna E. G., Pacyna J. M., Fudala J., Strzelecka-Jastrzab E., Hlawiczka S., Panasiuk D., 2006 a.
Mercury emissions to the atmosphere from anthropogenic sources in Europe in 2000 and their
scenarios until 2020, Sci. Total Environ., 370, 147–156.
42
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Pacyna E. G., Pacyna J. M., Steenhuisen F., Wilson S., 2006 b. Global anthropogenic mercury
emission inventory for 2000, Atmos. Environ., 40, 4048–4063.
Pacyna J.M., Munthe J., Wilson S., 2008. Global Emissions of Mercury to the Atmosphere.
AMAP/UNEP, 2008. Technical Background Report to the Atmospheric Mercury Assessment,
www.chem.unep.ch/mercury/
Pacyna J.M. , Pacyna E.G., Aas W., 2009. Changes of emissions and atmospheric deposition of
mercury, lead, and cadmium, Atmos. Environ., 43, 117–127.
Panasiuk D., Głodek A., 2013. Założenia scenariuszy emisji rtęci do powietrza do roku 2020. W:
Rtęć w środowisku. Identyfikacja zagrożeń dla zdrowia człowieka, red. L. Falkowska, wyd.
Uniwersytetu Gdańskiegi, Gdańsk. 11-17.
Pervukhina N. V., Romanenko G. V., Borisov S. V., Magariil S. A., Palchik N.A., 1999. Crystal
chemistry of mercury (I) and mercury (I,II) minerale, J. Struct. Chem., 3 (40), 461 - 476. Doi:
10.1007/BF02700646.
Pyta i Zajusz (2013). Ocena zanieczyszczenia powietrza rtęcią na stacjach tła regionalnego w
Polsce w latach 2010-2012
Risher J. F., Nickle R. A., Amler S. N., 2003. Elemental mercury poisoning in occupational and
residential settings, Int. J. Hyg. Environ. Health 206, 371 – 379.
Rogalski L., Warmiński K., 2007. Zależność pomiędzy antropogeniczną emisją a mokrą depozycją
rtęci w krajach europejskich. Rtęć w środowisku identyfikacja zagrożeń dla zdrowia człowieka.
Red. L. Falkowska Wyd. FRUG, Gdańsk, 21 – 32.
Rooney J. P.K., 2007. The role of thiols, dithiols, nutritional factors and interacting ligands in the
toxicology of mercury, Toxicology, 234, 145–156.
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, J. Environ. Sci., 22(8), 1144–1150.
Schroder W.H., Yarwood G., Niki H., 1991. Transformation processes involving Hg species in
atmosphere – results from a literature survey, Water, Air Soil Pollut., 56, 653 – 666.
Schroeder W.H., Anlauf K., Barrie L.A., Lu J.Y., Steffen A.,Schneeberger D.R., Berg T., 1998.
Arctic springtime depletion of mercury, Nature, 394, 331–332.
Schroeder W. H., Munthe J., 1998. Atmospheric mercury –an overview. Atmos. Environ., 29, 809822.
Seigneur C., Wrobel J., Constantine E.A., 1994. A chemical kinetic mechanism for Atmospheric
Inorganic mercury, Environ. Sci. Technol., 28, 1589–1597.
Shang, L., Feng, X., Zheng, W., Yan, H., 2003. Preliminary study of the distribution of gaseous
mercury species in the air of Guiyang city, Chin, J. Phys. IV, 107, 1219–1222.
43
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Sprovieri F., Pirrone N., Ebinhaus R., Kock H., Dommergue H., 2010. A review of worldwide
atmospheric mercury measurements. Atmospheric Chemistry and Physics 10 (17), 8245-8265.
Staniszewska M., Graca B., Bełdowska M., Saniewska D. 2013. Factors controlling benzo(a)pyrene
concentration in aerosols in the urbanized coastal zone. A case study: Gdynia, Poland (Southern
Baltic Sea), Environmental Science and Pollution Research 20 (6), 4154-4163.
Stein E., Cohen Y., Winer A., 1996. Environmental distribution and transformation of mercury
compouns, Environ. Sci. Technol., 26, 1 – 43.
Steffen, A., Schroeder, W., Poissant, L., Macdonald, R., 2003. Mercury in the arctic atmosphere. In:
Bidleman, T., (Eds.), The Canadian Arctic Contaminants Assessment Report II: Sources,
Occurrence, Trends and Pathways in the Physical Environment. Department of Indian Affairs and
Northern Development, Ottawa, Canada, 124–142.
Stratton W.J., Lindberg S.E., 1995. Use of a refluxing mist chamber for measurement of gas phase mercury (II) species in the atmosphere, Water, Air, Soil Pollut., 80,1269–1278.
Ulevicius, V., Byčenkienė, S., Remeikis, V., Garbaras, A., Kecorius, S., Andriejauskiene, J.,
Jasineviciene, D., Mocnik, G., 2010. Characterization of pollution events in the East Baltic regions
affected by regional biomass fire emissions. Atmos. Res. 98, 190-200.
UNEP, 2013. Global Mercury Assessment 2013: Sources, Emissions, Releases and Environmental
Transport. UNEP Chemicals Branch, Geneva, Switzerland, -44.
Wang W. X. , Wong R. S. K. 2003. Bioaccumulation kinetics and exposure pathways of inorganic
mercury and methylmercury in a marine fish, the sweetlips Plectorhinchus gibbosus, Mar. Ecol. –
Prog. Ser., 261, 257-268.
Wang Q., Kim D., Dionysiou D.D., Sorial G.A., Timberlake D., 2004. Sources and remediation for
mercury contamination in aquatic systems a literature review, Environ. Pollut., 131, 323 – 336.
Wang Z., Pehkonen S.O., 2004. Oxidation of elemental mercury by aqueous bromine: atmospheric
implications, Atmos. Environ., 38, 3675–3688.
Wängberg I., Munthe J., Pirrone N., Inverfeldt A., Bahlman E., Costa P., Ebinghaus R., Feng X.,
Ferrara R.,Gardfelt K., Kock H., Lanzillotta E., Mamane Y., Mas F., Melamed E., Osnat Y., Prestbo
E., Sommar J., Schmolke S., Dpain G., Spovieri F., Tuncel G., 2001. Atmospheric mercury
distribution in Northern Europe and in Mediterranean region, Atmos. Environ. 35, 3019–3025.
Wändberg I., Munthe J., Ebinhos R., Gardfeldt K., Iverfeldt A., Sommarc J., 2003. Distribution of
TPM in Northern Europe, The Science of the Tpotal Environment, 304, 53-59.
Warnke Z., 1995. Rtęć w środowisku naturalnym. Chemia w Szkole, WSiP, 68 -77.
Warneck P., 1988. Chemistry of Cloud and precipitation. Chemistry of the Natural, Atmosphere
Academic Press, New York, 734 – 421.
Weiss-Penzias P., Jaffe D.A., Mc Clintick A., Prestbo E.M., Landis, M.S., 2003. Gaseous elemental
mercury in the marine boundary layer: evidence for rapid removal in anthropogenic pollution.
Environ. Sci. Technol. 37 (17), 3755–3763.
44
ZANIECZYSZCZENIE POWIETRZA RTĘCIĄ NA STACJACH TŁA REGIONALNEGO OCENA ZA 2013 ROK
Wilson S.J., Steenhuisen F., Pacyna J. M., , Pacyna E. G., 2006. Mapping the spatial distribution of
global anthropogenic mercury atmospheric emission inventories, Atmos. Environ., 40, 4621–4632.
Witt M.L.I., Mather T.A., Pyle D.M., Aiuppa A., Bagnato E., Tsanev V.I., 2008. Mercury and
halogen emission from Masaya and Telica volcanoes, Nicaragua, Journal of Geophysocal Research
– Solid Earth 113 (B6).
Zalups R.K., Lash L.H., 1994. Advances in understanding the renal transport and toxicity of
mercury, J. Toxicol. Environ. Health 42, 1–44.
Zielonka U., Hławiczka S., Fudala J., Wanberg I., Munthe J., 2005. Seasonal mercury
concentrations measured in rural air in Southern Poland Contribution from local and regional coal
combustion, Atmos. Environ., 39, 7580–7586.
45