Rtęć. Źródła uwalniania do środowiska, wskaźniki zanieczyszczenia, zagrożenia dla zdrowia ludzi i rola edukacji

A review with 92 refs.

Przedstawiono stan wiedzy na temat źródeł uwal- niania rtęci do środowiska i związanych z tym za- grożeń dla człowieka i innych organizmów.

Edukacja na rzecz zrównoważonego rozwoju jest tą formą dzia- łalności społecznej, która w sposób wymierny może wpływać na zmianę sposobu myślenia, tworzenie bezpieczniejszego, zdrowszego i lepiej prosperującego świata, podnosząc tym samym jakość życia.

Środowisko naturalne jest coraz bardziej narażone na postępującą degradację. Rozwój nauki i pojawiające się nowe idee stawiają przed ludźmi konieczność wykrywania i eliminowania różnych zagrożeń, w tym przypadku rtęci (Hg).

Goldwater¹⁾ przedstawił wiele zastosowań Hg i jej związków na przestrzeni tysiącleci. Chińczycy używali jej 3000 lat temu w posta- ci siarczku rtęci (cynober) do przygotowywania czerwonego tuszu, dając początek biurokracji. Znaleziono ją w egipskich grobowcach i uznano, że służyła jako środek konserwujący. Zdolność płynnej Hg do tworzenia stabilnych amalgamatów z innymi metalami, zwłaszcza srebrem i złotem, była dobrze znana alchemikom sta- rożytnego świata. Jej związków używano również w kremach do pielęgnacji skóry i do leczenia różnych infekcji. Amalgamat rtęci głównie ze srebrem wprowadzony we Francji ok. 150 lat temu jako amalgamat dentystyczny jest stosowany do dnia dzisiejszego, pomimo obaw o jego możliwe toksyczne skutki uboczne. W erze

aInstytut Ochrony Środowiska – Państwowy Instytut Badawczy, Warszawa; ^bUniwersytet Pedagogiczny, Kraków; ^cUniwerstytet Jana Kochanowskiego, Kielce; ^dInstytut Medycyny Wsi, Lublin; ^ePaństwowa Wyższa Szkoła Techniczno-Ekonomiczna, Jarosław; ^fUniwersytet Kardynała Stefana Wyszyńskiego w Warszawie

Mercury. Sources of release into environment, pollution indicators, threats to human health and the role of education

Rtęć. Źródła uwalniania do środowiska, wskaźniki zanieczyszczenia,

zagrożenia dla zdrowia ludzi i rola edukacji

DOI: 10.15199/62.2020.8.23

Instytut Ochrony Środowiska-Państwowy Instytut Badawczy, ul. Krucza 5/11D, 00-548 Warszawa, tel.: (22) 37-50-525, fax: (22) 37-50-501, e-mail:

j.chmielewski@ios.gov.pl

Dr n. o zdr. Jarosław CHMIELEWSKI – notkę biograficzną i fotografię Autora wydrukowaliśmy w nr. 1/2020, str. 135.

* Autor do korespondencji:

przemysłowej Hg znalazła zastosowanie w produkcji m.in. ter- mometrów, barometrów oraz manometrów. Pary metalicznej Hg znalazły również szerokie zastosowanie w rtęciowych lampach łukowych i żarówkach.

Zawartość Hg w skorupie ziemskiej kształtuje się na poziomie ok. 0,05 ppm. Głównym nieantropogenicznym źródłem jej emisji do środowiska są wybuchy wulkanów, odparowywanie Hg z powierzchni lądów, mórz i oceanów, pożary lasów, wietrzenie i erozja minerałów zawierających ten pierwiastek (np. cynober HgS, kalomel Hg₂Cl₂, oraz rodzima Hg). Do antropogenicznych źródeł Hg zalicza się spalanie odpadów, przemysł chemiczny, wydobycie złota i metali kolorowych oraz ich przetwórstwo. Rtęć, podobnie jak inne metale ciężkie, uwolniona do środowiska ulega stopniowemu i częściowemu włą- czeniu do obiegu biologicznego, stwarzając globalne zagrożenie dla zdrowia człowieka i środowiska. Jest ona zaliczana do pierwiastków o bardzo wysokim stopniu potencjalnego zagrożenia z uwagi na jej odziaływanie na organizmy. Na przykład Hg występująca w postaci metylortęci (CH₃Hg⁺) jest silną neurotoksyną, działającą też nefrotok- sycznie i hepatotoksycznie. Rtęć wywiera wpływ na organizmy w skali mikro i makro przy uwzględnieniu możliwości jej transmisji zarówno na małe, jak i duże odległości oraz utrzymujący się okres rozpadu szacowany na 6 miesięcy do 2 lat. Jest to pierwiastek niepełniący żadnej fizjologicznej funkcji w organizmach żywych, a kontakt z nim zawsze działa negatywnie te organizmy^2–5).Szacuje się, że rocznie do środowiska jest emitowane 4400–8200 t Hg^{2, 6–12)}.

Transport Hg w cyklu globalnym do środowiska przedstawiono na rys. 1.

J

C

, B

w

, i

ż

-D

, J

J. ł

, m

D

, r

s

, a

m

, B

g

, m

s

Dr hab. Bożena WÓJTOWICZ, prof. UP – notkę biograficzną i fotografię Autorki wydrukowaliśmy w nr. 1/2020, str. 51.

Dr hab. Ilona ŻEBER-DZIKOWSKA, prof. UJK – notkę biograficzną i foto- grafię Autorki wydrukowaliśmy w nr. 1/2020, str. 136.

Prof. dr hab. n. med. Jarogniew J. ŁUSZCZKI – notkę biograficzną i foto- grafię Autora wydrukowaliśmy w nr. 6/2020, str. 866.

Dr n. med. Radosław SIERPIŃSKI jest absolwentem I Wydziału Lekarskiego na Warszawskim Uniwersytecie Medycznym. W 2018 r. uzyskał stopień naukowy doktora nauk medycznych w Instytucie Kardiologii w Warszawie. W 2019 r. ukończył także studia Master of Business in Medicine na Uczelni Łazarskiego. Jest przewodniczącym Rady Społecznej SCCHS w Zabrzu oraz wiceprzewodniczącym Rady Społecznej OW Mazowieckiego NFZ. Jest członkiem grupy eksperckiej Komisji Europejskiej w zakresie badań klinicznych. Reprezentuje Polskę w grupie Mission Cancer przy Komisji Europejskiej. Od marca 2019 r. jest pełniącym obowiązki Prezesa Agencji Badań Medycznych. Specjlaność – kardiologia, tele- medycyna i organizacja ochrony zdrowia

Dr n. o zdr. Małgorzata DZIECHCIAŻ ukoń- czyła studia magisterskie z zakresu pielęg- niarstwa na Uniwersytecie Jagiellońskim w Krakowie. W 2015 r. uzyskała stopień dokto- ra nauk o zdrowiu w Instytucie Medycyny Wsi w Lublinie. Posiada specjalizację w dziedzinie pielęgniarstwa geriatrycznego. Jest kierowni- kiem Niepublicznego Zakładu Opieki Zdrowotnej

„DAR” w Jarosławiu oraz zastępcą dyrekto- ra Instytutu Ochrony Zdrowia w Państwowej Wyższej Szkole Techniczno-Ekonomicznej im.

Ks. B. Markiewicza w Jarosławiu. Jest prze- wodniczącą Oddziału Podkarpackiego Polskiego Towarzystwa Gerontologicznego. Specjalność – zdrowie publiczne, zdrowie środowiskowe.

Antropogeniczne źródła uwalniania rtęci do środowiska Antropogeniczne emisje i uwolnienia Hg są głównymi czynnikami przyczyniającymi się do zwiększenia jej poziomu w środowisku i narażenia na jej oddziaływanie. Globalnie, główne źródła tych emisji do atmosfery obejmują spalanie paliw kopalnych (przede wszystkim węgla), wydobycie złota, wydobycie i przetwórstwo metali nieże- laznych, przemysł papierniczy oraz produkcję cementu^{14, 15)}. Bardzo ważne znaczenie ma tu edukacja ekologiczna związana ze świa- domością konieczności zachowań prośrodowiskowych w zakładach przemysłowych i harmonijnych działań. Na rozwijanie świadomości ekologicznej wpływ ma przede wszystkim wiedza, a także skuteczny przepływ rzetelnych informacji.

O skali przemysłowego uwalniania Hg do środowiska świadczą dane dotyczące zasobów, produkcji i zużycia paliw kopalnych, szcze- gólnie węgla kamiennego stanowiącego podstawę polityki energetycz- nej dla wielu krajowych gospodarek¹⁶⁾.

Ocena globalnego występowania Hg w środowisku¹⁷⁾ z 2018 r.

przeprowadzona przez Organizację Narodów Zjednoczonych w ramach Programu Ochrony Środowiska (UN Environment Programme/UNEP) wykazuje, że emisje Hg do powietrza z antropogenicznych źródeł w 2015 r. pochodzące z 17 kluczowych sektorów przemysłu w skali światowej zostały oszacowane na ok. 2220 t. Szacowane globalne emisje antropogeniczne Hg do atmosfery w 2015 r. były o ok. 20% wyższe niż te w zaktualizowanych szacunkach na 2010 r. Jak wynika z tych danych stacjonarne spalanie paliw kopalnych i biomasy jest odpowiedzialne za ok. 24% szacowanej emisji, gdzie 21% związanych jest przede wszystkim ze spalaniem węgla. Według ustaleń wynikających z tej oceny głównymi sektorami przemysłu emitującymi Hg w dalszym ciągu są: produkcja metali nieżelaznych (15% globalnej inwentaryzacji), produkcja cementu (11%) i produkcja metali żelaznych (2%), zaś emisje z odpadów zawierających Hg stanowią ok. 7%. Działalność człowieka spowodowała wzrost stężenia Hg w atmosferze ogółem o ok. 450%

powyżej poziomu naturalnego. Rzemieślnicze wydobycie złota na małą skalę wprowadziło ok. 1220 t Hg do środowiska wodnego.

Na rys. 2przedstawiono fizyczno-chemiczne przemiany Hg w atmosferze, a na rys. 3 przemiany Hg zachodzące w fazie wodnej powietrza.

W badaniach, których celembyło ustalenie poziomu występowania Hg w surowcach naturalnych (węgiel kamien- ny, węgiel brunatny, torfy, ropa naftowa, rudy miedzi, cynku i ołowiu, surowce ilaste i węglanowe) eksploatowanych w Polsce i stanowiących potencjalne źródło emisji Hg do atmosfery w wyniku poddawania ich wysokotemperatu- rowym procesom, Bojakowska i Sokołowska²⁰⁾ wykazały, że w okresie objętym badaniem wydobyto na powierzch- nię ok. 4,2 t Hg. Wyniki badań wykazały, że zawartość Hg w węglu mieści się w zakresie od kilku do kilkuset ppb. Średnia jej zawartość w węglu kamiennym wynosi w złożu dolnośląskim 399 ppb, lubelskim 105 ppb i w gór-

Fig. 1. Transport of mercury in the global cycle¹³⁾ Rys. 1. Transport rtęci w cyklu globalnym¹³⁾

Fig. 2. Pathways and circulation of mercury in the atmosphere ¹⁸⁾ Rys. 2. Przemiany i krążenie rtęci w atmosferze¹⁸⁾

Fig. 3. Physico-chemical conversion of mercury in the water phase of the air¹⁹⁾ Rys. 3. Fizyczno-chemiczne przemiany rtęci w fazie wodnej powietrza¹⁹⁾

Prof. dr hab. Barbara GWOREK – notkę biograficzną i fotografię Autorki wydrukowaliśmy w nr. 1/2020, str. 138.

Dr hab. Monika SZPRINGER, prof. UJK – notkę biograficzną i fotografię Autorki wydrukowaliśmy w nr. 1/2020, str. 139.

Mgr Artur MARSZAŁEK jest absolwentem Uni- wersytetu Humanistyczno-Przyrodniczego im. Jana Kochanowskiego w Kielcach, Wydział Pedagogiczny i Nauk o Zdrowiu, gdzie w 2009 r. uzyskał stopień magistra fizjoterapii. W 2015 r. uzyskał stopień dyplomowanego terapeuty manualnego. Jest asy- stentem na Uniwersytecie Jana Kochanowskiego w Kielcach Collegium Medicum – Instytut Nauk o Zdrowiu w Zakładzie Fizjoterapii. Specjalność – szeroko pojęte zdrowie publiczne z uwzględnieniem i promowaniem zdrowego i aktywnego trybu życia.

nośląskim (najmniejsza średnia zawartość Hg) 60 ppb. Średnie zawartości Hg w węglu brunatnym są na ogół większe niż w więk- szości złóż węgla kamiennego.

Największą stwierdzono w złożu Bełchatów (416 ppb), a najmniej- szą w złożu Lubstów (199 ppb).

Torfy zawierają średnio 64 ppb Hg, a największą zawartością rtęci charakteryzują się torfy olesowe.

W badanych ropach naftowych stwierdzono bardzo małą średnią zawartość Hg, 4 ppb. Średnia zawartość Hg w badanych łupkach miedzionośnych jest bardzo duża i wynosi 4615 ppb, w dolomitach 173 ppb, a w piaskowcach 255 ppb.

Rudy cynkowo-ołowiowe ze złoża Po- morzany zawierają średnio 260 ppb, a ze złoża Trzebionka 50 ppb Hg.

Surowce ilaste zawierają średnio 46 ppb Hg, a średnia zawartość tego pierwiastka w skałach węgla- nowych wynosi 7 ppb. Największy udział w wydobyciu na powierzch- nię miał węgiel brunatny i rudy miedzi, odpowiednio 48,4%

i 29,2%. Udział Hg pochodzącej z węgla kamiennego stanowił 19,4%, z rud cynkowo-ołowio- wych 1,6%, a z surowców ilastych i węglanowych poniżej 1%.

W tabeli 1 przedstawiono emi- sję Hg ze źródeł antropogenicz- nych przez różne sektory gospo- darki do środowiska w różnych regionach świata.

Z uwagi na to, że Hg występuje jako zanieczyszczenie rud miedzi, cynku, ołowiu, niklu i złota, przemysł wydobywczy i przetwórczy tych pierwiastków jest uznany za istotne źródło uwolnień Hg do atmosfery. Jak wykazano w pierwszym sprawozdaniu UNEP z 2002 r.

odnoszącym się do globalnej oceny występowania Hg w środowisku emisje w wysokości ok. 170 Mg/r z tego sektora można uznać za zaniżone^22–24).

Dane literaturowe odnoszące się do Unii Europejskiej wskazują, że stężenie Hg w węglu wynosi 0,01–1,5 ppm²⁵⁾.

Największym antropogenicznym źródłem ładunku Hg do środo- wiska w Polsce jest wydobycie i spalanie węgla, które jest głównym źródłem emisji pierwiastka do atmosfery (90%)²⁶⁾. Według danych za 2017 r. dominującym źródłem emisji Hg do powietrza w Polsce były procesy spalania w sektorze produkcji i transformacji energii (ok. 54%), a drugim znaczącym źródłem emisji były procesy produk- cyjne (ok. 27%), zwłaszcza metalurgia żelaza i stali oraz produkcja cementu²⁷⁾. Wielkości krajowej emisji Hg w poszczególnych sektorach gospodarki w latach 2015–2017 przedstawiono w tabeli 2.

Table 1. Quantities of mercury emitted to the air from anthropogenic sources in 2015, by different sectors in different  regions²¹⁾

Tabela 1. Ilości rtęci emitowanej do powietrza ze źródeł antropogenicznych w 2015 r. przez różne sektory w różnych regionach świata²¹⁾

Region świata

Emisja Hg, t

Regionalnie całościowo,

t

Udział, spalanie %

paliwa sektor przemysłowy

celowe użycie (wliczając

odpady produktu)

sektor rzemieślniczy i małe kopalnie

złota Australia, Nowa Zelandia

i Oceania 3,57 4,07 1,15 0,0 8,79

(6,93–13,7) 0,4 Ameryka Środkowa

i Karaiby 5,69 19,1 6,71 14,3 45,8

(37,2–61,4) 2,1 Kraje WNP i inne kraje

europejskie 26,4 64,7 20,7 12,7 124

(105–170) 5,6 Azja Wschodnia

i Południowo-Wschodnia 229 307 109 214 859

(685–1430) 38,6 Unia Europejska

(28 państw) 46,5 22,0 8,64 0,0 77,2

(67,2–107) 3,5

Bliski Wschód 11,4 29,0 12,1 0,225 52,8

(40,7–93,8) 2,4

Afryka Północna 1,36 12,6 6,89 0,0 20,9

(13,5–45,8) 0,9

Ameryka Północna 27,0 7,63 5,77 0,0 40,4

(33,8–59,6) 1,8

Ameryka Południowa 8,25 47,3 13,5 340 409

(308–522) 18,4

Azja Południowa 125 59,1 37,2 4,50 225

(190–296) 10,1

Afryka Subsaharyjska 48,9 41,9 17,1 252 360

(276–445) 16,2

Razem 533 614 239 838 2220

(2000–2820) 100,0

Table 2. National mercury emissions in 2015–2017 in individual sectors, kg²⁷⁾ Tabela 2. Krajowa emisja rtęci w latach 2015–2017 w poszczególnych sektorach, kg²⁷⁾

Źródło emisji 2015 2016 2017

Ogółem 9 608,50 9 477,84 9 577,63

Procesy spalania w sektorze produkcji

i transformacji energii 5 205,96 5 122,07 5 149,50 Procesy produkcyjne 2 607,29 2 492,58 2 548,21 Procesy spalania poza przemysłem 890,25 942,32 922,87 Procesy spalania w przemyśle 604,70 586,04 629,29 Zagospodarowanie odpadów 207,68 235,69 210,83

Transport drogowy 86,49 95,45 113,00

Inne pojazdy i urządzenia 2,27 2,46 2,58

Rolnictwo 3,64 1,01 1,14

Zastosowanie rozpuszczalników

i innych produktów 0,22 0,22 0,22

Table 4. Mercury contents in muscles of horses, in fish and eggs, milk, honey,  mg/kg of fresh weight³⁶⁾

Tabela 4. Zawartość rtęci w mięśniach koni, w rybach oraz w jajach, mle- ku i miodzie, mg/kg św.m.³⁶⁾

Parametr Konie Ryby Jaja Mleko Miód

Hg

n 151 92 100 147 41

x <0,001 0,036 <0,001 <0,001 <0,001

SD 0,002 0,052 0,001 0,0002 0,001

maks. 0,017 0,361 0,006 0,002 0,003

św.m. – świeża masa

Ze względu na to, że Hg jest uznawana za trwałe zanieczyszczenie środowiska (nie ulega przekształceniu do form nieszkodliwych) oraz na zakwalifikowanie jej do globalnych zanieczyszczeń mających wpływ na środowisko, w tym na organizm człowieka^{28, 29)}, zachodzi konieczność monitorowania zanieczyszczenia środowiska oraz stałe monitorowanie stanu zdrowia ludzi pod kątem możliwych skutków ubocznych z tym związanych.

Zwierzęta jako wskaźnik zanieczyszczenia środowiska rtęcią

Kabata-Pendias i Pendias³⁰⁾ wykazali, że ze względu na to, że Hg jest wykrywana we wszystkich tkankach zwierzęcych, w tym w miąższowych organach zwierząt, w płynach ustrojowych, mleku oraz we włosach, w sierści i w piórach ptaków, jej zawartość w organizmach zwierzęcych może być stosowana jako wskaźnik stopnia zanieczyszczenia środowiska tym pierwiastkiem. W organi- zmach morskich stwierdza się obecność Hg w większych stężeniach (0,3–3 ppm) niż w organizmach lądowych (0,02–0,1 ppm). Palheta i Taylor³¹⁾ analizowali próbki pobrane z miejsc na terenie wydobycia złota w Gurupi w stanie Para (północno-wschodnia część Brazylii). Do badań pobrano wodę z miejsc położonych wzdłuż rzek Gurupi, Piria i Macaco oraz wodę pitną z wioski Cachoeira. Pobrano również próbki różnych gatunków ryb regularnie tam spożywanych, które zostały złowione w rzekach lub kupione na targach na terenie prowadzenia badań. Badano również próbki włosów i krwi zwierząt hodowlanych (świń, owiec i bydła), które wypasały się na terenie objętym badaniem i piły wodę z rzek Gurupi i Piria. Na podstawie przeprowadzonej analizy wyników badań ich autorzy doszli do wniosku, że Hg we krwi zwierząt odzwierciedla narażenie na kontakt z tym pierwiastkiem w wyniku żerowania oraz miejsca hodowli. Zarówno bydło pasące się wokół rzeki, jak i świnie karmione produktami pochodzącymi z terenu badania miały znacznie podwyższone stężenie Hg we krwi. Wyniki pokazują powszechne zanieczyszczenie środowiska Hg i jej akumu- lację w tkankach badanych zwierząt. Rtęć nagromadzona w rybach i zwierzętach domowego chowu stanowiłaby dodatkowe źródło zagro- żenia dla ludzi, gdyby były przeznaczone do spożycia.

Frederick i współpr.³²⁾ w ramach badań obejmujących lata 1994–

2000 (z wyjątkiem 1996 r.) analizowali pióra brodzących ptasich piskląt pod kątem zanieczyszczenia Hg. Analizowane pióra pochodziły łącznie od 572 piskląt czapli wielkich oraz 88 ibisów białych z różnych

górniczego Almadén (Hiszpania). Pod kątem całkowitej zawartości rtęci i selenu (Se) badano wątroby, nerki, kości, jądra i mięśnie jeleni (n = 168) i dzików (n = 58) żyjących w różnych odległościach od tego obszaru górniczego. Okręg górniczy Almadén był eksploatowany już przed 2000 r., a wydobycie Hg z tego regionu stanowi jedną trzecią cał- kowitej światowej produkcji tego pierwiastka. W związku z tym różne gatunki zwierząt, tym zwierzęta dzikie, żyjące na okolicznych terenach zostały narażone na jej akumulację w różnych tkankach. Najwyższe stężenie Hg stwierdzono w nerkach, a następnie w wątrobach badanych zwierząt. Stężenia Hg stwierdzone u jeleni i dzików zależały od odle- głości obszarów żerowania zwierząt od głównej kopalni rtęci.

Szczególnie niekorzystny wpływ na ryby, dziką faunę i florę oraz ludzi wywiera Hg w postaci związków nieorganicznych, które w bios- ferze są łatwo przekształcane w związki organiczne (CH₃Hg⁺)^{34, 35)}.

Szkoda i współpr.³⁶⁾ w 2010 r. prowadzili w Polsce badania w zakresie zanieczyszczeń pierwiastkami toksycznymi (ołów, kadm, rtęć i arsen). Badaniami objęto tkanki (mięśnie, wątroba) wszystkich gatunków zwierząt rzeźnych oraz mleko, jaja i miód. Badano tkanki pobrane od 271 szt. bydła, 510 świń, 150 koni (mięśnie), 122 zwierząt łownych, 367 szt. drobiu (kurczęta, indyki, gęsi i kaczki), 30 królików, 92 ryb (karp, pstrąg – mięśnie). Pierwiastki toksyczne oznaczono także w 150 próbkach mleka surowego przeznaczonego do skupu, 100 prób- kach jaj kurzych (1 próbka stanowiła 12 jaj) oraz 40 próbkach miodu.

Wyniki badań przedstawione w tabelach 3 i 4 wskazują, że Hg w tkan- kach zwierząt w Polsce występuje na poziomie tysięcznych części mg/kg świeżej tkanki, a w znacznej części badanych próbek pier- wiastek ten występował w stężeniach poniżej granicy oznaczalności stosowanej metody. Przeprowadzone badania wykazały, że zawartość Hg w żywności pochodzenia zwierzęcego stanowi zaledwie kilka pro- cent tolerowanego tygodniowego pobrania. Podobnie niskie stężenia Hg w tkankach zwierząt i mleku z Polski uzyskali Duma i współpr.³⁷⁾.

Badania zanieczyszczenia metalami ciężkimi tkanek mięśni, wątroby i nerek dzików odstrzelonych w terenie łowieckim Lasów Państwowych Słowacji (miejscowość Topolcianky) w latach 2009–2010 przeprowadził Gasparik i współpr.³⁸⁾. Od każdego zwierzęcia (łącznie 120 szt.) pobrano próbki biologiczne. Analizowano stężenia Cd, Hg, Zn, Cu i Co. Nagromadzenie Hg w pobranych tkankach dzików, wynosiło, mg/kg: w mięśniach 0,03 ± 0,02, w wątrobie 0,04 ± 0,03, w nerkach 0,10 ± 0,11. Zawartość Hg była zbliżona we wszystkich badanych tkankach, bez istotnych różnic. Analizy korelacji wykazały pewne zależności pomiędzy obserwowanymi metalami. Ponieważ

Table 3. Content of mercury in food of animal origin, mg/kg of fresh weight³⁶⁾ Tabela 3. Zawartość rtęci w tkankach zwierząt, mg/kg św.m.³⁶⁾

Parametr Bydło Świnie Zwierzęta łowne Drób Owce Króliki

M^* W^** M W M W M W M W M W

Hg

n 271 262 510 497 122 87 367 364 18 18 30 30

x <0,001 0,002 0,001 0,001 0,004 0,010 <0,001 0,001 <0,001 0,003 <0,001 0,001

SD 0,001 0,004 0,002 0,005 0,005 0,012 0,001 0,002 0,003 0,0003 0,0003 0,002

maks. 0,019 0,044 0,015 0,080 0,051 0,067 0,018 0,019 0,001 0,009 0,001 0,006

M* – mięśnie; W** – wątroba; św.m. – świeża masa

kolonii na całym półwyspie Floryda. Poszczególne próbki piór były analizowane pod kątem całkowitego stężenia Hg. W ramach przepro- wadzonej analizy wyników badacze doszli do wniosku, że uzyskane dane przemawiają za wykorzystaniem tkanek z piór piskląt do oceny zanieczyszczenia środowiska Hg. Ich zdaniem głównym źródłem narażenia piskląt na Hg jest pożywienie. Pióra ptaków z kolonii nadbrzeżnych wykazywały znacznie niższe stężenia Hg niż ptaków z miejsc położonych w głębi lądu. Według autorów zastosowana metoda jest odpowiednia do oceny stanu zanieczyszczenia Hg również innych ekosystemów.

Berzas i współpr.³³⁾ badali akumulację Hg, mechanizm obronny i działania niepożądane u wolno żyjących jeleni i dzików z okręgu

mięso dzików stanowi część łańcucha pokarmowego, zdaniem auto- rów badania w dziedzinie monitorowania zawartości metali ciężkich powinny być kontynuowane. Do podobnych wniosków w swoich badaniach doszli Lazarus i współpr.³⁹⁾.

Badania prowadzone w USA⁴⁰⁾ w latach 1998–2005 wykazały dużą zawartość Hg w rybach słodkowodnych, takich jak okoń, szczupak, sum czy bass wielkogębowy; średnie zawartości Hg dla tych gatunków wynosiły odpowiednio: 0,517, 0,344, 0,485 i 0,460 mg/kg w tkance rybnej. Zawartość Hg w tkance rybnej może być o sześć rzędów wielkości większa niż jej stężenie w środowisku wodnym, z którego ryby wyłowiono.

Stężyca i współpr.⁴¹⁾ w ramach badań ryb odłowionych w Wiśle, wykonanych w latach 1998, 2000 i 2002 ustalili średnie stężenie Hg w mięśniach badanych ryb, mg/kg, wynoszące 0,122 (1998 r.), 0,169 (2000 r.) i 0,209 (2002 r.).

Szacuje się⁴²⁾, że 75–95% Hg oznaczonej w rybach i owocach morza występuje w formie CH₃Hg⁺, co oznacza istotne narażenie konsumen- tów spożywających te produkty.

W tabeli 5 przedstawiono dane dotyczące zawartości Hg w rybach z różnych akwenów morskich. Analiza danych wskazuje na duży rozrzut oznaczonych stężeń Hg pomiędzy zarówno gatunkami ryb, jak i akwenami.

Rtęć jest uznawana za pierwiastek silnie rozproszony w środowisku naturalnym, co oznacza, że występuje w śladowych ilościach. W śro- dowisku występuje w różnych formach fizycznych i chemicznych.

Biochemiczne i geochemiczne przemiany pomiędzy różnymi formami Hg sprawiają, że jej dystrybucja przyjmuje skalę lokalną i global- ną. Rtęć w środowisku może występować w postaci elementarnej i związków lotnych (Hg⁰, (CH₃)₂Hg), związków rozpuszczalnych w wodzie (Hg²⁺, HgX₂, HgX₃^- oraz HgX₄^2-, X = OH^-, Cl^-, Br^-), a także nierozpuszczalnych kompleksów (CH₃HgS^-, CH₃Hg⁺) oraz w postaci Hg²⁺ związanej z siarką. W powietrzu dominuje lotna rtęć elementarna (Hg⁰) oraz dimetylortęć (CH₃)₂Hg. Rtęć obecna jest w atmosferze, wodach powierzchniowych, osadach wodnych oraz glebach, skąd jest pobierana przez rośliny i włączana do łańcucha troficznego, którego ostatnim ogniwem jest człowiek^56–59).

Wyniki badań wskazują, że zawartość tła geochemicznego dla Hg w glebach świata jest bardzo zróżnicowana. Naturalnie występującymi obszarami o podwyższonym stężeniu Hg są tereny pokładów rud tego metalu, źródła geotermalne, złoża węgla, łupków węglanowych i bitu- micznych oraz miejsca deponowania popiołów i żużli wulkanicznych.

W USA w glebach wytworzonych z glin lodowcowych zawartość Hg wynosi 0,02–0,36 mg/kg, przy średniej zawartości 0,07 mg/kg. W gle- bach aluwialnych Francji jej zawartość wynosi 0,027–0,406 mg/kg, w glebach Flandrii 0,30 mg/kg, a w Polsce średnia zawartość Hg jest szacowana na poziomie 0,06 mg/kg(w glebach aluwialnych)^60–64).

W powietrzu atmosferycznym Hg występuje w postaci pary lub cząsteczek różnych związków, a jej stężenie podlega dużym wahaniom w zależności od temperatury i nasłonecznienia oraz nasilenia czynni- ków antropogenicznych.

Na rys. 4 przedstawiono cykl biogeochemiczny Hg w atmosferze.

Wpływ rtęci na organizm człowieka

Jak podaje Światowa Organizacja Zdrowia WHO (World Health Organization) ok. 99% organicznych form Hg pobierane jest przez człowieka z żywnością⁶⁶⁾.

Pomimo wprowadzonych regulacji prawnych oraz zmian w tech- nologiach przemysłowych, oczyszczania gazów i utylizacji odpadów Hg powszechnie występuje w środowisku, we wszystkich jego kom- ponentach i w całych łańcuchach troficznych. Ze względu na emisję ze źródeł naturalnych zawsze będzie ona obecna w podstawowych komponentach środowiska (nawet gdyby ustała emisji Hg ze źródeł antropogenicznych). Emisja Hg występuje zarówno lokalnie, jak

Table  5.  Mercury  contents  in  various  marine  fishes  from  various  water  re-  servoirs in the world

Tabela 5. Zawartość rtęci w różnych rybach morskich z różnych akwe- nów świata

Pochodzenie próby Stężenie Jednostka Literatura Morze Kaspijskie < 0,05–0,79

mg/kg s.m.

43

Pacyfik, Alaska 0,19–0,40

Pacyfik, Kalifornia 0,24–0,73 44

Morze Barentsa, Grenlandia 0,19–1,10 mg/kg św.m. 45 Ocean Indyjski, Mozambik 0,21–3,97 mg/kg s.m. 46 Ocean Atlantycki, Ghana 0,004–0,122

mg/kg św.m.

47

Ocean Atlantycki, Azory 0,19–1,44 48

Morze Czarne, Turcja 0,025–0,084 49

Bałtyk, Polska 0,018–0,118 50

Adriatyk, Chorwacja 0,001–0,52 51

s.m. – sucha masa; św.m. – świeża masa

Rtęć w formie CH₃Hg⁺ wpływa na stan zdro- wia dzikich zwierząt narażonych na jej spo- żywanie. Zaobserwowano wpływ stężenia Hg w środowisku na zaburzenia behawioralne, neu- rochemiczne, hormonalne i reprodukcyjne zwie- rząt^52–55). Scheuhammer i współpr.⁵⁵⁾ szczegółowo przeanalizowali wpływ stanu zanieczyszczenia środowiska Hg na dziką przyrodę. W ramach badań wykazali, że ryby, zwierzęta rybożerne, ssaki i ptaki mogą być narażone na podwyższo- ne spożycie toksycznej metylortęci (CH₃Hg⁺).

W kontrolowanych badaniach żywieniowych spożycie pokarmu zawierającego CH₃Hg⁺ w reali- stycznych dla środowiska stężeniach spowodo- wało szereg efektów toksycznych u ryb, ptaków i ssaków, w tym zmiany neurochemiczne, hormo- nalne i reprodukcyjne.

Rtęć w środowisku przyrodniczym Identyfikacja emisji Hg ze źródeł antropoge- nicznych oraz naturalnych nadal stanowi wyzwa- nie zarówno w skali globalnej, jak i lokalnej.

Fig. 4. Mercury bio-geo-chemical cycle⁶⁵⁾ Rys. 4. Cykl biogeochemiczny rtęci⁶⁵⁾

i globalnie, stwarzając zagrożenie dla współcze- snych i przyszłych pokoleń ludzi i środowiska naturalnego^{67, 68)}.

Liczne badania wykazują, że także niemowlęta mogą być narażone na działanie Hg w wyniku karmienia piersią. Szacunki Agencji Ochrony Środowiska EPA (Environmental Protection Agency) wskazują, że na świecie ok. 7 mln kobiet i dzieci regularnie zjada ryby zanieczysz- czone Hg powyżej poziomu uznawanego za bezpieczny^69–75). Inne badania wykazały, że dzia- łanie toksyczne CH₃Hg⁺ spowodowało masowe zatrucia wśród ludzi (tysiące przypadków zatru- cia, setki zgonów). Wydarzenia te spowodowały zainteresowanie społeczności międzynarodowej problemami, jakie niesie ze sobą ten toksyczny pierwiastek^75–77), wskazując na toksyczne właści- wości Hg, które są dobrze znane i udokumento- wane^78–82).

Rtęć w organizmie człowieka łatwo przeni- ka przez barierę krew-mózg, wywołując zmia- ny w obrębie centralnego układu nerwowego.

Głównym miejscem jej kumulacji w organizmie jest kora mózgowa i móżdżek. Objawami neurotoksyczności Hg są samoistne drżenie koń- czyn lub głowy, ataksja, zaburzenia snu, depresja, wybuchy gniewu, utrata wzroku i słuchu, osłabienie odruchów oraz utrata pamięci. Rtęć może wpływać na powstawanie lub zaostrzenie objawów stwardnienia zanikowego bocznego, stwardnienia rozsianego, choroby Parkinsona, choroby Alzheimera oraz autyzmu u dzieci^83–87).

Ponieważ do organizmu człowieka Hg dostaje się wraz z żywno- ścią⁸⁸⁾, w krajach Unii Europejskiej określono normy dla jej zawartości w żywności. W myśl obowiązujących przepisów⁸⁹⁾ zostały określone normy jej zawartości tylko w odniesieniu do niektórych artykułów spożywczych, takich jak ryby i produkty rybołówstwa (0,50–1,0 mg/kg świeżej masy) oraz suplementy diety (0,10 mg/kg).

W badaniach realizowanych przez Björnberg i współpr.⁹⁰⁾ wśród 127 szwedzkich kobiet w wieku rozrodczym z dużym spożyciem różnych rodzajów ryb, badano narażenie na metylowe związki rtęci (MeHg), wykorzystując jako biomarkery całkowitą zawartość rtęci (T-Hg) we włosach i MeHg we krwi. Spożycie ryb oceniono za pomocą kwestionariusza częstotliwości pożywienia. Ryby spożywano średnio ok. 4 razy w tygodniu (zakres 1,6–19 razy w tygodniu). Gatunki ryb potencjalnie bogate w MeHg, uwzględnione w szwedzkich zalece- niach dietetycznych, były spożywane przez 79% kobiet. Około 10%

spożywało takie gatunki więcej niż raz w tygodniu. Ponadto badania te wykazały, że zawartość Hg we włosach u osób często jedzących posiłki zawierające ryby morskie lub owoce morza wynosi 032–0,69 μg/g.

W ciągu ostatniego stulecia zwiększająca się świadomość zagrożeń dla zdrowia ludzi związanych z narażeniem na Hg w środowisku była przyczyną ustanowienia specyficznych programów biomonitoringu człowieka. Ma on na celu ocenę narażenia ludzi na Hg oraz zagrożeń odśrodowiskowych dla grup osób żyjących w bliskim sąsiedztwie miejsc silnie zanieczyszczonych Hg^{91, 92)}.

Narażenie ludzi na działanie Hg jest oszacowane na podstawie jej zawartości w różnych tkankach i we krwi. Najczęściej używane bio- markery to stężenia Hg we włosach, moczu, krwi, w tym pępowinowej.

Stężenie Hg we krwi dostarcza informacji o ekspozycji zarówno na CH₃Hg⁺, jak i na nieorganiczne związki Hg w ciągu kilkunastu dni (ok.

miesiąca od ekspozycji).

Na rys. 5 przedstawiono porównanie stężenia Hg we krwi osób dorosłych oraz dzieci, przebadanych w ramach programu systemu biomonitoringu obejmującego lata 2003–2014.

Podsumowanie

Zanieczyszczenie środowiska Hg jest wciąż jednym z ważniejszych globalnych problemów. Pomimo rozwoju technologicznego oraz dzia-

łań zmierzających do ograniczenia jej zastosowania, w wielu wyrobach pozostaje ona wciąż niezastąpiona.

Emisje zanieczyszczeń przemysłowych powiększają pulę Hg w obiegu biologicznym. Zatem koniecznością staje się monitoring i kontrola akumulacji Hg w organizmach ludzi, fauny i flory.

Bardzo istotne znaczenie ma tu szeroko pojmowana edukacja obejmująca również system norm, wynikających z aktualnego stanu wiedzy oraz wartości moralnych. Lepsze zrozumienie cyklu obiegu Hg w środowisku oraz możliwych negatywnych skutków zdrowotnych związanych z ekspozycją pozwolą na zmniejszenie narażenia ludzi i ekosystemów.

Głównym źródłem narażenia człowieka na Hg jest żywność, zwłaszcza ryby. Zatem szczególny nacisk powinien być położony na edukację dotyczącą żywienia w celu zapobiegania nadmiernej kon- sumpcji Hg wraz z żywnością.

Edukacja mająca na celu upowszechnianie wiedzy na temat właści- wości Hg i jej zachowania w środowisku oraz monitoring związków Hg uwalnianych do środowiska mogą przyczynić się do skutecz- niejszych działań zmierzających do zmniejszenia zanieczyszczenia środowiska związkami Hg.

Otrzymano: 19-05-2020

LITERATURA

[1] L.J. Goldwater, Mercury. A history of quicksilver, York Press, Baltimore 1972.

[2] M. Cyran, M. Florek-Łuszczki, M. Czarny-Działak, Przem. Chem. 2019, 98, nr 11, 1773.

[3] S.M. Pier, Texas Rep. Biol. Med. 1975, 33, nr 1, 85.

[4] D.W. Boening, Chemosphere 2000, 40, nr 12, 1335.

[5] H. Gibb, K.G. O’Leary, Environ. Health Perspect. 2014, 122, nr 7, 667.

[6] T. Olkuski, Polityka Energet. 2007, 10, nr 2, 603.

[7] B. Gworek, J. Rateńska, Ochr.  Środow.  Zasobów  Naturalnych 2009, nr 41, 614.

[8] N.E. Selin, Annu. Rev. Environ. Resour. 2009, 34, 43.

[9] M. Bonsignore, N. Andolfi, M. Barra i in., Environ Res. 2016, 150, 592.

[10] D. Durnford, A. Dastoor, D. Figueras-Nieto i in., Atmos.  Chem.  Phys.

2010, 10, nr 13, 6063.

[11] C.J. Lin, P. Pongprueksa, S.E. Lindberg i in., Atmos. Environ. 2006, 40, nr 16, 2911.

[12] C.T. Driscoll, R.P. Mason, H.M. Chan, D.J. Jacob, N. Pirrone, Environ. 

Sci. Technol. 2013, 47, nr 10, 4967.

[13] WHO. Environmental health criteria 101: Methylmercury. World Health Organization Geneva, International Programme on Chemical Safety, 1990.

[14] N.E. Selin, D.J. Jacob, Atmos. Environ. 2008, 42, nr 21, 5193.

[15] N. Pirrone, I. Allegrini, G.J. Keeler i in., Atmos. Environ. 1998, 32, nr 5, 929.

[16] Z. Grudziński, A. Kowalczyk, Zesz.  Nauk.  Inst.  Gosp.  Surowcami  Mineral. Energią PAN 2016, 95, 215.

[17] https://wedocs.unep.org/bitstream/handle/20.500.11822/29830/

GMAKF_EN.pdf?sequence=1&isAllowed=y, dostęp 14 lutego 2020 r.

[18] A. Ryaboshapka, R. Bullock, R. Ebinghaus i in., Atmos. Environ. 2002, 36, nr 13, 3881.

Fig. 5. Comparison of mercury concentrations in blood of adults and children in national biomonitor- ing programs in different countries, 2003–2014²¹⁾

Rys. 5. Porównanie stężenia Hg we krwi osób dorosłych oraz dzieci w krajowym systemie bio- monitoringu programów różnych krajów, 2003–2014²¹⁾

[19] O.R. Bullock Jr., K. Brehme, Atmos. Environ. 2002, 36, nr 13, 2135.

[20] I. Bojakowska, G. Sokołowska, Biul Państw. Inst. Geol. 2001, nr 394, 5.

[21] https://wedocs.unep.org/bitstream/handle/20.500.11822/27579/

GMA2018.pdf?sequence=1&isAllowed=y, dostęp 14 lutego 2020 r.

[22] W.C. Kerfoot. S.L. Harting, R. Rossmann i in., Geochem.: Exploration,  Environ., Analysis 2002, 2, nr 2, 185.

[23] C. Deng, C. Zhang, L. Li i in., Appl. Geochem. 2011, 26, nr 2, 154.

[24] UNEP: Global Mercury Assessment, Tech. Rep., UNEP, Geneva, Switzerland 2002, http://www.eurocbc.org/final-assessment-report- -25nov02.pdf, dostęp 14 lutego 2020 r.

[25] EU, 2001. Ambient air pollution by mercury (Hg). Position paper. The European Commission Report, https://ec.europa.eu/environment/air/

pdf/pp_mercury.pdf, dostęp 14 lutego 2020 r.

[26] Praca zbiorowa, Rtęć  w  polskim  węglu  kamiennym  do  celów  ener- getycznych  i  w  produktach  jego  przeróbki (red. B. Białecka, I. Pyka), Główny Instytut Górnictwa, Katowice 2016.

[27] Krajowy bilans emisji SO₂, NO_x, CO, NH₃, NMLZO, pyłów, metali ciężkich  i TZO za lata 2014–2015 w układzie klasyfikacji SNAP. Raport syntetycz- ny, KOBiZE, 2017, https://www.kobize.pl/uploads/materialy/materia- ly_do_pobrania/krajowa_inwentaryzacja_emisji/Bilans_emisji_za_2017.

pdf, dostęp 14 lutego 2020 r.

[28] M. Bonsignore, N. Andolfi, M. Barra, Environ. Res. 2016, 150, 651.

[29] E. Ha, N. Basu, S. Bose-O’Reilly, Environ. Res. 2017, 152, 419.

[30] A. Kabata-Pendias, H. Pendias, Biogeochemia  pierwiastków  ślado- wych, Wydawnictwo Naukowe PWN, Warszawa 1990.

[31] D. Palheta, A. Taylor, Sci. Total Environ. 1995, 168, nr 1, 63.

[32] P.C. Frederick, M.G. Spalding, R. Dusek, Environ. Toxicol. Chem. 2002, 21, nr 1, 163.

[33] J.J. Berzas Nevado, R.C. Rodríguez Martín-Doimeadios, R. Mateo i in., Environ. Res. 2012, 112, 58.

[34] D. Mergler, H.A. Anderson, L.H. Chan i in., Ambio 2007, 36, nr 1, 3.

[35] A.M. Scheuhammer, M.W. Meyer, M.B. Sandheinrich i in., Ambio 2007, 36, nr 1, 12.

[36] J. Szkoda, A. Nawrocka, M. Kmiecik, Ochr.  Środow.  Zasobów  Naturalnych 2011, 48, 475.

[37] P. Duma, M. Pawlos, M. Rudy, Bromat. Chem. Toksykol. 2012, 45, nr 1, 94.

[38] J. Gasparik, M. Dobias, M. Capcarova i in., J. Environ. Sci. Health, Part  A 2012, 47, nr 9, 1212.

[39] M. Lazarus, A. Prevendar Crnic, N. Bilandžić, Arh. Hig. Rada Toksikol.

2014, 65, nr 3, 281.

[40] B.C. Scudder, L.C. Chaser, D.A. Wentz i in., Mercury in fish, bed sedi- ment, and water from streams across the United States, 1998–2005.

U.S. Dept of Interior, Report 2009-5109, Reston 2009.

[41] E. Stężyca, J. Bzdęga, K. Pawlikowska i in., Prob. Hig. Epidemiol. 2005, 86, 27.

[42] M. Gochfeld, Ecotoxicol. Environ. Saf. 2003, 56, nr 1, 174.

[43] Y. Anan, T. Kunito, S. Tanabe i in., Mar. Pollut. Bull. 2005, 51, nr 8–12, 882.

[44] J.P. Meador, D.W. Ernest, A.N. Kagley, Sci.  Total  Environ. 2005, 339, nr 1–3, 189.

[45] K. Julshamn, B.E. Grøsvik, K. Nedreaas, Sci. Total Environ. 2006, 372, nr 1, 345.

[46] J. Kojadinovic, M. Potier, M. Le Corre i in., Environ. Pollut. 2007, 146, nr 2, 548.

[47] R.B. Voegborlo, H. Akagi, Food Chem. 2007, 100, nr 2, 853.

[48] C. Afonso, H.M. Lourenço, A. Dias i in., Food Chem. 2007, 101, nr 1, 120.

[49] M. Tuzen, Food Chem. Toxicol. 2009, 47, nr 8, 1785.

[50] L. Polak-Juszczak, Chemosphere 2009, 76, nr 10,1334.

[51] N. Bilandžić, M. Dokić, M. Sedak, Food Chem. 2011, 124, nr 3, 1005.

[52] M.F. Wolfe, S. Schwarzbach, R.A. Sulaiman, Environ.  Toxicol.  Chem.

1998, 17, 146.

[53] A.M. Scheuhammer, Environ. Pollut. 1987, 46, nr 4, 263.

[54] D.C. Evers, N.M. Burgess, L. Champoux i in., Ecotoxicology 2005, 14, nr 1-2, 193.

[55] A.M. Scheuhammer, M.W. Meyer, M.B. Sandheinrich i in., A.  J.  Hum. 

Environ. 2007, 36, nr 1, 12.

[56] S. Dobson, P.D. Howe, M. Gilbert i in., Mercury-Environmental aspects.

International Programme on Chemical Safety IPCS INCHEM. Chemical Safety Information from Intergovermental Organizations, WHO, Geneva 1989.

[57] M. Horvat, Anal. Bioanal. Chem. 2002, 374, nr 6, 981.

[58] M. Gochfeld, Ecotoxicol. Environ. Saf. 2003, 56, nr 1, 174.

[59] N. Pirrone, M. Wichmann-Fiebig, Atmos. Environ. 2003, 37, nr 1, S3.

[60] K. Schlüter, Environ. Geol. 2000, 39, nr 3, 249.

[61] J.J. Rytuba, Environ. Geol. 2003, 43, nr 3, 326.

[62] A. Kabata-Pendias, H. Pandias, Trace elements in soils and plants, CRC Press, Boca Raton 2001.

[63] S. Rémy, P. Prudent, C. Hissler i in., Chemosphere 2003, 52, nr 3, 635.

[64] F.M.G. Tack, T. Vanhaesebroeck, M.G. Verloo i in., Environ. Pollut. 2005, 134, nr 1,173.

[65] E.D. Stein, Y. Cohen, A.M. Winer, Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 1996, 26, nr 1, 1.

[66] M. Mania, M. Wojciechowska-Mazurek, K. Starska i in., Rocz. Państw. 

Zakł. Hig. 2012, 63, nr 3, 257.

[67] T.D. Brown, D.N. Smith, R.A. Hargis i in., J. Air Waste. Manage. Assoc. 

1999, 49, nr 6, 1.

[68] C.M. Smith, L.J. Trip, Ecotoxicology 2005, 14, 19.

[69] H.G. Abadin, B.F. Hibbs, H.R. Pohl, Toxicol. Ind. Health 1997, 13, nr 4, 495.

[70] O. Januszk, J. Kałuża, Kosmos 2019, 68, nr 2, 269.

[71] R.C. Marques, J.G. Dórea, J.V.E. Bernardi i in., Cogn.  Behav.  Neurol.

2009, 22, nr 2, 134.

[72] I. Al-Saleh, N. Shinwari, A. Mashhour, Biol. Trace. Elem. Res. 2003, 96, 21.

[73] H. Drexler, K.H. Schaller, Environ. Res. 1998, 77, nr 2, 124.

[74] Health effects of mercury. Mercury falling: an analysis of mercury pol- lution from coal-burning power plants, Environmental Working Group, Washington 1999.

[75] P. Houeto, P. Sandouk, F.J. Baud i in., Hum. Exp. Toxicol. 1994, 13, nr 12, 848.

[76] K.A. Graeme, C.V. Pollack, J. Emerg. Med.1998, 16, nr 1, 45.

[77] Q. Wang, D. Kim, D.D. Dionysiou i in., J. Environ. Pollut. 2004, 131, nr 2, 323.

[78] A. Affelska-Jercha, Med. Pr. 1999, 50, nr 4, 305.

[79] L. Barregård, B. Högstedt, A, Schütz i in., Scand.  J.  Work  Environ. 

Health 1991, 17, nr 4, 263.

[80] H. Frumkin, R. Letz, P.L. Williams i in., Am. J. Ind. Med. 2001, 39, nr 1, 1.

[81] M. Cyrana, M. Florek-Łuszczki, M. Czarny-Działak i in., Przem. Chem. 

2019, 98, nr 11, 1773.

[82] H. Langauer-Lewowicka, M. Zając-Nędza, Neurol. Neurochir. Pol. 1997, 31, nr 5, 905.

[83] J.M. Yang, Q.Y. Chen, X.Z. Jiang, Am. J. Ind. Med. 2002, 42, nr 5 403.

[84] T.W. Clarkson, L. Magos, G.J. Myers, N. Engl. J. Med. 2003, 349, nr 18, 1731.

[85] D. Peplow, S. Augustine, Environ. Sci.-Proc. Imp. 2014, 16, nr 10, 2415.

[86] H. Czajka, J. Wysocki, [w:] Szczepienia  w  profilaktyce  chorób  zakaź- nych.  Vademecum (red. H. Czajka, J. Wysocki), Wyd. Help-Med, Kraków 2010, 150.

[87] L.E. Taylor, A.L. Swerdfeger, G.D. Eslick, Vaccine 2014, 32, nr 29, 3623.

[88] E. Ochwanowska, M. Czarny-Działak, I. Żeber-Dzikowska i in., Przem. 

Chem. 2019, 98, nr 10, 1614.

[89] Rozporządzenie Komisji (WE) nr 1881/2006 z dnia 19 grudnia 2006 r.

ustalające najwyższe dopuszczalne poziomy niektórych zanieczysz- czeń w środkach spożywczych, Dz. Urz. UE L 364/5, 20.12.2006.

[90] K.A. Björnberg, M. Vahter, K.P. Grawé i in., Sci.  Total  Environ. 2005, 341, nr 1–3, 45.

[91] G. Guzzi, C.A.M. La Porta, Toxicology 2008, 244, nr 1, 1.

[92] J. Angerer, U. Ewers, M. Wilhelm, Int. J. Hyg. Environ. Health 2007, 210, nr 3/4, 201.

Autorom, którzy w 2018 i 2019 r. opublikowali na łamach „Przemysłu Chemicznego”

artykuły naukowe sponsorowane przez ich instytucje oferujemy specjalną, ulgową prenumeratę wersji papierowej naszego czasopisma w 2020 r.

wraz z dostępem do internetowej bazy archiwalnych artykułów z lat 1986-2019 (ponad 6288 publikacji, ponad 38 tysięcy stron) w cenie 300,- zł brutto.

Oferta dotyczy osób fizycznych, których artykuły opublikowaliśmy w 2019 r.

lub których prace oczekują na druk w tym trybie w 2020 r.

Zamówienia proszę kierować na adres:

przemyslchemiczny@sigma-not.pl lub prenumerata@sigma-not.pl

UWAGA, OFERTA SPECJALNA!