Zatopiona w Bałtyku amunicja chemiczna i ryby
Problem wpływu amunicji chemicznej na ekosystem Morza Bałtyckiego, na choroby ryb a nawet na zagrożenie zdrowia konsumentów tych ryb co pewien czas powraca na łamy mediów. W ostatnim czasie pojawiło się wiele alarmistycznych doniesień, przewidujących katastrofę ekologiczną z powodu korodujących beczek i amunicji zawierającej gazy bojowe, zatopionych po II Wojnie Światowej. Wyciekający z nich iperyt i inne środki toksyczne miałyby powodować masowe owrzodzenia u dorszy i zanieczyszczenia ryb zagrażające ludziom, którzy je jedzą. Budzi to uzasadniony niepokój wśród odbiorców takich wiadomości. W MIR-PIB zebraliśmy najczęściej powtarzane pytania i odpowiadamy na nie na podstawie aktualnej wiedzy naukowej.
1. Czy broń chemiczna (bojowe środki toksyczne - BŚT) zatruje Bałtyk?
O broni chemicznej zatopionej w Bałtyku napisano już wiele artykułów przeglądowych (np. Kasperek 1999, Ostojski i in. 2010, Filipek i in. 2014, Andrulewicz 2016). Realizowanych było i jest wiele przedsięwzięć mających na celu m.in. ocenę ryzyka, opracowanie metod lokalizacji BŚT, badanie ich wpływu na ekosystem (grupa robocza HELCOM CHEMU i SUBMERGED, projekty MERCW, UMBRELLA, CHEMSEA, MODUM, DAIMON). Szacuje się, że w Bałtyku zatopiono 50 tys. ton amunicji zawierającej BŚT. Najwięcej broni zatopiono na wschód od Bornholmu (ok. 35 tys. ton broni zawierającej ok. 13 tys. ton BŚT, na głębokościach od 70 do 105 m). Na Głębi Gotlandzkiej zatopiono przynajmniej 2 tys. ton broni (głębokości 80-100 m). Ostatnie oficjalne miejsce zatopień to południowa część cieśniny Mały Bełt (30 m). W okresie zimnej wojny broń chemiczna została również pozostawiona w rejonie Głębi Gdańskiej. Istnieją przesłanki aby sądzić, że część broni chemicznej mogła zostać wyrzucona za burtę po drodze do docelowego miejsca zatopienia.
(http://www.chemsea.eu/characterization_and_mapping.php).
W przypadku oficjalnych miejsc depozycji, wybierano (za wyjątkiem Małego Bełtu) rejony głębokie, pokryte kilkumetrową warstwą mułu. Zarówno w Głębi Gdańskiej jak i Głębi Gotlandzkiej przy dnie panują warunki beztlenowe, co ogranicza zarówno procesy korozji metalu jak i możliwość kontaktu z organizmami żywymi. Wymiana wody zalegającej przy dnie w tych dwóch rejonach jest uzależniona od częstotliwości i intensywności wlewów wód z Morza Północnego. Największe obawy związane są z BŚT w rejonie Basenu Bornholmskiego.
Znane miejsca zatopień amunicji chemicznej w Morzu Bałtyckim.
Źródło: http://chemsea.eu/Characterization_&_Mapping,8.html
Większość BŚT charakteryzuje się większą gęstością od wody (Kosmacz i Astel 2015), co oznacza, że będą pozostawać na dnie, nawet jeżeli zbiorniki w których była przechowywane skorodują. Nie będą wypływać na powierzchnię i dryfować. Może je przemieścić przypadkowo człowiek (trałowanie denne przy połowach ryb, prace podwodne). W przypadku znacznego rozdrobnienia nie można wykluczyć przemieszczania za sprawą silnych prądów przydennych.
Przypadkowe wydobycie broni chemicznej może się skończyć poparzeniami, a nawet śmiercią. W miejscach znanych zatopień amunicji chemicznej nie wolno łowić ryb z użyciem włoków dennych (Sanderson i in. 2009). Zarówno rybacy jak i osoby zajmujące się pracami podwodnymi muszą znać procedury postępowania w przypadku kontaktu z podejrzaną substancją. Zostały one stworzone przez grupę roboczą HELCOM CHEMU a także w efekcie realizacji projektu CHEMSEA.
Słaba rozpuszczalność większości BŚT w wodzie powoduje, że po uwolnieniu z pojemników w miejscu ich depozycji, mogą się rozkładać bardzo długo. Proces rozkładu (hydrolizy) zależy od rodzaju BŚT i temperatury wody – najszybciej rozkłada się tabun, najwolniej adamsyt. Większość BŚT zatopiono w rejonach głębi, poniżej tzw. termokliny (warstwa skoku termicznego), gdzie temperatura jest stała i wynosi 4-6 °C. Jeżeli jednak słabo rozpuszczalne BŚT znajdzie się w wodzie o temperaturze wyższej, tempo rozkładu znacznie przyspieszy.
Zagrożeniem dla ekosystemu morskiego są przede wszystkim środki, które zawierają arsen (adamsyt, Clark I, Clark II, luizyt) oraz iperyt, który również był mieszany ze środkami zawierającymi arsen (Sanderson i in. 2009). Toksyczność samego iperytu jest wysoka jednak jego niska rozpuszczalność w wodzie morskiej znacząco ogranicza narażenie organizmów żywych. Uwolniony z korodujących pojemników pozostanie na dnie w formie stałej i będzie ulegał powolnemu rozpadowi. Iperyt rozkłada się ostatecznie do substancji nietoksycznych, jednak niektóre pośrednie produkty jego hydrolizy są toksyczne. Osławiony Cyklon B i tabun rozkładają się w wodzie morskiej szybko a produkty ich rozkładu nie są toksyczne.
Arsen ma zdolność do kumulacji w organizmach żywych (Katkova 2011). Należy jednak podkreślić że związki arsenu występują w środowisku morskim powszechnie i ich naturalne stężenie w oceanie to około 1-2 µg/L (Sanderson i in. 2009). Arsen może występować w środowisku w formie organicznej lub nieorganicznej. Badania wykazały, że najbardziej toksyczną formą jest arsen nieorganiczny. W wodzie morskiej ponad 90% arsenu jest obecne właśnie w tej formie, ale w organizmach żywych do 95% arsenu przybiera dużo mniej toksyczną formę organiczną (Katkova 2011, Sanders i in. 2009).
2. Czy można stwierdzić, że ryby miały kontakt z BŚT?
Ryby, które miały bezpośredni kontakt z BŚT będą miały objawy poparzeń i nie są dopuszczane do sprzedaży. W praktyce bardzo rzadko zdarza się, aby ryby z jakimikolwiek zewnętrznymi objawami chorobowymi były zatrzymywane na burcie.
W przypadku iperytu, przeprowadzono badania polegające na bezpośredniej ekspozycji żywych ryb na ten środek bojowy. W tkankach mięśniowych węgorza poddanego eksperymentom nie wykryto iperytu ani produktów jego rozkładu (Torrea i in. 2013).
Ryby narażone na długotrwałe oddziaływanie BŚT zawierających arsen charakteryzują się podwyższonym poziomem tego pierwiastka (Sanderson i in. 2009, Amato i in. 2006).
Ryby po kontakcie z BŚT lub toksycznymi produktami ich rozkładu mogą mieć szereg niespecyficznych objawów charakterystycznych dla tzw. stresu środowiskowego. Symptomów tych (takich jak spadek współczynników kondycji, zewnętrzne objawy chorobowe, zarażenie ryb pasożytami, zmiany stabilności membrany lizosomalnej, zmiany histopatologiczne tkanek) (Torrea i in. 2013) nie można wiązać wyłącznie z amunicją chemiczną, ponieważ te same efekty mogą wywołać inne czynniki, takie jak:
- niedostatek tlenu;
- zarażenie pasożytami;
- brak odpowiedniej ilości pokarmu;
- przegęszczeniu stada ryb;
- narażenia na inne zanieczyszczenia, które mogą występować w morzu.
Substancjami wskaźnikowymi typowo oznaczanymi pod kątem obecności BŚT są:
- tiodiglikol (TDG) – ostateczny produkt rozkładu iperytu. Jest związkiem komercyjnie stosowanym przy barwieniu tekstyliów (Bassia i in. 2009). Tzw. dawka referencyjna doustnego pobrania tej substancji stosowana przy ocenie narażenia człowieka jest 10 000 razy wyższa dla TGD niż dla iperytu (Sanderson i in. 2009). Uważany za nietoksyczny, jest rozkładany przez bakterie;
- 1,4- Dithian (TD) – ostateczny produkt rozkładu iperytu. Jest związkiem występującym naturalnie np. w pomidorach. Uważany za nietoksyczny (substancja nie klasyfikowana jako niebezpieczna dla zdrowia ani środowiska zgodnie z przepisami CLP, dopuszczona jako dodatek do żywności);
- Trifenylarsyna (TPA) i tlenek kwasu trifenyloarsynowego (TPAO) – związki zawierające arsen.
Najwięcej na Bałtyku zatopiono iperytu siarkowego. A zatem, nawet jeżeli w osadach dennych zostanie oznaczona substancja wskaźnikowa dla tego związku (TDG lub TD), nie oznacza to „katastrofalnego zatrucia ekosystemu” czy ryb, ponieważ te substancje nie są toksyczne.
3. Czy można bezpiecznie jeść ryby z Bałtyku?
Zawartość substancji zanieczyszczających, które mogą zagrozić zdrowiu konsumentów, jest monitorowana i odnoszona do najwyższych dopuszczalnych poziomów określonych w prawie unijnym (Rozp. Komisji (WE) 1881/2006 z dn. 19 grudnia 2006 r.) do którego odnosi się również polska Ustawa o bezpieczeństwie żywności i żywienia (Dz.U. 2006 nr 171 poz. 1225). Najwyższe dopuszczalne poziomy są określane na rygorystycznym poziomie biorącym pod uwagę ryzyko związane z konsumpcją. Produkty zawierające zanieczyszczenia powyżej tych poziomów nie mogą być wprowadzane do handlu. Różnego rodzaju substancje zanieczyszczające znajdują się w każdym rodzaju żywności, nawet w nieprzetworzonych zbożach (np. mykotoksyny), warzywach liściastych (azotany), owocach, mleku, mięsie, winie itd. Nie ma surowca czy produktu, który nie byłby zagrożony zanieczyszczeniami. Z tego powodu zaleca się dietę różnorodną, co dodatkowo zmniejsza ryzyko spożycia nadmiernej ilości niepożądanych składników jednego rodzaju. W przypadku ryb, zawierających wielonienasycone kwasy tłuszczowe omega-3, korzyści dla zdrowia wynikające z włączenia ich do diety 2-3 razy w tygodniu przewyższają ryzyka związane z zanieczyszczeniami. Z tymi i innymi faktami na temat bezpieczeństwa i korzyści ze spożywania ryb można się zapoznać w przewodniku dla konsumenta – Bezpieczne produkty rybne, opublikowanym w 2017 r. w ramach projektu ECsafeSEAFOOD (dostępny w języku angielskim i hiszpańskim na stronie http://www.ecsafeseafood.eu/ecsafeseafood-results/safe-seafood-guides).
Zawartość substancji zanieczyszczających (kadm, rtęć, ołów, dioksyny i dioksynopodobne, polichlorowane bifenyle, pestycydy chloroorganiczne, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne) w rybach bałtyckich są w Polsce monitorowane w ramach Państwowego Monitoringu Środowiska prowadzonego przez Główny Inspektorat Ochrony Środowiska oraz w ramach monitoringu żywności prowadzonego przez Państwową Inspekcję Weterynaryjną. Dodatkowo podejmowanych jest szereg projektów badawczych mających na celu bardziej szczegółową ocenę bezpieczeństwa surowców bałtyckich. Wbrew doniesieniom prasowym, wyniki badań świadczą, że ryby i przetwory rybne zawierają niewielkie zawartości zanieczyszczeń i nie zagrażają konsumentom (Szlinder-Richert i Usydus 2016). Uwagę należy zwrócić jedynie na duże łososie bałtyckie (a dokładniej – ich tłustą część brzuszną), które powinny być monitorowane w większym zakresie z uwagi na zagrożenie zanieczyszczeniem dioksynami. Warto wiedzieć, że tego zagrożenia można łatwo uniknąć, nie spożywając jedynie tej części łososia.
(http://www.rybynapolskimrynku.pl/substancje-niepozadane-w-rybach-morskich-i-hodowlanych/)
Wartości dopuszczalnego tygodniowego spożycia ryb bałtyckich w kontekście zagrożenia metalami ciężkimi
*Bezpieczny poziom tygodniowego spożycia dla osoby ważącej 70 kg
1 – dane z lat 2016-17 projekt Prohealth – Innowacyjne przetwórstwo zorientowane na zachowanie prozdrowotnych cech produktów z ryb pelagicznych. NCBiR – JPI HDHL Joint Action Food Processing for Health.
2 – dane z lat 2016-17 projekt SeaQual – Bezpieczeństwo i jakość żywności pochodzenia morskiego w aspekcie zagrożeń zoonotycznych i toksykologicznych: ocena ryzyka, monitoring i przeciwdziałanie NCBiR Środowisko naturalne, rolnictwo i leśnictwo” – BIOSTRATEG
3 – dane z 2003 r. – monitoring na zlecenie Ministerstwa Rolnictwa i Rozwoju Wsi.
Projekt badawczy SeaQual
W MIR-PIB jest obecnie prowadzony projekt badawczy SeaQual (https://mir.gdynia.pl/seaqual/), w ramach którego w latach 2016-2017 pozyskiwano dorsze z sześciu łowisk zlokalizowanych w Morzu Bałtyckim, w tym również na wschód od Bornholmu i na Zatoce Gdańskiej. Wśród badanych parametrów były częstotliwość występowania osobników ze zmianami skórnymi oraz poziomy zanieczyszczeń w tym arsenu całkowitego. Średnie poziomy arsenu całkowitego w tkance mięśniowej wahały się w zależności od łowiska w wąskim przedziale od 0,29-0,35 mg/kg, a najwyższy zaobserwowany poziom to 0,69 mg/kg. Wielkości te są zbliżone do danych w literaturze dla ryb z innych rejonów Bałtyku (Sorensen i in. 2009). Baeyens i in. 2009 określili że w przypadku dorsza atlantyckiego zawartość toksycznej, nieorganicznej formy arsenu stanowi 1,33% arsenu całkowitego. Eksperci FAO/WHO ustalili dopuszczalny limit arsenu nieorganicznego w rybach na poziomie 0,1 mg/kg. Można zatem oszacować, że w przypadku najwyższego zmierzonego w dorszach z polskich połowów stężenia, poziom arsenu nieorganicznego to około 0,01 mg/kg. Jest to stężenie 10-cio krotnie niższe niż bezpieczny limit.
Miejsca poboru prób dorsza w ramach projektu SeaQual – Bezpieczeństwo i jakość żywności pochodzenia morskiego w aspekcie zagrożeń zoonotycznych i toksykologicznych: ocena ryzyka, monitoring i przeciwdziałanie.
Projekt współfinansowany przez Narodowe Centrum Badań i Rozwoju w ramach programu: Środowisko naturalne, rolnictwo i leśnictwo” – BIOSTRATEG (projekt nr 296211/4/NCBR/2016), lider konsorcjum: MIR-PIB
4. Czy owrzodzenia ryb są efektem kontaktu z bronią chemiczną?
Powstawaniu owrzodzeń u ryb mogą sprzyjać także niekorzystne warunki środowiska (pH, promieniowanie ultrafioletowe, zmiany zasolenia i temperatury wody). Oprócz bezpośredniego działania toksycznego na skórę, substancje chemiczne mogą zaburzać równowagę hormonalną, prowadząc do nadmiernego uwalnianie glikokorykosterydów, znanych jako „hormony stresu”. Hormony sterydowe regulują wiele procesów fizjologicznych, m. in. odpowiedź immunologiczną, której zaburzenie może sprzyjać zwiększonej podatności ryb na infekcje (Barton i Iwama, 1991, Noga, 2000).
Oczywiście, ekspozycja na toksyczne substancje (pestycydy, wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne – PAHs, polichlorowane bifenyle – PCBs, metale ciężkie oraz BŚT) może również prowadzić do uszkodzenia skóry, zwiększając jej podatność na infekcje bakteryjne, wirusowe i grzybicze (Sindermann 1977, Larsen i in. 1978, Austin 2007).
Wtórne infekcje mogą rozwinąć się także w mechanicznych uszkodzeniach skóry, wywołanych np. przez narzędzia połowowe (Mellergaard i Bagge 1998). Wyniki badań naukowych sugerują, że minogi mogą być wektorem przenoszącym (poprzez ugryzienia) florę bakteryjną na ryby (głównie bakterie z rodzaju Aeromonas) (El Morabit i in. 2014, Li i in. 2016). Najwyższy odsetek dorszy z owrzodzeniami wykazano w roku 2016 w kwadracie ICES 37 G9 (Zatoka Gdańska, rejon Wisłoujścia). Podczas rejsów badawczych w sierpniu i listopadzie 2016, w tym samym kwadracie stwierdzono występowanie minoga rzecznego Lampetra fluviatilis (łącznie 36 osobników obecnych w przyłowach). Uszkodzenia skóry u niektórych dorszy przybierały okrągły, regularny kształt. Wewnątrz rany, na jej obrzeżach, widoczne były liczne punktowe nacieki ropne. Charakterystyczny obraz tych uszkodzeń odpowiada kształtem aparatowi gębowemu minoga i sugeruje, że mogły one powstać w wyniku ugryzień.
Uszkodzenie skóry dorsza. Wewnątrz rany widoczne punktowe nacieki ropne (fot. K. Nadolna-Ałtyn)
Otwór gębowy minoga rzecznego Lampetra fluviatilis z widocznymi zębami (fot. A. Lejk)
Podczas obrad Grupy Roboczej ds. chorób ryb Międzynarodowej Komisji ds. Badań Morza (ICES WGPDMO), które odbyły się w lutym 2018 w Rydze, eksperci przedstawili wyniki badań dorszy na obecność zewnętrznych objawów chorobowych (owrzodzenia, deformacje szkieletu, ubytki płetw, pasożyty zewnętrzne), które przeprowadzono w latach 2011-2015, w ramach projektu CHEMSEA. Próby pobierano w miejscach składowania BŚT – Bornholm, Głębia Gdańska, Głębia Gotlandzka oraz w rejonach referencyjnych, tj. Zatoka Gdańska i Hano. Nie wykazano zależności pomiędzy BŚT a występowaniem tych chorób. Dane pozyskane w ramach projektu CHEMSEA wskazują jednak na znaczny spadek współczynnika kondycji dorszy (Fultona) w latach 2011-2015, szczególnie na wschód od Bornholmu (Lang i in. 2018). Wyniki tych badań wykazały znacznie słabszą kondycję wschodniego stada dorszy (poławianych na wschód od Bornholmu) w porównaniu ze stadem zachodnim (próby pobierane w rejonie Arkony i Kiel Bight). Badania biomarkerów histochemicznych (zmiany patologiczne w nerkach dorszy) oraz testy genotoksyczne i neurotoksyczne sygnalizowały też objawy stresu u dorszy poławianych w rejonie składowiska BŚT – Bornholm, chociaż jednocześnie stwierdzono, że stan zdrowia dorszy poławianych w tym rejonie poprawia się od roku 2011.
Owrzodzenia ryb, tak jak pozostałe zewnętrzne objawy chorobowe są rutynowo monitorowane przez MIR-PIB w ramach Narodowego Programu Zbioru Danych Rybackich zarówno na próbach pobranych z połowów komercyjnych jak i w trakcie rejsów badawczych na statku Baltica. Najwięcej chorych ryb (6,8%) zarejestrowano w trakcie pomiarów na rejsach badawczych w 2013. W 2017 roku odsetek chorych ryb w tych samych rejsach sięgał jedynie 2,2%. Więcej informacji o wynikach monitoringu owrzodzeń dorszy znajdzie się w najbliższym wydaniu Wiadomości Rybackich.
Odsetek dorszy z owrzodzeniami zarejestrowany w trakcie połowów badawczych MIR-PIB
w Polskich obszarach morskich oraz w monitorowanych w ramach NPZDR połowach polskich rybaków
Bibliografia
Andrulewicz, E. 2016. Amunicja chemiczna w Bałtyku a możliwości skażenia ryb i środowiska morskiego. 95-lecie Morskiego Instytutu Rybackiego: aktualne tematy badań naukowych, T.II – stan środowiska południowego Bałtyku: 77–86 (dostępne online na www.mir.gdynia.pl)
Austin, B. 2007. The Involvement of Pollution with Fish Health. In: Multiple Stressors: A Challenge for the Future, pp13-30. Ed. by C Mothersill, I Mosse and C. Seymour. Springer. 484 pp.
Barton, B. A., Iwama, G. K. 1991. Physiological changes in fish from stress in aquaculture with emphasis on the response and effects of corticosteroids. Annual Review of Fish Diseases, 1: 3-26.
Bassia L.E, Shinzatoa N.,Namihiraa T., Okua H., Matsuia T. 2009. Biodegradation of thiodiglycol, a hydrolyzate of the chemical weapon Yperite, by benzothiophene-desulfurizing bacteria Journal of Hazardous Materials 167: 124–127
Baeyens, W., Gao, Y., De Galan, S.,Bilau, M. Van Larebeke, N., Leermakers, M., 2009. Dietary exposure to total and toxic arsenic in Belgium: Importance of arsenic speciation inNorth Sea fish Mol. Nutr. Food Res. 53: 558 – 565
Bucke, D., Vethaak, A.D., Lang, T. and Mellergaard, S. 1996. Common diseases and parasites of fish in the North Atlantic: Training guide for identification. ICES Techniques in Marine Environmental Sciences, No. 19.27.
Bulczak A.I., Rak D., Schmidt B., BeŁdowski J. 2016. Observations of near-bottom currents in Bornholm Basin, Slupsk Furrow and Gdansk Deep. Deep Sea Research Part II: Topical Studies in Oceanography 128, 96-113
El Morabit A., García-Márquez S., Santos Y. 2014. Is sea lamprey a potential source of infection with Aeromonas salmonicida for wild and farmed fish? Bull. Eur. Ass. Fish Pathol., 24(2), 100.
Grawiński, E., Podolska, M., Kozińska, A., Pękala A.. 2009. Bakterie chorobotwórcze dla ryb i człowieka izolowane od dorszy bałtyckich. Życie Weterynaryjne 84 (5), 409-416.
Filipek B., Olszański R., Harmata W., Siermontowski P. 2014. Bojowe środki trujące w Morzu Bałtyckim, Czasopismo Polskiego Towarzystwa Medycyny i Techniki Hyperbarycznej 1(46): 83-92
Katkova M.N. 2011. Assessment of potential risk for fish consumption by population in the Baltic Sea area where chemical weapon was dumped. Russian Meteorology and Hydrology vol 36 No5., 324-332
Kasperek T. 1999 Broń chemiczna zatopiona w Morzu Bałtyckim, Europejskie Centrum Edukacyjne, Toruń.
Khalikov, S., Savin, Yu.I. 2011. Arsenic Content in Water and Bottom Sediments in the Areas of Chemical Weapon Dumps in the Bornholm Basin of the Baltic Sea. Meteorologiya i Gidrologiya, 2011, No. 5, pp. 43–55
Kosmacz, M., Astel, A. 2015. Analiza ryzyka związanego z zatopieniem broni chemicznej w Bałtyku w okresie II wojny światowej. Cz.1. LAB Laboratoria, Aparatura, Badania 20 (5) :6-13
Lang T., Kotwicki L., Czub M., Grzelak K., Weirup L., Straumer K. 2018. The Health Status of Fish and Benthos Communities in Chemical Munitions Dumpsites in the Baltic Sea. In: Bełdowski J., Been R., Turmus E. (eds) Towards the Monitoring of Dumped Munitions Threat (MODUM). NATO Science for Peace and Security Series C: Environmental Security. Springer, Dordrecht.
Larsen, J. L., Jensen, N. J., and Christensen, N. O., 1978. Water pollution and the ulcer syndrome in the cod (Gadus morhua). Veterinary Research Communications, 2: 207-216.
Li Y, Xie W, Li Q. 2016. Characterisation of the bacterial community structures in the intestine of Lampetra morii. Antonie van Leeuwenhoek 109:979–986.
Łoźna K., Biernat J. Występowanie arsenu w środowisku i żywności. Roczn. PZH. 2008, 59, Nr 1,19-31
Mellergaard, S., and Bagge, O. 1998. Fishing gear-induced skin ulcerations in Baltic cod, Gadus morhua L. Journal of Fish Diseases, 21 (3): 205-213.
Noga, E. J. 2000. Skin ulcers in fish: Pfiesteria and other etiologies. Toxicological Pathology, 28: 807-823.
Ostojski M., Andrulewicz E., Krzymiński W. 2010. Broń chemiczna zatopiona w Morzu Bałtyckim w wyniku działań wojennych, Instytut Meteorologii i Gospodarki Wodnej, Państwowy Instytut Badawczy, Warszawa.
Sanderson H,,∗Fauser P, Marianne Thomsen, M Sørensen P.B. Human health risk screening due to consumption of fish contaminated with chemical warfare agents in the Baltic Sea. Journal of Hazardous Materials 162 (2009) 416–422
Sindermann, C. S. 1977. Recent data on possible association of coastal/estuarine pollution with fish and shellfish diseases. ICES Document C.M/E:14. 33 pp.
Szlinder-Richert, J., Usydus, Z.2016. Substancje niepożądane w rybach i przetworach rybnych z polskiego rynku. 95-lecie Morskiego Instytutu Rybackiego: aktualne tematy badań naukowych, T.III – produkty i przetwórstwo rybne : 63-76 (dostępne online na www.mir.gdynia.pl)
Torrea C.D, Petochib T. ,Farchib, C., , Corsia I. , Dinardoc M.M. ,Sammarini V, Alcaro L., Mechelli L,Focardi S., Tursi A,Giovanna Marinob, Ezio Amato. 2013. Environmental hazard of yperite released at sea: sublethal toxic effects on fish. Journal of Hazardous Materials 248– 249: 246– 253
The Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives, 27th Report, Technical Report Series, No 696, 1983, World Health Organisation, Geneva
The Joint FAO/WHO Expert Committee on Food Additives, 33rd Report, Technical Report Series, No 776, 1989, World Health Organisation, Geneva
Przedsięwzięcia dotyczące problemu BŚT w Bałtyku:
Grupa robocza HELCOM CHEMU
Grupa robocza HELCOM SUBMERGED
http://www.helcom.fi/helcom-at-work/groups/response/submerged
Projekt MERCW (2005-2008) – Modelling of Ecological Risks related to Sea-Dumped Chemical weapons.
Projekt Assess the need to clean up chemical weapons (2009-2014)
Projekt UMBRELLA (2013-2016) – Underwater Munitions Baltic Remediation Cluster League) http://groupspaces.com/UMBRELLA-cluster-project/
Projekt CHEMSEA (2011-2014) – Chemical munitions search and assessment)
Projekt MODUM (2013-2016) Towards the monitoring of dumped munitions threat.
http://www.iopan.gda.pl/MODUM/
projekt DAIMON (2017- )-Decicion Aid for Marine Munitions)
