Diagnoza

Badania prowadzone w Zespole Imisji Zakładu Ochrony Powietrza IPIŚ PAN przez ostatnie dwie dekady wykazały, że jednym z ważniejszych sposobów oceny udziału poszczególnych typów źródeł emisji w rejestrowanych stężeniach PM jest badanie składu fizykochemicznego wybranych frakcji aerozoli atmosferycznych w połączeniu z wykorzystaniem tych wyników jako  danych do  różnej klasy modeli receptorowych ^[1,2]. W ocenie skutków klimatycznych szczególnego znaczenia nabierają też pomiary krótko-życiowych składników atmosfery, pochodzących zarówno ze źródeł naturalnych, jak i antropogenicznych. Badania tego typu zanieczyszczeń wymagają zastosowania zaawansowanej aparatury automatycznej, nie będącej na wyposażeniu standardowych stacji pomiarowych. W ramach projektu ACTRIS- IMP – Infrastruktura do badania aerozoli, chmur oraz gazów śladowych, w którego pracach uczestniczy konsorcjum krajowych placówek  naukowych, opracowano założenia techniczne i organizacyjne nowego podsystemu badań atmosfery. W Europie monitoring składu fizykochemicznego składu atmosfery prowadzony jest w  sieciach krajowych (np. AURN (z ang. Atmospheric Urban and Rural Network) w Wielkiej Brytanii, PMŚ (Państwowy Monitoring Środowiska) w Polsce) i/lub międzynarodowych (np. WMO/GAW (z ang. World Meteorological Organization – Global Atmosphere Watch), EEA, EMEP) ^[3]. W Polsce pomiary wybranych frakcji PM prowadzone są  od wielu lat w ramach podsystemu monitoringu jakości powietrza ^[4]. Chociaż dane dotyczące pełnego składu chemicznego PM, mierzonego w głównych sieciach monitoringu w Europie są ograniczone, wiele informacji dostarczają projekty badawcze oraz duże projekty infrastrukturalne. Dobrym przykładem może być rozbudowywana obecnie w kraju Infrastruktura Badawcza ACTRIS. Działalność konsorcjum ACTRIS-PL skupia się na kilku głównych obszarach, które znakomicie wpisują się w strategię Europejskiej Infrastruktury Badawczej, a jednocześnie badania te nawiązują do głównych nurtów obecnie realizowanych i będących w długoterminowych planach badawczych krajowych jednostek:

• pomiary aerozoli, które z jednej strony są słabo poznanym czynnikiem klimatotwórczym, a z drugiej strony - jako zanieczyszczenia powietrza - wpływają na jakość życia ludzi,
• badania chmur i interakcji aerozoli z chmurami oraz wpływu własności aerozoli i chmur na środowisko i klimat,
• modelowanie i prognozowanie procesów atmosferycznych.

W raporcie przedstawiono wybrane wyniki działalności badawczej IPIŚ PAN w kontekście tworzonej infrastruktury badawczej w nawiązaniu do aktualnych problemów w zakresie jakości powietrza i adaptacji do zmian klimatu, między innymi prowadzonymi w obszarze południowej polski w rejonie tworzonej przez konsorcjum, stacji ACTRIS w Raciborzu. Jest to szczególnie istotny obszar w kontekście oceny efektów  przepływów transgranicznych zanieczyszczeń powietrza ( w tym wtórnych produktów przemian prekursorów gazowych) z rejonów południowo-zachodniej części UE.

Badania składu chemicznego pyłu zawieszonego 

Skład chemiczny aerozoli decyduje o lotności, gęstości reaktywności i toksyczność poszczególnych  jego frakcji ^[3]. Dominującymi komponentami pyłu zawieszonego są materia węglowa i związki jonowe. Na całkowitą zawartość materiału węglowego w PM – węgiel całkowity (TC – z ang. total carbon), składa się: węgiel pierwiastkowy (EC – z ang. elemental carbon), węgiel nieorganiczny (IC – z ang. inorganic carbon) oraz węgiel organiczny (OC – z ang. organic carbon), przy czym w metodach analitycznych bada się zazwyczaj zawartość EC i OC. Możliwe jest również wyznaczenie frakcji temperaturowych OC  (OC1÷OC4, PC) i EC (EC1÷EC 4), które wyrażają ilość OC i EC, uwolnioną z próbki w trakcie jej ogrzewania w strumieniu helu (OC) i atmosferze helowo-tlenowej (EC), przy zadanych krokach temperaturowych ^[5]. Ponieważ ww. frakcje stanowią tzw. odciski palca źródeł emisji (ang. fingerprint), były one często wykorzystywane w badaniach dotyczących analizy źródeł pochodzenia drobnego pyłu zawieszonego [np. 5]. W celu ilościowego oznaczenia stężeń OC i EC stosuje się różne techniki analityczne ^[6], a spośród nich za metodę referencyjną uważa się metodę termiczno-optyczną. Metoda ta pozwala na wykonywanie pomiarów według kilku standardowych protokołów temperaturowych różniących się progami temperatur, ich ilością i czasem trwania. Do najczęściej stosowanych protokołów należą NIOSH, IMPROVE_A i EUSAAR_2, przy czym ostatni z wymienionych jest zalecaną metodą standardową w Europie i jest już stosowany w sieci EMEP jak też ACTRIS (Aerosol, Clouds and Trace Gases Research Infrastructure).

Źródłami pierwotnego węgla organicznego (POC – z ang. primary organic carbon) mogą być procesy niecałkowitego spalania paliw kopalnych i biomasy, procesy mechaniczne (np. ścieranie opon) oraz roślinność , w tym materiał pochodzący z rozdrobnionych odpadów roślinnych), emisja z silników samochodowych ^[7,8]. Wtórny węgiel organiczny (SOC – z ang. secondary organic carbon) powstaje w atmosferze w reakcjach łańcuchowych lotnych związków organicznych (LZO), pochodzących ze źródeł naturalnych i antropogenicznych ^[9].

Obok węgla elementarnego i organicznego, jony nieorganiczne posiadają dominujący udział w całkowitej masie PM cząstek zawieszonych [6]. Na obszarach miejskich masa siarczanów i azotanów związanych z pyłem może stanowić nawet do 85% masy wszystkich ekstrahowanych w wodzie jonów oraz 15–55% całkowitej masy drobnego pyłu zawieszonego ^[10]. Jony nieorganiczne stanowią ważną część tzw. wtórnego aerozolu nieorganicznego (SIA – z ang secondary inorganic aerosol), zwłaszcza siarczany (SO42-), azotany (NO3-) i jony amonowe (NH4+) ^[11]. Komponent ten w znacznym stopniu kształtuje stężenia i skład drobnego PM, zarówno na terenach oddalonych od istotnych źródeł emisji jak i na obszarach miejskich ^[12]. Intensywność powstawania poszczególnych komponentów SIA zależy w dużym stopniu od stężenia prekursorów gazowych, utleniaczy atmosferycznych i związków zobojętniających oraz charakterystyki już istniejących cząstek aerozolu, w tym zawartości wody i kwasowości aerozolu [3]. W wielu pracach podkreślano ponadto istotny wpływ warunków atmosferycznych, zwłaszcza temperatury powietrza i wilgotności względnej, a także duże znaczenie procesów transportu dalekiego zasięgu [3,13].

Poniżej omówiono wyniki rocznej kampanii pomiarowej (2019r.), prowadzonej przez IPIŚ PAN na dwóch stanowiskach w Raciborzu (tło miejskie – „SZKOŁA”; tło pozamiejskie – „IMGW”) (Rysunek 1), zlokalizowanym w woj. śląskim (południowa Polska). Stwierdzono, że średnie roczne stężenie PM2,5, zarówno na stanowisku tła podmiejskiego (26.61 µg∙m-3) jak i na stanowisku miejskim (25.73 µg∙m-3), nieznacznie przekraczało wartość dopuszczalną dla średniego rocznego stężenia PM2,5 (25 µg∙m-3) ^[14]. Znacznie gorsze warunki życia mieszkańców analizowanego obszaru, związane z ekspozycją na PM2,5, występowały w sezonie grzewczym, kiedy to stwierdzono 90 (Racibórz – IMGW) i 100 (Racibórz – SZKOŁA) przypadków przekroczenia wartości zalecanej WHO dla średniego dobowego stężenia PM2,5 (25 µg∙m-3) ^[15]. W obu lokalizacjach aerozol węglowy był dominującym składnikiem drobnego pyłu zawieszonego, z udziałem w PM2,5 na poziomie ~45% i ~39% . Stężenia OC i EC wykazywały znaczną zmienność sezonową, podobnie jak stężenia PM2,5, bardziej wyraźną w przypadku węgla organicznego. Obok TC, jony posiadały dominujący udział w masie drobnego pyłu zawieszonego na stanowisku tła podmiejskiego i stanowisku miejskim w Raciborzu, ze średnim udziałem (cały okres) odpowiednio na poziomie ~37% i ~39%. Stężenia wszystkich analizowanych jonów zmieniały się w okresie prowadzenia badań, przy czym podobnie jak w przypadku PM2,5 i materii węglowej, wyższe poziomy stężeń tych substancji rejestrowano w sezonie grzewczym. Niezależnie od pory roku wyraźnie zaznaczała się dominacja jonu siarczanowego (SO42-), azotanowego (NO3-) i amonowego (NH4+), które razem stanowiły (cały okres) ~24% (IMGW) i ~26% (SZKOŁA).

Rysunek 1. Porównanie składu chemicznego pyłu PM2,5 na dwóch stanowiskach pomiarowych w Raciborzu (okres: 2019 r.)
(IMGW – tło podmiejskie; SZKOŁA – tło miejskie)

Skład chemiczny pyłu zawieszonego a epizody podwyższonego stężenia PM

Chociaż jakość powietrza w ciągu ostatnich dwóch dekad uległa znacznej poprawie, problem przekroczenia wartości dopuszczalnych PM2,5 i PM10 wciąż pozostaje nierozwiązany na wielu obszarach Europy ^[12]. Okresy podwyższonych stężeń PM i innych zanieczyszczeń atmosferycznych budzą szczególne obawy ze względu na niekorzystny wpływ na zdrowie publiczne [^5]. Aby lepiej zrozumieć występowanie epizodów podwyższonego stężenia PM2,5, analizowano wyniki rocznej kampanii pomiarowej przeprowadzonej na stacji tła podmiejskiego w Raciborzu (woj. śląskie) ^[3]. Stężenia PM2,5 oraz stężenia i udział głównych składników chemicznych zmieniały się w badanym okresie, z charakterystycznym sezonowym trendem związanym ze zmianami intensywności emisji PM i jego prekursorów ze źródeł antropogenicznych, a także dominującą sytuacją meteorologiczną (Rysunek 2). Za epizod zdefiniowano sytuację, w której dobowe stężenie PM2,5 przekraczało 50 µg∙m³ – w 2018 r. zidentyfikowano 38 takich przekroczeń, w tym 7 dłuższych okresów. Stwierdzono, że wysokie stężenia pyłu zawieszonego PM2,5 w Raciborzu i innych podobnych stacjach w Polsce były spowodowane głównie przez wtórny węgiel organiczny (SOC) oraz w mniejszym stopniu azotany. Wyniki pracy dostarczyły cennych informacji naukowych dla opracowania strategii i programów ochrony powietrza, w których należy zwrócić szczególną uwagę na środki redukcji emisji prekursorów gazowych PM, zwłaszcza niemetanowych lotnych związków organicznych (NMLZO) i tlenków azotu (NO_x). Należy również wziąć pod uwagę możliwy wpływ transportu regionalnego i dalekiego zasięgu, ponieważ może on znacząco wpłynąć na jakość powietrza, zwłaszcza na obszarach pozamiejskich.

Rysunek 2. Udział wybranych składników chemicznych w PM2,5 ze stacji tła podmiejskiego w Raciborza dla różnych okresów uśredniania

Materia węglowa jako dominujący składnik chemiczny pyłu zawieszonego

Na Rysunku 3 przedstawiono podsumowanie wyników badań materii węglowej, prowadzonych przez IPIŚ PAN na wybranych stacjach pomiarowych południowej Polski ^[16]. Analizowano próbki pyłu zawieszonego pochodzące ze stacji tła miejskiego (Skawina, Trzebinia, Racibórz-Szkoła, Zabrze) i pozamiejskiego (Krynica, Rokitno, Racibórz-IMGW, Złoty Potok). Zawartość OC i EC wyznaczano metodą termiczno-optyczną za pomocą analizatora węgla firmy Sunset Laboratory (protokół „eusaar_2); określono również stężenie poszczególnych frakcji OC (OC1÷OC4, PC). Badania wykazały, że udział TC w PM zdeterminowany był przede wszystkim wahaniami udziału OC, przy czym POC przeważnie dominował nad SOC, zwłaszcza na stacjach tła wiejskiego, co mogło być spowodowane spalaniem niskiej jakości paliw w źródłach lokalnych. Niezależnie od typu lokalizacji dominującymi frakcjami OC były PC, a następnie OC4 i OC2. We wszystkich rozważanych punktach pomiarowych zaobserwowano wyraźnie wyższe udziały PC w OC w sezonie grzewczym, co sugeruje, że istotnym źródłem PC może być ogrzewanie mieszkań, w tym spalanie biomasy i powstawanie wtórnego aerozolu organicznego. Stosunkowo niewielka zmienność przestrzenna stosunków OC4/OC i OC3/OC mogą świadczyć o odmiennym pochodzeniu tych frakcji, związanym z wpływem transportu regionalnego i dalekiego zasięgu. Brak wyraźnej zmienności sezonowej dla udziału OC3 i OC4 obserwowany w Zabrzu może wskazywać na wpływ źródeł komunikacyjnych, w tym pyłu drogowego i spalin samochodowych. Wysoka zawartość frakcji OC2 i OC1 na niektórych obszarach związana była głównie z wpływem lokalnych źródeł emisji, takich jak przemysł (np. Trzebinia, Skawina), spalanie węgla i biomasy (np. Racibórz-C) czy źródła komunikacyjne (np. Zabrze).

Rysunek 3. Udział EC i frakcji temperaturowych OC wraz z udziałem wtórnego (SOC) i pierwotnego (POC) węgla organicznego w węglu całkowitym wybranych stacji pomiarowych południowej Polski
ALL – cały okres pomiarowy; H – sezon grzewczy; NH – sezon niegrzewczy

Pomiary automatyczne stężeń sadzy w województwie śląskim

Materia węglowa występuje w aerozolach w wielu różnych formach chemicznych i fizycznych. Termin eBC (z ang. equivalent black carbon) oznacza aerozol węglowy, powszechnie nazywany jako sadza (z ang. soot), którego ilościowe określenie możliwe jest poprzez zastosowanie metody optycznej ^[17]. Sadza pochodzi głównie ze źródeł antropogenicznych, m.in. transportu, przemysłu, spalanie węgla i biomasy w celach grzewczych. Cząstki sadzy posiadają również zdolność absorpcji światła – to właśnie na tej podstawie dokonywany jest ich pomiar w urządzeniach optycznych. W odniesieniu do środowiska, wysoka efektywność absorpcji światła przez sadzę powoduje, iż uznaje się ją za czynnik przyczyniający się do zmian klimatycznych. Optyczna analiza eBC opiera się na pomiarze absorpcji światła na filtrze z próbką aerozoli. Jednym z urządzeń monitorujących stężenia sadzy w powietrzu atmosferycznym jest urządzenie najnowszej generacji – etalometr model AE33. Aetalometr AE33 (Magee Scientific) to bardzo czułe automatyczne urządzenie mierzące absorpcję światła aerozolu przy siedmiu różnych długościach fal (λ) od bliskiego ultrafioletu do bliskiej podczerwieni (λ = 370, 470, 520, 590, 660, 880 i 950 nm).Wbudowany model etalometru pozwala na oszacowanie wpływu spalania paliw kopalnych (eBCff) i spalania biomasy (eBCbb) na całkowitą masę BC.

Poniżej zaprezentowano wyniki pomiarów eBC prowadzonych przy użyciu AE33 w Zabrzu w latach 2019-2020. Wyniki wskazują że stężenia eBC, eBCff i eBCbb mieściły się odpowiednio w zakresie 0.05–20.48 µg·m−3, 0.02–16.08 µg·m−3 i 0.02–4.40 µg·m−3 (Tabela 1). W analizowanym okresie pomiarowym wystąpiły wyraźne sezonowe wahania stężeń eBCff i eBCbb (Rysunek 4). 

Niezależnie od pory roku uzyskane wyniki wskazały na znacznie wyższe stężenia eBCff (71–76% udziału w całkowitym eBC) w porównaniu z eBCbb (24–29%), co jest zgodne z licznymi doniesieniami literaturowymi – długoterminowe trendy pomiarowe potwierdzają dominującą rolę spalania paliw kopalnych w zanieczyszczaniu powietrza w mieście związkami węglowymi ^[18,19]. Udział spalania biomasy będzie widoczny głównie na obszarach o zwartej zabudowie wiejskiej ^[20]. Biomasa, głównie drewno i odpady wykorzystywana jest między innymi do opalania mieszkań w piecach i kominkach. Spalanie biomasy jest również globalnym zjawiskiem wynikającym z pożarów lasów. Obecnie spalanie biomasy uznawane jest również za jedno z głównych źródeł zanieczyszczeń powietrza, takich jak sadza, organiczne cząstki stałe, wolne rodniki oraz inne substancje, które negatywnie wpływają na zdrowie ludzi, jakość powietrza, procesy tworzenia się chmur i zmiany klimatu ^[21].

Rysunek 4. Dobowe przebiegi stężeń eBCff i eBCbb (µg·m−3) oraz ich średni udział w całkowitym BC (%) odnotowany dla sezonu grzewczego i nie ogrzewczego (kwiecień 2019–grudzień 2020)

Innym urządzeniem wykorzystywanym do pomiaru stężeń eBC jest zlokalizowany obecnie na stacji podmiejskiej w Raciborzu etalometr, model AE51. Jest to miniaturowy przyrząd mierzący współczynnik absorpcji sadzy dla długości fali 880 nm. Na Rysunku 5 przedstawiono wyniki pomiarów prowadzonych w latach 2019-2020. W pomiarach stężenia eBC na stacji tła  w Raciborzu (tereny podmiejskie), prowadzonych za pomocą AE51. Stężenia eBC mieściły się w zakresie 0.14–3.62 µg·m³ i analogicznie do stężeń eBC ze spalania paliw kopalnych i biomasy, wykazywały zmienność sezonową. Jesienią i zimą stężenia eBC były podwyższone z maksymalną wartością w grudniu 2020 r.

Rysunek 5. Miesięczne przebiegi stężeń eBC (µg·m−3) odnotowane od marca 2019 do grudnia 2020 w Raciborzu.

Na stacji pomiarowej w Zabrzu, prowadzono również pomiary stężeń eBC za pomocą analizatora automatycznego MAAP 5012 (ang. Multi Angle Absorption Photometer). MAAP mierzy stężenie masowe aerozolu BC przy pojedynczej nominalnej długości fali 637 nm ^[22,23]. Pomiary długotrwałe prowadzone w Zabrzu wskazują, że maksymalne średnioroczne stężenie eBC wystąpiło w roku 2009 (Rysunek 6). Po tym okresie następował systematyczny spadek stężeń eBC aż do roku 2013, co mogło sugerować „wyłączenie” pewnych źródeł emisji, które w istotny sposób oddziaływały na stanowisko pomiarowe. Od roku 2013 do 2016 odnotowano tendencję wzrostową stężeń eBC, które mieściły się w zakresie 3.93–4.79 µg·m³. W kolejnych latach średnioroczne stężenia eBC nie przekraczały 4 µg·m3, a minimalna wartość (2.62 µg·m³) została odnotowana w roku 2020.

Rozwiązania

Obecnie istnieje duże zapotrzebowanie na badania mające na celu zrozumienie wpływu zanieczyszczeń powietrza na klimat i środowisko, których wyniki będą wspierać  standardy jakości powietrza oraz pomogą w ustaleniu priorytetów działań naprawczych i adaptacyjnych. Krajowy program ochrony powietrza (KPOP) oraz programy regionalne (POP) ukierunkowane są na podejmowanie działań w kierunku stopniowej redukcji emisji PM z głównych źródeł. Strategia prezentowana w ww. programach bazuje na wprowadzaniu restrykcji w sferze technicznej, w postaci standardów dla urządzeń spalania paliw nieobjętych dopuszczeniem w lokalnych uchwałach antysmogowych (UAS). Zarówno KOP, POP i UAS, nie wskazują metod kontroli wdrażania ustalonych zasad polityki w zakresie ochrony powietrza, poza dostępnymi wynikami Państwowego Monitoringu Środowiska. Zrozumienie przyczyn niezgodności w zakresie jakości powietrza, a także ocena dostępnych i powszechnie stosowanych narzędzi do przewidywania jakości powietrza i ich skutków, ma kluczowe znaczenie dla wszelkich procesów decyzyjnych ^[24]. W celu ograniczenia skutków zanieczyszczenia powietrza, szczególnie w miastach, w których żyje większość populacji europejskiej, ważne jest zdefiniowanie skutecznych strategii kontrolnych i działań naprawczych. Dyrektywa 2008/50/WE zachęca do stosowania modeli w połączeniu z danymi ze stałych punktów monitoringu w szeregu zastosowań. Rozwój nowych modeli i poprawa jakości istniejących wymaga dostarczania danych o wysokiej jakości  zarówno dotyczących przestrzennej i czasowi zmienności jak też pionowego profilu. Planowane w ramach infrastruktury ACTRIS metody badań in situ i teledetekcyjnych w tym badania składu fizyko-chemicznego aerozoli mogą wypełnić istniejącą lukę w zasobach danych do weryfikacji modeli.  

W większości aglomeracji i dużych miast na świecie obserwowane są epizody wysokich stężeń zanieczyszczeń powietrza, w tym pyłów. W sytuacjach epizodów stężenia pyłów w powietrzu atmosferycznym przekraczają zazwyczaj kilka – do nawet kilkunastu – razy dopuszczalne poziomy tego zanieczyszczenia. Szczegółowa wiedza na temat powstawania, własności oraz przemian aerozoli jest konieczna do oceny jego wpływu na procesy zachodzące w atmosferze, klimat oraz ludzkie zdrowie. Szczegółowa analiza składu chemicznego pyłu pozwoli na oszacowanie źródeł emisji aerozoli atmosferycznych w aglomeracji miejskiej. Uzyskanie wiarygodnych danych dot. Składu chemicznego pozwoli na racjonalizację zarządzania jakością powietrza w ramach wdrażanych POP a jednocześnie ocenę efektów wdrażania programów tzw. gospodarki niskoemisyjnej w ramach nowych priorytetów inwestycyjnych UE oraz strategii stref ograniczonego ruchu [25]. W świetle prowadzonych w IPIŚ PAN badań wynika, że pomiar eBC z wykorzystaniem metod optycznych pozwala na śledzenie struktury zmian w emisji substancji bogatych w węgiel, w szczególności udziału paliw kopalnych i biomasy w miksie energetycznym.

Programy adaptacji do zmian klimatu i działania mitygacyjne w obszarze ograniczania niskiej emisji należy bezpośrednio powiązać z rozbudowa zaplecza do badań atmosfery. Powoli to na obiektywną ocenę efektów wdrażania programów, poprawi wiarygodność modelowania i prognozowania krótkoterminowego, oraz stworzy bazę do kształcenia kadr i szerokiej edukacji ekologicznej.

Autorzy:
dr inż. Krzysztof Klejnowski
dr Barbara Błaszczak
mgr Natalia Zioła
Zakład Ochrony Powietrza IPIŚ PAN
www.ipis.pan.edu.pl 

Literatura
[1]    Juda-Rezler K., Reizer M., Maciejewska K., Błaszczak B., Klejnowski K., Characterization of atmospheric PM2.5 sources at a Central European urban background site, Science of the Total Environment 713 (2020) 136729.
[2]    Claudio A. Belis, Bo R. Larsen, Fulvio Amato, Imad El Haddad, Olivier Favez, Roy M.Harrison, Philip K. Hopke, Silvia Nava, Pentti Paatero, André Prévôt, Ulrich Quass, Roberta Vecchi, Mar Viana, European Guide on Air Pollution Source Apportionment with Receptor Models, JRC REFERENCE REPORTS, 2014.
[3]    Barbara, B., Zioła, N., Mathews, B., Klejnowski, K., Słaby, K. (2020). The Role of PM2.5 Chemical Composition and Meteorology during High Pollution Periods at a Suburban Background Station in Southern Poland. Aerosol Air Qual. Res. 20, 2433–2447.
[4]    Strona internetowa Głównego Inspektoratu Ochrony Środowiska – Portal o jakości powietrza: http://powietrze.gios.gov.pl/pjp/home (dostęp: 28.08.2018 r.)
[5]    DOS SANTOS D.A.M., BRITO J.F., GODOY J.M., ARTAXO P., Ambient concentrations and insights on organic and elemental carbon dynamics in São Paulo, Brazil, Atmospheric Environment, 2016, Vol. 144, 226–233.
[6]    Chow, J.C., Lowenthal, D.H., Chen, L.-W.A., Wang, X., Watson, J.G. (2015). Mass reconstruction methods for PM2.5: a review. Air Quality, Atmosphere & Health 8, 243–263.
[7]    Jones, A.M., Harrison, R.M. (2005). Interpretation of particulate elemental and organic carbon concentrations at rural, urban and kerbside sites. Atmospheric Environment 39, 7114–7126.
[8]    Gelencsér, A., May, B., Simpson, D., Sánchez-Ochoa, A. i inni (2007). Source apportionment of PM2.5 organic aerosol over Europe: Primary/secondary, natural/anthropogenic, and fossil/biogenic origin. Journal of Geophysical Research 112, D23S04, doi: 10.1029/2006JD008094
[9]    Mancilla, Y., Herckes, P., Fraser, M.P., Mendoza, A. (2015). Secondary organic aerosol contributions to PM2.5 in Monterrey, Mexico: Temporal and seasonal variation. Atmospheric Research 153, 348–359
[10]    Rogula-Kozłowska, W., Klejnowski, K., Rogula-Kopiec, P., Ośródka, L., Krajny, E., Błaszczak, B. i inni (2014b). Spatial and seasonal variability of the mass concentrations and chemical composition of PM2.5 in Poland. Air Quality, Atmosphere & Health 7, 41–58.
[11]    Błaszczak, B., Juda-Rezler, K., Rogula-Kozłowska, W., Reizer, M. i inni (2017). Ionic Composition of Fine Particulate Matter from Urban and Regional Background Sites in Poland. Environmental Engineering Science 34(4), 236–250.
[12]    Błaszczak, B., Widziewicz-Rzońca, K., Zioła, N., Klejnowski, K., Juda-Rezler, K. (2019). Chemical Characteristics of Fine Particulate Matter in Poland in Relation with Data from Selected Rural and Urban Background Stations in Europe. Applied Sciences 9(1), 98.
[13]    Reizer, M., Juda-Rezler, K. (2016). Explaining the high PM10 concentrations observed in Polish urban areas. Air Quality, Atmosphere & Health 9(5), 517–531.
[14]    Dyrektywa 2008/50/WE Parlamentu Europejskiego i Rady z dnia 21 maja 2008 r. w sprawie jakości powietrza i czystszego powietrza dla Europy (Dz. Urz. UE L. 152 z 11.06.2008, str.1)
[15]    WHO, 2013: World Health Organization. Health Effects of Particulate Matter. Policy implications for countries in eastern Europe, Caucasus and central Asia; WHO Regional Office for Europe: Copenhagen, Denmark, 2013; ISBN 978-92-890-0001-7.
[16]    Błaszczak, B.; Mathews, B. (2020). Characteristics of Carbonaceous Matter in Aerosol from Selected Urban and Rural Areas of Southern Poland. Atmosphere 11, 687.
[17]    Contini, D., Vecchi, R., Viana, M. (2018). Carbonaceous Aerosols in the Atmosphere. Atmosphere 9, 181.
[18]    Putaud, J.P., Cavalli, F., Crippa, M. Long-Term Trends in Black Carbon from Biomass and Fossil Fuel Combustion Detected at the JRC Atmospheric Observatory in Ispra, EUR 29147 EN; JRC110502; Publications Office of the European Union: Luxembourg, 2018; ISBN 978-92-79-80976-7.
[19]    Zheng, H., Kong, S., Wu, F., Cheng, Y., Niu, Z., Zheng, S., Yang, G., Yao, L., Yan, Q., Zheng, M., et al. (2019). Intra-regional transport of black carbon between the south edge of the North China Plain and central China during winter haze episodes. Atmos. Chem. Phys. 19, 4499–4516.
[20]    Klejnowski K., Janoszka K., Czaplicka M. (2017). Characterization and seasonal variation of organic and elemental carbon and levoglucosan in PM10 in Krynica Zdroj, Poland. Atmosphere 8, 1– 13.
[21]    Janoszka, K., Czaplicka, M., 2019. Methods for the determination of levoglucosan and other sugar anhydrides as biomass burning tracers in environmental samples – A review. J. Sep. Sci. 42, 319-329.
[22]    Hyvärinen A.-P., Vakkari V., Laakso L., Hooda R.K., Sharma V.P., Panawar T.S., Beukes J.P., van Zyl P.G., Josipovic M., Garland R.M., Andreae M.O., Pӧschl U., Petzold A. (2013). Correction for a measurement artifact of the Multi-Angle Absorption Photometer (MAAP) at high black carbon mass concentration levels. Atmos. Meas. Tech., 6, 81-90.
[23]    Massling A., Nielsen I.E., Kristensen D., Christensen J.H., Sørensen L.L., Jensen B., Nguyen Q.T., Nøjgaard J.K., Glasius M., Skov H. (2015). Atmospheric black carbon and sulfate concentrations in Northeast Greenland, Atmos. Chem. Phys., 15, 9681-9692.
[24]    Miranda, A., Silveira, C., Ferreira, J., Monteiro, A., Lopes, D., Relvas, H., Borrego, C, Roebeling, P. (2015). Curret air quality plans in Europe designed to support air quality management policies. Atmospheric Pollution Research 6, 434–443.
[25]    INSPEKCJA OCHRONY ŚRODOWISKA, Pyły drobne w atmosferze, Kompendium wiedzy o zanieczyszczeniu powietrza pyłem zawieszonym w Polsce, Biblioteka Monitoringu Środowiska Warszawa, 2016.