BADANIE PARAMETRÓW OPTYCZNYCH PYŁU RESPIRABILNEGO W POBLIŻU SKRZYŻOWANIA RUCHLIWYCH DRÓG STUDY OF THE OPTICAL PARAMETERS OF THE RESPIRABLE AIRBORNE PARTICLES NEAR THE BUSY ROADS INTERSECTION

Józef S. Pastuszka1*, Wioletta Rogula-Kozłowska2,1 1Politechnika Śląska, Wydział Inżynierii Środowiska i Energetyki, Katedra Ochrony Powietrza, ul. Akademicka 2, 44-100 Gliwice 2 Polska Akademia Nauk, Instytut Podstaw Inżynierii Środowiska, ul. M. Skłodowskiej-Curie 34, 41-890 Zabrze *e-mail: Jozef.Pastuszka@polsl.pl ABSTRACT In this work the reflectance coefficient has been determined for the samples of respirable airborne particles (PM2.5) collected simultaneously in the both sites: near the busy crossroads and at the urban background site in Zabrze. The measured reflectance (R[%]) was transformed into an absorption coefficient (a [m-1x10-5]), as well as into the mass absorption coefficient (σ [m2/g]). The obtained results indicate that traffic emission changes the optical properties of the aerosol near the roads elevating the absorption of fine particles. It was shown that this increase of the absorption of airborne particles is only partially due to the increase of the mass concentration of the respirable aerosol near the crossroads while the main reason of these changes is the increase of the contribution of particles highly absorbing light (i.e. containing a great amount of elemental carbon in the particle surface layer) there. It was documented that near the crossroads the contribution of carbon-rich fine particles in the particulate aerosol is elevated what should be recognize as a consequence of the emission of pollutants from the vehicles, especially having Diesel engine. It has been shown that the elevated level of the mass absorption coefficient of fine particles could be important indicator of the influence of the traffic emission sources on the environment. Keywords: PM2.5, reflectance, absorption coefficient, traffic emission WPROWADZENIE Wyniki prac opublikowanych w ostatnich piętnastu latach sugerują związek między zamieszkiwaniem w pobliżu ruchliwych dróg a chorobami układu oddechowego (Nitta i inni, 1993; Weiland i inni, 1994; Ciccione i inni, 1998; Jensen i inni, 2001). Jak się wydaje, jest to wynikiem nie tylko podwyższonego stężenia pyłu zawieszonego, a zwłaszcza drobnych cząstek w pobliżu ruchliwych ulic, ale także ich większą toksycznością. Aerozol emitowany z pojazdów samochodowych zawiera szereg substancji alergizujących, toksycznych i kancerogennych, w tym wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne (WWA). Ważne jest, zatem, aby kontrolować jakość powietrza nie tylko w istniejącej sieci monitoringowej, ale także w pobliżu ruchliwych ulic. Rodzi się jednak pytanie, jaki parametr powinien być przede wszystkim kontrolowany przy drodze? Czy powinno się monitorować stężenie pyłu zawieszonego (PM10), czy frakcji respirabilnej (PM2.5), bądź

też wystarczyłby pomiar stężenia pyłu całkowitego (TSP)? Rysuje się też intrygująca możliwość, że być może wystarczyłby monitoring natężenia i struktury ruchu pojazdów. Te interesujące kwestie są bardzo ważne z punktu widzenia praktyki zarządzania środowiskiem i muszą być szybko rozstrzygnięte w oparciu o kompleksowe badania środowiskowe i medyczne. W ten kontekst wpisują się wyniki badań Roemer’a i van Wijnen’a (2001), którzy wykazali, że narażenie na cząstki emitowane z ruchu drogowego i wyznaczone w oparciu o pomiar stężenia masowego aerozolu jest zaniżone. W ich badaniach największy relatywny wzrost stężenia przy drodze (mediana dzienna) w stosunku do tła, zanotowano w pomiarach tzw. „czarnego dymu” (black smoke). Wzrost stężenia tego czynnika wyniósł aż 300%, podczas gdy wzrost stężenia pyłu zawieszonego (PM10) wyniósł tylko 37%, a wzrost pyłu drobnego PM1.0 (pył o średnicy aerodynamicznej ≤ 1 µm) 39%. Rezultaty te wskazują na parametry optyczne aerozolu jako na potencjalne wskaźniki

146

oddziaływania drogi na środowisko i na zdrowie populacji generalnej. Współczynnik absorpcji aerozolu wydaje się być szczególnie przydatny do takiej analizy.

Współczynnik absorpcji należy do wskaźników kompleksowych, co oznacza, że jego wartość silnie zależy od kilku parametrów. W tym przypadku są to: stężenie pyłu, jego charakterystyka morfologiczna oraz skład chemiczny, przede wszystkim zawartość węgla pierwiastkowego.

Węgiel jest jednym z dominujących składników cząstek aerozolu atmosferycznego, zwłaszcza na terenach zurbanizowanych (Viana i inni, 2008). Większość metod analitycznych umożliwiających wyznaczenie zawartości węgla w tych cząstkach nie pozwala jednak na ocenę udziału węgla organicznego (OC) i węgla pierwiastkowego (EC) w badanych próbkach pyłu. Tymczasem, informacja ta jest niezwykle ważna. Warto odnotować, że węgiel pierwiastkowy, w tym sadza, powstający w procesach spalania paliw, powszechnie występuje nie tylko na terenach zurbanizowanych, ale także w tak czystych rejonach jak obszary arktyczne. Obecność sadzy w dolnej atmosferze zarejestrowano także nad oceanami w obszarach tropikalnych. Powszechność występowania węgla pierwiastkowego w powietrzu wynika z faktu, że jest on emitowany z większości źródeł w postaci bardzo drobnych cząstek o aerodynamicznej średnicy medialnej (tzw. MMD – mass median diameter) wynoszącej około 0,2 µm, a zatem czas jego przebywania w atmosferze jest bardzo długi (Japar i inni, 1986).

Na uwagę zasługuje fakt bardzo dużej absorpcji światła widzialnego przez cząstki węgla pierwiastkowego. Nawet niskie stężenia węgla pierwiastkowego w powietrzu na terenach rolniczych i bardzo odległych od źródeł emisji tego pierwiastka mogą znacząco wpływać na obniżenie widzialności (Charlson i inni, 1978; Horvath, 1993) oraz powodować zakłócenia w równowadze radiacyjnej atmosfery (Cess i inni, 1983; Chylek i inni, 1984).

Występujące w atmosferze cząstki węgla pierwiastkowego mogą być także katalizatorami procesów utleniania niektórych zanieczyszczeń. Przykładowo, na powierzchni cząstek sadzy może zachodzić katalizowanie siarczanów poprzez utlenianie gazowego SO2 (Muhlbaier i inni, 1989).

Cząstki sadzy mogą być także nośnikami substancji toksycznych, bądź kancerogennych. W trakcie spalania paliw, będącego źródłem emisji węgla elementarnego mogą tworzyć się np. tlenki azotu czy też wielopierścieniowe węglowodory aromatyczne,

które następnie, na skutek ochłodzenia spalin kondensują na cząstkach sadzy. Ostatnio ten mechanizm staje się przedmiotem wielu badań, gdyż jak się wydaje występuje on powszechnie podczas emisji zanieczyszczeń z pojazdów samochodowych (Hien i inni, 2007; Vasilakos i inni, 2007). Cząstki węgla pierwiastkowego, z uwagi na ich małe rozmiary, mogą wnikać głęboko do płuc, przenosząc tam zaadsorbowane substancje kancerogenne (np. WWA) i w ten sposób inicjować nowotwory płuc (Cuddihy i inni, 1984). W szczególności takie kancerogenne działanie stwierdzono w przypadku cząstek sadzy emitowanych z silników wysokoprężnych (Cuddihy i inni, 1984; Schutzle i inni, 1983).

Narażenie na sadzę i osadzone na niej substancje toksyczne i kancerogenne nasila się z uwagi na obecność węgla pierwiastkowego w środowisku wewnętrznym (Kavouras i Stephanou, 2002), w tym w pomieszczeniach mieszkalnych. Problematyka zawartości węgla w aerozolu mieszkań jest, jak dotąd, stosunkowo słabo rozpoznana, aczkolwiek wysokie poziomy stężeń sadzy stwierdzono w mieszkaniach usytuowanych w pobliżu ruchliwych dróg (Horvath i inni, 1989).

Ponieważ submikrometrowe cząstki węgla pierwiastkowego są emitowane z pojazdów samochodowych, przede wszystkim z pojazdów posiadających silniki wysokoprężne, zatem wydaje się zasadne, że ewentualne podwyższenie wartości współczynnika absorpcji aerozolu w pobliżu drogi może być bardzo dobrym wskaźnikiem stopnia oddziaływania drogi na środowisko oraz na zdrowie zamieszkujących w pobliżu ludzi.

Celem niniejszej pracy było wyznaczenie współczynnika odbicia światła oraz obliczenie, na tej podstawie, współczynnika absorpcji dla aerozolu przy ruchliwych drogach na Górnośląskim Okręgu Przemysłowym, jak również porównanie otrzymanych wartości z parametrami optycznymi pyłu charakterystycznego dla tła miejskiego na tym obszarze. METODYKA BADAŃ Próbki pyłu respirabilnego PM2.5, o średnicy aerodynamicznej nie większej niż 2,5 µm, pobierano przez 24 godziny, jednocześnie w dwóch punktach pomiarowych, z których jeden był zlokalizowany przy ruchliwym skrzyżowaniu w Zabrzu, a drugi – receptor referencyjny, znajdował się na terenie Instytutu Podstaw Inżynierii Środowiska w Zabrzu. Ten punkt pomiarowa posiada oficjalny status receptora tła miejskiego. Lokalizację punktów pomiarowych przedstawiono na rys. 1.

147

Skrzyżowanie

Tło miejskie Zabrze

Aglomeracja Górnośląska

Do poboru próbek wykorzystano referencyjny aspirator MVS6D, produkcji Atmoservice (Poznań), posiadający certyfikat zgodności z normą CEN EN 12341. Podczas poboru próbek prowadzono obserwacje warunków meteorologicznych: prędkości i kierunku wiatru, temperatury i wilgotności powietrza.

Filtry ze zdeponowanym pyłem poddano analizie reflektometrycznej przy pomocy reflektometru produkcji brytyjskiej firmy Diffusion Systems Ltd., model 43D. Przyrząd ten emituje w sposób impulsowy strumień białego światła na powierzchnię filtra, a w przerwach między emisją mierzy natężenie światła odbitego, podając wynik w procentach natężenia światła emitowanego. Przed rozpoczęciem pomiarów sprawdzano kalibrację reflektometru przy użyciu fabrycznych wzorców, a następnie standaryzowano stopień odbicia do 100 przy pomocy czystego filtra (tzw. „ślepa próba”). Po zakończeniu tej

procedury zastępowano czysty filtr filtrem zapylonym i odczytywano poziom współczynnika odbicia. Pomiary współczynnika odbicia prowadzono dla każdego filtra w pięciu miejscach, aby skontrolować homogeniczność próbki. ANALIZA OTRZYMANYCH WYNIKÓW Wartości współczynnika odbicia światła dla próbek pyłu respirabilnego (PM2.5) pobieranych równocześnie przy ruchliwym skrzyżowaniu w Zabrzu oraz w receptorze referencyjnym, charakteryzującym tło miejskie w Zabrzu przedstawiono w tabelach 1-3. W oparciu o zmierzone wartości współczynnika odbicia (R [%]) obliczono poziomy współczynnika absorpcji (a [m-1x10-5]), które również zamieszczono w przedmiotowych tabelach.

148

Tabela 1. Średnie wartości parametrów optycznych pyłu respirabilnego PM2.5 w pobliżu ruchliwego skrzyżowania w Zabrzu oraz w receptorze referencyjnym w kwietniu 2005 r.

________________________________________________________________________ Parametr pyłu PM2.5 Skrzyżowanie Tło miejskie

___________________________________________________________________________

1. Współczynnik odbicia R [%] 9,1 12,3 Ilość próbek 15 5 Odchylenie standardowe 4,8 8,2

2. Współczynnik absorpcji a [m-1x10-5] 2,87 2,27

Ilość próbek 15 5 Odchylenie standardowe 0,88 0,68

3. Masowy współczynnik absorpcji σ [m2/g] 0,77 0,63 Ilość próbek 14 4 Odchylenie standardowe 0,21 0,19

4. Stężenie* C[µg/m3] 41,4 38,9

Ilość próbek 14 4 __________________________________________________________________________ *Średnie stężenie masowe frakcji PM2.5 obliczone wyłącznie w oparciu o próbki

poddane następnie badaniom reflektometrycznym.

Tabela 2. Średnie wartości parametrów optycznych pyłu respirabilnego PM2.5 w pobliżu ruchliwego skrzyżowania w Zabrzu oraz w receptorze referencyjnym w sezonie letnim roku 2005.

__________________________________________________________________________ Parametr optyczny pyłu PM2.5 Skrzyżowanie Tło miejskie ___________________________________________________________________________ Współczynnik odbicia R [%] 11,42 13,75 Współczynnik absorpcji a [m-1x10-5] 2,41 2,36 Masowy współczynnik absorpcji σ [m2/g] 0,94 0,66 ___________________________________________________________________________

Tabela 3. Średnie wartości parametrów optycznych pyłu respirabilnego PM2.5 w pobliżu

ruchliwego skrzyżowania w Zabrzu oraz w receptorze referencyjnym w styczniu 2006 r. ______________________________________________________________________

Parametr pyłu PM2.5 Skrzyżowanie Tło miejskie ___________________________________________________________________________

1. Współczynnik odbicia R [%] 3,4 3,6 Ilość próbek 13 13 Odchylenie standardowe 0,9 1,1

2. Współczynnik absorpcji a [m-1x10-5] 10,75 3,89

Ilość próbek 13 13 Odchylenie standardowe 2,23 1,51

3. Masowy współczynnik absorpcji σ [m2/g] 0,72 0,28 Ilość próbek 13 12 Odchylenie standardowe 0,24 0,14

4. Stężenie* C[µg/m3] 177,5 162,0

Ilość próbek 13 12 _________________________________________________________________________ *Średnie stężenie masowe frakcji PM2.5 obliczone wyłącznie w oparciu o próbki poddane następnie badaniom reflektometrycznym.

149

Jak widać, stopień odbicia światła od próbek pyłu pobranych przy drodze jest wyraźnie mniejszy od współczynnika odbicia od próbek pyłu pobranych w punkcie referencyjnym. Jednakże na wartość współczynnika odbicia pyłu osadzonego na filtrze znacząco wpływa objętość powietrza pobranego przez aspirator, zatem do analizy własności optycznych aerozolu znacznie lepiej nadaje się współczynnik absorpcji. Z tego względu w oparciu o zmierzone wartości współczynnika odbicia R obliczono poziomy współczynnika absorpcji a. Należy podkreślić, że wyznaczanie współczynnika absorpcji pyłu jest bardzo trudne. Horvath w swojej fundamentalnej pracy przeglądowej z tej tematyki (Horvath, 1993) podaje, że istnieją generalnie dwa różne sposoby pomiaru współczynnika absorpcji. Pierwszy sposób polega na pomiarze efektów powodowanych przez absorpcję światła, a drugi sposób to pomiar transmisji światła przez próbkę i kompensowanie strat z powodu rozpraszania. Jednakże podstawowy problem we wszystkich tego typu eksperymentach polega na ilościowym (dokładnym) uwzględnieniu strat światła z uwagi na jego rozpraszanie na cząstkach pyłu. Z tego powodu, aktualnie nie ma żadnej referencyjnej techniki wyznaczania absorpcji cząstek aerozolu. Z drugiej strony, szereg eksperymentów laboratoryjnych i badań terenowych wykazało, że udział „czarnego” / węglowego aerozolu może być dobrze oszacowany przez pomiar współczynnika odbicia filtrów, przez które przepuszczono kilka metrów sześciennych powietrza (Hogan i inni, 1985). Podobne pomiary powiązane z analizą chemiczną próbek przeprowadzili Wolf i współpracownicy (1982). Wykazali oni, że stopień zaczernienia filtra jest funkcją węgla elementarnego /sadzy osadzonego na filtrze. Jak więc widać, problem ten wymaga dalszych badań. Tym niemniej, pod ciśnieniem potrzeb praktycznych, w Unii Europejskiej podjęto próbę wyważenia między ścisłą, fizyczną analizą zjawiska oddziaływania światła z cząstkami aerozolu a analizą jakości informacji otrzymanej z pomiaru współczynnika absorpcji dostępnymi w praktyce metodami.

W rezultacie, w roku 1993 wprowadzono normę ISO 9835 (ISO, 1993), która zakłada, że współczynnik odbicia od filtra z naważką cząstek aerozolu może być dobrym przybliżeniem współczynnika absorpcji obliczonego wg następującego wzoru:

gdzie: ap [m-1] - współczynnik absorpcji cząstek aerozolu, A [m2] – zapylona powierzchnia filtra, V [m3] – objętość pobranego powietrza przez aspirator w trakcie pojedynczego pomiaru, R0 [%] – współczynnik odbicia od czystego filtra (“ślepej próby”), R [%] - współczynnik odbicia od zapylonego filtra (filtr z pobranymi cząstkami aerozolu).

Wyprowadzenie równania (1) można znaleźć w pracy Pastuszki i współpracowników (2003), gdzie podano również uzasadnienie, że występujący z lewej strony równania (1) współczynnik, który ściśle biorąc powinien być współczynnikiem ekstynkcji, może być z dobrym przybliżeniem przyjęty jako współczynnik absorpcji, gdyż z uwagi na specyfikę pomiaru współczynnika odbicia reflektometrem, składowa rozpraszająca jest zaniedbywalnie mała.

Jak wynika z tabeli 1 średni współczynnik absorpcji w pobliżu badanego skrzyżowania wynosił 2,87x10-5 m-1 i był wyraźnie większy niż współczynnik absorpcji pyłu respirabilnego w punkcie referencyjnym (2,27x10-5 m-1). Badania w kwietniu 2005 roku były jednak skoncentrowane na aerozolu w pobliżu przedmiotowego skrzyżowania, a badań aerozolu w tzw. tle miejskim przeprowadzono zdecydowanie mniej. Jak widać, poddano badaniom reflektometrycznym 15 próbek pyłu pobranych w pobliżu skrzyżowania, a tylko 5 próbek pobranych w receptorze referencyjnym. Z tego względu nie jest możliwa ocena ilościowa zmian parametrów optycznych pyłu respirabilnego w pobliżu skrzyżowania w odniesieniu do tła miejskiego w Zabrzu w tym okresie. Bardziej miarodajna analiza może być przeprowadzona w oparciu o tabelę 2 zawierającą uśrednione dane z całego sezonu letniego roku 2005. Jak widać, uśredniony współczynnik absorpcji w pobliżu badanego skrzyżowania wynosił 2,41x10-5 m-1 i był nieznacznie większy niż współczynnik absorpcji pyłu respirabilnego w punkcie referencyjnym (2,36x10-5 m-1). Oznacza to, że w pobliżu skrzyżowania względny przyrost absorpcji pyłu respirabilnego wyniósł zaledwie 2,1%.

Na wartość współczynnika absorpcji zawieszonych w powietrzu cząstek pyłu składają się zarówno stężenie pyłu, jak również zdolność absorbowania światła przez poszczególne cząstki aerozolu. Aby określić ten drugi parametr należy podzielić wartość współczynnika absorpcji przez wartość stężenia. W ten sposób otrzymuje się tzw. masowy współczynnik absorpcji, zwany także współczynnikiem absorpcji właściwej.

)R

R(

2V

A=a

0

p ln (1)

150

Jak wynika z tabeli 1, średnia wartość absorpcji właściwej aerozolu przy skrzyżowaniu wynosiła w kwietniu 2005 roku 0,77 m2/g, a więc była wyraźnie wyższa niż w punkcie referencyjnym (0.63 m2/g). Dla całego okresu letniego w roku 2005 (tabela 2) średnia wartość absorpcji właściwej aerozolu przy skrzyżowaniu wynosiła 0,94 m2/g, a więc znacznie więcej niż w punkcie referencyjnym (0.66 m2/g). Przyrost względny absorpcji właściwej wynosił więc aż 42,4%.

W tabeli 3 zamieszczono wartości tych samych parametrów pyłu respirabilnego co w tabeli 1 i 2, ale otrzymanych w styczniu 2006 roku, tj. w okresie występującego w Zabrzu epizodu smogowego. Ponieważ poddano analizie 13 próbek pyłu, pobieranych równocześnie przy skrzyżowaniu oraz w punkcie referencyjnym, możliwe jest ilościowe porównanie otrzymanych wyników.

Jak widać, w styczniu 2006 roku występowały bardzo wysokie stężenia pyłu respirabilnego w Zabrzu, co znacznie zniwelowało różnice stężeń PM2.5 w badanych punktach. Względny przyrost średniego stężenia pyłu respirabilnego przy skrzyżowaniu, w stosunku do punktu referencyjnego wynosił zaledwie 9,6%. Tak wysokie stężenia pyłu spowodowały, że na filtrach zdeponowały się duże naważki, co sprawiło, ze współczynniki odbicia mierzone reflektometrem były bardzo niskie i prawie takie same (względny spadek współczynnika odbicia przy skrzyżowaniu w stosunku do tła miejskiego wyniósł zaledwie 5,6%). Jednakże względny przyrost współczynnika absorpcji oraz absorpcji właściwej był bardzo wysoki i wynosił, odpowiednio, 176,3% oraz 157,1%.

Otrzymany wyniki wskazują, że cząstki pyłu respirabilnego w pobliżu skrzyżowania są znacznie bardziej absorpcyjne, a więc zawierają w swej warstwie powierzchniowej znacznie więcej węgla pierwiastkowego. Konkluzja powyższa jest zgodna z wynikami analizy składu chemicznego zewnętrznej warstwy cząstek aerozolu w Zabrzu, przeprowadzonej przy pomocy techniki spektroskopii fotoelektronów (Rogula-Kozłowska i inni, 2008; Pastuszka i inni, 2008). Analiza ta wykazała znaczny wzrost udziału węgla w zewnętrznej warstwie cząstek PM2.5 w pobliżu przedmiotowego skrzyżowania w stosunku do drobnych cząstek aerozolu (PM2.5) w receptorze tła miejskiego.

Ponadto, przeprowadzone w niniejszej pracy badania sugerują, że współczynnik absorpcji, a zwłaszcza absorpcji masowej pyłu może być obiektywnym wskaźnikiem oddziaływania komunikacyjnych źródeł emisji zanieczyszczeń na powietrze atmosferyczne.

Wartościowych wniosków może także dostarczy porównanie otrzymane wyników z wartościami współczynnika absorpcji pyłu PM2.5 otrzymanymi w poprzedniej dekadzie, tj. w latach 1995-1996, w czterech miastach południowej Polski: Świętochłowice, Pszczyna, Kędzierzyn-Koźle oraz Kielce (Pastuszka i inni, 2003). Wartości te w kwietniu wahały się od około 3,0x10-5 m-1 do około 4,2x10-5 m-1, a w styczniu – od około 3,8 x10-5 m-1 do 6,0 x10-5 m-1 . Jak więc widać, o ile w normalnych warunkach meteorologicznych całkowita absorpcja pyłu jest aktualnie nieco niższa niż 10 lat temu, to w okresach epizodów smogowych współczynniki absorpcji nadal osiągają podobny poziom, a przy ruchliwych ciągach komunikacyjnych wartość absorpcji jest nawet znacznie większa.

Z kolei wartości masowego współczynnika absorpcji uśrednione dla sezonu grzewczego kształtowały się na poziomie od około 0.65 m2/g w Pszczynie do około 0,8 m2/g w Kielcach. Porównując te dane z wartościami zamieszczonymi w tabelach 1-3 można wnioskować, że obecnie pył respirabilny na obszarze zurbanizowanym południowej Polski zawiera nieco mniej węgla pierwiastkowego niż w poprzedniej dziesięciolatce, ale nie dotyczy to terenów przyległych do ruchliwych dróg i skrzyżowań.

Otrzymane dane wskazują więc, że emisja komunikacyjna zmienia własności optyczne aerozolu w pobliżu dróg, zwiększając absorpcyjność pyłu respirabilnego. Wzrost absorpcyjności badanego pyłu wynika, z jednej strony, ze wzrostu stężenia masowego aerozolu respirabilnego, ale, jak się wydaje, głównym czynnikiem sprawczym tych zmian jest wzrost udziału cząstek pyłu silnie pochłaniających światło, a więc zawierających w swej warstwie powierzchniowej dużo węgla pierwiastkowego. WNIOSKI 1. W pobliżu skrzyżowania ruchliwych dróg

w Zabrzu stwierdzono znaczący wzrost współczynnika absorpcji (a), oraz współczynnika absorpcji właściwej (σ) pyłu PM2.5 w odniesieniu do obszaru tła miejskiego. Otrzymany rezultat oznacza, że cząstki pyłu respirabilnego w pobliżu skrzyżowania zawierają w swej warstwie powierzchniowej więcej węgla pierwiastkowego.

2. Współczynnik masowej absorpcji aerozolu (σ) otrzymany w oparciu o pomiary reflektometryczne jest bardzo dobrym wskaźnikiem oddziaływania na środowisko komunikacyjnych źródeł emisji pyłu.

151

3. Obecnie pył respirabilny na obszarze zurbanizowanym południowej Polski zawiera nieco mniej węgla pierwiastkowego niż w poprzedniej dziesięciolatce, ale nie dotyczy to terenów przyległych do ruchliwych dróg i skrzyżowań.

PODZIĘKOWANIE Praca była finansowa ze środków na naukę w

latach 2006 - 2009 jako projekt badawczy nr

N207 068 31/3307

LITERATURA CESS R.D., 1983; Arctic aerosols: model estimates of interactive influences upon the surface-atmosphere clear-sky radiation budget, Atmospheric Environment, vol. 17, pp. 2555-2564. CHARLSON R.J., WAGGONER A.P., THIELKE J.F., Visibility protection for class I areas: the theoretical basis, Report No: PB-

288842, US Department of Commerce, 1978. CHYLEK P., RAMASWAMY V., SRIVASTAVA V., 1984; Graphitic carbon content of aerosols, clouds, and snow, and its climatic implication, The Science of the Total

Environment, vol. 37, pp. 117-120. CICCIONE G., FORASTIERE F., AGABITI N., BIGGERI A., BISANTI L., CHELLINI E., CORBO G., DELL`ORCO V., DALMASSO P., VOLANTE T.F., GALASSI C., PIFFER S., RENZONI E., RUSCONI F., SESTINI P., VIEGI G., 1998; Road traffic and adverse respiratory effects in children, Occupational&

Environmental Medicine, vol. 55, pp. 771-778. CUIDDIHY R.C., GRIFFITH W.C., MCCLELLAN O., 1984; Health risk for light duty diesel vehicles, Environmental Science and

Technology, vol. 18, pp. 14-21. HIEN T.T., THANH L.T., KAMEDA T., TAKENAKA N., BANDOW H., 2007; Distribution characteristics of polycyclic aromatic hydrocarbons with particle size in urban aerosols at the roadside in Ho Chi Minh

City, Vietnam, Atmospheric Environment, vol. 41, pp. 1575-1586. HOGAN A, AHMED N, BLACK J, BARNARD S., 1985; Some physical properties of a black aerosol. Journal of Aerosol Science, vol. 5, pp. 391-397. HORVATH H., 1993; Atmospheric light absorption – a review, Atmospheric

Environment, vol. 27A, pp. 293-317. HORVATH H., TRIER A., CATALAN L., 1989; The relationship between outdoor and indoor soot concentrations in an urban environment, Journal of Aerosol Science, vol. 20, pp. 1273-1276. ISO: Ambient air-determination of a black

smoke index. ISO 9835, International Organization for Standardization, Geneva, 1993.

JAPAR S.W. BRACHACZEK W.W., GORSE R.A. Jr., NORBECK J.M., PIERSON W.W., 1986; The contribution of elemental carbon to the optical properties of rural atmospheric aerosol, Atmospheric Environment, vol. 20, pp. 1281-1289. JENSEN N.A.H., VAN VLIET P.H.N., AARTS F., HARSSEMA H., BRUNEKREEF B.,2001; Assessment of exposure to traffic related air pollution of children attending schools near motorways, Atmospheric Environment, vol. 35, pp. 3875-3884. KAVOURAS I.G., STEPHANOU E.G., 2002; Gas/particle portioning and size distribution of primary and secondary carbonaceous aerosols in public buildings, Indoor Air, vol. 12, pp. 17-32. MUHLBAIER J., DASH J., CADLE S.H., 1989; Atmospheric aerosol particles in the Detroit urban area. Wintertime sources and sinks, Journal of Aerosol Science and

Technology, vol. 10, pp. 236-248. NITTA H., SATO T., NAKAI S., MAEDA K., 1993; Respiratory health associated with exposures to automobile exhaust .I. Results of cross-sectional studies in 1979, 1982, and 1983, Archives of Environmental Health, vol. 48, pp. 53-58. PASTUSZKA J.S., WAWROŚ A., TALIK E., PAW U K.T., 2003; Optical and chemical characteristics of the atmospheric aerosol in four towns in southern Poland, The Science of the

Total Environment, vol. 309, pp. 237-251.

152

PASTUSZKA J.S., ROGULA-KOZŁOWSKA W., TALIK E., ĆWIKLAK K., 2008; Surface composition of PM10 and PM2.5 and particle-associated PAHs near busy street intersection in the heavily industrialized town. European

Aerosol Conference 20008, Thessaloniki,

Abstract T06A267P. ROEMER W.H., VAN WIJEN J.H., 2001; Differences among black smoke, PM10, and PM1.0 levels at urban measurement sites, Environmental Health Perspectives, vol. 109, pp.151-154. ROGULA-KOZŁOWSKA W., PASTUSZKA J.S., TALIK E., 2008; Influence of vehicular traffic on concentration and particle surface composition of PM10 and PM2.5 in Zabrze, Poland, Polish Journal of Environmental

Studies, vol.17, pp. 539-548. SCHUTZLE D., PAPUTA M., HAMPTON C.M., MARAMO R., RILEY T., PRATER T.J., Skwes I., Salmeen I., 1983; The identification and potential sources of nitrated polynuclear aromatic hydrocarbons (nitro PAH) in diesel particulate extractions, in: Mobile source

emissions including polycyclic organic species, ed. Rondia D., Reidel, Dordrecht, 1983, pp.: 299-312.

VASILAKOS CH., LEVI N., MAGGOS TH., HATZIANESTIS J., MICHOPOULOS J., HELMIS C., 2007; Gas-particle concentration of sources of PAHs in the atmosphere of a suburban area in Athens, Greece, Journal of

Hazardous Materials, vol. 140, pp. 45-51. VIANA M., KUHLBUSCH T.A.J., QUEROL X., ALASTUEY A., HARRISON R.M., HOPKE P.K., WINIWARTER W., VALLIUS M., SZIDAT S., PRÉVộT A.S.H., HUEGLIN C., BLOEMEN H., WÅHLIN P., VECCHI R., MIRANDA A.I., KASPER-GIEBL A., MAENHAUT W., HITZENBERGER R., 2008; Source apportionment of particulate matter in Europe: A review of methods and results, Journal of Aerosol Science, vol. 39, pp. 827-849. WEILAND S.K., Mundt K.A., Ruckman A., Keil U., 1994; Self- reported wheezing and allergic rhinitis in children and traffic density on street of residence, Annals of Epidemiology, vol. 4, pp. 243-247. WOLFF GT, GROBLICKI PJ, CADLE SH, COUNTNESS RJ, .: Particulate carbon at various locations in the United States; in: Particulate

carbon: atmospheric life cycle, ed. Wolff, G.T., Climisch, R.L., Plenum Press, London, 1982.