Stanovení distribuce polycyklických aromatických uhlovodíků a elementárního uhlíku na pevných částicích ve vztahu k emisím z dopravy
Centrum dopravního výzkumu: Stanovení distribuce polycyklických aromatických uhlovodíků a elementárního uhlíku na pevných částicích ve vztahu k emisím z dopravy
V současnosti je doprava jedním z nejdynamičtěji se rozvíjejících odvětví. Vedle nesporných výhod, které s intenzivním rozvojem dopravy souvisí, lze zaznamenat i řadu negativních dopadů. Mezi vysoce závažné následky patří kontaminace jednotlivých složek životního prostředí, zvláště ovzduší v okolí silničních komunikací. Vedle odpadů, jež vznikají jak v průběhu provozu a havárií vozidel, tak po ukončení jejich životnosti, jsou dominantními kontaminanty dopravy emise. Výfukové plyny obsahují značná množství plynných kontaminantů včetně tuhých částic. Na tuhé částice se adsorbuje směs anorganických a organických sloučenin, které často nekvantifikovatelně ovlivňují kvalitu a hodnoty společenského majetku, funkce ekosystému a zejména morbiditu a mortalitu obyvatelstva. Mezi zdravotně vysoce závadné kontaminanty produkované dopravou vázané na tuhé částice náleží polycyklické aromatické uhlovodíky (PAU) a elementární uhlík (EC). Zmíněné kontaminanty jsou vedle toxicity podezřelé z karcinogenních, mutagenních a teratogenních efektů. Zdravotní efekt individuálních PAU je funkcí jejich koncentrace na částici, která závisí na aerodynamickém průměru tuhých částic, zejména EC, a dále na teplotě, vlhkosti vzduchu a řadě dalších faktorů.
Analýza stávajícího stavu
Mezi závažné kontaminanty produkované dopravou s prokazatelnými účinky na zdraví člověka náleží emise pevných prachových částic suspendovaných v ovzduší (1). Jejich nebezpečí nespočívá jen v mechanických vlastnostech částic, nýbrž především v obsahu adsorbovaných rizikových kontaminantů. Liang a další identifikovali zhruba 90 organických sloučenin v podobě alkanů, PAU, jejich alkyl derivátů, alkylbenzenů a alkanových kyselin vázaných na tuhé částice (2). Jiní autoři popisují navíc přítomnost dalších extrémně toxických a persistentních polutantů, např. polychlorovaných dibenzo-p-dioxinů (3). Tuhé částice jsou nosičem i řady anorganických látek, zvláště síranů, dusičnanů, amonných iontů, těžkých kovů, ale rovněž alergenů, plísní a mikroorganismů (4). Výstupy epidemiologických studií přisuzují suspendovaným částicím v ovzduší nejen krátkodobé, nýbrž i dlouhodobé účinky, zejména při vyšší expozici, byť podlimitním hodnotám koncentrací. Dlouhodobé účinky lze spatřovat ve zvýšené frekvenci výskytu bronchitid, kardiovaskulárních a reprodukčních poruch, zvláště u citlivých populačních skupin, a při extrémní expozici i rakoviny hlavně respiračních orgánů (5,6).
Mezi výrazně toxické a persistentní polutanty, které jsou na suspendované částice adsorbovány, náleží PAU (7). Původ emisí PAU při provozu motorových vozidel je odvozován od jejich přítomnosti v palivu. Vznikají rovněž z uhlíkatých fragmentů při nadbytku paliva a deficitu kyslíku (8). Bývají však i součástí povrchu vozovky, odkud se uvolňují otěrem (9). Adsorpcí a kondenzací ochlazovaných emitovaných plynů na povrch pevných částic se převážně váží těžší PAU, přičemž s rostoucím počtem kruhů jejich podíl v plynné fázi rychle klesá (10). Experimentální studie prokazují, že PAU jsou podezřelé z karcinogenních, mutagenních a teratogenních účinků (11,12). Benzo(a)pyren je dle klasifikace IARC zařazen do skupiny 1 jako prokázaný lidský karcinogen, cyklopenta(cd) pyren, dibenz(a,h)anthracen a dibenzo(a,l)pyren do skupiny 2A jako pravděpodobně karcinogenní pro člověka a 11 dalších PAU do skupiny 2B jako možné lidské karcinogeny (13).
Pozornost je v poslední době věnována zastoupení kontaminantů v závislosti na aerodynamickém průměru částic, protože jejich zdravotní efekty jsou významně ovlivněny jejich velikostí. Částice velikosti 10–100 μm jsou zachyceny v horních cestách dýchacích, nicméně i přesto mohou být pro lidské zdraví nebezpečné. Je to dáno jejich potenciálem tvorby reaktivních forem kyslíku a oxidačního stresu, který je příčinou poškození DNA a cytotoxicity (14). Částice pod 10 μm pronikají do dolních částí dýchacích cest a zatěžují tak samočisticí schopnost plic. Částice menší než 2,5 μm se usazují v plicích, blokují reprodukci buněk a snižují obranyschopnost dýchacího traktu (15). Částice ultra jemné frakce řádu setin μm se již chovají jako plyny a lze je prokázat ve vydechovaném vzduchu (4) a byla pozorována jejich zvýšená zdravotní rizika (16). Nicméně dosud je v literatuře pouze omezené množství informací o koncentraci škodlivin v závislosti na velikostním profilu tuhých částic.
Di Fillippo a další realizovali studii distribuce koncentrace adsorbovaných PAU a jejich nitro- a metyl- derivátů v závislosti na velikosti částic. Zjistili, že 18 % toxických organických sloučenin bylo obsaženo ve frakci PM₀ˌ₁ a 76 % v jemné frakci, přičemž pro deriváty PAU byla distribuce ultra jemné frakce v letních měsících posunuta směrem k vyšším hodnotám (17). K podobným závěrům dospěli japonští vědci, kteří zjistili, že distribuce koncentrací individuálních PAU včetně jejich sumy vykazovala unimodální charakter s maximem v oblasti 0,48—0,68 μm (18). Výsledky jiných studií však uvádějí, že na frakci menší než 3 μm je vázáno pouze 56–89 % PAU (19), (20).
Uhlíkaté aerosolové částice v atmosféře jsou tvořeny hlavně elementárním uhlíkem a organickými sloučeninami (21). Elementární (EC) i organický (OC) uhlík jsou produkty nedokonalého spalování organických materiálů (uhlí, oleje, benzínu, dřeva a biomasy. Zatímco EC je emitován do ovzduší pouze přímo (primární částice), OC může vznikat reakcemi plynných organických prekurzorů. Kromě označení uhlíkatých aerosolových částic jako EC a OC je používán také termín černý uhlík (BC). Černý a elementární uhlík v podstatě označují stejný komponent atmosféry. Zatímco EC obsahuje pouze uhlík, BC může obsahovat kromě EC i organické příměsi (22,23,24). Termín EC definuje těkavé vlastnosti, označení černý uhlík (BC) popisuje absorpční vlastnosti napříč spektrem viditelných vlnových délek (21). Velké množství toxikologických studií shromážděných v dokumentu WHO z roku 2012 se zabývá negativními účinky těchto částic na lidské zdraví. Uvedené studie se shodují na faktu, že BC může sloužit jako nositel široké škály chemických látek toxických pro lidský organismus (25).
Uhlíkaté částice jsou součástí jemné frakce aerosolových částic (PM₂ˌ₅). Z hodnocení zdravotních dopadů PM₂ˌ₅ na lidské zdraví vyplynulo, že variabilitu epidemiologických výsledků nelze vysvětlit pouze proměnlivostí koncentrací PM₂ˌ₅ v prostoru. Příčinou mohou být toxikologicky aktivnější složky PM₂ˌ₅ (26). EC (resp. BC) prostupuje do lidského těla a zhoršuje onemocnění srdce a plic (27). Organické částice (včetně organického uhlíku) mohou obsahovat mimo jiné frakce PAU a byly studovány pro jejich karcinogenitu a mutagenní účinky (21), (28). Wang a další sledovali prostorovou a časovou distribuci EC v PM₂ˌ₅ na území města Changchun a porovnávali svoje výsledky naměřených koncentrací EC (průměrně 1,85 μg.m⁻³) s naměřenými průměrnými koncentracemi EC v dalších velkých čínských městech (1,1—30 μg.m⁻³) (29). Účinkům uhlíkatých částic na lidské zdraví se věnuje mnoho odborných studií, jejich výsledky revidují například práce (25,26,30,31).
V ČR bylo zahájeno první pravidelné měření EC/OC v únoru 2009 na Národní atmosférické observatoři Košetice (NAO Košetice). Průměrná koncentrace EC byla v letech 2009–2020 ve vzorkované frakci PM₂ˌ₅ 0,4 μg.m⁻³, v roce 2020 0,3 μg.m⁻³. Při celkovém pohledu na chod koncentrací v průběhu měření byl identifikován mírně klesající trend i přes nárůst průměrných ročních koncentrací v některých letech. Zatímco od začátku měření koncentrace EC (2009: 0,6 μg.m⁻³) tyto pozvolna klesaly, v letech 2012 a 2013 došlo opět k nárůstu koncentrací. Po roce 2016 se roční průměrné koncentrace pohybovaly mírně nad 0,3 μg.m⁻³. Výrazný nárůst byl zaznamenán v roce 2018 (32,33).
Metody měření a měřicí zařízení
Odběry vzorků z ovzduší byly realizovány po dobu 24 hodin středněobjemovým vzorkovačem Leckel SEQ 47/50 s odběrovou hlavicí pro PM₁₀ na filtrech z křemenných vláken. Ke stanovení distribuce PAU a EC obsažených v pevných částicích bylo fvyužito nízkotlakého kaskádového impaktoru Dekati ELPI+. Ten zachycuje částice podle jejich aerodynamického průměru na 14 patrech vybavených hliníkovou fólií. Částice jsou zde podle velikosti zachyceny a klasifikovány v závislosti na jejich aerodynamické velikosti.
PAU zachycené na vzorkovacím médiu (filtry nebo fólie) byly extrahovány dichlormetanem, naspikovány vnitřním standardem obsahujícím 16 deuterovaných PAU dle US EPA a po přečištění kapalinovou chromatografií stanoveny plynovou chromatografií (GC) s hmotnostní detekcí (MS). Sledována byla koncentrace 16 prioritních PAU (EUPAH) dle (34,35) uvedených v tab. 1, z nichž benzo(a)pyren, benzo(a)anthracen, benzo(b)fluoranthen, benzo(k)fluoranthen, dibenz(a,h)anthracen, chrysen a indeno(1,2,3-cd)pyren jsou považovány za pravděpodobné lidské karcinogeny (36). V tab. 1 jsou vyznačeny PAU používané programem COPERT, který je vyvinut jako evropský nástroj pro výpočet emisí ze sektoru silniční dopravy (37).
CDV: GC/MS analýza obsahu PAH/PAU
Tab. 1 – Sledované polycyklické aromatické uhlovodíky -16 EUPAH, z toho 4 COPERT
Látka/Zkratka/Poznámka
- Benzo(c)fluoren - BcF
- Benz(a)anthracen - BaA
- Chrysen - Chr
- Cyklopenta(cd)pyren - CpP
- 5-Metylchrysen - 5MC
- Benzo(b)fluoranthen - BbF - COPERT
- Benzo(k)fluoranthen - BkF - COPERT
- Benzo(j)fluoranthen - BjF
- Benzo(a)pyren - BaP - COPERT
- Dibenz(a,h)anthracen - DBA
- Indeno(1,2,3-cd)pyren - IPy - COPERT
- Benzo(ghi)perylen - BPe
- Dibenzo(a,l)pyren - DBlP
- Dibenzo(a,e)pyren - DBeP
- Dibenzo(a,i)pyren - DBiP
- Dibenzo(a,h)pyren - DBhP
Elementární uhlík byl stanoven přístrojem Analyzátor aerosolů organického/elementárního uhlíku OCEC, který pracuje na základě termální analýzy metodou NIOSH-870.
Výsledky a diskuse
Pro nastavení parametrů měření a jeho ověření byly vzorky ovzduší odebrány v Brně na lokalitě CDV (nádvoří Centra dopravního výzkumu) prostřednictvím kaskádového impaktoru ELPI+. Získaná data byla porovnána s analýzou dříve odebraných vzorků na lokalitě UIACH (Ústav analytické chemie AV ČR, 1. patro). Souhrnné výsledky měření uvádí tab. 2.
CDV: Tab. 2 – Souhrnné výsledky měření EC a PAU na lokalitách CDV a UIACH
Po ověření možností stanovení EC a PAU byly provedeny v Brně dvě měřicí kampaně na lokalitách Tyršův sad a na ulici Koliště. Pro kontrolu byla na obou lokalitách provedena rovněž měření koncentrací PAU a PM₁₀ s využitím sekvenčního odběrového zařízení LECKEL. Výsledky uvádí tab. 3.
CDV: Tab. 3 – Souhrnné výsledky měření koncentrací EC, PAU a PM10 na lokalitách Tyršův sad a Koliště
Výsledky měření ukazují, že koncentrace EC jsou v souladu s předpoklady vyšší než pozaďová koncentrace pro stanici Košetice (0,3 µg.m⁻³). Nejvyšší koncentrace byly naměřeny na lokalitě Koliště, která je významně zatížená dopravou. Vyšší koncentrace vykázala i lokalita CDV, kde se patrně projevil vliv často startujících vozidel. Lokalitu Tyršův sad je možné považovat svým charakterem za městské pozadí.
Nejvyšší koncentrace PM₁₀ byly naměřeny na lokalitě Koliště a podobné koncentrace i na lokalitě CDV. Na lokalitě Tyršův sad byly koncentrace PM₁₀ poněkud nižší. Koncentrace PM₁₀ získané gravimetricky ze zařízení ELPI+ dávají nižší výsledky, než gravimetrické stanovení PM₁₀ s využitím vzorkovačů Leckel (referenční metoda), což je způsobeno odlišným mechanismem záchytu PM. Vzhledem k tomu, že při vzorkování s ELPI+ se používá vakuové techniky, mohlo se jednat o ztráty těkavějších složek PM₁₀ na fóliích ELPI+.
Souhrnné koncentrace PAU byly nejvyšší na lokalitě CDV, což pravděpodobně souvisí s častými starty motorových vozidel na parkovišti v areálu CDV, ale i s emisemi z nedalekého průmyslového podniku. Nejnižší koncentrace PAU byly naměřeny na lokalitě Tyršův sad. Koncentrace PAU naměřené ze vzorků získaných zařízením ELPI+ byly mírně nižší než koncentrace naměřené ze vzorků získaných zařízením LECKEL (82 a 91 % výsledků získaných při využití zařízení LECKEL), což naznačuje dobrou shodu při vzorkování EUPAH oběma technikami.
Výsledky měření koncentrací EC na jednotlivých frakcích PM získaných s využitím ELPI+ jsou znázorněny na obr. 1.
CDV: Obr. 1 – Distribuční křivky EC na lokalitách UIACH, CDV, Tyršův sad a Koliště
Jak vyplývá z uvedených obrázků, distribuce EC je polymodální s nejvýraznějším maximem při 0,38–0,6 µm, (lokalita CDV 0,255–0,38 µm). Výskyt ostatních maxim je pro každou lokalitu a frakci poněkud odlišný. Na lokalitě Koliště jsou na distribuční křivce frakcí EC maxima při 0,0547–0,0956 µm a 0,38–0,6 µm. Podobný průběh mají distribuční křivky pro lokality UIACH a Tyršův sad, ale s mnohem menšími maximy. Distribuční křivka pro lokalitu CDV má odlišný průběh s nejvyšším maximem při 0,0956–0,155 µm. Distribuční křivka EC tedy v případě lokalit Koliště, UIACH a Tyršův sad pravděpodobně souvisí s jejich dopravním zatížením. Lokalita CDV má zřejmě odlišný mechanismus vzniku EC, a sice vznik EC častými starty zaparkovaných vozidel, případně vznik EC z nedopravních zdrojů.
Největší rozdíly v průběhu distribuce EC se ukázaly u frakce EC3 (Obr. 2). Jedná se o frakci EC, která se oxiduje při teplotě 700 °C. Ta má nejplošší průběh na lokalitě Tyršův sad a zejména u jemnějších částic jsou koncentrace EC3 oproti ostatním lokalitám prakticky zanedbatelné. Opačným případem je lokalita Koliště, kde jsou na distribuční křivce frakce EC3 výrazná maxima při 0,0547–0,0956 µm, 0,38–0,6 µm a 1,62–2,46 µm. Podobný průběh má distribuční křivka pro lokalitu UIACH, ale s mnohem menšími maximy. Distribuční křivka pro lokalitu CDV má odlišný průběh s nejvyšším maximem při 0,0956–0,155 µm. Distribuční křivky EC3 tedy pravděpodobně souvisí s dopravním zatížením lokalit se sestupnou tendencí v řadě Koliště – UIACH – Tyršův sad. Lokalita CDV má zřejmě odlišný mechanismus vzniku EC3, popsaný při hodnocení celkového EC.
CDV: Obr. 2 – Distribuční křivky EC3 na lokalitách UIACH, CDV, Tyršův sad a Koliště
Výsledky měření distribučních křivek sumy koncentrací EUPAH na jednotlivých frakcích PM pro lokality CDV, Tyršův sad a Koliště získaných s využitím ELPI+ jsou znázorněny na obr. 3.
CDV: Obr. 3 – Distribuční křivky 16 EUPAH na lokalitách CDV, Tyršův sad a Koliště
Distribuční křivky EUPAH na lokalitách CDV a Koliště mají podobný tvar s výrazným maximem pro frakci 0,38–0,6 µm. Koncentrace EUPAH na lokalitě CDV byly mnohem vyšší než na lokalitách Koliště a Tyršův. Z porovnání distribučních křivek pro koncentrace BaP na jednotlivých lokalitách je vidět, že maximum na distribuční křivce je pro lokality CDV a Koliště pro stejnou frakci PM, a sice pro frakci 0,38–0,6 µm. Na lokalitě Tyršův sad jsou koncentrace BaP nižší, s výjimkou maxima na distribuční křivce pro větší částice o rozměrech 3,64–5,35 µm.
CDV: Obr. 4 – Distribuční křivky koncentrací BaP na lokalitách CDV, Tyršův sad a Koliště
Rozdíly mezi koncentracemi na lokalitách CDV a Koliště zde nejsou již tak markantní.
Přehled o poměrném a celkovém zastoupení koncentrací jednotlivých PAU využívaných pro program COPERT na lokalitách CDV, Tyršův sad a Koliště ukazuje obr. 5. Tyto PAU tvoří na všech zmíněných lokalitách přibližně 50 % celkového obsahu EUPAH.
Z uvedených obrázků jsou dobře vidět rozdíly mezi jednotlivými lokalitami. Na lokalitě Koliště dominovaly BaP a BbF, na lokalitě CDV BbF a na lokalitě Tyršův sad BbF a BkF. Na lokalitách Tyršův sad a Koliště je zhruba stejné poměrné zastoupení BbF, IPy a součtu BkF+BaP. Lokalita CDV má oproti těmto lokalitám vyšší poměrné zastoupení BbF a IPy na úkor sumy BkF +BaP. Poměrné zastoupení BaP bylo na lokalitě CDV nejnižší. To opět ukazuje na odlišný původ PAU na této lokalitě.
CDV: Obr. 5 – Poměrné (%) a celkové (ng.m⁻³) zastoupení koncentrací jednotlivých PAU využívaných pro program COPERT na lokalitách CDV, Tyršův sad a Koliště
Závěr
Výzkum distribuce elementárního uhlíku a polycyklických aromatických uhlovodíků obsažených v pevných částicích ukázal, že nejvyšší celkové koncentrace EC i PAU se soustřeďují na velikostní frakci 380–600 nm. Mezi jednotlivými PAU a frakcemi EC jsou však rozdíly. V závislosti na zatížení dopravou však může vzrůstat podíl jemnějších frakcí EC (95,6–155 nm), které mají závažnější zdravotní účinky. Na různě dopravou zatížených lokalitách je distribuce celkové koncentrace PAU na pevných částicích podobná. Jednotlivé PAU ale mohou mít odlišnou distribuci. Se vzrůstáním zátěže dopravou narůstá podíl benzo(a)pyrenu ve frakci 380–600 nm. Na dopravou málo zatížených lokalitách mohou převažovat jiné zdroje charakterizované odlišnou distribucí PAU.
Dosažené výsledky se shodují se závěry práce Di Filippa et al. (17) a Kawanaky et al. (18) spíše než s výstupy prací Kertész-Sáringera et al. (19) a Alvese et al. (20). Ve frakci PM2,5 bylo obsaženo 87–90 % EUPAH a 80–92 % EC. Naměřené hodnoty koncentrací EC byly o 0,65—1,48 µg.m⁻³ vyšší než celostátní pozadí (33).
Poděkování: Tento článek byl vytvořen za finanční podpory Ministerstva dopravy v rámci programu dlouhodobého koncepčního rozvoje výzkumných organizací.
- Douglas W. et al., Effects of Inhalable Particles on Respiratory Health of Children, American Review of Respiratory Disease, 1989, Vol. 139, No. 3, pp. 587–594.
- Liang, F. et al., The Organic Composition of Diesel Particulate Matter, Diesel Fuel and Engine Oil of a Non-Road Diesel Generator, Journal of Environmental Monitoring, 2005, Vol. 7, pp. 983–988.
- Huzlik, J., Licbinsky, R., Durcanska, D., Polychlorinated Dibenzodioxins and Dibenzofurans Emissions from Transportation. Communication, 2011, Vol. 13, No. 3, pp. 41–47.
- Mares, J., Komar, A., Environmental Protection and Possible Reduction of Emissions in Burden Using Nanotechnology ENVIROXTM Additive to the Combustion Engines. In Proceeding book, The International Conference Challenges for Science and Research in the Crisis Era, 2014, pp. 258–266.
- Dockery D. W., Pope C. A., Acute Respiratory Effects of Particulare Air Pollution. Annual Rev. Publ. Health. 1994, vol. 15, pp. 107–132.
- Peters A. et al., Associations between Mortality and Air Pollution in Central Europe. Environmental Health Perspectives, 2000, Vol. 108, pp. 283–287.
- Božek, F. et al., Genotoxic Risk for Population in Vicinity of Traffic Communication Caused by PAU Emissions. WSEAS Transactions on Environment and Development, 2010, Vol 6, No. 3, pp. 186–195.
- Marr, L. C. et al., Vehicle Traffic as a Source of Particulate Polycyclic Aromatic Hydrocarbon Exposure in the Mexico City Metropolitan Area. Environmental Science & Technology, 2004, Vol. 38, No. 9, pp. 2584–2592.
- Fauser, P., Particulate Air Pollution with Emphasis on Traffic Generated Aerosols. 1st Ed. Roskilde, Denmark: Riso National Laboratory, 1999, p. 12.
- Sheu, H. L. et al., Particle-Bound Polycyclic Aromatic Hydrocarbon Content in Ambient Air. Environmental Pollution, 1997, Vol. 96, No. 3, pp. 369–382.
- Boström, C., et al., Cancer Risk Assessment, Indicators, and Guidelines for Polycyclic Aromatic Hydrocarbons in the Ambient Air. Environmental Health Perspectives, 2002, Vol. 110, pp. 451–488.
- Ravindra, K., Sokhi, R., Van Grieken, R., Atmospheric Polycyclic Aromatic Hydrocarbons: Source Attribution, Emission Factors and Regulation. Atmospheric Environment, 2008, Vol. 42, pp. 2895–2921.
- International Agency for Research on Cancer (IARC). Agents Classified by the IARC Monographs, Volumes 1–111. In IARC Monographs on the Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans [online]. Last update: February 18, 2015. [Quoted 2015-02-26].
- Deshmukh, D. K., Deb, M. K., Mkoma, S. L., Size Distribution and Seasonal Variation of Size–Segregated Particulate Matter in the Ambient Air of Raipur City, India, Air Quality Atmosphere and Health, 2013, Vol. 6, pp. 259–276.
- Kreyling, W. G., Semmler–Behnke, M., Moller, W., Ultrafine Particle–Lung Interactions: Does Size Matter? Journal of Aerosol Medicine–Deposition Clearance and Effects in the Lung. 2006, Vol. 19, pp. 74–83.
- Pope, C. A., Dockery, D. W., Schwartz, J., Review of Epidemiological Evidence of Health Effects of Particulate Air Pollution, Inhalation Toxicology, 1995, Vol. 7, pp. 118.
- Di Filippo, P. et al., Concentrations of PAU, and Nitro- and Methyl-Derivatives Associated with a Size-Segregated Urban Aerosol, Atmospheric Environment, 2010, Vol. 44, No. 23, pp. 2742–2749.
- Kawanaka, Y. et al., Size Distribution of Mutagenic Compounds and Mutagenicity in Atmospheric Particulate Matter Collected with Low-Pressure Cascade Impactor, Atmospheric Environment, 2004, Vol. 38, No. 14, pp. 2125–2132.
- Kertész-Sáringer, M. Mészáros, E., Várkonyi T., On the Size Distribution of benzo[a]pyrene Containing Particles in Urban Air. Atmospheric Environment, 1971, Vol. 5, pp. 429–431.
- Alves, C. A., Pio, C. A., Duarte, A. C., Particle Size Distributed Organic Compounds in a Forest Atmosphere. Science & Technology, 2000, Vol.34, pp. 4287–4293.
- SEINFELD, J., H., PANDIS, S. N., Atmospheric chemistry and physics: from air pollution to climate change. New York: John Wiley & Sons, Inc. 2006. ISBN 978-0-471-72017-1.
- CHOW, J. C., WATSON, J. G., DORAISWAMY, P., ANTONY CHEN, L.-W., SODEMAN, D. A. et al., Aerosol light absorption, black carbon, and elemental carbon at the Fresno Supersite, California. Atmospheric Research. 2009. Vol. 93, p. 874–887. [online]. [cit. 18.1.2022]. Dostupné z: http://env1.gist.ac.kr/~antl/ APTL_publications/2009/2009_7.pdf.
- HUSAIN, L., DUTKIEWICZ, V. A., KHAN, A. J., GHAURI, B. M., Characterization of carbonaceous aerosols in urban air. Atmospheric Environment. 2007. Vol. 41, p. 6872–6883. [online]. [cit. 31. 3. 2016].
- PETZOLD, A., OGREN, J. A., FIEBIG, M., LAJ, P., LI, S.-M. et al., Recommendations for reporting “black carbon” measurements. Atmos. Chem. Phys. 2013. Vol. 13, p. 8365–8379. [online]. [cit. 18.1.2022].
- WHO, 2012. Health effects of black carbon. [online]. [cit. 18.1.2022].
- LUBEN, T. J., NICHOLS, J. L., DUTTON, S. J., KIRRANE, E., OWENS, E. O., et al., A systematic review of cardiovascular emergency department visits, hospital admissions and mortality associated with ambient black carbon. Environment international. 2017. Vol. 107, p. 154–162.
- NA, K., COCKER, D. R., Organic and elemental carbon concentrations in fine particulate matter in residences, schoolrooms, and outdoor air in Mira Loma, California. Atmospheric Environment. 2005, Vol. 39, p. 3325–3333.
- SATSANGI, A., PACHAURI, T., SINGLA, V., LAKHANI, A., KUMARI, K. M., Organic and elemental carbon aerosols at a suburban site. Atmospheric Research. 2012, Vol. 113, p. 13–21.
- Wang, J., Yu, A., Yang, L., Fang, C., Research on Organic Carbon and Elemental Carbon Distribution Characteristics and Their Influence on Fine Particulate Matter (PM₂ˌ₅) in Changchun City. Environments. 2019, 6, 21; doi:10.3390/environments6020021.
- GRAHAME, T. J., KLEMM, R., SCHLESINGER, R. B. Public health and components of particulate matter: the changing assessment of black carbon. Journal of the Air & Waste Management Association. 2014. Vol. 64, p. 620–660. [online]. [cit. 20.8.2018].
- MAGALHAES, S., BAUMGARTNER, J., WEICHENTHAL, S., Impacts of exposure to black carbon, elemental carbon, and ultrafine particles from indoor and outdoor sources on blood pressure in adults: A review of epidemiological evidence. Environmental research. 2018. Vol. 161, p. 345–353.
- ČHMÚ Znečištění ovzduší na území České republiky v roce 2018. (Air pollution in the Czech Republic in 2018.) Praha: 2019. ČHMÚ. ISBN 978-80-87577-95-0.
- ČHMÚ Znečištění ovzduší na území České republiky v roce 2020. Praha: 2021. ČHMÚ. ISBN 978-80-7653-024-9.
- COMMISSION REGULATION (EC) No 627/2006 of 21 April 2006 implementing Regulation (EC) No 2065/2003 of the European Parliament and of the Council as regards quality criteria for validated analytical methods for sampling, identification and characterisation of primary smoke products
- LERDA, D. Polycyclic aromatic hydrocarbons factsheet – 4th edition. JRC 66955. European Union 2011. Geel, Belgium.
- United States Environmental Protection Agency (U.S. EPA). Documentation of 7-PAH and 16-PAH National Emission Estimates. Appendix B. Washington, D.C.: U.S. EPA, 1998, p. B-2.
- COPERT 4: Computer program to calculate emissions from road transport. (cit. 23.1.2022).
