Auspuffemissionseigenschaften auf der Straße und Ozonbildungspotenziale von VOCs aus mit Benzin, Diesel und Flüssiggas betriebenen Fahrzeugen

HIGHLIGHTS

  • Mit dem PEMS wurden VOC aus verschiedenen Fahrzeugtypen systematisch untersucht.
  • Aromaten und Alkane waren die vorherrschenden VOC-Gruppen aus in Betrieb befindlichen Fahrzeugabgasen.
  • Aromaten leisteten mit 49.6–93.4 % den größten Beitrag zu den gesamten OFPs.
  • Naphthalin war mit 31.8 % die am häufigsten von HDDT emittierte VOC-Spezies.
  • Die Straßenbedingungen hatten große Auswirkungen auf die VOC-Emissionen aus dem Endrohr.

Stichwörter: Flüchtige organische Verbindungen (VOC), Ozonbildungspotential (OFP), Tragbares Emissionsmesssystem (PEMS), Benzinfahrzeug, Diesellastwagen, Flüssiggasbus

ABSTRACT

Flüchtige organische Verbindungen (VOC) von Kraftfahrzeugen tragen stark zur bodennahen Ozonbildung bei, insbesondere in den Megacity-Regionen. Während die Schwankungen der VOC-Auspuffemissionen zusammen mit den Fahrzeugtechnologien und Straßenbedingungen selten systematisch untersucht werden. Daher sind die VOC-Emissionen aus Auspuffrohren auf der Straße von in Gebrauch befindlichen Fahrzeugen, einschließlich leichten Benzinfahrzeugen (LDGV), leichten Diesel-Lkw (LDDT), schweren Diesel-Lkw (HDDT) und Flüssiggas-Elektro-Hybridbussen ( LPGB), wurden mit einem kombinierten tragbaren Emissionsmesssystem (PEMS) beprobt. Insgesamt 102 einzelne VOC-Spezies wurden mit einem Gaschromatographie-Massenspektrometrie-Detektor (GC-MSD) quantifiziert, und die Skala der maximalen inkrementellen Reaktivität (MIR) wurde verwendet, um die Ozonbildungspotentiale (OFPs) zu berechnen. Die Ergebnisse zeigten, dass Aromaten und Alkane unabhängig vom Fahrzeugtyp mit 68.1–98.0 % die wichtigsten VOC-Gruppen waren. Beim LDGV waren i-Pentan, Aceton und Propan die drei wichtigsten VOC-Spezies. Naphthalin, Dodecan und n-Undecan waren Hauptbestandteile von VOC im Dieselabgas. Aceton war die häufigste VOC-Spezies für LPGB, gefolgt von i-Pentan, Ibutan und n-Butan. Die Straßenverhältnisse hatten einen erheblichen Einfluss auf die VOC-Emissionsfaktoren. Insbesondere waren die Emissionsfaktoren auf städtischen Straßen 3.3- bis 7.0-mal so hoch wie auf der Autobahn. Die OFPs waren 70.7, 128.1, 2189.4 und 124.7 mg O3/km für LDGV, LDDT, HDDT bzw. LPGB; Aromaten trugen am meisten bei und machten 49.6–93.4 % der gesamten OFP aus. Die Ergebnisse zeigten, dass Emissionsfaktoren und dominante Arten von VOCs stark von Fahrzeugtechnologien und Straßenbedingungen beeinflusst wurden, aber Aromaten waren die Hauptgruppe sowohl für die VOC-Zusammensetzung als auch für OFPs.

1. Einleitung

Flüchtige organische Verbindungen (VOCs) sind von besonderem Interesse, da viele von ihnen eine hohe chemische Reaktivität aufweisen und sich als wichtige Vorläufer von bodennahem Ozon verhalten (Song et al., 2019). Es wurde festgestellt, dass makromolekulare VOCs die Hauptverursacher der Bildung von atmosphärischen sekundären organischen Aerosolen sind (Dai et al., 2010). Immer mehr Beweise deuten darauf hin, dass einige VOCs wie Benzol, Toluol, Ethylbenzol und Xylol (BTEX) schädliche Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit haben (z. B. reizend, krebserregend, mutagen und teratogen) (Hao et al., 2018; Ke et al ., 2018). In den letzten Jahren haben sich Autoabgase zu einer bedeutenden anthropogenen Luftverschmutzungsquelle entwickelt, insbesondere in städtischen Gebieten (Garzon et al., 2015; Hui et al., 2018; Li et al., 2018). Angesichts des anhaltenden und schnellen Wachstums der Fahrzeugpopulation in China und der zunehmenden Fahrzeugnutzungsintensität (Huo et al., 2012) ist ein besseres Verständnis der VOC-Emissionen aus Fahrzeugabgasen wünschenswert, um die starke Luftverschmutzung in den Megacity-Regionen zu kontrollieren .

Chemische Profile von VOCs werden normalerweise als Gewichtsanteile der einzelnen Arten relativ zu den gesamten VOC-Emissionen ausgedrückt. Genaue und zuverlässige VOC-Profile sind die Basisdaten für die Quellenzuordnung, die Bewertung der Gesundheitsbelastung und Luftqualitätsmodelle (Qiao et al., 2012; Ou et al., 2014). Zu diesem Zweck wurden immer mehr Studien durchgeführt, um die Eigenschaften von VOC-Emissionen aus verschiedenen Fahrzeugen zu untersuchen. Cao et al. (2016) untersuchten die Eigenschaften von VOC-Emissionen von Benzinautos mit einem PEMS. Ayoko et al. (2014) verglichen die Emissionscharakterisierung von VOCs aus LPG und Pkw auf einem Rollenprüfstand. Einige andere Forschungen untersuchten auch VOCs aus Dieselfahrzeugen (Yao et al., 2015a; Wang et al., 2016; Jung et al., 2019). Alle diese Studien wurden jedoch unter unterschiedlichen Bedingungen mit verschiedenen Testmethoden durchgeführt. Soweit wir wissen, sind systematische Studien über VOC-Emissionen aus Auspuffrohren verschiedener Automobiltypen noch selten. Wanget al. (2017) fassten die VOC-Profile auf der Straße verschiedener Fahrzeugkategorien in China basierend auf Referenzen von 2001 bis 2016 zusammen, aber die Unterschiede in Bezug auf Kraftstoffqualität, Testmethoden und VOC-Spezies in verschiedenen Studien können zu großen Unsicherheiten beim Verständnis von VOC-Profilen führen aus verschiedenen Fahrzeugkategorien. Daher ist eine systematische Untersuchung auf der Grundlage derselben Testmethode erforderlich, um ein besseres Verständnis der VOC-Emissionseigenschaften aus dem Auspuffrohr von verschiedenen Fahrzeugtypen zu erhalten.

Es wurden verschiedene Methoden entwickelt, um das Emissionsverhalten eines einzelnen Fahrzeugs oder der gesamten Flotte zu untersuchen. Tunnelstudien und straßenseitige Messungen haben sich als robuste Methoden erwiesen, um die flottendurchschnittlichen Emissionsfaktoren unter realen Fahrbedingungen zu erhalten, während sie durch die Verdunstungsemissionen oder andere Quellen gestört werden können (Araizaga et al., 2013; Li et al., 2017; Zhang et al., 2018). Prüfstandstests werden immer verwendet, um den Einfluss eines einzelnen Faktors, wie z. B. Kraftstoffeigenschaft, Fahrzeugtyp und Fahrzyklus, auf seine gute Wiederholbarkeit zu untersuchen. Dieses Ergebnis spiegelt jedoch möglicherweise nicht die tatsächlichen Auspuffemissionen auf der Straße wider (Pang et al., 2014; Chen et al., 2018). Daher entwickelte das California Air Resources Board das tragbare Emissionsmesssystem (PEMS) für Straßenfahrzeug-Emissionsmessungen (CARB, 1996). Das PEMS wurde verwendet, um die augenblicklichen gasförmigen Emissionen aus dem Endrohr unter realen Betriebsbedingungen zu erkennen, und jetzt konnten auch einige nicht regulierte Schadstoffe mit dem Instrumenten-Upgrade getestet oder beprobt werden. In den letzten Jahren wurde PEMS häufig zur Messung von CO-, CO2-, NOx- und THC-Emissionen aus dem Auspuff von verschiedenen Fahrzeugtypen eingesetzt (Huang et al., 2013; Kousoulidou et al., 2013; May et al., 2014; Wang et al., 2016; Bishop et al., 2019). Berichte über mit PEMS gemessene VOC-Emissionen waren jedoch noch begrenzt, und die meisten von ihnen konzentrierten sich hauptsächlich auf Benzinfahrzeuge (Cao et al., 2016; Yao et al., 2016; Hao et al., 2018). Nur einige Veröffentlichungen bezogen sich auf die VOC-Emissionseigenschaften von Dieselfahrzeugen mit dem PEMS-System auf der Straße, während die Menge der VOC-Spezies und die Ergebnisse nicht immer konsistent waren. Ergebnisse von Yao et al. (2015a, 2015b) zeigten, dass Formaldehyd und Acetaldehyd die dominierenden VOC-Spezies waren, aber der Bericht von Wang et al. (2016) zeigten, dass die Häufigkeit von Alkanen in Dieselfahrzeugemissionen signifikant höher war, gefolgt von Aromaten und Alkenen.

In dieser Studie wurde ein PEMS-System in Kombination mit einer VOC-Probenahmeeinheit verwendet, um die VOC-Emissionen aus dem Endrohr auf der Straße von verschiedenen Fahrzeugtypen zu untersuchen, darunter Benzinautos, Diesellastwagen und Flüssiggas-Elektro-Hybridbusse. Chemische Profile und Emissionseigenschaften der VOCs im Endrohr wurden untersucht, und dann wurden OFPs von VOC-Spezies mit der MIR-Skala bewertet. Die Ergebnisse wären wichtig, um die VOC-Eigenschaften moderner Fahrzeuge besser zu verstehen und Implikationen für die Minderung der Ozonbelastung in städtischen Gebieten zu liefern.

2. Materialen und Methoden

2.1. Fahrzeuge und Strecken testen

Angesichts der Tatsache, dass diese stark umweltbelastenden Fahrzeuge schrittweise eliminiert werden, wurden in dieser Studie sieben typische in Gebrauch befindliche Fahrzeuge ausgewählt, die China III-V entsprechen, darunter zwei Benzin-Pkw (LDGV), drei leichte Diesel-Lkw (LDDT) und ein schwerer Diesel-Lkw Lkw (HDDT) und ein Flüssiggas-Elektro-Hybridbus (LPGB). Detaillierte Informationen für jedes Testfahrzeug sind in Tabelle 1 zusammengefasst.

Zwei Routen (Route A und Route B) wurden gemäß den unterschiedlichen Verwendungen dieser getesteten Fahrzeuge ausgewiesen. Insbesondere wurde Route A für die Tests von LDDT, HDDT und LDGV ausgewählt, und Route B war für LPGB. Wie in Abb. S1 gezeigt, betrug die Gesamtlänge der Route A ungefähr 68 km, einschließlich Stadtstraßen (in Rot), Vorortstraßen (in Gelb) und Autobahnstraßen (in Blau). In Anbetracht der Tatsache, dass Lkw hauptsächlich für den Überlandverkehr in den städtischen Ballungsräumen verantwortlich sind, wurden die VOC-Emissionen nur dann beprobt, wenn Lkw auf Stadt- bzw. Autobahnstraßen fuhren. Für die Benzinautos wurden drei Kanister für die Probenahme von VOCs auf den Stadt-, Vorort- und Autobahnstraßen verwendet. Route B (in Grün) war die Route des Busses Nr. B12 in Zhengzhou, China, und die einfache Fahrt war ungefähr 18 km lang, einschließlich 29 Stationen. Um das Ein- und Aussteigen der Fahrgäste zu simulieren, musste der getestete Bus an jeder Station für 10 s anhalten. Für die VOC-Probenahme des Bustests wurden zwei Kanister verwendet, einer für die Fahrt vom Start- zum Endpunkt und der andere für die Rückfahrt. Jedes Fahrzeug wurde zweimal getestet, um die Zuverlässigkeit der Ergebnisse zu erhöhen. Während der VOC-Probenahmekampagne wurden insgesamt 30 Proben entnommen. Um sicherzustellen, dass diese Fahrzeuge unter normalen Bedingungen betrieben werden konnten, wurde jedes Fahrzeug während des gesamten Tests von seinem Besitzer gefahren, und alle Kraftstoffe, die den China-VI-Standards entsprachen, stammten von einer lokalen PetroChina-Tankstelle. Die Analyse zeigte, dass die Unsicherheiten der meisten VOCs (65.7 %–86.3 %) unter der Toleranzgrenze von 45 % für Konzentrationen im ppb-Bereich (10–9) lagen (Hortwitz, 1982; Ayoko et al., 2014). Die größeren Abweichungen der Rest-VOC-Spezies wurden hauptsächlich auf die sehr niedrigen Konzentrationen (10-13 – 10-11) zurückgeführt.

2.2. Abgasentnahmesystem

Ein SEMTECH ECOSTAR PLUS (Sensors Inc., USA) kombiniert mit einer zusätzlichen VOC-Probenahmeeinheit wurde verwendet, um die Abgasemissionen von Fahrzeugen unter realen Fahrbedingungen zu messen. Das Schema des On-Board-Emissionsmesssystems ist in Abb. S2 dargestellt.

Der SEMTECH ECOSTAR PLUS enthielt im Wesentlichen drei Einheiten: einen Gasanalysator, ein mikroproportionales Probenahmesystem (MPS) und einen Feinstaubanalysator (PM). Der Gasanalysator wurde verwendet, um NOx mit einem nichtdispersiven Ultraviolett-(NDUV)-Analysator, THC mit einem Wasserstoffflammenionendetektor (FID) und CO und CO2 mit einem nichtdispersiven Infrarot-(NDIR)-Analysator zu messen. SEMTECH-FEM (Sensors Inc., USA) und SEMTECH-HTF (Sensors Inc., USA) wurden verwendet, um die Abgasströmungsrate zu messen. Eine Wettersonde (WP) und ein globales Positionssystem (GPS) wurden verwendet, um die tatsächliche Umgebungsfeuchtigkeit, Temperatur und den momentanen Breiten- und Längengrad aufzuzeichnen. Alle Daten wurden mit einer zeitlichen Auflösung von 1 s erfasst und in Echtzeit an einen Laptop übertragen.

Das MPS ist ein Teilstrom-Verdünnungssystem, das verwendet wurde, um die Abgasproben aus dem SEMTECH-FEM-Rohr zu verdünnen. Das verdünnte Abgas wurde in zwei Stränge aufgeteilt, einen in das SEMTECH-PFM-Modul für die PM-Filterprobenahme und den anderen in das SEMTECH-CPM-Modul für die sofortige PM-Überwachung. Die VOC-Probenahmeeinheit wurde über das SEMTECH-CPM-Modul mit dem SEMTECH ECOSTAR PLUS verbunden. Einige 3.2-l-Vakuum-Summa-Kanister (Entech Inst., USA) wurden für die VOC-Emissionsprobenahme verwendet. Die Probenahme-Durchflussrate wurde durch ein passives Drosselventil auf ungefähr 0.10 L/min für getestete Fahrzeuge, die auf Route A fuhren, und ungefähr 0.08 L/min für getestete Busfahrten auf Route B geregelt. Um die Adsorption von VOCs im Probenahmeprozess zu reduzieren, Teflon Für die Verbindungsstellen wurden Rohre verwendet.

2.3. VOC-Analyse

Die VOC-Proben wurden mit einem Gaschromatographie-Massenspektrometrie-Detektor (7890 GC-5975 MS, Agilent Technologies, USA) basierend auf der Methode TO-15 (US EPA, 1999) analysiert. Zunächst wurden VOC-Proben vor der Analyse mit einem automatischen Verdünnungsgerät (Modell 85A, Nutech, USA) auf etwa 2201 % des atmosphärischen Drucks verdünnt. Dann wurden die Proben unter Verwendung eines 3600DS Autosamplers (Nutech, USA) und eines 8900DS Vorkonzentrators (Nutech, USA) mit einer dreistufigen Kryofalle vorkonzentriert. Die erste Kryofalle ist eine traditionelle Glasperlen-Kryofalle, die alle kondensierbaren Substanzen, einschließlich aller VOCs, Feuchtigkeit und CO2, auffangen kann. Die zweite Kryofalle ist eine Tenax-Multimediafalle, die eine starke Adsorptionskapazität für VOCs hatte, aber keine Feuchtigkeit absorbierte. Die Arbeitstemperatur der zweiten Kryofalle wurde nur auf etwa 10 °C eingestellt und CO2 konnte in dieser Umgebung nicht kondensieren. Somit würden Feuchtigkeit und CO 2 entfernt, wenn Proben von der ersten Kryofalle zur zweiten Kryofalle transferiert würden. Die dritte war eine traditionelle Kryo-Fokus-Falle. VOCs würden weiter kondensiert und dann schnell erhitzt, um durch die heiße Desorptionsinjektion in die Säule für chromatographische Analysen einzutreten.

Die Bewegungsgeschwindigkeit jeder VOC-Spezies in der Säule war aufgrund ihrer unterschiedlichen Adsorptionskapazität für jede Komponente nach einer bestimmten Zeit unterschiedlich. Daher wurden die Komponenten in der Säule getrennt und dann sequentiell im Detektor detektiert und aufgezeichnet. Die Zielverbindungen wurden basierend auf dem chromatographischen Retentionszeit- und Massenspektrometrie-Diagramm qualitativ analysiert, und die Probenkonzentrationen wurden mit der externen Standardmethode berechnet. Insgesamt wurden 102 VOCs identifiziert und gemessen, und die Arten sind in Tabelle S1 aufgeführt.

2.4. Qualitätssicherung und Qualitätskontrolle (QA/QC)

Ein strenges QA/QC-Verfahren der Probenahme und Analyse wurde gemäß den in Methode TO-15 genannten Kriterien durchgeführt, um die Datenqualität sicherzustellen (US EPA, 1999). Vor der Probenahme wurden alle Kanister mindestens fünfmal durch wiederholtes Einfüllen und Evakuieren von befeuchteter Nullluft unter Verwendung eines Kanisterreinigers (Modell 2101DS, Nutech, USA) gespült. Um zu prüfen, ob es Kontaminationen in den Kanistern gab, wurde ein Kanister nach dem Reinigungsvorgang evakuiert, mit reinem Stickstoff wieder gefüllt, mindestens 24 h im Labor gelagert und dann wie Feldproben analysiert Stellen Sie sicher, dass alle Ziel-VOC-Verbindungen nicht vorhanden waren oder unterhalb der Nachweisgrenzen lagen.

2.5. Datenanalyse

Die gemessenen Konzentrationen (ppbv) wurden in Emissionsfaktoren (g/km) mit Abgasdurchflussraten und Fahrstrecken während jedes Tests umgerechnet. Die momentanen Daten der Abgasströmungsrate, des Verdünnungsverhältnisses und der Geschwindigkeit wurden zeitlich aggregiert. Zur Berechnung der Emissionsfaktoren der Gesamt-VOCs wurde Formel (1) verwendet.

wobei EFTVOC der Emissionsfaktor der gesamten VOC ist, mg/km; Ci ist die Konzentration der VOC-Spezies i (i ¼ 1, 2, 3 … n), ppbv; Mi ist die Molmasse der VOC-Spezies i, g/mol; Vj ist der momentane Abgasdurchsatz, m3/s; DRj ist das momentane Verdünnungsverhältnis von MPS; Sj ist die zurückgelegte Strecke in j Sekunde (j ¼ 1, 2, 3 … t), m, und gleich dem Wert der Momentangeschwindigkeit in j Sekunde (j ¼ 1, 2, 3 … t), die vom GPS-System aufgezeichnet wurde , Frau; und n ist die Menge der VOC-Spezies, n = 102. t ist die Gesamtzeit des entsprechenden Experiments, s. Die Volumen- und Konzentrationsdaten wurden alle auf die standardmäßigen Umgebungstemperatur- und Druckbedingungen (273.12 K, 101.33 kPa) normalisiert.

Um die OFP einzelner VOC-Spezies aus Fahrzeugabgasen abzuschätzen, wurde die Skala der maximalen inkrementellen Reaktivität (MIR) übernommen (Carter WPL, 1994, 2010; Li et al., 2014). OFP einzelner VOC-Spezies wurde als Formel (2) berechnet:

wobei OFPi (mg O3/km) das Ozonbildungspotential der VOC-Spezies i darstellt; EFi (mg/km) ist der Emissionsfaktor der VOC-Spezies i; und MIRi ist die maximale inkrementelle Reaktivität der VOC-Spezies i, mg O3/mg VOC. Die Gesamt-OFP der VOCs waren die Summe von jedem OFPi.

3. Ergebnisse und Diskussion

3.1. Quellprofile von Endrohr-VOCs aus verschiedenen Fahrzeugen

102 einzelne VOC-Spezies wurden in sechs Gruppen klassifiziert, Alkane, Alkene, Aromaten, Halogenkohlenwasserstoffe, Carbonyle und andere. Alle nachgewiesenen VOC-Komponenten und die detaillierten VOC-Konzentrationen, Emissionsfaktoren und Profile von LDGV, LDDT-1, LDDT-2, LDDT-3, HDDT und LPGB wurden im Supplementary Excel bereitgestellt. Die Emissionsfaktoren der gesamten VOCs waren 20.1 ± 10.8 mg/km, 82.2 ± 45.0 mg/km, 706.7 ± 107.0 mg/km und 42.5 ± 3.4 mg/km für LDGV, LDDT, HDDT bzw. LPGB. Die entsprechenden Emissionsfaktoren von THC, gemessen durch PEMS mit der FID-Methode, waren 39.4 ± 19.6 mg/km, 227.4 ± 129.8 mg/km, 76.6 ± 35.4 mg/km für LDGV, LDDT bzw. LPGB. Das heißt, die identifizierten VOC-Spezies machten in dieser Studie 36.1–55.5 % des THC aus, was etwas weniger war als 65.5–82.1 %, die in früheren Studien berichtet wurden (Chiang et al., 2007; Tsai et al., 2012; Araizaga et a., 2013). Eine plausible Erklärung war, dass C2-Kohlenwasserstoffe wie Ethan, Ethen und Ethin in dieser Studie nicht nachgewiesen wurden.

Die VOC-Profile verschiedener Fahrzeugtypen basierend auf Gewichtsprozent (%) sind in Abb. 1 dargestellt. Insgesamt waren Aromaten mit 38.5 % die am häufigsten vorkommende VOC-Gruppe der LDGV, gefolgt von Alkanen (29.6 %), Carbonylen ( 15.5 %), Halogenkohlenwasserstoffe (7.1 %) und andere (7.0 %). Dieses Ergebnis stimmte teilweise mit den Ergebnissen von Dai et al. (2010) auf Basis der Rollenprüfstandsversuche. Im Vergleich zu Diesel-Lkw (1.0–1.4 %) und LPGB (3.6 %) war der Anteil der Halogenkohlenstoffgruppe an den gesamten VOCs des LDGV (7.1 %) relativ höher, insbesondere Chlorbenzol, 1,2-Dichlorethan, 1,2,4- Trichlorbenzol. Es ist nicht sofort klar, warum Benzinfahrzeuge so viele Halogenkohlenwasserstoffe ausgestoßen haben. Eine Hypothese ist, dass der Gehalt an Chlor im Benzin, das sich bei der Verbrennung in Halogenkohlenwasserstoffe umwandeln könnte, aufgrund der schlechten Rohölqualität hoch war und viel Chlor während der katalytischen Reformierung zusammen mit den Additiven eingeführt würde. Bei den LDDTs lagen die Alkane mit einem Anteil von 69.9 % deutlich höher, gefolgt von den Aromaten (17.8 %). Die 15 wichtigsten VOC-Spezies dieser LDDT-Fahrzeuge, die China III, China IV bzw. China V entsprechen, sind in Abb. S3 dargestellt. Offensichtlich zeigte das Gewicht von Dodecan abnehmende Trends, als die Standards verschärft wurden, während die Variationstrends von Aceton, 1-Buten, 1,2,3-Trimethylbenzol, 1,4-Diethylbenzol genau entgegengesetzt waren. Und die Restarten zeigten keine offensichtlichen Variationstendenzen. Zusammenfassend haben Emissionsnormen erhebliche Auswirkungen auf die VOC-Emissionen aus dem Endrohr, aber die Variationstrends der meisten VOC-Arten waren nicht offensichtlich. Beim HDDT wurden Aromaten und Alkane als dominierende Gruppen identifiziert, die 98.0 % der gesamten VOC-Emissionen ausmachen, was mit den von Wang et al. beobachteten Ergebnissen übereinstimmt. (2017) und Liu et al. (2008a). Bei LPGB waren Alkane und Aromaten die dominierenden VOC-Gruppen mit einem Anteil von 44.2 % bzw. 24.5 %, gefolgt von Carbonylen (16.3 %), Alkenen (8.6 %), Halogenkohlenwasserstoffen (3.7 %) und anderen (2.7 %). Im Allgemeinen waren Alkane und Aromaten die wichtigsten VOC-Emissionen aus dem Auspuffrohr aller getesteten Fahrzeuge und machten 68.1–98.0 % der gesamten VOC aus. Die VOC-Verteilungen könnten maßgeblich durch Kraftstoffeigenschaften oder Fahrzeugtypen beeinflusst werden.

Abb.. 1. VOC-Quellprofile verschiedener Fahrzeugtypen (die X-Achse stellt die ID der VOC-Spezies dar, die mit Tabelle S1 identisch ist. Die Gewichtsprozentsätze sind gemittelte Werte mehrerer Testfahrten des Fahrzeugtyps, und der Fehlerbalken repräsentiert 1 Standardabweichung von durchschnittliche Werte).

Die 10 wichtigsten VOC-Spezies verschiedener Fahrzeugtypen machten ungefähr 61–91 % der entsprechenden Gesamt-VOC-Emissionen aus, was darauf hindeutet, dass die 10 wichtigsten VOC-Spezies die wichtigsten VOCs sein könnten. Die 10 wichtigsten VOC-Spezies verschiedener Fahrzeugtypen sind in Tabelle 2 aufgeführt. Diese Fahrzeuge können die gleichen VOC-Spezies aufweisen, aber die Häufigkeiten waren unterschiedlich. Beispielsweise war 1,4-Diethybenzol die 10 wichtigsten VOC-Spezies im Auspuffrohr für alle Testfahrzeuge, aber die Häufigkeiten betrugen 5.6 %, 2.7 %, 3.0 % und 3.8 % für LDGV, LDDT, HDDT bzw. LPGB. Der durchschnittliche Gewichtsprozentsatz von Aceton in LDGV betrug 8.9 %, aber für HDDT und LPGB waren es 31.8 % bzw. 14.4 %.

Wie in Tabelle 2 gezeigt, gab es einen offensichtlichen Unterschied zwischen den reichlich vorhandenen VOC-Spezies verschiedener Fahrzeuge. Genauer gesagt waren i-Pentan, Aceton, Propan und Toluol die wichtigsten VOC-Spezies aus LDGV-Abgasen mit Gewichtsprozentsätzen von 9.8 %, 8.9 %, 8.1 % bzw. 6.2 %. Einige dieser Arten wurden auch in anderen Studien identifiziert. Beispielsweise wurden von Cao et al. i-Pentan und Toluol als Hauptbestandteile von VOC identifiziert. (2016) und Wang et al. (2013). 1,4-Diethylbenzol und 1,2,3-Trimethylbenzol waren die wichtigsten VOC-Spezies, was wahrscheinlich darauf zurückzuführen ist, dass Raffinerien mehr C9-C10-Aromaten hinzufügten, um die Oktanzahl zu erhöhen und die China-VI-Standards zu erfüllen. Bei den LDDTs waren die am häufigsten vorkommenden Spezies hauptsächlich langkettige Alkane wie Dodecan (41.5 %), n-Undecan (16.3 %), Naphthalin (6.4 %) und n-Decan (6.2 %). Darüber hinaus machten auch einige kurzkettige VOCs wie Aceton (2.7 %), Propan (2.7 %) und Acrolein (2.4 %) einen erheblichen Anteil an den insgesamt nachgewiesenen VOCs aus. Dieses Ergebnis war ähnlich wie bei einigen neueren Studien, die auf dem transienten Dynamometer und dem Straßentest basierten (Qiao et al., 2012; Wang et al., 2016). Für den HDDT wurde eine große Menge Naphthalin mit einem Gewichtsanteil von 31.8 % und einem Emissionsfaktor von 222.0 ± 16.2 mg/km identifiziert. Die neueste Veröffentlichung von Lin et al. (2019b) berichteten ein ähnliches Ergebnis, dass der durchschnittliche Emissionsfaktor von Naphthalin aus schweren Diesel-Lkw bis zu 312 mg/km betrug. Die hohen Naphthalinemissionen hingen hauptsächlich von den Motorbetriebsbedingungen und der Pyrolyse durch unvollständige Verbrennung ab (Lin et al., 2019a, 2019b). Neben Naphthalin waren Dodecan, n-Undecan, 1,4-Diethylbenzol, 3-Ethyltoluol die am häufigsten vorkommenden Spezies. Anders als bei Dieselfahrzeugen handelte es sich bei VOCs aus LPGB hauptsächlich um kurzkettige Kohlenwasserstoffe. Aceton, i-Pentan, i-Butan, n-Butan und Propan waren die wichtigsten Spezies und machten 46.7 % der gesamten VOC aus. Unsere Ergebnisse stimmten teilweise mit früheren Ergebnissen überein. Lai et al. (2009) und Guo et al. (2011) gaben an, dass Propan, n-Butan und i-Butan die wichtigsten VOC-Spezies für LPGB waren. Einige andere Studien berichteten jedoch auch, dass n-Hexan und n-Butan (Ho et al., 2009), Butan (Ayoko et al., 2014) auch die häufigsten VOC-Spezies waren. Insgesamt waren Propan, n-Butan, i-Butan die häufigsten VOC-Spezies. Propan war in unserer Studie eine der am häufigsten vorkommenden VOC-Spezies, obwohl es nicht die häufigste war. Der Grund dafür könnte sein, dass die meisten früheren Studien auf der Grundlage von LPG-Limousinen oder -Taxi durchgeführt wurden, während das in unseren Studien verwendete Fahrzeug ein LPG-Elektro-Hybridbus war und das LPG nur bei einer Fahrzeuggeschwindigkeit von bis zu 40 km verwendet werden kann /h. Daraus schlossen wir, dass die unterschiedlichen Motortechnologien und verwendeten Kraftstoffe in verschiedenen Studien zu Diskrepanzen der wichtigsten VOC-Spezies führen könnten.

3.2. Auswirkung von Straßenbedingungen auf VOC-Zusammensetzungen

39.4 % unter Stadt- bzw. Autobahnbedingungen. Als zweithäufigste VOC-Spezies zeigten die Gewichtsprozente der Alkane genau entgegengesetzte Variationstrends zu den Aromaten. Das niedrigere Luft/Öl-Verhältnis von Fahrzeugen mit Saugrohreinspritzung (PFI) unter Ultrahochgeschwindigkeits-Arbeitsbedingungen kann in dieser Studie zu höheren aromatischen Emissionen auf Autobahnstraßen führen. Dieses Ergebnis war bei einigen veröffentlichten Referenzen ähnlich. Studien von Wang et al. (2013) und Guo et al. (2011) weisen darauf hin, dass mit zunehmender Fahrgeschwindigkeit die Alkanemissionen leicht ansteigend und die Aromatenemissionen abnehmend verlaufen. Wie in Abb. 2 gezeigt, zeigten Aromaten und Alkane aus dem LDDT eine entgegengesetzte Tendenz in Bezug auf das LDGV. Frühere Studien (Tsai et al., 2012; Cao et al., 2017) berichteten jedoch, dass niedrige Betriebsgeschwindigkeiten zu einer hohen Emission von Aromaten und niedrigen Alkanen führten. Diese Unterschiede können auf die Komplexität der Dieselmotor-Verbrennungs- und Nachbehandlungsvorrichtungen zurückzuführen sein. Insbesondere stiegen die von LDDT-3 (ausgestattet mit DOC und SCR) emittierten Aromaten von 14.8 % auf Stadtstraßen auf 27.5 % auf Autobahnen und Alkane gingen von 71.3 % auf 54.0 % zurück. Dies liegt wahrscheinlich daran, dass das für LDDT-3 verwendete DOC þ SCR-System aufgrund der hohen Abgastemperatur unter Autobahnbedingungen effizient sein könnte, was zu einer stärkeren Reduzierung von Alkanen führt. Und es wurde berichtet, dass sowohl das DPF- als auch das SCR-System in der Lage waren, viele der n-Alkan-Spezies-Emissionen um mehr als 85 % zu reduzieren (Liu et al., 2008b). Für HDDT wurden keine offensichtlichen Korrelationen zwischen Straßenbedingungen und VOC-Zusammensetzungen beobachtet.

Theoretisch war der Straßenzustand entscheidend für den Emissionsfaktor und das Quellenprofil. Allerdings waren Quellprofilvariationen von Auspuff-VOCs bei unterschiedlichen Straßen in dieser Studie nicht signifikant, insbesondere für LDDTS. Dies kann mit dem tatsächlichen Kraftstoffverbrauch auf verschiedenen Straßen zusammenhängen. Nehmen Sie zum Beispiel LDDTs, der Kraftstoffverbrauch von LDDT-1, LDDT2 und LDDT-3 auf städtischen Straßen betrug 12.6 l/100 km, 10.1 l/100 km bzw. 13.1 l/100 km, während der Kraftstoffverbrauch auf Autobahnstraßen 13.8 l betrug / 100 km, 10.1 l/100 km und 14.6 l/100 km. Sowohl für LDGV als auch für HDDV war der Kraftstoffverbrauch auf der Autobahn am niedrigsten und auf der Stadt am höchsten, was teilweise mit dem VOC-Emissionsfaktor und dem Quellenprofil übereinstimmte.

3.3. Emissionsfaktoren von Endrohr-VOCs

Emissionsfaktoren von VOCs aus dem Endrohr, die in dieser Arbeit und einigen anderen Referenzen erhalten wurden, sind in Tabelle 3 aufgeführt. In dieser Studie war der durchschnittliche VOC-Emissionsfaktor von HDDT (706.7 mg/km) der höchste, ungefähr 8.6-mal so hoch wie der von LDDT (82.2 mg /km). Die schwerwiegenden VOC-Emissionen von HDDT könnten darauf zurückzuführen sein, dass die meisten Lkw-Fahrer immer damit beschäftigt waren, Waren gegen die Uhr zu transportieren, und das Fahrzeug nicht rechtzeitig warten konnten, und tatsächlich funktionierte die SCR-Vorrichtung des Test-Lkw nicht effektiv. Einige Studien, die auf chinesischen Fahrzeugen basieren, kamen auch zu den gleichen Ergebnissen, dass die VOC-Emissionsfaktoren des Auspuffrohrs von HDDTs basierend auf der Entfernung signifikant höher waren als die von LDDTs (Yao et al., 2015a; Deng et al., 2018; Zhang et al., 2018). . Wie in Tabelle 3 aufgeführt, lagen die VOC-Emissionsfaktoren von LDGV und LPGB mit 20.1 mg/km bzw. 42.5 mg/km weit unter denen von Dieselfahrzeugen. Alle Testbenzinfahrzeuge waren mit dem Dreiwege-Katalysator (TWC) ausgestattet, der die VOC-Emissionen effizient verringern konnte. Der LPGB hatte einen niedrigen VOC-Emissionsfaktor, was hauptsächlich darauf zurückzuführen war, dass der Motor des getesteten LPGB ein Gas-Elektro-Hybrid war und der Gasmotor nur funktionierte, wenn die Fahrzeuggeschwindigkeit höher als 30 km/h war. Tatsächlich wurden nur 40 % des gesamten Tests mit dem Gasmotor durchgeführt.

Abb. 3 zeigt die Emissionsfaktoren der gesamten Endrohr-VOCs, Alkane, Alkene, Aromaten und einiger anderer VOC-Gruppen unter verschiedenen Straßenbedingungen. Im Allgemeinen zeigten die Emissionsfaktoren sowohl der gesamten VOCs als auch jeder Gruppe einen konsistenten Variationstrend, dass die Emissionen unter Autobahnbedingungen viel niedriger waren als die unter städtischen Straßenbedingungen. Der durchschnittliche VOC-Emissionsfaktor von LDGV unter städtischen Bedingungen betrug 41.7 mg/km, was dem 1.8-fachen bzw. 3.9-fachen des Wertes unter Vorort- bzw. Autobahnbedingungen entspricht. Auch einige frühere Studien kamen zu ähnlichen Ergebnissen. Studien von Cao et al. (2016) und Yang et al. (2018) berichteten beide, dass die VOC-Emissionsfaktoren mit zunehmender Geschwindigkeit einer absteigenden Reihenfolge folgten. Ähnlich wie bei LDGV zeigten sowohl LDDT als auch HDDT den gleichen Trend, dass die durchschnittlichen VOC-Emissionsfaktoren unter städtischen Bedingungen viel höher waren als unter Autobahnbedingungen. Für LDDT sank der Emissionsfaktor von 164.1 ± 92.8 mg/km auf Stadtstraßen auf 50.2 ± 28.3 mg/km auf Autobahnen, was einer Verringerung um 69.4 % entspricht. Alkane zeigten die signifikanteste Verringerung (71.0 %), insbesondere für Dodecan und n-Undecan. Aromaten und Alkane trugen stark zur Verringerung der VOC-Emissionen aus HDDT bei (beide um etwa 86 % verringert), was zu einer Verringerung von 85.8 % unter Fernstraßenbedingungen im Vergleich zu städtischen Straßenbedingungen für HDDT führte. Unter den Bedingungen der Vorort- und Autobahnstraßen waren die Schmierung der Fahrzeugmotoren und die Temperatur der Abgasnachbehandlungsgeräte in optimalen Zuständen, was zu niedrigeren Emissionen führte. Auf Stadtstraßen beschleunigt und verzögert die Motorlast häufig, was zu einem niedrigen Luft-Kraftstoff-Verhältnis führt. Somit ist der Emissionsfaktor bei Bedingungen mit niedriger Geschwindigkeit relativ hoch.

3.4. Ozonbildungspotenziale

Die durchschnittlichen OFP-Werte der gesamten VOC-Emissionen von LDGV, LDDT, HDDT und LPGB betrugen 70.7 mg O3/km, 128.1 mg O3/km, 2189.4 mg O3/km bzw. 124.7 mg O3/km. Der durchschnittliche OFP-Wert von LDGV stimmte teilweise mit früheren Studien überein. Cao et al. (2016) gaben an, dass der OFP für leichte Benzinfahrzeuge, die verschiedene Emissionsnormen erfüllen, zwischen 33 mg O3/km und 1300 mg O3/km schwankte, und die Arbeit von Wang et al. (2013) zeigten, dass die OFP-Werte für Benziner bei 380–920 mg O3/km lagen. Der OFP-Wert von LDDT in dieser Studie war vergleichbar mit dem von Yao et al. (2015a), dass der OFP für LDDT 306.7 mg O3/km betrug. Darüber hinaus war die OFP für HDDT in dieser Studie mit den von Bermu'dez et al. berichteten Ergebnissen vergleichbar. (2011), dass der OFP von Dieselfahrzeugen im Bereich von 967 bis 1281 mg O3/km lag, aber höher als der von Yao et al. (2015a). Die Diskrepanz der OFP-Werte zwischen dieser Studie und den Referenzen wurde hauptsächlich auf die unterschiedlichen verwendeten Fahrzyklen und Kraftstoffzusammensetzungen sowie die nachgewiesenen VOC-Spezies zurückgeführt. Die Ergebnisse dieser Studie zeigten, dass die durch Dieselfahrzeuge verursachte OFP im Vergleich zu Benzinfahrzeugen nicht vernachlässigt werden sollte.

Abb. 4 zeigt die Beiträge verschiedener VOC-Gruppen zu OFP für die getesteten Fahrzeuge. Aromaten waren eindeutig die dominierende VOC-Gruppe für OFP von getesteten Fahrzeugen, insbesondere für HDDT, im Bereich von 49.6 bis 93.4 %. Darüber hinaus spielten Alkane und Alkene auch eine wichtige Rolle bei der Ozonbildung von VOC-Emissionen, insbesondere mit 18.3 % und 20.4 % für LDDT und 15.0 % und 27.5 % für LPGB. Im Vergleich zu LDDT und LPGB waren andere VOC-Gruppen von LDGV und HDDT weniger stark ausgeprägt. Ähnliche Ergebnisse wurden in einigen früheren Studien gefunden. Guo et al. (2011) stellten fest, dass Aromaten mit mehr als 80 % des gesamten OFP für Benzinfahrzeuge den größten Beitrag leisteten und Alkene etwa 14 % ausmachten. Tsaiet al. (2012) fanden heraus, dass die Anteile an Aromaten, Carbonylen, Alkenen und Alkanen 69 %, 16 %, 12 % und 3.1 % für FTP-75 und 69 %, 14 %, 11 % bzw. 6.1 % für FTP-10 betrugen Autobahnzyklus. Die 4 wichtigsten VOC-Spezies, die zu OFPs beigetragen haben, sind in Abb. S10 dargestellt. Die 60 wichtigsten Arten machten ungefähr 90–10 % des gesamten OFP aus. Bei LDGV und HDDT waren die meisten der Top-XNUMX-Spezies Aromaten, während bei LDDT und LPGB auch Alkene und Alkane einen beträchtlichen Anteil einnahmen. Diese Ergebnisse zeigten, dass die Reduzierung von Aromaten und Alkenen der Schlüssel zur Kontrolle der Ozonbildung von VOC-Emissionen aus Fahrzeugen war.

Abb.. 3. Emissionsfaktoren der VOC-Gruppen unter verschiedenen Straßenbedingungen. (Die Emissionsfaktoren sind gemittelte Werte mehrerer Testfahrten und der Fehlerbalken stellt 1 Standardabweichung der Mittelwerte dar).

Abb.. 4. Anteil der VOC-Gruppen am Gesamt-OFP.

4. Schlussfolgerungen

Mit einem kombinierten PEMS wurden die VOC-Emissionseigenschaften aus dem Auspuffrohr von vier Fahrzeugtypen untersucht, und die OFPs wurden mit der MIR-Methode berechnet. Die wichtigsten Ergebnisse sind wie folgt.

(1) Die VOCs im Auspuffrohr dieser getesteten Fahrzeuge wurden von Aromaten und Alkanen dominiert. Die genaue Zusammensetzung der VOCs variierte jedoch bei verschiedenen Fahrzeugtypen. i-Pentan, Aceton und Propan waren die drei wichtigsten VOC-Spezies für LDGV. Diesellastwagen hatten mehr Emissionen von Naphthalin, Dodecan und n-Undecan. Aceton war die am häufigsten vorkommende Spezies für das LPGB, gefolgt von i-Pentan, i-Buten, n-Butan und Propan. Im Allgemeinen emittierten Diesel-Lkw mehr langkettige Kohlenwasserstoffe, während LDGV und LPGB reichlicher an kurzkettigen Kohlenwasserstoffen vorkamen.

(2) Die Straßenbedingungen hatten mit Ausnahme von HDDT geringfügige Einflüsse auf die Zusammensetzung der VOC im Auspuffrohr. Auf Stadtstraßen wurden mehr Aromaten für das LDGV gefunden, während auf Stadtstraßen mehr Alkane aus dem LDDT emittiert wurden.

(3) Verglichen mit den Autobahnbedingungen wurden mehr VOCs während der städtischen Straßen emittiert. Die Emissionsfaktoren von Auspuff-VOCs von LDGV auf städtischen Straßen waren 1.8-mal so hoch wie auf Vorortstraßen und 3.9-mal so hoch wie auf Autobahnstraßen. Die Emissionsfaktoren auf städtischen Straßen waren 3.3- bzw. 7.0-mal so hoch wie die auf Autobahnstraßen für den LDDT bzw. HDDT.

(4) OFP von HDDT war viel höher im Vergleich zu anderen Fahrzeugen. Die OFPs betrugen ungefähr 70.7, 128.1, 2189.4 und 124.7 mg O3/km für LDGV, LDDT, HDDT bzw. LPGB. Darüber hinaus waren Aromaten die Hauptverursacher von OFPs und machten 49.6–93.4 % der gesamten OFPs aus.

Trotz der oben gezogenen Schlussfolgerungen muss noch einiges getan werden. Beispielsweise hatten die in dieser Studie getesteten LDDT unterschiedliche Emissionsstandards, und ihre VOC-Zusammensetzungen variierten stark zwischen den getesteten Fahrzeugen. Die Proben waren klein für die Untersuchung von Abgasnormen. Außerdem stellten wir fest, dass der LPGB erhebliche VOC-Emissionen aufwies. Strengere Messungen sollten durchgeführt werden, um die Lastkraftwagen mit hohen Emissionen zu kontrollieren. Reduzieren LPGB die VOC-Emissionen im Vergleich zu herkömmlichen LPG-Bussen basierend auf dem Kraftstoffverbrauch? Somit könnten im nächsten Schritt weitere Relativstudien durchgeführt werden.