V.V.MORALES M.CLAIROTTE J.PAVLOVIC B.GIECHASKIEL

空气污染对人类的健康产生了严重的危害。在欧洲，NO2和颗粒物（PM）排放量普遍都超出空气质量标准，尤其是在交通密集的城市地区。2017年，欧盟地区道路交通运输排放的氮氧化物（NOx）和PM在空气污染物中的占比分别达到了39%和11%。通过便携式排放测量系统（PEMS）获得的数据显示，大多数满足欧五和欧六b排放法规的柴油车在道路上的NOx排放量都超过了它们在试验室认证试验的允许限值。鉴于此，欧盟发布了欧盟实际行驶排放（EU-RDE）法规，宗旨在于确保轻型车在道路上正常行驶时产生更少的排放。对自2017年9月实施实际行驶排放（RDE）法规后，且已通过了型式认证的若干台欧六d-TEMP汽油机乘用车和柴油机乘用车的排放性能进行评估，分析了实施RDE法规的结果。欧盟内部的联合研究中心（JRC）用AVL-MOVE型PEMS对这些车辆进行了RDE达标试验和非RDE达标试验。分析了综合路段、城区路段、乡村路段和高速路段等全部试验路段的气态排放物（NO、NO2、NOx、CO、CO2）和颗粒数（PN）排放情况，重点试验了冷起动排放。阐述了排放量与车辆行驶动力学之间的相互关系。试验结果表明，为了在RDE法规的宽广行驶条件下满足排放限值的要求，车辆制造商们必须采用更高效的排气后处理系统，即必须采用选择性催化还原（SCR）系统和颗粒过滤器来控制NOx和PM的排放。可以预料，随着欧洲车队逐渐更换实施RDE法规，将有助于减少城市空气污染和空气质量超标的几率。排放法规;后处理系统;实际行驶排放

0 前言

空气污染对全球的环境、气候、经济和人类健康是1个重大威胁[1]。在欧洲，每年大约有400 000人因严重的空气污染而过早地死亡[2]。NO2和颗粒物（PM）若超出空气质量标准，会对大城市居民的健康产生更大的危害[2]。交通运输，尤其是道路交通运输的排放物是欧盟地区空气污染物的主要来源之一，它们排放的NOx、PM和CO占比分别高达39%、11%和19%[2]。随着欧洲排放标准的陆续出台，各国不断收紧以实验室试验为基础的有害污染物排放的限值。在2000—2017年期间，欧洲各国已促使道路交通运输产生的NOx和PM排放量分别减少了50%，CO2排放量减少了80%[2]。然而，随着能测量车辆在道路上实际排放量的便携式排放测量系统（PEMS）的推广，近年来有研究发现车辆实际行驶过程中的排放量与轻型车试验室型式认证试验的允许排放限值存在很大的差距。这种差距在柴油机车辆上体现最为明显。有报道称，就车辆在道路上的NOx排放量而言，符合欧三、欧四、欧五和欧六b排放法规的车辆已分别超过相应限值的1.65倍、2～3倍、4倍和5～6倍。另一方面，也有文献指出，符合欧三到欧六b阶段排放法规的汽油机车辆在道路上的NOx排放量要比相应的实验室限值低，尽管有些汽油直喷车辆在道路上试验时的排放量达到了80 mg/km。欧五b阶段推出的柴油机车辆在实验室试验的颗粒数（PN）排放限值为6×1011/km，欧六b阶段推出的汽油机车辆在实验室试验的PN排放限值为6×1012/km （仅适用于汽油直喷车辆分阶段执行）。采用颗粒数-便携式排放测量系统 （PN-PEMS）进行的最新研究显示，配装有柴油机颗粒过滤器（DPF）的满足欧五和欧六b阶段排放法规柴油机车辆在道路上的PN排放值均低于相应的实验室试验限值。欧六b阶段汽油机车辆在道路上的PN排放量范圍跨越好几个数量级：气道喷油汽油车的PN排放范围为1×1011～1×1012/km;没有配装汽油机颗粒过滤器（GPF）的汽油直喷车辆的PN 排放为1×1012/km;配装了GPF的汽油直喷车辆的PN排放范围为1×1010～1×1011/km。

鉴于上述观察到的实际行驶排放量与实验室试验之间存在的排放量差异，为了确保轻型车在道路上正常行驶时产生更少的排放，欧盟实施了实际行驶排放（RDE）法规。RDE法规是1种基于采用PEMS的道路试验规程，它规定了NOx和PN排放的净值不得超过（NTE）限值。RDE法规适用于2017年9月以后的所有新车型及2019年9月以后的所有在售新车。符合欧六d-TEMP排放标准的车辆都须按照RDE法规及新的实验室试验规程，即全球统一的轻型车试验规程（WLTP）进行型式认证。本研究的目的是通过分析欧六d-TEMP车辆在实际行驶过程中的排放量来评估实施RDE法规后车辆尾管的排放情况。本次测试除了评定车辆在道路上的NOx和PN排放量以外，还将用PEMS来测定NO2、CO、CO2等其他气体的排放量，因为这些成分也会对当地或全球的大气环境产生影响。NTE限值适用于那些在规定的环境、道路和行驶条件下进行的试验，即RDE达标试验。试验路段包括车速在60 km/h以下的城区路段、车速在60～90 km/h的乡村路段，以及车速在90 km/h及以上的高速路段。在整个RDE达标试验和相应的城区路段试验中，NOx和PN的排放量必须低于NTE限值。自第3套RDE法规实施以来，冷起动过程中的排放量都被计入了试验的最终排放量。因此，冷起动时的排放量关系到整个RDE试验和城区路段试验的RDE达标与否。然而，有些文献指出，冷起动产生的排放物会被距离大于16 km的长距离城区路段行驶时产生的排放物所稀释。还有报道称，欧六b/c车辆的冷起动排放量对道路上的总排放量有很大的影响。例如，汽油机车辆冷起动时的单位距离NOx排放量要占整个试验排放量的50%～60%以上，大约是热态运行排放量的80%以上。汽油机车辆冷起动时的PN排放量约占总排放量的20%～30%，柴油机车辆的冷起动PN排放量在总排放量中所占的份额则高达85%。

在法定RDE试验过程中，DPF可能会发生再生。如果这时车辆尾管的排放量超过NTE限值，在车辆制造商的请求下，试验可以被视为无效，并须重新进行试验。对于发生DPF再生的一次性连贯试验，可以不考虑是否超过NTE限值。有报道称，欧六b车辆在道路上进行试验时，与不发生DPF再生的情况相比，发生DPF再生时NOx的排放会增加30%，PN排放增加量提高4个数量级。

第3套RDE法规引入了车辆行驶动力学的边界条件，以避免在RDE试验过程中出现太激进或太温和的行驶状态。研究人员发现，当车辆以动态方式行驶时，会使欧六b/c汽油机车辆和柴油机车辆在道路上的排放量发生很大的改变。例如，有1项研究发现，欧六c柴油机车辆在动态行驶时的NOx排放量比它在正常行驶时的排放量增加了25%。尽管有部分研究人员认为两者并不存在相关的变化，但有些研究人员对此进行了试验，且试验数据显示欧六c汽油机车辆在动态行驶状态下测得的NOx排放量降低了100%。此外，也有报道称，欧六b汽油直喷车辆在动态行驶状态下的PN排放量从50%增加到了200%，欧六b柴油机车辆在动态行驶时的PN排放量也增加了200%。

除了分析RDE达标试验各路段的排放情况外，本研究还将阐述不同的欧六d-TEMP车辆在某些非RDE法规专门规定的行驶状态下排放的变化情况，例如车辆在乡村路段和高速路段，车辆在冷起动，车辆在发生DPF再生，以及车辆在动态行驶等状态时的排放情况。因为这些行驶状态是车辆频繁发生的，并且其排放物可能会严重影响到空气质量，但至今尚未见到有文献对此作出相关报道。

1 试验方案

在2018年6月到2019年7月这段时间内，研究人员在意大利北部龙巴迪（Lombardy）地区交通拥挤的道路和交通不拥挤的道路上分别用PEMS测定了6台M1等级乘用车的尾管排放量，其中2台是汽油车，4台是柴油车。这6台试验车辆经过认证都符合欧六d-TEMP排放标准，并且是在实施RDE法规后按照暂定的一致性系数（NOx为2.1，PN为1.5）通过了欧洲的型式认证。表1所列是试验车辆的主要特性，其中包括采用的排气后处理系统及CO2的排放量。这些车辆都是从第一批获得欧六d-TEMP型号的已在市场上销售的车辆中挑选出来的。尽管这些被选车辆在欧洲不一定完全具有满足欧六d-TEMP排放法规车辆的代表性，但是这些车辆代表了不同的动力总成、制造商和排气后处理技术。

车辆试验是在联合研究中心（JRC）开展市场监测的工作范围内进行的。试验的目的是评估它们的排放达标情况。在本研究中，研究人员分析了在以下几种试验道路和行驶状态下车辆的RDE法规限制污染物（NOx、PN）、非限制污染物（CO、NO2）和CO2的排放水平：（1）2次RDE达标试验（1次R1路线试验和1次在R2A～R2C中的任一路线试验），这些试验路线均符合RDE法规的要求（表2）;（2）1次在R1路线的动态行驶试验;（3）1次在M路线进行的58%高速路段非RDE达标试验，相当于从联合研究中心所在地埃斯拉（Ispra）到米兰（Milan）的45 km高速路行程。车辆试验前先在米兰市中心行驶15～20 min，回到联合研究中心后，再在高速路上进行试验。应当指出的是，尽管R2路线相应有R2A，R2B，R2C 等3种不同的路线，但它们都符合法规的所有要求，因此R2路线的试验数据也可以作为在R1路线以正常状态行驶时的参考试验数据。试验路线的主要特征如表2所示。在按照R1D路线试验时，车辆被要求在遵守城区路段、乡村路段、高速路段各自运行份额和遵守当地交通法规的情况下进行动态行驶试验。图1所示为综合路段、城区路段、乡村路段、高速路段试验时的正加速度每增加0.1 m/s2与车速之乘积的95%（ν·a_pos95）和相对正加速度（RPA）的数据。该数据显示了每台车辆各不相同的动态行驶特征。应当指出的是，SI001车辆在乡村路段试验时，车辆在R1D路线进行试验时并没有超过 ν·a_pos95的极限。另外，对于超过RPA极限的试验都没有报告排放数据，这是因为在试验行驶过程中并没有收集到这些试验状态下的排放数据。

除了R2C路线中有3%持续时间在略超过700 m的海拔高度进行试验外，其他所有的试验都在接近于海平面的高度下进行。大部分试验都在适中的环境温度下进行，只有少数试验在30 ℃以上的环境温度下进行。

为了直观地比较不同条件下试验的排放水平，研究人员没有对扩展试验条件下试验的排放结果进行修正（即没有采用RDE法规中建议的1.6修正系数）。本文中讨论的单位距离排放量是基于用全球定位系统（GPS）测定车速时确定的距离，而没有采用欧盟EU2018/1832标准中引用的RDE法规给出的结果评定系数RFk。因此，这些实际排放量没有考虑用PEMS进行道路试验时测得的CO2排放量与WLTP型式认证试验时宣称的CO2排放量之间的比率。因为在试验过程中没有发生DPF再生，试验结果也没有采用考虑到发生DPF再生的排放修正系数Ki。在以下试验结果的表达中，为了便于举例说明，研究人员根据“在需要时才对扩展试验条件下的排放值用RFk和Ki系数进行修正”的RDE法规要求，只将车辆的实际排放量与NTE限值作了比较。因此，RDE试验的排放量会低于或等于本文给出的实际排放量。

*表示该试验是在30℃以上的环境温度下进行。①为了符合本行业习惯，本文仍沿用部分非国标单位——编注。

在2次连贯试验的间歇期间，车辆被要求停放在20 ℃的设施中保温至少4 h，用前一天或前一上午的试验情况作为后续RDE达标试验的预调依据。车辆的平均初始怠速持续时间为8 s，除了SI001车辆没有采用起动/停车技术以外，其余车辆在进行所有试验时都按常规使用了温度在21～22 ℃的空调系统和起停系统。所有的试验都采用了E10和B7的商品燃油。

如表3所示，在整个试验行驶过程中，研究人员采用了2套完全相同的AVL公司2016型AVL-MOVE气体PEMS。在该PEMS 中，研究人员采用非分散红外线分析仪测量CO和CO2，采用紫外线分析仪测量NO和NO2。在试验前和试验后，研究人员都按照RDE法规的规定对气体分析仪进行归零及读值定标的检查，并确保在试验中分析仪零点及读值定标的偏差均在允许限值的范围内。此外，研究人员用1套AVL-MOVE的PN-PEMS测量23 nm的固体颗粒数。在SI001车辆上，研究人员选用Horiba公司的毫微米级颗粒测量仪（NPET）测量PN23以上的颗粒数。AVL公司的PN-PEMS采用扩散充电器作为传感原理来测定颗粒数浓度，而Horiba公司的PN-PEMS则是采用冷凝颗粒计数来测量颗粒数。值得指出的是，研究人员对2台汽油机车辆的PN排放量测量是用不同的PN-PEMS测量仪进行的，但这2台测量仪都符合RDE法规的要求。研究人员在测量车辆排气的质量流量時采用了基于压差原理的AVL-MOVE排气流量计，并同步测量了车辆尾管处的排气温度。排气流量计的直径是根据发动机的类型和排量来确定的（表3）。PEMS除了包括1个用于记录车速的GPS接收器外，还有1个能测量环境温度的气象测量装置，并通过车载诊断装置（OBD）的接口采集车辆和发动机的运行数据。所有的数据都以1 Hz频率进行记录。PEMS的质量为120～130 kg。在所有试验中，车上都配置了1名副驾驶员，因此车辆质量会额外增加70～80 kg。在上述试验中，车辆的负荷都没有超过限度。

研究人员选用AVL CONCERTO 502版本软件按时间顺序采集来自PEMS的数据信号，并将数据编制成微软表格 （Microsoft Excel），随后用EMROAD 6.03B3版本软件进行数据后处理，这些操作也符合RDE法规的最新要求。本文试验结果报告显示的单位距离排放量和瞬时质量排放量都是用EMROAD软件进行计算后获得的数据。

2 试验结果

研究人员分3部分对试验结果进行了讨论分析。第1部分讨论综合路段、城区路段、乡村路段、高速路段试验的排放结果。第2部分介绍了车辆冷起动相关的排放情况。本研究中对冷起动的定义是：在试验开始的前300 s内发动机首次点火后的起动过程。研究人员将对所有试验车辆在R1路线试验时的冷起动排放情况进行分析。为了便于比较，冷起动的时间没有考虑从试验开始到发动机冷却液温度达到70 ℃的时间，因为不同车辆起动时的冷却液温度通常为12～56 ℃，并且冷却液温度达到70 ℃所需的时长也各不相同。第3部分以VO006车辆在高速路段进行的试验为案例，讨论试验中发生DPF再生时气态排放物和颗粒物的排放情况。

2.1 车辆在综合路段、城区路段、乡村路段、高速路段的排放

2.1.1 NOx排放

图2示出了6台试验车辆在综合路段、城区路段、乡村路段、高速路段试验时各自的NOx排放量。所有车辆在RDE法规规定的R1和R2路线试验时，汽油机车辆和柴油机车辆的NOx排放量分别为126 mg/km和168 mg/km，均低于RDE要求的NTE限值。

汽油机车辆在R1和R2路线试验时，NOx排放量变化很小，排放量都低于20 mg/km，且远低于NTE限值。BW015车辆在整个RDE试验中的平均NOx排放量为4 mg/km，最大排放量出现在城区路段，NOx排放量为8 mg/km。同样，SI001车辆在综合路段和城区路段的NOx平均排放量分别为11 mg/km和16 mg/km，它们都比欧六d-TEMP车辆的NOx排放NTE限值低1个数量级。研究人员还在M路线的延长高速路上测定了BW015和SI001这2台汽油机车辆，这2台车辆在综合路段的NOx排放量分别为5 mg/km和11 mg/km。虽然BW015车辆在城区路段、乡村路段和高速路段的动态行驶特性都超过了极限，但该车在R1D路线试验时的NOx排放量仍然很低，在综合路段的排放量为10 mg/km，在城区路段测得的最大排放量达到了17 mg/km，仅为相应NTE限值的14%。SI001车辆在综合路段和城区路段（其中只有1次动态行驶特性超过极限）的NOx排放量比在R1路线的排放量高出了5倍，分别达到了60 mg/km和91 mg/km，但仍低于NTE限值。汽油机车辆在所有试验状态下的NO2排放量均低于3 mg/km。

4台柴油机车辆RDE达标试验的NOx排放量是各不相同的。在综合路段试验时，MB011车辆的排放量平均为5 mg/km，其中NO2排放量为1.9 mg/km。而VO006和PT011车辆的排放量为50～60 mg/km，其中NO2排放量为7 mg/km。没有配置SCR系统的柴油车FD009车辆的NOx排放量平均为120 mg/km，其中NO2为25 mg/km，在R1路线试验时的排放量达到了145 mg/km。MB011车辆的NOx排放性能最佳，它在城区路段的排放量平均为10 mg/km，在乡村路段和高速路段的排放量接近于零。其他3台柴油车在城区路段和乡村路段的排放量为40～50 mg/km。FD009车辆在R1和R2路线的高速路段试验时，NOx的排放量平均为290 mg/km，它比配置SCR系统的车辆的排放量高出了5倍（VO006车辆为53 mg/km，PT011车辆为83 mg/km），这是由于该车辆仅仅采用了EGR+LNT的排气后处理组合，不能减少高负荷工况NOx排放的缘故。3台配装SCR系统的柴油机车辆在延长高速路（M路线）行驶试验时，高速路段的NOx排放量都低于30 mg/km，其中NO2排放量趋于零，而FD009车辆在相同路段的排放量接近135 mg/km，NO2排放量为30 mg/km。这进一步说明，该车辆的LNT存在一定的局限性，它不能恰当地控制这些行驶状态下的NOx排放。在R1D路线的动态行驶试验中，MB011车辆在所有路段的NOx排放量都低于30 mg/km。这表明，即使在十分激进的行驶状态下，它也能达到很好的NOx减排水平（图2）。PT011车辆在整个R1D路线试验中的NOx排放量为57 mg/km，它比NTE限值（不适用于动态行驶试验）低了许多。与R1路线试验相比，FD009和VO006车辆在R1D路线的排放量分别要高出2倍和5倍，这2台车辆在综合路段试验的NOx排放量均达到了300 mg/km。

2.1.2 PN排放

在开展R1和R2路线试验时，所有试验车辆的PN排放量都低于RDE达标试验要求的实际行驶PN排放量，其NTE限值为9×1011/km （图3），其中横线表示柴油车和汽油直喷车全部路段和城区路段的NTE限值。目前，欧洲还没有出台针对像SI001那样的气道喷油汽油车的PN排放量的NTE限值，预计这种车辆的NTE限值可能会超过全部R2路线试验要求的限值（其值为9.1×1011/km ），以及R1和R2路线中城区路段要求的限值（其值分别为1.1×1012/km 和1.3×1012/km ）。汽油直噴车辆在整个RDE试验中的PN排放量平均为6.4×109/km，其中在城区路段的PN排放量达到了1.3×1010/km，在乡村路段和高速路段的PN排放量为1×109/km。BW015车辆在整个M 路线的PN排放量与RDE达标试验时的排放量相似，均为6×109/km，并且要比SI001车辆3×1011/km的PN排放限值略低一些。但是，在动态行驶时，BW015车辆在所有城区路段、乡村路段和高速路段的PN排放量都明显增加，综合路段的PN排放量达到了1.9×1011/km，这大约是正常行驶排放量的30倍。排放量增加与乡村路段行驶时的排放量有关。在乡村路段行驶时，PN排放量要比激进行驶时的排放量高出2个数量级。SI001车辆在R1D路线试验时的PN排放量要比在R1路线行驶时的排放量高1.8倍，综合路段的PN排放量达到了1.3×1012/km。

在RDE达标试验时（R1和R2路线），FD009、MB011、VO006柴油机车辆在综合路段试验和城区路段试验的PN平均排放量分别为2×109/km 和2.6×109/km。PT011车辆在R1和R2路线试验时，综合路段和城区路段的PN排放量分别为4.8×1010/km和5.5×1010/km，它们都低于RDE规定的NTE限值。在M路线试验时，研究人员也观察到了4 台柴油车PN排放量存在类似差异，其中FD009、MB011、VO006车辆在综合路段的PN排放量为1×109/km，PT011车辆的PN排放量为6×1010/km。在R1D路线进行动态行驶试验时，PT011车辆的PN排放量比在R1路线试验时产生的PN排放量（6.5×1010/km）要稍微高一些，而其他3台柴油车的PN排放量则增加了2～5倍，综合路段的PN排放量达到了4×109～9×109/km，但仍远低于NTE限值。

2.1.3 CO排放

2台汽油机车辆在R1和R2路线试验时，BW015车辆在综合路段的平均CO排放量为183  mg/km，SI001车辆在综合路段的平均CO排放量为248 mg/km，它们都低于试验室试验限值（1 000 mg/km）的25%。汽油直喷车辆在RDE达标试验时，城区路段测得的CO排放量最高，R1路线的排放量达到了277 mg/km（图4）。但是，发动机功率为66 kW的SI001车辆的最高CO排放量则出现在高速路段，这可能与理论空燃比燃烧的变化有关。在M路线试验时，研究人员也没有观察到排放量有特别的变化。在动态行驶状态下的R1D路线试验时，2台汽油机车辆的CO排放量增加了3～4倍，综合路段的排放量平均为800 mg/km。在R1D路线的所有城区路段、乡村路段和高速路段试验时，BW015车辆的动态行驶参数ν·a_pos95都超过了极限，并且所有路段的排放量大致相同。SI001在R1D路线的最高排放量出现在高速路段，这时该车辆的ν·a_pos95没有超过极限，车辆以120 km/h的车速在道路上巡航，CO排放峰值高达300 mg/s。

4台柴油机车辆在综合路段和各分路段的CO排放量都比现行的实验室试验排放限值（500 mg/km）低1～2个数量级，这显示了DOC的良好性能。在R1和R2路线进行RDE试验时，综合路段的CO排放量为0～50 mg/km。在进行VO006车辆试验时，由于PEMS采集到的CO浓度已低于气体分析仪的检测极限，因而导致大部分试验的CO排放量趋于零。

2.1.4 CO2排放

图5示出车辆在综合路段试验测得的CO2排放量与制造商宣称的WLTP工况试验的CO2排放量之间的比率。车辆制造商宣称的CO2排放量是指车辆一致性认证书上记载的23 ℃和按环境温度修正试验 （ATCT）修正到14 ℃的CO2排放量。在整个RDE的 R1、R2路线达标试验中，所有车辆的CO2排放量比率都超过了制造商宣称的CO2排放量比率，汽油车BW015的CO2排放量比率平均为1.08，汽油车SI001的CO2排放量比率平均为1.14。柴油车MB011、FD009的CO2排放量比率分别为1.02和1.18。必须指出的是，SI001是6台试验车辆中试验环境温度最低的1台车辆（试验的环境温度平均为4～10 ℃）。这说明，该车辆的CO2排放量比率相对较高是由于冷起动排放量过高。汽油车和柴油车在RDE达标试验中的CO2排放量分别为158 mg/km和159 mg/km。汽油车和柴油车在整个M路线试验时的CO2排放量比率分别平均为1.04和1.00。值得注意的是，MB011车辆在M路线试验时的CO2排放量为133 mg/km，它比制造商宣称的CO2排放量要低9%。在R1D路线进行全部动态行驶试验时，2台柴油机车辆的CO2排放量都比R1路线试验时的排放量低，FD009车辆的CO2排放量约低了6%，PT011车辆的CO2排放量约低了2%。BW015和MB011这2台车辆的CO2排放量却增加了约36%。2台车与R1路线动态行驶试验相比，它們在R1D路线试验时的动态行驶程度是所有车辆中最激进的。

表4示出了试验车辆在R1路线从试验开始的前300 s内的冷起动阶段的行程特征和排放量。6台试验车辆在冷起动阶段的平均车速为26.8 km/h，行驶时的平均正加速度为0.42 m/s2，停车时间为18 s，行驶距离为2.2 km。尽管不同试验之间存在一定的同质性，但在车辆的行驶状态、试验开始时的车况和环境温度等方面还是有差别的。因此，本文不讨论各车辆之间的实测冷起动排放量差异，而主要讨论车辆冷起动排放量与R1路线中城区路段的热态排放量相比的数量级差异。试验中城区路段的行程长度平均为36.1 km，大约是冷起动阶段行程长度的16倍。作为比较基准，研究人员将R1路线中城区路段的平均车速设置为30 km/h，停车时间为51 s，正加速度为0.33 m/s2。需要指出的是，研究人员将所有试验车辆都停放在温度为20 ℃左右的房间内进行保温，以使外部环境温度对车辆行驶的影响降至最小。另外，FD009车辆和VO006车辆在最后行程结束后，其发动机的冷却时间只有4 h。

汽油机车辆在发动机点火后的前35 s内会产生NOx排放，并迅速达到15～20 mg/km的峰值。随后，车辆尾管的瞬时NOx排放量会接近于零。BW015车辆在冷起动过程中的累积NOx排放量达到了102 mg/km，比城区路段测得的8 mg/km的NOx排放量高出了12倍。该车辆在R1路线试验前38 s内的NOx排放量为258 mg/km，比随后在107 min试验时间内的NOx排放量242 mg/km还要高。而实际上，BW015车辆在城区路段的热态NOx排放量为零。SI001车辆冷起动的NOx排放量为56 mg/km，要比城区路段热态NOx排放量（9 mg/km）高出6倍。柴油机车辆在冷起动阶段的NOx排放量为114～365 mg/km，它是城区路段热态NOx排放量（3～39 mg/km）的7～38倍。MB011车辆在发动机点火后的第2个70～230 s期间出现了NOx排放峰值，达到了3.5 mg/s。同样，PT011车辆和VO006车辆在试验开始的第1个200 s内也出现了18 mg/s的瞬时NOx排放峰值。FD009车辆是在发动机温度相对较高的情况下起动的，它在整个冷起动阶段的NOx排放速率大致相同，峰值接近7 mg/s。在第2个200 s内出现了时长8 s的NOx 峰值，此时研究人员检测到CO和CO2排放量陡然增加，这可能与满油运行状态下的LNT再生有关。所有试验车辆在冷起动时的NOx排放量都以NO进行计量，因此NO2/NOx的范围小于3%。

柴油车在冷起动期间PN排放的数量级与在全部城区路段PN排放的数量级相同，均为1×109/km。但PT011车辆除外，其PN排放值为1×1010/km。这表明，DPF在冷起动时也发挥了良好的排放控制作用。气道喷油汽油车（SI001）冷起动时的PN排放量为5×1012/km，要比城区路段热态运行时的PN排放量（5×1011/km）高出1个数量级。柴油机车辆和气道喷油汽油车在整个冷起动期间的瞬态PN排放情况基本相同。配装GPF的汽油直喷车辆BW015在冷起动时PN排放量比在城区路段热态运行时的PN排放量要高50倍，达到了1×1011/km的数量级。该车辆在发动机点火后即刻就出现了相当高的PN排放，最高排放速率为3×1010/s，随后排放速率逐渐降低，在180 s后其值达到1×107/s。

在试验开始时，PN排放量过高可能与为缩短TWC点火时间而采取的燃油加浓策略有关，所以冷起动期间观察到的CO2排放峰值可以用TWC的点火来解释。在发动机点火后的前75 s内，BW015车辆和SI001车辆的CO排放速率峰值分别达到了200 mg/s和100 mg/s。这使得SI001车辆和BW015车辆在冷起动时的CO排放量比在城区路段热态排放量分别高出了6倍和14倍（表4）。BW015车辆在前38 s的CO排放量相当于整个R1路线试验时CO排放量的19%。4台柴油机车辆的冷起动CO排放量差别很大，它们的冷起动CO排放范围为0～457 mg/km，但在所有情况下，排放量都低于柴油车1类CO限值。VO006车辆的冷起动CO排放量与在城区路段时的CO排放量大致相同，而MB011车辆和PT011车辆的冷起动CO排放量则是城区路段CO排放量的4～8倍，FD009车辆的冷起动CO排放量甚至比城区路段的冷起动CO排放量高出42倍。

在进行R1路线试验时，汽油机车辆在冷起动时CO2排放量比在城区路段热态行驶时的CO2排放量增加了23%，而柴油机车辆PT011、FD009在冷起动时CO2排放量增幅为15%～96%。因此，车辆在冷起动期间的CO2排放量增加，不仅与燃油加浓有关，还可能是冷起动阶段的瞬态运行状况比城区路段的运行状况更激进的缘故。

2.3 与DPF再生相关的排放

VO006车辆在进行道路试验的过程中，研究人员在M试验路线观察到了试验开始后800 s发生了DPF再生。此时车辆已充分暖机，发动机的冷却液温度大于85 ℃，DPF再生大约持续了21 min。DPF再生是在行车时间约13 min、平均车速45 km/h的某个城区路段和行车时间约8 min、最高车速128 km/h，并且包括1次在收费站停车的某个高速路段发生的，总行驶里程为23 km。整个试验的PN实际排放量为1×1012/km，它比欧六d-TEMP柴油机车辆的NTE限值略高。在另外1个时间段内，当VO006车辆在不发生DPF再生状况且同样行驶在M路线时，以相同的试验设定值重复进行了排放达标试验。在这一天的试验过程中，整个试验的PN排放量为1×109/km，远低于NTE限值。

图6示出了VO006车辆在 M路线试验过程中，发生和不发生DPF再生时车辆和发动机性能的参数。再生过程的开始和结束是根据试验时车辆尾管排气温度的变化情况来判断的。当发生DPF再生时，車辆在高速路段行驶时排气温度会从90 ℃升高到300 ℃，随后逐渐下降到再生结束时的150 ℃;而在不发生DPF再生时，车辆在城区路段行驶时排气温度会维持在100 ℃以下，随后会像在高速路段行驶时那样缓慢爬升至150 ℃。尽管道路试验存在固有的可变性，但是由图6可见，在发生DPF再生的路段（图中2条垂直虚线，表示DPF再生的开始和结束时间），车速、发动机转速，以及海拔高度的曲线都与类似试验的曲线形态颇为相似。因此，本文所述的与发生DPF再生相关的排放量是指在试验时发生和不发生DPF再生时的单位距离排放量的差值。

在发生DPF再生时，NOx的排放非常高，总计达到了8.1 g，它相当于NOx排放量从不发生DPF再生时的17 mg/km增加到了发生DPF再生时的371 mg/km。在发生DPF再生时，PN排放量从1.6×109/km增加到5.6×1012/km，增加了3个数量级。值得注意的是，大部分PN是在发生DPF 再生的高速路段释放出来的，这时排气温度在200 ℃以上。尽管在发生DPF再生时，CO排放量也有所增加，但实际测得的CO浓度远低于75×10-6，它导致发生DPF再生时的CO排放量增加了20 mg/km。最后，在发生DPF再生时，CO2的排放额外增加了1.6 kg，相当于CO2排放量从不发生DPF再生时的176 mg/km增加到了发生DPF再生时的243 mg/km，增加了67 mg/km。值得注意的是，到DPF 再生结束时（第2个2 100 s），气态排放物排放量超过基准状态的情况便得以收敛，也就是发生DPF再生时的排放态势与不发生再生时的排放态势趋于相同，而PN的排放态势则需要在再生结束1 500 s后才能得以收敛。

根据车载诊断系统（OBD）记录的燃油流量数据，燃油消耗量在发生DPF再生期间增加了0.24 L（假设柴油的比重为840 kg/m3），相当于车辆每百公里燃油耗增加了0.85 L。燃油耗增加可能与为触发DPF再生而采取的燃油加浓策略有关。令人意外的是，车辆在高速路段第2个1 950 s内处于收费站停车时，起停系统仅在发生DPF再生的情况下使发动机停机，尽管车辆在发生和不发生DPF再生时都具备起停功能。

3 结论

JRC在开展市场监测的工作范围内采用PEMS进行了车辆道路试验，以研究轻型车尾管的排放性能。研究人员除了检查车辆的排放是否符合RDE达标试验的NTE限值以外，还用收集到的试验数据深入分析了车辆在宽广行驶状态下的法规限制排放物和非法规限制排放物的排放情况。通过对6台欧六d-TEMP轻型乘用车（2台汽油车和4台柴油车）进行的试验，本研究得出以下几点结论。

（1）在正常的行驶动力学状态下，在整个R1和R2路线的RDE达标试验和M路线的高速路段试验中，汽油机车辆的NOx排放量平均为8 mg/km（最大为11 mg/km）。与满足欧六b排放法规的汽油直喷车辆相比，BW015汽油直喷车辆RDE达标试验时的NOx排放量减少了8倍。柴油机车辆（FD009车辆除外）的NOx排放量平均为33 mg/km（最大值为89 mg/km）。这些车辆的NOx排放量都远低于适用的NTE限值。这表明，这些柴油机车辆的排放量已明显低于实施RDE法规前车辆的排放量（道路上的NOx排放量比欧六b柴油车的排放量降低了10～12倍）。

（2） FD009车辆在R1、R2和M路线试验时，综合路段的NOx排放量范围为9～145 mg/km，这是试验车辆中仅有的不配装SCR系统的柴油车。该车辆在高速路段的NOx排放量特别高，为136～337 mg/km。这表明，该车辆配置的LNT控制NOx排放的能力有限。

（3）所有试验的汽油机车辆和柴油机车辆（包括FD009）在城区路段的NOx排放量分别低于20 mg/km和65 mg/km。这意味着，现代道路车辆对城市空气污染的影响有所降低。研究人员测得的这些排放量数据与之前报道的欧六d-TEMP车辆的排放量较为一致。在城区路段，汽油车和柴油车的NOx排放组分主要是NO2，排放量分别小于2 mg/km和小于10 mg/km。

（4）配置了GPF的汽油直喷车辆（BW015）在包括R1、R2、M试验路线的所有路段中，PN排放范围为1×109～1×1010/km，与柴油车的PN排放量相同，但要比未配置GPF的欧六b汽油直喷车辆的PN排放量低2个数量级。氣道喷油汽油车的PN 排放量为9×1011/km，城区路段的排放量达到了1×1012/km，其排放量与欧六b气道喷油汽油车的排放水平相当。目前，研究人员还没有见到针对气道喷油汽油机车辆的NTE限值研究。但是有研究表明，气道喷油汽油车的PN排放量要远高于配置GPF的汽油直喷车辆的排放量。

（5）在动态行驶状态下（R1D试验路线），当车辆的行驶动力学状态超过RDE规范时，大多数车辆都出现了排放量增加的趋向。即便不是如此，柴油机车辆的NOx排放量也超过了限值的2倍。PT011车辆在R1和R1D路线的排放量大致相同，而BW015和VO006车辆在动态行驶状态下运行时，NOx排放量增加了5倍。试验显示，在激进的行驶状态下，DPF仍能很好地控制PN的排放，这与其他文献的看法一致。但是，GPF并没有达到像DPF那样的效能，因为R1D路线的PN排放量要比R1路线的排放量高出30倍，尽管排放量仍远低于PN的限值。汽油机车辆在R1路线的CO排放量增加了3～4倍，已接近实验室试验的排放限值。

（6）必须强调的是，在包括冷起动和动态行驶在内的所有行驶状态下，有1台柴油机车辆（MB011）的NOx、PN和CO排放量达到了比2台试验汽油车排放量还要低的水平。这表明，目前市场上采用的技术能够确保柴油机车辆在大部分发动机运转工况下实现低排放。

（7）车辆在道路上的CO2排放量取决于包括环境条件、车辆状况、道路情况和驾驶风格在内的诸多因素。尽管车辆的实测CO2排放量与制造商宣称的CO2排放量的比率范围达到16%～106%，但在城区路段、乡村路段、高速路段的运行份额分别为40%、30%、30%的RDE达标试验路线上，本研究所用的欧六d-TEMP试验车辆的平均CO2排放量比率范围为2%～18%。

（8）汽油机车辆和柴油机车辆的冷起动NOx排放量要比城区路段的NOx排放量高出3～12倍。由于全部试验路段的排放量一般都比较低，因而冷起动排放量在其中起到了较大的作用。例如，BW015车辆冷起动的NO2平均排放量为102 mg/km，而整个RDE试验中的NOx排放量仅为4 mg/km。气道喷油汽油车辆和汽油直喷车辆冷起动时的PN排放量分别要比城区路段热态行驶时的排放量高10倍和50倍，而冷起动时的CO2排放量会增加6～14倍。柴油机车辆上配置的DPF能像在综合路段行驶时那样，很好地控制冷起动时的PN排放。

（9）车辆在城区路段行驶时可能会发生DPF再生，当NOx、PN的单位距离排放量超过NTE限值时（NOx 为371 mg/km、PN为5.6×1012/km ），它们会对当地的空气质量产生不利的影响。在发生DPF再生时，NOx和PN的排放量分别要比整个试验的排放量增加20倍和400倍。但是，DPF再生对城区路段排放量的影响还要考虑发生DPF再生的频次和发生再生时车辆所处的地段。

可以认为，RDE法规及WLTP试验循环的实施对于减少车辆实际使用过程中的NOx和PN排放是有效的。为了在宽广的行驶状态下满足严苛的NTE限值要求，制造商们已经在他们的车辆上采用了先进的排气后处理技术，在汽油直喷车辆上配置了GPF，在柴油机车辆上配置了SCR系统。随着车队车辆逐步更换成满足欧六d-TEMP排放法规的车辆，道路运输对空气污染的影响将有可能减少。

必须强调的是，所有试验车辆的已使用里程均小于10 000 km，因使用里程都比较短，所以，目前还不清楚排气后处理系统是否能在车辆的正常使用寿命期内一直保持有效的功能。预计JRC会在开展市场监测的工作范围内对老旧的车辆进行检测，以检查老旧车辆在实际使用过程中的排放情况，并验证RDE法规的使用一致性条款。关于重油对颗粒物生成的影响，研究人员还需要作进一步的研究。

未来的排放法规可能会考虑设定气道喷油汽油车辆在道路上的PN排放NTE限值。同样，相关的法规可能也会考虑设定与冷起动及发生DPF再生相关的单位距离PN排放量限值，以使内燃机车辆的排放对人类健康和环境的影响为零。

[1]Health Effects Institute. State of global air 2019[R]. Special report， Boston，MA， 2019.

[2]European Environment Agenc.Air quality in Europe- 2019 report[R]. EEA Report， 2019.

朱炳全 译自 SAE Paper 2020-01-2219

吴 玲 编辑

（收稿时间：2021-02-02）