ガソリン排気ガスの急速な酸化中の潜在的な二次有機エアロゾル生成に対する過渡条件の顕著な影響

npj 気候と大気科学 第 6 巻、記事番号: 59 (2023) この記事を引用

141 アクセス

1 オルトメトリック

メトリクスの詳細

自動車の排気ガスは、大気中の二次有機エアロゾル (SOA) の主要な発生源です。 運転条件は車両の SOA 生成に重要な影響を与える要因ですが、急速に変化する現実世界の運転条件への依存性を明らかにした研究はほとんどありません。 ここでは、過渡運転条件下での SOA 形成の可能性を定量化するために、高速応答酸化フロー リアクター システムが開発および導入されています。 結果は、SOA 生産係数が桁違いに異なることを示しています。たとえば、中国 V 車両および中国 VI 車両では、それぞれ 20 ～ 1500 mg kg-fuel-1 および 12 ～ 155 mg kg-fuel-1 です。 高速、加速、減速は、未燃焼燃料の排出または不完全燃焼によって引き起こされる有機ガスの排出量が増加するため、SOA の生成を大幅に促進することがわかっています。 さらに、中国 VI 車両は、SOA 形成の可能性、歩留まり、加速および減速のピークを大幅に削減します。 私たちの研究は、過渡運転条件下での車両の SOA 形成に関する実験的な洞察とパラメータ化を提供し、都市大気における高時間分解能の SOA シミュレーションに有益となるでしょう。

自動車の排出物は大気中の粒子状物質 (PM) の大きな割合を占め、大気の視界、人間の健康、地球規模の気候に影響を与えます1、2、3。 車両は、黒色炭素と一次有機エアロゾル (POA) を含む一次エアロゾルと、二次有機エアロゾル (SOA) に変換される揮発性有機化合物 (VOC) や半/中間 VOC (S/IVOC) などの有機ガス状化合物の両方を排出します。 ) 大気酸化による4,5,6。 最近の測定では、都市部におけるガソリン車の排気ガスからの SOA 形成が有機エアロゾル質量の主な原因となっており、POA の寄与を大きく上回っていることが示されています 7,8。

大気中の SOA に対する車両排気の寄与の推定には、通常、単環芳香族化合物、イソプレン、n-アルカンなどの特定された前駆体が含まれます9。 しかし、これらの VOC 種は、以前の実験室研究で測定された SOA 質量の比較的小さな部分しか説明しません 10,11。 大規模な SOA 形成は、自動車の排気ガス中の有機蒸気の未解決の複雑な混合物によって引き起こされます 12、13、14。 さらに、車両の SOA 生成に関するパラメータ化またはモデリングの研究は報告されていません 15。 大気中の SOA 負荷に対する自動車排出物の寄与は依然として不確実である 16,17。

車両排気ガスからの SOA 形成には、燃料の種類、エンジン技術、排出基準、運転条件などのいくつかの要因が影響します。 有機ガス排出量は車両の運転の変化に応じて劇的に変化するため、影響を与えるすべての要因の中でも、運転条件が車両の SOA 生成に重要な役割を果たすことが報告されています 18。 例えば、その場での光化学シミュレーションにより、アイドリング状態でのガソリン車の排気ガスの SOA 生成量は、巡航走行時の SOA 生成量の約 20 倍であることが明らかになりました 19。 また、排ガス中の非メタン VOC の最近のオンライン測定では、有機蒸気の組成が過渡的な運転条件によって急速に変化することが示されました20。 したがって、車両の運転条件が急速に変化すると、短期間で SOA 生成に大きな変動が生じる可能性があります。 しかし、これまでの研究のほとんどは、車両排気ガスからの SOA 生成に対する、過渡条件ではなく、さまざまな巡航条件や運転サイクルの影響に焦点を当てていました 19、21、22、23。 これまでの研究では、車両排気ガスの急速な酸化の実験的シミュレーションが困難であることもあり、過渡状態の影響を定量化することに成功した例はほとんどありません。

酸化フローリアクター（OFR）シミュレーションは、高レベルの酸化剤（特にヒドロキシルラジカル、OH）下で数分以内にSOAポテンシャルを取得でき、急速に反応するSOA前駆体を研究する機会を提供します24、25。 たとえば、広く採用されているフローリアクターであるポテンシャルエアロゾルマスチャンバー（PAM）が開発され、光酸化測定に使用されています。 しかし、滞留時間分布が 100 秒を超える幅広いため、PAM ではガス状前駆体の急速な変化を特徴付けることが困難です 26,27。 いくつかの最近の研究では、OFR の長さを短縮することで有機前駆体の酸化の時間分解能が向上しましたが、過渡的な駆動条件下での SOA 生成のターゲットを絞ったパラメータ評価はまだ定量化されていません 28,29。

もう 1 つの影響要因である排出基準も車両の排出ガスを大幅に規制し、結果として SOA の生産に影響を与えます。 最近の報告では、排出基準の継続的な強化により、ガソリン車からの有機ガス排出量の削減と化学組成の変化が促進され、SOA 生成の範囲や速度の変化につながる可能性があることが明らかになりました9,30,31。 それにもかかわらず、さまざまな規格車両の SOA レベルに関する報告は不十分であり、特に最新の規格、たとえば中国 VI では、車両排出ガス規格の更新による大気改善に対する車両フリートの排出ガス削減効果の評価が制限されています。

この研究では、車両排気による運転条件による過渡的SOA形成をシミュレートするために、高速応答層流OFRリアクターを設計しました。 次に、過渡運転サイクル下でのシャシーダイナモメーターテストを通じて、過渡運転条件が SOA 形成に及ぼす影響を定量化します。 異なる排出基準を持つ車両、つまりチャイナ IV、チャイナ V、チャイナ VI (中国の最新の排出基準、ユーロ VI に等しい) も調査され、さまざまな車両タイプからの SOA 生成が評価されます。 最後に、実際の運転条件下で車両の SOA 生成を予測するためのパラメータ化が確立されます。

中国 V 車両と中国 VI 車両の 2 つの典型的な世界調和軽自動車テストサイクル (WLTC) テストにおける走行速度、一次排出量、SOA 生成量の時系列をそれぞれ図 1 に示します。

a、b 速度プロファイルと CO2 排出量、(c、d) THC と CO の一次排出量、(e、f) SA を含むシード粒子のサイズ分布、(g、h) SOA 濃度と CO2 に対する比率、および (i) 、j) SOA 生産係数 (PF)。 左側と右側のパネルは、それぞれ中国 V 車両と中国 VI 車両の結果を示しています。

サイクル試験では、速度変化に応じてCO2濃度が大きく急激に変化し、燃料消費率の過渡的な時間変化が見られます（図1a、b）。 ホットスタートサイクルであっても、チャイナ V 車両の始動状態では高い炭化水素排出ピークが観察されます (図 1c)。 一方、触媒の不完全燃焼の程度や変換効率を示す指標として、CO 排出量は始動過程で小さな鋭いピークを示し、THC 排出量とは異なる時間変化を示します。 開始段階における CO と THC のこの違いは、不完全燃焼が THC ピークの部分的な要因であることを示唆していますが、THC 排出の大部分は未燃焼燃料の排出に起因している可能性があります 32,33。 高速領域では、中国 V と中国 VI の両方の車両で CO が顕著な上昇を示し、THC 排出と強く関連しており (図 1c、d)、高速走行中の有機ガス排出量の大部分が不完全燃焼であることを示しています。

反応器内の高レベルのOHラジカルに曝露された後、車両排気ガスのガス状前駆体は急速に酸化されて二次エアロゾル（SOAおよび無機組成物を含むSA、補足図1）になります。 図1e、fに示すように、運転条件の過渡的変化に伴い、数濃度と直径変化の一連のピークが生成され、反応器内での急速な核生成と凝縮が示されます。 サイクルテスト中に顕著な SOA 形成パルスが観察され、その範囲は China V 車両では 2 桁にも及びます。 中国 V 車両よりも濃度がはるかに低いにもかかわらず、SOA 形成における同様の時間的変動が中国 VI 車両でも観察されます (図 1g、h)。 特に、SOA生産係数（PF）は、中国Vおよび中国VI車両でそれぞれ20〜1500 mg kg-fuel-1から12〜155 mg kg-fuel-1までの広い範囲を示します（図1i、j） 。 さらに、両方のテストでは、サイクル中の開始と最後の高速段階で 2 組のピークが発生し、サイクル テスト全体の総排出量のほぼ 70% を占めます。

以前の研究によれば、自動車の排気ガスからの SOA 形成の大きな変動は、OH 曝露、凝縮シンク (CS)、前駆体の放出などのいくつかの要因に起因すると考えられます 8、14、17。 本研究では、SOA 形成に対する過渡放出の影響を明らかにするために、OH 曝露因子と CS 因子を特別に制御しました。

各テスト中に、一次排出量の変化により OH 酸化剤反応物質 (一般に外部 OH 反応性、OHRext として定義される) が変化し、さらに酸化の程度に影響を与えます。 中国 V および中国 VI 車両のテストでは、OH 曝露範囲はそれぞれ 2.5 ～ 10 × 1011 および 4.9 ～ 10.1 × 1011 分子 s cm-3 (補足図 2) であり、〜 1.9 ～ 7.5 および 3.7 ～に相当します。周囲環境で 7.6 日間エージング（OHambient = 1.5 × 106 分子 cm−3 と仮定）34。 このような OH 曝露レベルは、SOA ピークが約 1.5 日以内に発生した、以前の自動車排気ガスの OFR 老化実験で報告された値よりも大幅に高くなります 10,23。 また、定常アイドリング条件下でのOH勾配実験では、SOA形成が1.2〜8OH相当日の範囲で「プラトー」を示すことが示されています（補足図3）。 その結果、Veh-OFR 内の OH ラジカル濃度は十分であり、その変動によって SOA 形成に大きな変動が生じる可能性は低いと考えられます。

OFR システムでは、滞留時間が短いため、特に CS が小さく、粒子相への分配が制限されている場合、SOA の完全な凝縮が阻害されます。 Jathar らによって最近指摘されたように。 Zhaoらは、経年劣化した低揮発性種の損失は反応器内のエアロゾル濃度と負の相関があるため、車両試験中の反応器内のエアロゾル濃度の変化により、車両排気中の有効SOA収率が桁違いに変化したと述べている26。 31. この研究では、安定した十分なCSを提供するために一定のシードエアロゾルが反応器に導入され、CSに対するSOA形成の感度が大幅に低下しました。これはモデリングと勾配実験によって検証されました（補足図4〜6）。 。

OH 曝露と CS を除外すると、有機ガスの排出が SOA の過渡変動を引き起こす主要な要因であると結論付けられます。 自動車の排気ガス中の有機ガスは、燃料成分（単一芳香族化合物など）と不完全燃焼生成物（短鎖アルカンや酸化 VOC など）の両方で構成されています 35,36。 CO は不完全燃焼からのみ発生することを考慮すると、SOA と SOA/CO の時間的傾向の比較を使用して、有機ガスの発生源を示すことができます。

China V 車両テストの開始時に、THC として表される有機蒸気は約 200 秒間続く大きなピークを示し、それに応じて SOA 形成の顕著なピークが生じます。 同様の SOA ピークが中国 VI 車両テストでも見られます。 SOA/CO の比は SOA の変動とともに大きく異なる傾向を示すため、観察された SOA ピークは、テスト開始レジーム中の燃料リッチな運転によって生成された未燃燃料排出物によって支配されている可能性があります (図 1g、h)。

高速ステージでは、中国 V 車両の SOA と SOA PF は大幅に高いレベルに上昇しますが、SOA/CO は緩やかな増加にとどまります。 これは、中国 V 車両の高負荷運転時における不完全燃焼と未燃燃料の排出量が大幅に増加したためと考えられます。 対照的に、中国 VI 車両の場合、SOA/CO 比と SOA はほぼ同じ時間的プロファイルを持ち、不完全燃焼が SOA 形成への寄与の大半を占めていることを示唆しています。 これは、有機ガスの発生源が一時的な運転条件と制御レベル（排出基準で表される）の両方によって異なることを示しています。

図 2 は、排出基準ごとの平均 SOA 生産量と関連比率を示しています。 WLTCサイクルテスト全体の平均SOA生成係数は、276±131、145±79、および41±27mg kg-fuel-1（図2a）、または18±11、8±4、および2±1mg kg-1（図2a）です。 China IV、China V、China VI 車両の場合はそれぞれ veh−1。 排出基準の更新では大幅な削減傾向が観察されており、古い車両を新しい車両に置き換えることで都市環境における SOA レベルが大幅に低下することを示しています。 しかし、SOA/POA の比率は、特に中国 V から中国 VI への更新において、予想外の上昇傾向を示しています (図 2b)。 これは、エンジン技術の向上と後処理（ガソリン微粒子フィルターの設置など）により、POAの削減がSOAの削減をはるかに上回っていることを示唆しており、将来の車両における有機前駆体ガス制御の重要性を浮き彫りにしています。

すべての Veh-OFR 実験から得られた、車両排出基準ごとに分類された結果 (a) SOA 生成、(b) SOA と POA の比率、(c) SOA と THC の比率、および (d)緑色の陰影 (c) は、Peng et al. によって報告された、さまざまな粒子負荷下での m-キシレンの SOA 収率範囲を示しています。 38. d 赤い点線は、Tkacik らによって報告されたピッツバーグの現場トンネル研究の SOA/CO 比を表します。 45. d 青色の陰影は、カロライナ州 (Saha et al. 46) および香港 (Liu et al. 47) での沿道測定の SOA/CO 比を示します。 d 赤い陰影は、北京（Liu et al. 25）、ロサンゼルス（Ortega et al. 43）、および広州（Hu et al. 44）の都市部における現場周囲 OFR 測定の SOA/CO 比を示します。 ）。 ボックスは 25 パーセンタイルと 75 パーセンタイルを表し、中心線と青い点がそれぞれ中央値と平均値です。 ひげは 5 パーセンタイルと 95 パーセンタイルを表します。

この研究と他の研究との間の車両関連のSOAポテンシャル測定値の比較を補足図7に示します。これは、実験で測定されたSOA生成係数が他のダイナモメーター研究と同等であることを示しています。 特に、この比較により、運転条件と排出基準が変動の重要な要因であることがさらに明らかになりました。

車両排気中の有機前駆体の有効 SOA 収率は、SOA/THC の比として表され、0.2 ～ 0.4 の範囲です。 中国 V 車両の排気ガスの SOA 収率は、排出基準の中で最も高く、中国 VI 車両は最も低いです。 この傾向は、SOA 収量が異なる排出基準間であまり変化しないことを示した Zhao らの報告とは異なります 31。 このような不一致は、種子エアロゾル制御などの実験条件によって引き起こされる可能性があります。 一方、測定されたVOCプロファイル（補足図8）は、中国V車の排気ガス中の芳香族化合物の割合が最も高く、次に中国IV車と中国VI車が続くことを示しており、SOA収量分布を部分的に説明しています。 予想外なことに、バルク排気の有効 SOA 収量は m-キシレンの SOA 収量範囲とほぼ同等であり、シード粒子を使用した実験システムでの SOA 収量が比較的高いことを示唆しています 38。

推定 SOA は、VOC 排出プロファイルと基準収量に基づいて計算されます39,40。 この結果は、特定されたVOC種を使用した推定SOAが、中国IV、中国V、および中国VI車両の測定SOAのそれぞれ21％、27％、および34％を占めることを示しています（補足図9）。 これは、以前の研究の結論と同様に、S/IVOC およびその他の有機蒸気が SOA の大部分に寄与している可能性が高いことを示唆しています 10、41、42。 一方、S/IVOC によって引き起こされる SOA の割合は、排出基準の更新に伴って減少しているようであることがわかりました。 さらに、THCに対するVOCの濃度比は、排出基準に従って上昇傾向にあることがわかります（補足図10）。 これは、THC 中の VOC の割合が車両排出基準の更新に伴って減少する傾向があると報告した Qi らの研究とは異なります9。

多くの環境測定では、一次有機ガス排出の進行の指標として SOA/CO が使用されます 25,43,44。 この研究で測定されたSOA/CO比の変動（約270μg m-3 ppm-1）は、排出基準に統計的に有意な差を示していません（図2d）。 これは、車両の排気制御における有機蒸気と CO の相乗的な排出削減効果によるものと考えられます。 さらに、この研究のダイナモメーターテストから得られたSOA/CO比は、以前の研究で報告されたトンネル測定でのSOA/CO比（約90μg m-3 ppm-1）よりも約3倍高かった45。 また、この値は、路側での測定値 (30 ～ 60 μg m-3 ppm-1)46,47 および都市周囲環境 (15 ～ 30 μg m-3 ppm-1)25,43,44 の値よりも数倍高い。 全体として、ダイナモメーターのテスト、トンネル、道路脇、および都市の周囲環境では、SOA/CO 比の顕著な低下傾向が見られます。 放出源から周囲環境までのこの勾配の変化の原因はいくつか考えられますが、その 1 つは、大気拡散中の有機蒸気 (または古い蒸気) の損失が CO よりも大きい可能性があることです。

この研究における過渡的なSOA形成測定は、これまで十分に制約されていなかったSOAの可能性と、速度や加速度などの運転条件との関連性を調査する絶好の機会を提供する。

図 3 は、さまざまな速度および加速度ビンにおける SOA に関係する濃度、PF、およびいくつかの比率を示しています。 SOA 濃度は速度とともに非線形に増加し、臨界速度ビンに到達すると顕著なピークを示します (図 3a ～ c​​)。 China IV 車両の場合、一般に 60 km h-1 を超える速度ビンでより高い SOA の形成が発生し、加速動作と減速動作の両方で高い SOA 値が生成されます。 比較すると、中国 V 車両の SOA ピークは一般に 80 km h-1 を超える走行条件で発生しますが、中国 VI 車両は 100 km h-1 を超える最高速度域でのみ顕著な SOA ピークを生成します。 SOA 生成の違いと臨界速度の変化は、排出基準の更新における排出規制の改善を反映しています。

a-c 反応器内の SOA 濃度、(d-f) SOA 生成量、(g-i) SOA/THC 比、および (j-l) 中国 IV の車両排気ガスから測定された SOA/CO 比、異なる運転条件における中国 V および中国 VI の排出基準。 速度 (km h−1) は、[0, 10)、[10, 20)、[20, 30)、[30, 40)、[40, 50)、[60、70)、[70、 80)、[80, 90)、[90, 100)、[100, 110)、および [110, 120)] ビン。 加速度 (ms−2) は [<−1.5)、[−1.5、−1)、[−1、−0.5)、[−0.5、0)、[0、0.5)、[0.5、1)] に分割されます。 、[1、1.5)、[>1.5)] ビン。

速度ビンに加えて、加速運転条件も SOA 形成に大きな影響を与えることがわかっています。 SOA 濃度の上昇は、加速プロセス、特に高速ビンで常に見られます (図 3a、b)。 オンライン VOC 測定を通じて、Marques らは不完全燃焼生成物種、例えばアルカンおよびシクロアルカンのフラグメントが加速プロセス中に豊富に存在することを発見した20。 したがって、加速過程における SOA スパイクは不完全燃焼生成物によって発生する可能性があります。

SOA 対 CO2 比として表される SOA PF (図 3d–f) は、速度とともに増加する傾向を示しています。 さらに、SOA 濃度とは異なり、SOA PF ピークは減速条件中に頻繁に発生し、CO2 排出に比べて有機前駆物質の排気中への排出が遅れていることを示しています。 減速走行時にはエンジンの燃焼が直ちに停止し、テールパイプ排気中に未燃焼の燃料成分が残る48。 また、エンジン回転の慣性によりシリンダー内や燃料回路内に負圧が形成され、残留燃料の蒸発が促進されます49。 どちらのメカニズムも大量の THC を排出し、SOA 生成のピークを生成します。 したがって、加速プロセスと減速プロセスでは、有機ガス前駆体を生成し SOA を形成するメカニズムが異なります。 中国 VI 車両の場合、加速および減速運転条件中に SOA PF ピークがほとんど発生せず、エンジン技術と後処理が改善されたことを示しています。 全体として、SOA 生産に対する運転条件の影響は、排出基準の更新に伴って弱まる傾向にあります。

図 3g–i は、車両排気ガスの SOA 生成量を反映する、運転条件における SOA と THC の比率の分布を示しています。 China IV および China V 車両の場合、SOA/THC 比は運転条件に応じて 0.1 から 0.6 まで変化します。 特に、SOA/THC 比のピークは速度ビンと加速ビンにランダムに現れ、有機前駆体組成が過渡的な運転条件によって変化したことを示しています。 中国 VI 車両の場合、THC と SOA の間に強い相関関係 (R2 = 0.79) が見られ (補足図 11)、SOA の生成は、最新の排出基準の組成ではなく THC 濃度の変動によって左右される傾向があることを示唆しています。車両。

過渡運転条件下での広範囲のSOA/CO比がテスト間で観察されました（図3j–l）。 特に、すべての車両テストにおいて、低速領域での SOA/CO 比は高速領域での SOA/CO 比よりも大幅に高くなっています。 これは、低速段階での未燃燃料の排出が SOA の可能性を大きく左右する一方で、高速段階では不完全燃焼が SOA 形成を支配することをさらに証明しています 50,51。

SOA の生成に対する過渡的な運転条件の影響をさらに特定するために、巡航運転テストを実施して、同じ速度ビンでの WLTC テストと比較します。 過渡運転条件下での SOA 形成ポテンシャルは、定常運転を表す巡航運転よりも高いことが予想されました。 しかし、我々の結果は、アイドリングや120 km h−1巡航などの一部の巡航運転条件ではSOA PFが過渡サイクル試験で得られたものよりも低くならず、速度の変動が大きいことを示しています（図4a〜c）。 これは、巡航走行中の SOA の可能性の評価では、現実世界の走行排気に対する表現が限られていることを意味します。

巡航走行条件下とWLTC条件下での(a～c)SOA生成量と(d～f)SOA/CO比の比較。 巡航走行テストは、各速度で 10 ～ 15 分間続きます。 青い階段状の線は、同じ速度ビンでの WLTC サイクルの平均値を表します。

興味深いことに、巡航試験における SOA/CO 比の変化は過渡試験でも同様の傾向を示し (図 4d–f)、走行速度に応じて減少する傾向を示しています。 これは、SOA の可能性に対する不完全燃焼の寄与が速度とともに増加する傾向があることを示しています。 クロスら。 は、不完全燃焼生成物、例えば酸化IVOCの排出が、高負荷エンジン運転下でのより高い温度と圧力により大幅に増加したと報告した50。 このような結論は、車両のアイドリング時の SOA PF が 50 km h-1 巡航時の SOA PF よりもはるかに高いことを示す Wang らの実験結果を説明する可能性があります19。 おそらく、アイドル状態では未燃焼の燃料成分が排気ガスを支配しているためと考えられます。

現在の研究では、高速 SOA 形成システムを確立し、それを展開して過渡運転条件下での SOA 形成の可能性を定量化することに成功しました。 結果は、過渡運転条件が SOA 生産に与える顕著な影響を桁違いに明らかにしました。 高速、加速、減速などの要因が高い値を引き起こすものとして特定されます。 特に、異なる期間における SOA ピークは主に未燃焼燃料の排出と不完全燃焼によるものであることがわかりました。 たとえば、未燃焼燃料の排出は、低速走行中の SOA 生成の大半を占めます。 また、排出ガス基準の更新により、こうした走行条件による影響は弱まる傾向にあります。

現実世界における車両排気ガスの SOA 寄与を評価する際には、走行条件や排出基準による SOA 生成の大きな違いを考慮する必要があります。 現実世界の条件下での SOA 生成をより適切に評価するために、車両固有出力 (VSP) のパラメーターを導入して、SOA 生成と運転条件の関係を定量化します。 図5に示すように、SOA生成速度はVSPとともに非線形単調増加を示し、感度は排出基準によって異なります。 このようなパラメータ化は、MOVES モデルや IVE モデルなどの典型的な車両排出モデルで簡単に採用でき、「ボトムアップ」の高速排出量インベントリに有用な情報を提供します。

生産率 (gs−1) は、車両固有の出力 (VSP、kW ton−1) の関数を表します。 結果は、さまざまな車両排出基準、つまり (a) 中国 IV、(b) 中国 V、および (c) 中国 VI に分類されます。 ボックスは 25 パーセンタイルと 75 パーセンタイルを表し、中心線と青い点がそれぞれ中央値と平均値です。 ひげは 5 パーセンタイルと 95 パーセンタイルを表します。

OFR 実験では一般に、車両の排気ガスからの最大の SOA 形成が示されます。 SOA 形成の高い時間分解能を達成するために、高 OH 暴露や CS など、いくつかの極端な条件が設定されていることは言及する価値があります。 さらに、この研究は気相反応の OH 経路に焦点を当てています。 NO3 ラジカルや不均一反応などの他の経路は含まれません。 現実の大気中では、SOA 形成の化学プロセスはさらに複雑です。 それにもかかわらず、この研究は、過渡運転条件下での車両の SOA 形成に関する新たな洞察を提供し、都市大気中での高時間分解能の SOA シミュレーションに有益となるでしょう 52。

高時間分解SOA形成を研究するために、我々は、サンプリングされた希釈車両排気ガスを高レベルの酸化剤にさらすための新しい反応器（以下、Veh-OFRと呼ぶ）を設計した。 Veh-OFR は、6.8 L の垂直石英ガラス円筒管 (長さ 98 cm、内径 9.4 cm) でした。 Veh-OFR内の気流には、シース流とサンプル流が含まれていました（補足図12）。 サンプル流はシード エアロゾルと希釈された排気から構成され、一方、シース流はオゾンと湿った空気を混合しました。 Veh-OFR は 254 タイプの酸化流反応器 53 であり、これは 254 nm の UV 放射によるオゾンの光分解から OH ラジカルが生成されることを意味します。 反応器を通過する総流量は 15.0 L min-1 で、滞留時間の中央値は 37 秒でした（補足図 13）。

光化学実験中、反応器内の空気流の層流状態を確保するために、サンプル流とシース流の等速注入が達成されました。 このような設計は、反応器内の物理的分散の時間スケールを短縮するのに有利である可能性があります。 報告されている反応器と比較して、Veh-OFR は OH ラジカルの生産性を向上させ、気相酸化プロセスのタイムスケールの短縮に貢献しました 54。 さらに、光酸化実験中、シードエアロゾルによる一定の空気流が反応器に連続的に導入されました。 これは、ガス粒子の分配に大きな影響を与え、ガス粒子の平衡時間のタイムスケールを短縮しました55,56。 上記の最適化されたプロセスを通じて、Veh-OFR内のSOA形成の時間分解能は15秒を達成し、過渡パルス実験によって検証されました（補足図14および15）。

光化学酸化用の高速応答フローリアクターの詳細情報は補足1に示されています。

車両排気試験中、サンプル空気には、VOC や NO などのかなりの OHRext が含まれていました。 実際の OH 暴露は、反応器の初期生産性よりも少ない可能性があります 57。 ここでは、Li らによって報告された方法を使用して、車両テスト中のリアルタイム OH 曝露が定量化されました。58

ここで、R は入力オゾン濃度と出力オゾン濃度の比を表します。 Res は OFR 反応器の滞留時間を示します。 \({{In}}_{{O}_{3}}\) は入力オゾン濃度を示します。 OHRext は外部 OH 活動の合計を示し、次のように計算されます。

ここで、OHRi は種 i の外部 OH 活性を示します。 Ci は種 i の濃度を示します。 ki-OH は、化学種 i と OH ラジカルとの反応速度定数を示します。

理想的には、反応器の出口での SA の組成が瞬時に検出されれば、リアルタイムの SOA が得られるでしょう。 しかし、現在のエアロゾル化学組成測定機器 (AMS など) は、数秒という高い時間分解能を達成できませんでした 59。

自動車排気ガスの光化学老化中、SA は主に硝酸アンモニウムと OA から構成されていました。 したがって、SOA 濃度は、測定された SA と計算された硝酸アンモニウムの差を通じて取得できます。 硝酸アンモニウムの形成を計算するためのパラメーターは、高感度の実験によって得られました（補足図17および18）。 アンモニウムエアロゾルは、OH への曝露に応じて排気中の NOx と NH3 の酸化によって形成される可能性があることに注意してください。 SOA の濃度は次のように計算されます。

ここで、CSAは測定されたSA濃度（μg m-3）を示し、CNOxとCNH3はそれぞれ反応器内のNOxとNH3のガス濃度（μg m-3）を示します。 y1 と y2 は、反応器内の NH3 レベルと OH 曝露に関連する、NOx と NH3 の二次エアロゾルへの変換収率をそれぞれ示します。

このSOA計算方法は、オフラインフィルターサンプルのOA / NaCl（シード組成）の比と、計算されたSOAとシードエアロゾルの濃度比によって検証されました（補足図19）。

現場OFR光化学シミュレーションと組み合わせた車両ダイナモメーターテストの概略システムを補足図11に示します。

異なる排出基準（補足表1）を持つ6台の軽量使用中車両、つまりチャイナIV、チャイナV、チャイナVIがシャシーダイナモメーターテスト用に選択されました（48インチ四輪、AVL、オーストリア）。 試験燃料はＥ１０燃料（エタノール体積比１０％、ｖ／ｖ）であった。 複数のテスト サイクル (WLTC と巡航運転) を使用して、さまざまな運転条件をシミュレートしました。 WLTC サイクルは、急加速、発進停止、高速動作を伴うアグレッシブなサイクルでした。 巡航走行条件、つまり速度 0、30、60、90、および 120 km h-1 がテスト用に選択され、各速度テストは 15 分間続きました。 これらのテストはすべてホットスタート操作であり、一貫性を確保することを目的としていました。

希釈比 8 の部分流量希釈サンプリング システム (DI-1000、Dekati) を使用して、Veh-OFR へのテールパイプ排気をサンプリングしました。 希釈空気はゼロエア発生器 (TH-2007A、Tianhong) によって供給され、活性炭と加熱オーブンを通して炭化水素を除去しました。

Veh-OFR の入力オゾン (O3) 濃度は、オゾン発生器の電圧調整によって段階的に変更されました。 光化学実験中、相対湿度は 35 ～ 40% の範囲内に制御されました。 反応器環境の温度は、大負荷の冷却ファンによって 25 ± 2 °C に維持されました。 反応器は、各試験サイクルの前に、40 L min-1 のゼロ空気流で 10 分間フラッシュされます。

この研究の重要な特徴は、OFR システムに種子エアロゾルを追加したことです。 十分な凝縮シンクを提供するために、サンプリングされた排気空気を一定のシード エアロゾル流と混合しました。

CO、CO2、NO、NO2、全炭化水素 (THC) を含む一次排出物と排気量流量は、分解能 1 秒のポータブル排出ガス測定システム (モデル 493、AVL) のシステム全体で継続的に監視されました。 O3 は、UV 測光分析装置 (モデル 49i、Thermo) によって測定されました。 NH3 は、キャビティリングダウン分光法技術を備えた赤外線分析装置 (モデル G2103、Picarro) によって測定されました。

シードエアロゾル流は、NaCl 溶液を使用したエアロゾル噴霧器 (モデル 3076、TSI) によって生成されました。 一次および二次エアロゾルは、電気移動度直径 (6 ～ 530 nm) を 1 秒の分解能で測定する装置である高分解能エンジン排気粒子分析装置 (EEPS、モデル 3090、TSI) によって測定されました。 一方、反応器の出口粒子は、分解能 2 分の走査型移動度粒度分析装置 (SMPS、モデル 3938、TSI) によって測定されました。 EEPS データは、SMPS データを使用してリアルタイムで校正されました (補足図 20)。

オフライン VOC は、光化学老化の前後にステンレスタンク (3.2 L、Enteck) を使用してオゾンスクラバーを使用してサンプリングされ、その後、ガスクロマトグラフィー質量選択検出器によって 117 種が検出されました。

SOA の燃料ベースの生産係数 (PF) は次のように計算されました。

ここで、[SOA]、[CO2]、および [CO] はそれぞれ、SOA、CO2、および CO の濃度 (μg m-3) です。 MWCO2、MWCO、および MWC は、それぞれ CO2、CO、および炭素の分子量です。 Ｃｆは燃料の炭素質量分率を示し、０．８６１０．６０とする。

VSP は単位重量あたりの駆動力 (kW ton−1) を示し、速度、加速度、転がり抵抗、空気抵抗を考慮します 61,62。 一般的な小型車両の場合、VSP は次のとおりです。

ここで、v は車両速度 (km h−1) です。 aは車両の加速度（km h−1 s−1）です。 rは道路勾配(%)を表します。 この研究では、VSP を使用して、SOA の可能性と運転条件の関係を定量化します。

現在の研究に関連するデータセットは、合理的な要求に応じて責任著者 ([email protected]) から入手できます。

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この研究は、中国国家重点研究開発プログラム（2022YEF0135000）、天津自然科学財団（20JCYBJC01270）、中国国家自然科学財団（42175123、42107125）、および天津大学院生研究イノベーションプロジェクトによって財政的に支援されました。 (No.2021YJSS013)。

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Jinsheng Zhang、Jianfei Peng、Ainan Song、Zongyan Lv、Hui Tong、Zhuofei Du、Jiliang Guo、Lin Wu、Ting Wang、Hongjun Mao

ヨーテボリ大学化学分子生物学部、41296、ヨーテボリ、スウェーデン

マティアス・ハルクイスト

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JPとJZがこの研究を発案した。 JZ、AS、ZL、HTが実験を実施し、データ解析を実施しました。 ZD、JG、LW、TW、および HM はデータ結果を解釈し、議論しました。 JZは論文を書きました。 JP と HM は論文を改訂しました。 著者全員が最終論文に貢献しました。

彭建飛への手紙。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

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転載と許可

Zhang, J.、Peng, J.、Song, A. 他ガソリン排気ガスの急速な酸化中の潜在的な二次有機エアロゾル生成に対する過渡状態の顕著な影響。 npj Clim Atmos Sci 6, 59 (2023)。 https://doi.org/10.1038/s41612-023-00385-4

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受信日: 2022 年 12 月 15 日

受理日: 2023 年 5 月 16 日

公開日: 2023 年 6 月 5 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41612-023-00385-4

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