蔣曉寒，譚建偉，徐長建，葛蘊珊，郝利君，王 欣，李家琛

（1.北京理工大學機械與車輛學院，北京 100081；2.重慶長安汽車股份有限公司，重慶 400023）

前言

目前，一些研究人員認為顆粒物可能充當病毒載體，促進其在空氣中的擴散［1］。Bontempi以意大利倫巴第地區(qū)新冠病毒疫情和大氣顆粒物數據，初步分析顆粒物對COVID-19病毒在大氣中擴散和傳播途徑的可能性影響［2］。近年來，機動車保有量的持續(xù)增長使道路交通成為城市顆粒物排放的首要貢獻源［3］，根據機動車年報統計，輕型乘用車占機動車保有量的主導地位。在“雙碳”政策的背景下，缸內直噴汽油發(fā)動機（gasoline direct injection，GDI）憑借油耗低功率大等優(yōu)點，已在輕型乘用車領域被廣泛應用。但已有試驗研究表明，在相同排放標準階段，采用缸內直噴技術的汽油車相比傳統進氣道噴射技術的汽油車排放的顆粒物數量（particle number，PN）要明顯更高，包含大量小粒徑顆粒物以及23 nm以上固態(tài)顆粒物。這主要是因為GDI發(fā)動機工作時汽油和空氣在缸內進行混合，燃燒效果差［4-8］。為了更嚴格控制輕型汽油車的顆粒物排放，國VI排放法規(guī)GB 18352.6—2016明確規(guī)定了輕型乘用車尾氣中23 nm以上固態(tài)顆粒物數的排放限值為6.0×1011個/km。

按照空氣動力學直徑（Dp）分類，將Dp≤100 nm粒徑范圍的顆粒視為超細顆粒物，已有醫(yī)學研究表明超細顆粒能夠誘發(fā)氣道炎癥反應和黏液高分泌，從而引發(fā)慢性呼吸道疾病，對人類的身體健康威脅巨大且?guī)淼奈：Ω哂赑M2.5，對超細顆粒物的排放控制需引發(fā)更多的關注［9-11］。本文將對測試車輛尾氣中100 nm以下顆粒物的排放特性進行重點研究。目前國內外學者為研究缸內直噴汽油車（gasoline direct injection vehicle，GDIV）在不同駕駛循環(huán)下小粒徑顆粒物的排放特性進行了大量試驗。2009年駱路勝等［12］以4輛滿足國Ⅳ排放標準的汽油車為試驗對象，使用氣相色譜質譜聯用儀分析車輛排氣顆粒物中多環(huán)芳烴的排放。結果表明具有強致癌性的多種多環(huán)芳香烴（polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs）以小粒徑顆粒出現在汽油車尾氣中，且一定工況下GDIV尾氣中PAHs的危害比進氣道噴射汽油車還要大。研究還發(fā)現PAHs排出后易附著于碳質和砂塵等大氣顆粒物表面進行二次反應，產生對大氣危害更強的污染物，當前多環(huán)芳烴類化合物已作為對大氣顆粒物健康風險評價的主要風險因子，所以GDIV排氣中小粒徑顆粒物的危害程度不容忽視［13-14］。2010年高俊華等［15］以滿足國Ⅲ、國Ⅳ排放的GDIV為研究對象，使用ELPI+研究車輛在新歐洲駕駛周期（new european driving cycle，NEDC）循環(huán)工況下的PN排放特性，得到97%以上PN的顆粒物粒徑范圍分布在7～378 nm，75%以上分布在28～154 nm，其中粒徑范圍在55～91 nm的超細顆粒物以最大顆粒物數濃度排出。2021年胡志遠等［16］以一輛滿足國V排放的GDIV為研究對象，使用固態(tài)顆粒計數系統和發(fā)動機排氣粒徑譜儀測試該車在NEDC、FTP-75和WLTC循環(huán)下的顆粒物排放特性，分析不同循環(huán)對測試結果的影響，得到5.6～23 nm顆粒物數分別占5.6～560 nm顆粒物數排放的57.1%、57.7%和43.1%，，另外在WLTC循環(huán)下6～23 nm粒徑范圍的揮發(fā)性/半揮發(fā)性組分及23～560 nm粒徑范圍的液相顆粒物對PN測量結果影響均較大。已有的研究均表明僅考慮23 nm以上的固相顆粒物排放會低估GDIV總顆粒物的排放水平［17］。

因缸內直噴汽油車排氣顆粒物的物理化學特性較為復雜，測量設備與測量方法需進一步完善。目前，國內外尤其是對于國Ⅵ標準的缸內直噴汽油車顆粒物排放研究仍有欠缺?，F需要對國Ⅵ標準的缸內直噴汽油車排放的小于法規(guī)粒徑限值的顆粒物進行進一步的研究，并對固、液顆粒物的測量方法開展研究。本試驗使用ELPI+和CPC兩套儀器測量同一輛缸內直噴汽油車在WLTC循環(huán)工況下的PN排放濃度，根據測量結果對顆粒物的排放特性、粒徑分布進行比對研究。

1 試驗方法與測試系統設計

1.1 測試系統設計

試驗選取一臺滿足國VI排放標準的GDIV作為測試對象，按照國VI標準Ⅰ型試驗要求，測試車輛在轉鼓上進行3次世界輕型汽車測試循環(huán)（WLTC）冷起動試驗。逐秒采樣試驗系統布置如圖1所示，試驗設備主要包括底盤測功機，全流排氣稀釋系統（constant volume sampler，CVS）、揮發(fā)性粒子去除器（volatile particle remover，VPR）、顆粒物冷凝生長計數器（condensation particlecounters，CPC）和電子低壓沖擊器（electrostatic low voltageimpactor，ELPI+）等。

WLTC循環(huán)由低速段、中速段、高速段和超高速段4部分組成，總循環(huán)時間達1 800 s，其中低速段耗時589 s，中速段耗時433 s，高速段耗時455 s，超高速段耗時323 s，總的循環(huán)工況如圖2所示。WLTC循環(huán)工況的主要參數包括最高車速為131.3 km/h，平均速度為46.08 km/h，最大加速度為1.58 m/s2；WLTC循環(huán)其他特征參數有理論行程里程為23.26 km，怠速占比13.33%、勻速占比20.83%、加速占比35.06%、減速占比30.78%。

1.2 測試車輛

測試車輛采用排量2.0 L帶渦輪增壓的缸內直噴發(fā)動機，后處理配置了三元催化器（three-way catalyst，TWC）和汽油機顆粒捕集器（gasoline particle filter，GPF），具體參數如表1所示。車輛在試驗中所用燃料是滿足國Ⅵ標準要求的市售#92汽油。

表1 測試車輛相關參數

1.3 測量方法

考慮到不同測量技術對PN測試結果的可重復性及準確性，目前國VI排放法規(guī)對汽油車PN排放的限值只針對于23 nm以上固相顆粒物的排放濃度，但未測量顆粒物的排放是否使人們低估了車輛實際排放水平。當前歐盟在其顆粒物測量項目（particle measurement programme，PMP）中已著手進行將PN檢測下限降至10 nm的研究［18］。因此對汽車的細顆粒物、特別是超細顆粒物排放特征和測試方法開展系統性研究，具有重要理論意義和實際應用價值。

試驗使用兩套測量范圍不同的儀器同時測量車輛的PN排放濃度。為保證兩儀器在相同的尾氣稀釋條件下進行采樣，車輛尾氣通入CVS系統稀釋混合充分后，在稀釋通道的同一位置進行采樣，這部分稀釋后的尾氣分別通入兩儀器進行測量。本次試驗中兩套儀器測量的顆粒物粒徑均為50%攔截效率空氣動力學直徑。這兩套儀器一是用于國VI法規(guī)認證的顆粒數計測裝置（VPR+CPC），VPR系統包括加熱稀釋、蒸發(fā)管和冷卻稀釋裝置，將通入的稀釋尾氣中揮發(fā)/半揮發(fā)性組分去除且去除效率達到99%以上，對23～2 500 nm的非揮發(fā)性固相顆粒物進行測量，得到逐秒測量的PN濃度結果；二是采用芬蘭DEKATI公司的ELPI+儀器，為比較兩儀器測量結果，ELPI+測量粒徑的范圍是6～2 500 nm，并分為14個粒徑范圍。ELPI+工作原理是，當稀釋排氣進入，顆粒物通過單級電暈充電室進行充電，帶上電荷的顆粒物接著被依次送到裝備有絕緣收集層的14級串聯低壓沖擊儀上，每級收集層上都裝有被油脂均勻涂抹過的鋁箔紙，不同粒徑顆粒物撞擊在各自對應的鋁箔，實現了粒徑分布的測量，通過極高靈敏度的多通道精密電子測量計對每一層面上帶電顆粒物電荷數進行電流實時測量，最后將測得的電流值推算出PN濃度，得到逐秒測量的不同粒徑范圍的PN排放濃度。需要明確指出的是由于沒有在ELPI+裝置前添加揮發(fā)性物質去除裝置，因此ELPI+可以測量包含揮發(fā)性/半揮發(fā)、液態(tài)顆粒物和固態(tài)顆粒物在內的所有顆粒物數的排放濃度。所以本試驗利用ELPI+測量分析排氣中的總PN排放及其粒徑分布，以研究獲得PN排放粒徑分布特征。

1.4 測量系統的誤差分析

由于是轉鼓循環(huán)測試，每次試驗儀器響應時間存在差異，因此每次試驗結束后，需要將各儀器采集的逐秒數據進行時間基準對齊。試驗所用粒子計數器均已進行校準，本試驗按車輛起動時顆粒物上升趨勢進行時間對齊，計算稀釋校正后的平均濃度。本節(jié)以不確定度作為評價參數，針對不同測量分量對測量結果的影響進行討論。

實際測量中影響顆粒物數量測試結果的因素有很多，主要測量不確定度因素如圖3所示。

實驗室排氣總體積是由選擇的文丘里管流量與測試時間的乘積積分得到，并修正到標準狀態(tài)溫度和大氣壓，采用B類不確定度進行評價。SPN濃度為CPC測量濃度與PCRF的乘積積分得到，并修正到標準狀態(tài)，CPC濃度測量的準確度主要受CPC的流量、計數效率、線性度等因素影響；PCRF主要受流量測量等因素影響。實際試驗中整個過程計算是由計算機完成，直接給出經過VPR的平均粒子濃度減縮系數（PCRF）校正和標準狀態(tài)修正后稀釋排氣中的顆粒物濃度，因此采用B類不確定度進行評價。行駛里程由轉鼓轉速與測試時間的乘積積分得到，按照B類不確定度進行分析，同時受到駕駛員駕駛造成的里程偏差影響，按照A類不確定度進行分析。另外，測量結果重復引起的不確定度因素主要包括：實驗室大氣壓、溫度、進氣量、底盤測功機阻力設定、冷卻風機風速影響發(fā)動機及后處理熱狀態(tài)、驅動輪胎壓力設定等。以上影響重復性的因素不需要單獨進行不確定度分量評估，直接按照A類不確定度進行評估計算。根據Giechaskiel等的研究結論，試驗汽車每千米排放的顆粒物數量（SPN）測試設備的準確度在9%～18%之間。根據實際試驗結果，本研究中采用的各種SPN測試設備準確度為10%，其測量結果服從均勻分布，包含因子取。標準不確定度計算如下：

實驗室排氣總體積引起的不確定度按下式計算：

式中：uQ為流量測量系統引入的相對不確定度，±1%；ut為時間測量引入的相對不確定度，0.05%。帶入計算得uv為1.001%。

實驗室底盤測功機里程的測量準確度為±1%，測量結果服從均勻分布，取包含因子為，則由里程測量偏差引入的相對不確定度為

計算測試車在3次冷起動下WLTC循環(huán)試驗結果和3次熱起動狀態(tài)下重點工況試驗結果的算數平均值-----PN和標準差PNstd，按照下式計算重復性引入的不確定度：

PN測試系統的合成不確定度按下式計算：

式中：uPN為PN結果的測量不確定度；uv為排氣總體積引入的標準不確定度；uCPN為PN測試設備準確度引入的不確定度；ud為里程測量準確度引入的不確定度；urep為測量重復性引入的不確定度。計算得到的兩測試設備測量不確定度結果見表2。

表2 兩測試設備測量不確定度 %

2 WLTC循環(huán)試驗

2.1 WLTC循環(huán)逐秒PN排放濃度結果

圖4所示為測試車輛進行WLTC循環(huán)測試的逐秒PN排放濃度曲線結果。圖5所示為尾氣中6～29 nm顆粒物在總PN排放濃度中的占比曲線結果。根據試驗數據得到車輛尾氣中2 500 nm以上顆粒物數排放占比極低，所以本試驗以ELPI+測得的6～2 500 nm粒徑范圍的PN值作為測試車輛的總PN排放濃度，為與CPC_23～2 500 nm結果進行比對研究，根據ELPI+儀器測量PN的14級粒徑范圍，又同時測得了29～2 500 nm粒徑范圍的PN排放結果。由圖4可以明顯看到，PN測量結果與車輛行駛工況密切相關。在整個循環(huán)的加速工況下，車輛PN排放濃度均有增加的趨勢，尤其在初速段及超高速段排放特征明顯。在測試循環(huán)的低、中和高速度段里，由CPC測量的23 nm以上固相顆粒物濃度與ELPI+測量的6 nm以上顆粒物濃度結果均較低，范圍集中在1.0×102～1.0×105個/cm3之間，只有低速段初期PN排放濃度較高，這是由于測試車輛冷機起動，缸內溫度和后處理裝置溫度都較低，汽油霧化程度不好導致混合氣不均勻燃燒，發(fā)動機排出的未完全燃燒產物較多；同時后處理裝置在低溫時轉化效率差，進一步加劇了車輛尾氣顆粒物排放［19］。由圖5得車輛在前3個速度段里6～29 nm顆粒物數量占比在10%～70%之間，集中在40%左右，表明在這些工況下29 nm以上的顆粒物是車輛尾氣中PN排放的主體，29 nm以下超細顆粒物對PN排放濃度的測量結果影響較小。所以ELPI+和CPC測出的PN排放特性相近，尤其在加速工況下兩儀器測量結果差距最小。

對比ELPI+和CPC的測量結果，在超高速段CPC測量值顯著低于ELPI+測量值，尤其在1 600～1 700 s內兩臺儀器測得的PN排放濃度差異最為明顯。由CPC測得的23～2 500 nm固相顆粒物排放水平在1.0×105個/cm3，而ELPI+測得的6～2 500 nm顆粒物排放水平達到峰值1.0×109個/cm3，比CPC測量結果高出約4個數量級，其中6～29 nm超細顆粒物數排放濃度占比就達到了95%以上，表明重點工況下29 nm以下超細顆粒物對總顆粒物的測量與控制影響顯著。

2.2 各速度段下PN平均排放濃度

表3給出了各速度循環(huán)下不同粒徑范圍顆粒物的平均排放濃度。根據國VI排放法規(guī)對汽油車PN排放限值為6×1011個/km，由ELPI+測得測試車輛在WLTC循環(huán)下PN平均排放濃度比法規(guī)限值高出約兩個數量級，但由CPC測量的PN排放結果卻符合法規(guī)標準。所以當前國VI法規(guī)測量的顆粒物數量排放結果明顯低于測試車輛實際PN排放水平。

表3 各循環(huán)下不同粒徑范圍顆粒物的平均排放濃度 個·km-1

ELPI+_6～2 500 nm與CPC_23～2 500 nm測量結果的差異表示法規(guī)沒有測量的液相、揮發(fā)/半揮發(fā)顆粒物及23 nm以下超細顆粒物的排放水平。根據表2試驗測量結果可以看到，在低、中、高速度段內，兩套儀器的測量結果數量級相同，表明在前3速度段內23 nm以上固相顆粒物是尾氣中PN排放的主體；而在超高速段ELPI+測得的PN排放濃度比CPC測量值高出3個數量級，說明在此工況下，23 nm以上固相顆粒物數排放濃度并不能完全反映車輛尾氣中總顆粒物數的排放水平，且未測量顆粒物數占比較大，不能忽略；在超高速段工況下，根據ELPI+測得6～29 nm顆粒物數的平均排放濃度為3.56×1014個/km，6～2 500 nm為3.65×1014個/km，得到6～29 nm超細顆粒物作為PN排放主體占比高達97.5%，表明此工況下CPC未測量顆粒物對總PN測量結果的低估程度約為97%。其中小粒徑的揮發(fā)性/半揮發(fā)性顆粒物主要由中等揮發(fā)性有機物和半揮發(fā)性有機物組成，是大氣臭氧污染和二次有機氣溶膠污染的重要前提物，潛在環(huán)境危害大。對比ELPI+_29～2 500 nm與CPC_23～2 500 nm的測量結果，在低、中和高速段，兩套儀器測量結果相近，而在重點工況超高速段，ELPI+測量結果比CPC高出一個數量級，表明超高速段內23 nm以上液相及揮發(fā)/半揮發(fā)顆粒物大量排出，對PN排放濃度測量結果影響較大。綜上，CPC儀器僅測量了23 nm以上固態(tài)顆粒物數量，對比ELPI+對總PN排放的測量結果，在超高速段PN排放濃度有量級上的差異，其主要原因是23 nm以下超細顆粒物的大量排放。

3 重點工況試驗

3.1 重點工況下PN排放濃度試驗結果

因為GDIV在高速大負荷工況排放惡劣，兩儀器測量結果差異明顯，因此把高速段和超高速段作為重點工況進行連續(xù)運行，研究車輛在更惡劣條件下兩儀器測得PN排放濃度值的差異。為排除冷起動對排放結果的影響，測試車輛在熱起動條件下進行了多次WLTC循環(huán)高速段和超高速段重復運行試驗。

圖6給出了GDIV在重點工況試驗的逐秒PN排放濃度曲線結果。在第1個循環(huán)的前半部分，3條測量曲線基本重合，PN排放濃度范圍分布在1.0×102～1.0×105個/cm3，兩儀器測量結果相近。第1次循環(huán)后半段及之后兩次循環(huán)中，ELPI+與CPC測量曲線明顯分離，兩儀器的測量結果開始出現差異。在高速段和超高速段ELPI+測量值均高于1.0×106個/cm3，表明車輛排放顆粒物中有大量小粒徑和液相顆粒物，車輛排放狀況惡化。對比3次循環(huán)排放結果，CPC測得PN排放濃度的結果重復性較好，但ELPI+測得的PN排放濃度結果隨著試驗循環(huán)的進行持續(xù)升高，尤其在超高速段排放惡化明顯。分析兩儀器測量結果產生差異性的原因，在超高速段，GDI發(fā)動機的顆粒物排放量原本就明顯高于前3個速度段。這是由于此時車輛動力性要求高，發(fā)動機進入高轉速大負荷工況，噴油量急增，混合氣變濃，缸內油氣混合充分難度加大，缸內燃燒不充分，產生大量不完全燃燒產物，進而生成高濃度的顆粒物排放。尤其在加速工況下，車輛動力性提高，噴油量增加，缸內燃燒情況惡化，在GPF攔截效率不變的條件下，加速階段PN排放濃度增加。另外排氣溫度高導致部分達到沸點的可揮發(fā)性、半揮發(fā)性液相顆粒物以氣態(tài)排出，這部分顆粒物排放CPC儀器是沒有測量的。此外在第1次循環(huán)中，后處理溫度較低，未觸發(fā)GPF再生溫度，隨著試驗進行，在達到氧氣條件下，后處理溫度快速升高足以維持GPF的被動再生，再生反應使部分顆粒破碎并氧化為小顆粒。

3.2 GPF再生對PN測量的影響

GPF可對發(fā)動機的顆粒物排放進行捕集，當顆粒累積過多，發(fā)動機的排氣背壓會增大進而導致油耗增加，所以GPF再生不僅可以提高捕集效率而且能夠有效地提升車輛的燃油經濟性。GPF再生可以燃燒掉GPF中累積的碳顆粒，分為主動再生和被動再生，主動再生是利用發(fā)動機管理系統（engine management system，EMS）的主動干預，通過推遲點火角增加排氣溫度、減稀空燃比增加氧流量來實現主動再生；被動再生以減速斷油階段再生為主，因排氣溫度高一直滿足反應要求，且減速斷油過程進入的大量空氣又滿足氧氣需求，從而實現被動再生［20］。

圖7所示為車輛不同粒徑范圍顆粒物排放濃度隨GPF模型溫度變化的結果，圖8所示為GPF模型溫度與過量空氣系數變化圖。GPF模型溫度利用熱電偶方法進行標定是儲存在汽車ECU中依據發(fā)動機轉速和負荷對應的GPF理論溫度，該溫度模型精度較高，理論溫度與瞬態(tài)實際溫度差距?。?1］。GPF再生過程主要包含兩種化學反應，溫度高于500℃，缸內過量空氣系數大于1.022，發(fā)生放熱反應；溫度高于800℃時，沒有氧氣，發(fā)生吸熱反應。3次循環(huán)的高速段各工況的GPF模態(tài)溫度范圍在500～650℃，超高速段各工況的GPF模態(tài)溫度范圍在700～800℃。在3次循環(huán)試驗中，GPF模態(tài)溫度滿足GPF再生反應要求，后處理系統內部過量空氣系數達到1.022時，GPF即可再生［22］。

在高速大負荷工況下，發(fā)動機轉速和噴油量迅速增加，燃料空氣混合時間有限、混合不均，導致缸內部分燃料未完全燃燒甚至未燃燒，故而產生大量的小粒徑顆粒物和液相顆粒物。盡管缸內產生的顆粒物進入排氣管后，大部分顆粒物被GPF攔截，仍有高濃度顆粒物排出。第1個循環(huán)的超高速段開始，6～29 nm范圍小粒徑顆粒物數濃度急劇增加，峰值濃度達到1.0×108個/cm3以上，在第2次循環(huán)超高速段至循環(huán)測試結束，6～29 nm顆粒物穩(wěn)定在峰值濃度排出，少數時間出現回落。

但在減速工況下有時也會出現PN排放峰值，如在前兩循環(huán)超高速段結束時的持續(xù)減速工況，這是因為此時排氣中有充足的氧氣，如：第1循環(huán)700～800 s、第2循環(huán)1 500～1 600 s中只有極短時間的過量空氣系數低于1.022，所以GPF再生的兩個條件都得到滿足，GPF再生時之前內部攔截的顆粒物燃燒破碎形成大量超細顆粒，導致顆粒物排放增加。觀察第3循環(huán)超高速段結束期間2 200～2 300 s中多數時間的過量空氣系數低于1.022，氧濃度不滿足GPF再生條件，而PN的排放仍處于峰值，這是因為發(fā)動機大負荷工作時間較長，原排本身就非常惡劣，而GPF模型溫度會低于其實際溫度，此時GPF實際溫度可能高于800℃，GPF發(fā)生吸熱反應。

對比3個連續(xù)循環(huán)的顆粒物排放結果，第1個循環(huán)缸內噴油增加，一部分油會噴到缸壁及活塞表面，造成濕壁。隨著循環(huán)的重復進行，后兩個循環(huán)中發(fā)動機一直處于高負荷狀態(tài)，在混合氣濃度不斷增大和壁面燃油揮發(fā)、高溫裂解的累積影響下，缸內核態(tài)顆粒物排放濃度大幅增加，導致車輛排放越來越惡劣。此外，由于長時間處于高速大負荷工況，在后兩個循環(huán)中，GPF實際溫度會大于理論溫度，造成尾氣中大量較難揮發(fā)的有機物以氣態(tài)的形式從GPF中逸散，進入稀釋通道冷卻后新形成大量液態(tài)顆粒物，此時成核粒徑一般小于50 nm［23］。因CPC前置配有揮發(fā)性物質去除裝置（volatile particle remover，VPR），所以這部分冷凝顆粒物在測量時將被去除，這也是在惡劣工況下CPC測量結果不能反映車輛實際排放水平的原因之一。

4 結論

配有GPF的GDIV在WLTC循環(huán)下進行轉鼓測試，通過ELPI+和CPC兩種儀器同時測量其排氣中PN濃度變化，根據顆粒物粒徑分布結果，分析測試車輛PN排放特性。針對高排放工況，進行3次連續(xù)重復測試，分析惡劣工況下顆粒物濃度高排放原因。研究得到的主要結論總結如下。

（1）GDIV在WLTC循環(huán)的低、中和高速度段，23 nm以上固相顆粒物是GDIV排氣顆粒物的主體，ELPI+與CPC的測量結果相近。隨著發(fā)動機轉速增大，PN排放逐漸惡化，根據ELPI+測得的顆粒物粒徑分布結果，GDIV在超高速段排放大量的6～29 nm超細顆粒物。

（2）GDIV在WLTC循環(huán)下由CPC測得的PN排放濃度結果符合法規(guī)排放標準，而由ELPI+測得的PN平均排放濃度比法規(guī)限值高出約兩個數量級。法規(guī)需對液相顆粒物尤其是23 nm以下超細顆粒物進行更多的關注。所以為避免惡劣工況下PN過量排出同時為滿足未來法規(guī)做好準備，汽車生產企業(yè)除了使車輛的PN排放滿足國VI標準外，還應采取更加嚴格的措施，控制PN排放。

（3）GDIV在重點工況的3次試驗循環(huán)中，由CPC測得的PN排放濃度結果重復性好，其濃度范圍均集中在1.0×103～1.0×106個/cm3。第1個循環(huán)的超高速段開始，由ELPI+測量的結果逐漸與CPC的測量值產生量級差距，在第1個循環(huán)超高速段后期6～29 nm排放濃度達到峰值1.0×108個/cm3。發(fā)動機原排惡劣、GPF的持續(xù)再生反應和稀釋通道中冷卻凝核作用等因素，使6～29 nm超細顆粒大量產生。