Phương pháp xác định hệ số phát thải của hoạt động đốt rơm rạ

1.2. Hệ số phát thải của hoạt động đốt rơm rạ

1.2.3. Phương pháp xác định hệ số phát thải của hoạt động đốt rơm rạ

Hiện nay, hệ số phát thải của các chất ô nhiễm từ quá trình đốt rơm rạ có thể được xác định bằng nhiều cách khác nhau, trong đó các phương pháp liệt kê dưới đây thường được áp dụng phổ biến [90, 91]:

 Phương pháp cân bằng khối lượng cacbon (Carbon mass balance method);

 Phương pháp xác định tại phòng thí nghiệm (Laboratory measurement methods).

 Phương pháp sử dụng kỹ thuật đánh dấu khí quyển (Atmospheric tracer technique);

 Phương pháp biên dạng thẳng đứng (Vertical profiling method);

 Phương pháp sử dụng công nghệ LIDAR (LIDAR technology). Ưu điểm và hạn chế của mỗi phương pháp được trình bày chi tiết dưới đây: 1.2.3.1. Phương pháp cân bằng khối lượng cacbon

Phương pháp cân bằng khối lượng cacbon là một trong những phương pháp khá phổ biến để xác định hệ số phát thải từ hoạt động đốt hở rơm rạ. Phương pháp này có cách tiếp cận tương tự phương pháp sử dụng chất đánh dấu khí quyển (sẽ được trình bày chi tiết trong mục 1.2.3.4). Hệ số phát thải của chất cần quan tâm được ước tính dựa vào tổng lượng cacbon phát sinh từ quá trình đốt bao gồm cả cacbon có trong tro, phần rơm rạ chưa cháy hết và tổng lượng cacbon ban đầu của rơm rạ bị cháy. Khi đó, các thông số tham chiếu thường là CO hoặc CO2. Việc lựa chọn chất tham chiếu CO hay CO2 dựa vào hiệu suất cháy hiệu chỉnh (MCE). Khi MCE > 0,9, quá trình cháy được coi là cháy ở trạng thái “có ngọn lửa”, CO2 sẽ được chọn làm chất tham chiếu. Ngược lại, quá trình cháy được coi là cháy ở trạng thái “âm ỉ”, CO sẽ được chọn làm chất tham chiếu [11, 92].

Ưu điểm của phương pháp này là quy trình thực hiện khá đơn giản và cho kết quả đáng tin cậy. Tuy nhiên, trên thực tế có thể tồn tại một số hạn chế như sau:

- Thứ nhất, chất tham chiếu CO2 có thể đến từ nhiều nguồn khác ngoài hoạt động đốt rơm rạ (ví dụ giao thông, công nghiệp,...), khi đó, sẽ cho kết quả quá thấp hoặc cao hơn so với giá trị thực tế.

-Thứ hai, để áp dụng phương pháp này, phải giả định bụi (PM) được phát tán đều từ điểm đốt đến điểm lấy mẫu. Trên thực tế, quá trình lắng đọng PM có thể sẽ dẫn đến một sai số nào đó của quá trình ước tính phát thải.

-Thứ ba, phương pháp này đòi hỏi kĩ thuật lấy mẫu tốt, thiết bị sử dụng trong quan trắc và phân tích phải có độ tin cậy cao.

Phần dưới đây sẽ trình bày các nội dung cơ bản về nguyên lý của các kỹ thuật lấy mẫu, đo trực tiếp tại hiện trường và phương pháp phân tích đã được áp dụng trong luận án.

(i) Lấy mẫu và đo trực tiếp *) Bụi

Nồng độ bụi trong không khí có thể được xác định bằng cách lấy mẫu hoặc đo trực tiếp. Nguyên tắc cơ bản của việc lấy mẫu bụi TSP, PM10 và PM2,5 là dựa vào quán tính để tách bụi thành các phân đoạn có kích thước mong muốn trước khi dòng khí chứa bụi đi vào vật liệu lọc. Để làm điều này, đặc biệt là đối với bụi PM10 và PM2,5, người ta thường sử dụng 3 phương pháp tách bụi (bộ va chạm) sau:

o Bộ va chạm kiểu tầng (cascade impactor): Bộ va chạm này có ưu điểm là có thể đồng thời lấy được nhiều phân đoạn bụi có kích thước khác nhau nhưng khá phức tạp trong quá trình sử dụng. Đây là phương pháp được sử dụng phổ biến nhất hiện nay để lấy mẫu bụi PM10 và PM2,5.

o Bộ va chạm ảo (virtual impactor): Bộ va chạm này thường được được sử dụng trong thiết bị lý mẫu phân chia dòng (Dichotomous samplers) để tách bụi PM10 thành hai phân đoạn nhỏ hơn là PM10-2,5 (phần thô - coarse fraction) và PM2,5 (phần mịn - fine fraction). Như vậy, khi sử dụng bộ va

chạm này, người ta có thể lấy được hai phân đoạn bụi có kích thước mong muốn.

o Bộ va chạm ly tâm (centrifugal impactor): Nguyên lý làm việc của bộ va chạm này là sử dụng lực ly tâm như trong xyclon. Về mặt nguyên tắc, khi sử dụng bộ va chạm này, ta có thể lấy được hai phân đoạn bụi có kích thước mong muốn. Tuy nhiên, trong hầu hết các thiết bị lấy mẫu sử dụng nguyên lý này trên thực tế, người ta chỉ thiết kế để lấy 1 phân đoạn bụi. So với hai phương pháp tách bụi ở trên, bộ va chạm lý tâm ít được sử dụng hơn do

kém chính xác hơn.

Sau khi được tách thành phân đoạn có kích thươc mong muốn, bụi được thu giữ bằng vật liệu lọc. Các vật liệu lọc thường được sử dụng là sợi thủy tinh, teflon, sợi thạch anh, cellolose. Lựa chọn sử dụng loại vật liệu lọc nào chủ yếu phụ thuộc vào loại thông số sẽ được phân tích sau khi lấy mẫu, vị dụ như kim loại, PAH, ion hòa tan trong nước vv..

Bên cạnh việc lấy mẫu, hiện nay, nồng độ bụi cũng có thể được đo trực tiếp ngay tại hiện trường bằng nhiều kỹ thuật khác nhau. Các kỹ thuật thường được sử dụng để đo bụi gồm: TEOM (Tapered Element Oscillating Microbalance) với thời gian cho kết quả trung bình khoảng 5 phút; BAM (Beta Altenuation Monitor), cho kết quả là 1h và tán xạ ánh sáng ( Light Scattering). Ưu điểm của các kỹ thuật này là cho phép thu được các giá trị nồng độ một cách nhanh chóng và liên tục [93]

*) Các chất ô nhiễm dạng khí

Các chất ô nhiễm dạng khí (trong không khí ngoài trời) có thể được lấy mẫu bằng một trong các phương pháp sau:

- Hấp phụ: Dùng các chất như than hoạt tính, silica gel, Al2O3, XAD-2,... để hấp phụ chất khí ô nhiễm quan tâm. Ví dụ, có thể dùng XAD-2 cho PAHs và cacbon hoạt tính cho VOCs.

-Hấp thụ: Dùng các chất thích hợp để hấp thụ chất khí ô nhiễm cần quan tâm. Ví dụ: KOH cho CO2, Tetraclomercurate (TCM) cho SO2.

- Lấy một thể tích khí xác định (Grab sampling), ví dụ lấy mẫu CO bằng túi plastics.

Tương tự như bụi, các chất ô nhiễm dạng khí cũng có thể được đo trực tiếp tại hiện trường bằng cách dùng sensor (đầu dò, bộ cảm biến) như sensor xúc tác, sensor bán dẫn, sensor điện hóa và sensor quang, ví dụ Quang phổ hấp thụ vi sai (Differential Optical Absorption Spectroscopy, DOAS).

(ii) Phương pháp sắc ký khí để xác định PAHs và VOCs

Phương pháp sắc ký là phương pháp hóa lý dùng để tách và làm giàu các cấu tử trong hỗn hợp phức tạp trong pha khí, các chất lỏng hoặc các chất rắn hòa tan trong một dung môi thích hợp dựa vào các quá trình sắc ký khác nhau [94]. Đặc điểm khác biệt của phương pháp sắc ký so với các phương pháp phân tích hóa lý khác là việc tách được các chất dựa trên sự phân bố khác nhau lên hai pha (pha tĩnh và pha động) không trộn lẫn khi tiếp xúc với nhau. Mẫu được pha động (có thể là pha khí hoặc pha lỏng) mang dọc theo hệ thống sắc ký có chứa pha tĩnh (thường là các cột sắc ký chứa các chất hấp phụ). Khi đó, các cấu tử trong mẫu có ái lực khác nhau sẽ hấp phụ ở mức độ khác nhau lên chất hấp phụ pha tĩnh. Các chất sẽ lần lượt được giải hấp ra khỏi pha tĩnh bằng nhiệt hoặc dung môi giải hấp thích hợp. Cấu tử tương tác yếu sẽ ra trước, cấu tử bị lưu giữ mạnh hơn ra sau và được các bộ phận thu nhận tín hiệu và ghi tín hiệu chuyển hóa thành các hình ảnh sắc ký đồ với các đỉnh (pic) tách riêng rẽ (hoặc bậc thang tùy vào cách tiến hành sắc ký) [94]

Sắc ký khí (GC) là một dạng cụ thể của quá trình phân tách tổng quát hơn của sắc ký. Nguyên lý cơ bản của phương pháp sắc ký khí là tách các thành phần của hỗn hợp dựa trên sự phân bố khác nhau của chất phân tích giữa hai pha: pha động và pha tĩnh, không trộn lẫn vào nhau [95].

Các loại cột thường được sử dụng trong sắc ký khí là cột nhồi thường, cột nhồi mao quản, cột mao quản phim mỏng. Tuy nhiên, người ta thường sử dụng cột mao quản có độ dài lớn (30-100 m) cho hiệu quả tách cao. Trong sắc ký khí có nhiều loại detector được chọn lọc sử dụng như detetor cộng kết điện từ (ECD), detetor nhiệt ion hoá ngọn lửa (FID), detector khối phổ (MS).

GC/ECD được ứng dụng để nhận dạng và phân tích định lượng nhiều nhóm chất trong đó có các nhóm chất như VOCs, PAHs. Detector khối phổ MS có độ chọn lọc cao hơn vì các hợp chất được định lượng và định tính bằng các mảnh phổ đặc trưng nhưng ngược lại với dectector ECD thì nó lại có độ nhạy tốt hơn đối với các hợp chất chứa clo, hoặc oxi. Trong khi đó, detector FID lại phù hợp để sử dụng cho nhận diện các hợp chất VOCs.

Detector ion hoá ngọn lửa (Flame ionization detector - FID). Detector FID là loại detector phổ thông nhất đối với sắc ký khí. FID có độ nhạy cao nhưng chỉ ứng dụng được với những chất nào tạo được ion tích điện khi cháy trong ngọn lửa hidro – không khí. Do vậy không thể dùng FID để phân tích H2O, các khí: CO, CH2O, CO2, H2CO2, H2S, SO2, NH3.

Detector cộng kết điện tử (Electron Capture Detector -ECD). Detector cộng kết điện tử có tín hiệu mang đặc thù riêng, phụ thuộc rất nhiều vào loại hợp chất. Thậm chí với loại hợp chất có thành phần giống nhau nhưng khác nhau về cấu trúc sẽ cho tín hiệu khác nhau.

Detector quang hoá ngọn lửa (Flame photometric detector -FPD). Detector FPD được sử dụng để xác định P và S (có thể cả hợp chất chứa N) trong các mẫu phân tích, ngoài ra nó cũng được dùng để xác định SO2 không cần tách sắc ký.

Detetor khối phổ (Mass Spectrometry – MS). Khi giải hấp các hợp chất riêng lẻ từ cột sắc ký, các chất đi vào đầu dò có dòng điện ion hóa. Khi đó, các chất bị bỡ thành những mảnh vụn, những mảnh vụn này có thể lớn hoặc nhỏ tùy thuộc vào chất và đặc tính cấu trúc của chất. Những mảnh vụn thực tế là các vật mang điện hay còn gọi là ion được đặc trưng bởi giá trị tỷ lệ M/Z. Hầu hết các mảnh vụn có điện tích là

+1, do vậy, M/Z thường đặc trưng cho khối lượng phân tử của các mảnh phổ. Cấu tạo của thiết bị khối phổ cơ bản gồm có 4 nam châm điện gọi là tứ cực (quadrapole), các mảnh ion đi xuyên qua các khe hở và đi vào đầu dò detector, các điều kiện hoạt động của tứ cực hướng các mảnh vụn đi vào các khe của khối phổ và thu nhận tín hiệu [94, 95].

1.2.3.2. Phương pháp xác định tại phòng thí nghiệm

Hiện nay, phương pháp xác định hệ số phát thải tại phòng thí nghiệm đang được áp dụng phổ biến nhất trong số các phương pháp đã được liệt kê. Đối với phương pháp này, chụp hút (hood hoặc chamber) là thiết bị thí nghiệm phổ biến nhất được sử dụng để mô phỏng lại quá trình đốt hở rơm rạ trong phòng thí nghiệm. Buồng đốt thường được cấu tạo bởi khay đốt (nơi đặt các vật liệu mẫu trong quá trình đốt) và chụp hút được nối với ống khói (nơi mẫu được đo và lấy để phân tích). Người phát minh đầu tiên ra buồng đốt là Jenkin và cộng sự (1996), với mô hình chụp đốt có hình dạng tương tự như hầm gió, và sau này được phát triển nhằm mô phỏng quá trình phát thải của hoạt động đốt rơm rạ ngoài đồng ruộng [21, 96-98]. Đặc biệt, với thiết kế của Li và cộng sự (2017) đã dùng một buồng đốt đốt kích cỡ nhỏ (0,23 m3) để thực hiện thí nghiệm và xác định mức độ phát thải. Bằng một

đầu vào của không khí và được thiết kế thêm buồng thứ hai để khói thải được đảo trộn trước khi lấy mẫu [99]. Buồng đốt được sử dụng để đánh giá ảnh hưởng độ ẩm của nguyên liệu đốt đến quá trình phát sinh chất ô nhiễm, không dùng để đánh giá nguồn thải và xác định loại nhiên liệu đốt khác nhau [100]. Khi đó, hệ số phát thải các chất ô nhiễm không khí có thể được tính bằng phương trình khối lượng dựa vào US-EPA (2011).

Ưu điểm và hạn chế của phương pháp:

Phương pháp này dễ thực hiện, có thể kiểm soát tốt được điều kiện cháy và độ ẩm của nhiên liệu đốt, từ đó có thể xác định được mối tương quan giữa hệ số phát thải của chất ô nhiễm với thành phần nhiên liệu, độ ẩm nhiên liệu và điều kiện cháy. Tuy nhiên, hạn chế của phương pháp này không phản ánh được một cách đầy đủ điều kiện cháy thực tế ngoài hiện trường.

1.2.3.3. Phương pháp sử dụng mô hình phát tán

Các dạng mô hình phát tán thường được sử dụng để ước tính hệ số phát thải của chất ô nhiễm phát ra từ một hoạt động đốt [101]. Trước tiên xác định tỷ lệ phát thải (ERs) và từ đó sẽ xác định được EFs bằng việc xác định nồng độ chất ô nhiễm đo được trong điều kiện mô phỏng. Một số mô hình phát tán đã được sử dụng để ước tính hệ số phát thải từ các hoạt động đốt có thể kể đến như sau: mô hình Gauss (ISC3, AERMOD); mô hình Euler; mô hình Lagrange. Kết quả nghiên cứu so sánh giữa việc xác định hệ số phát thải trong hoạt động nông nghiệp bằng mô hình AERMOD và mô hình ISC3 cho thấy không có sự khác biệt thống kê giữa chúng [101, 102].

Mô hình Lagrange cũng được phát triển thành “mô hình nghịch đảo” (mô hình xác định hệ số phát thải bắt đầu từ các giá trị nồng độ và dữ liệu khí tượng). Một mô hình có tính năng phân tích, ví dụ mô hình BLS (Backward Lagragian

Stochastic) đã được đặc biệt phát triển cho các ứng dụng công nghiệp mở và cho đến nay, nó chủ

yếu được sử dụng để ước tính lượng khí thải amoniac và các loại khí khác [103, 104]. Mô hình BLS có ưu điểm là khả năng quản lý đa nguồn và có thể tính toán phát thải trong một khoảng thời gian ngắn (ví dụ: trong vài giờ) [104]. Những đặc điểm này cho phép mô hình BLS được sử dụng như một công cụ hữu ích cho việc ước tính hệ số phát thải từ các hoạt động đốt hở rơm rạ, thường xảy ra trong một khoảng thời gian ngắn. Tuy nhiên, hạn chế của phương pháp này là nồng độ chất ô nhiễm từ quá trình đốt được xác định trong điều kiện mô phỏng. Trong khi đó, độ tin cậy của việc xác định EFs phụ thuộc nồng độ chất ô nhiễm. Ngoài ra, EFs còn phụ thuộc vào đặc điểm của mô hình đã chọn và các biến số ảnh hưởng (ví dụ biến thời tiết).

1.2.3.4. Phương pháp sử dụng chất đánh dấu khí quyển

Người ta có thể xác định được hệ số phát thải các chất ô nhiễm từ quá trình đốt hở rơm rạ dựa vào kĩ thuật sử dụng khí đánh dấu [13, 98, 105, 106]. Chất đánh dấu khí quyển có thể được lựa chọn là CO, CO2, CH4, N2O trong đó CO được coi là chất ưu tiên. Lý do vì độ biến thiên của CO trong môi trường nền khi chưa có hoạt động đốt thường thấp nên khi chọn làm khí đánh dấu sẽ ít có sai số. Trong khi đó, CO2 có sai số lớn do CO2 trong môi trường nền có thể cao bởi sự phát thải từ các hoạt động khác như: giao thông hoặc công nghiệp [13, 98, 100, 105, 106].

Quá trình lấy mẫu có thể được tiến hành trên bề mặt đất bằng kỹ thuật lấy mẫu chủ động liên tục, và phân tích PM bằng phương pháp khối lượng, phân tích chất đánh dấu bằng phương pháp sắc khí. Thời điểm lý tưởng nhất để xác định các thông số này là trong vòng vài phút sau khi khói được thoát ra từ những đám cháy, để giảm tối đa phản ứng hóa học xảy ra giữa chất đánh dấu với những hợp chất khác trong khí quyển tạo thành những hợp chất mới. Kĩ thuật thứ 2 cho việc xác định nồng độ các chất ô nhiễm từ quá trình đốt rơm rạ ngoài đồng ruộng là sử dụng kĩ

thuật quang phổ hồng ngoại biến đổi Fourier (OP_FTIR – open path Fourier transform infrared). Kỹ

thuật này có thể xác định chính xác được thời điểm bắt đầu, thời điểm kết thúc và theo dõi liên tục quá trình phát thải và tỷ lệ các chất ô nhiễm từ quá trình đốt [98, 107].

Như vậy bằng việc xác định được chất đánh dấu với tỷ lệ phát thải (ERs) đã biết, có thể suy ra tốc độ phát thải của chất cần quan tâm thông qua công thức đơn