Đơn vị: Tấn Thông số 2016 2017 2018 2019 2020 CO2 19343600 19183290 19892220 19732400 19334340 SO2 21400 21220 22000 21830 21390 NO2 20470 20300 21050 20880 20460 PM25 187460 185910 192780 191230 187370 Thông số 2016 2017 2018 2019 2020
PM10 211500 209740 217500 215750 211400
TSP 240960 238960 247790 245800 240840
VOC 170 160 170 170 170
PAH/TSP 190 190 200 200 190
PAH/PM10 200 200 200 200 200
Bảng 3.10 trình bày xu hướng phát thải hàng năm từ hoạt động đốt rơm rạ, giai đoạn 2016–2020 tại miền Tây Nam Bộ. Kết quả chỉ ra không có sự khác biệt đáng kể giữa các năm, 2,6% –5,6%. Lượng phát thải của các chất ô nhiễm từ hoạt động đốt rơm rạ trong 5 năm từ 2016 đến 2020 có giá trị lần lượt là: 20 triệu tấn CO2, 22 nghìn tấn SO2, 21 nghìn tấn NO2, 193 nghìn tấn PM2,5, 218 nghìn tấn PM10, 248 nghìn tấn TSP, 170 tấn VOC, 200 tấn PAHs trên bụi. Lượng phát thải các chất ô nhiễm không khí từ việc đốt rơm rạ tại đồng ruộng tập trung tại các tỉnh có diện tích trồng lúa lớn như Kiên Giang, An Giang và Đồng Tháp (14-17,5% tổng phát thải các tỉnh miền Tây Nam Bộ) (Hình 3.3).
Hình 3.3. Tỷ lệ phần trăm đóng góp lượng phát thải các chất ô nhiễm không khí từ
hoạt động đốt rơm rạ của các tỉnh miền Tây Nam Bộ
3.3. Tác động của hoạt động đốt rơm rạ đến chất lượng không khí tại miền Tây Nam Bộ khí tại miền Tây Nam Bộ
3.3.1. Tác động của bụi
Nồng độ trung bình của PM trong các mẫu nền và mẫu đốt được trình bày trong Hình 3.4, kết quả chi tiết trong bảng Phụ lục 3. Nồng độ PM trong mẫu nền thấp hơn giá trị giới hạn cho phép trung bình ngày của tiêu chuẩn chất lượng không khí xung quanh của Việt Nam (200 µg/m3 đối với TSP, 150 µg/m3 đối với PM10 và 50 µg/m3 đối với PM2,5 ) [148]. Điều đó chứng tỏ quá trình đốt rơm rạ làm phát sinh một lượng lớn các chất ô nhiễm dạng bụi vào không khí khu vực nghiên cứu. Kết quả cũng cho thấy không có sự khác biệt rõ ràng về nồng độ PM trong mẫu đốt giữa các địa điểm quan trắc (các tỉnh Đồng bằng sông Cửu Long) và thời điểm quan trắc (năm 2018 và 2019). Các kết quả này tương tự như nghiên cứu của Kim Oanh và cộng sự (2011) ở Thái Lan, trong đó các phương pháp quan trắc và điều kiện đốt là giống nhau giữa hai nghiên cứu.
Hình 3.4. Chênh lệch nồng độ của PM trong mẫu nền và mẫu đốt
Tỷ lệ trung bình trong mẫu đốt của PM10/TSP là 0,82 (từ 0,73 đến 0,89) trong khi đó tỷ lệ trung bình của PM2,5 /PM10 là 0,89 (từ 0,8 đến 0,97) (Hình 3.4). Những kết quả này chỉ ra rằng các hạt bụi mịn (PM2,5) có vai trò đóng góp chính so với các hạt bụi có kích thước lớn hơn. Những kết quả này hoàn toàn phù hợp với kết quả được thực hiện ở Thái Lan, trong đó bụi mịn PM2,5 cũng được xác định có đóng góp chính vào thành phần bụi từ quá trình đốt rơm rạ [116]. Phát hiện này rất có ý nghĩa và cần thực hiện các nghiên cứu sâu hơn trong việc đánh giá các nguy cơ đối với sức khỏe của các hạt bụi mịn được phát thải từ quá trình đốt rơm rạ đối với cộng đồng địa phương. Nồ ng độ (µ g/ m3 )
Hình 3.5. Tỷ lệ % phân bố giữa các dải bụi trong mẫu đốt tại các địa điểm nghiên cứu
3.3.2. Tác động của PAHs trên bụi
3.3.2.1. Nồng độ PAHs trên bụi
a) Nồng độ PAHs trong môi trường nền
Nồng độ của PAHs trên bụi trong mẫu nền và trong mẫu đốt rơm rạ ngoài đồng ruộng được trình bày trong Bảng 3.2. Nồng độ trung bình của ∑ 16PAHs trên TSP trong mẫu nền là 3,18 ± 0,81 ng/m3 tại Vĩnh Long và 3,84 ± 0,96 ng/m3 tại Cần Thơ, trong khi chúng là 2,71 ± 0,71 ng/m3 tại Vĩnh Long và 2,54 ± 0,85 ng/m3 tại Cần Thơ trên PM10 (Hình 3.6 và Hình 3.7). Một nghiên cứu được thực hiện trong vụ xuân hè ở miền Bắc Việt Nam cũng cho kết quả tương tự [17]. Kết quả so sánh cho thấy, không có sự khác biệt đáng kể về nồng độ của các PAHs tại các vị trí lấy mẫu khác nhau. Các địa điểm lấy mẫu trong nghiên cứu này được đặt ở giữa cánh đồng, không bị ảnh hưởng bởi các cơ sở công nghiệp và khu dân cư. Như phần trên đã trình bày, 16 PAHs được liệt kê theo danh mục của US-EPA và được chia thành hai nhóm. Nhóm 1 được định nghĩa là PAHs gây ung thư (cPAHs), bao gồm B[a]A, Chry, B[b]F, B[k]F, B[a]P, D[ah]A và I [1,2, 3-cd] P. Nhóm 2 được định nghĩa là các PAHs không gây ung thư (ncPAHs) với Nap, Acy, Ace, Flu, Phe, Ant, Fth, Pyr và
góp của PAHs từ quá trình đốt sinh khối thì B[a]A, Chry, D[ah]A và I[1,2,3-cd]P, thuộc nhóm cPAHs và được xác định là các hợp chất PAHs chiếm ưu thế trên bụi. Xét về khả năng độc hại đối với sức khỏe con người, B[b]F và B[a]P được quan tâm nhiều nhất [149]. Nồng độ trung bình của cPAHs và ncPAHs trong mẫu nền lần lượt là 0,75
± 0,30 ng/m3 (22%) và 2,71 ± 0,72 ng/m3 (78%) đối với TSP; 0,54 ± 0,25 ng/m3
(21%) và 2,01 ± 0,70 ng/m3 (79%) đối với PM10. Trong nhóm cPAHs, nồng độ của B[b]F và B[a]P chiếm ưu thế trên cả TSP và PM10. B[b]F chiếm 34% của nhóm cPAHs trên TSP và 38% của nhóm cPAHs trên PM10, trong khi B[a]P chiếm 28% của nhóm cPAHs trên TSP và 32% của nhóm cPAHs trên trên PM10
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
Hình 3.6. Nồng độ của PAHs đơn lẻ trên PM đối với mẫu nền tại Cần Thơ
Nồ ng độ (µg /m 3)
0.8
0.6
0.4
0.2
0.0
Hình 3.7. Nồng độ của PAHs đơn lẻ trên PM đối với mẫu nền tại Vĩnh Long
b) Nồng độ PAHs trên bụi trong mẫu đốt
Nồng độ của ∑ 16PAHs trong các mẫu đốt tại Vĩnh Long và Cần Thơ lần lượt là 2749,58 ± 225,41 ng/m3 và 2866,90 ± 497,42 ng/m3 trên TSP và 2402,28 ± 322,13
ng/m3 và 2582,72 ± 585,77 ng/m3 trên PM10 (Bảng 3.11, Bảng 3.12). Từ Hình 3.8, Hình 3.9 cho thấy, tương tự nồng độ PAHs trong môi trường nền, đó là không có sự khác biệt đáng kể về nồng độ của ∑ 16PAHs trong quá trình đốt giữa các vị trí lấy mẫu khác nhau đối với cả TSP và PM10. Nồng độ trung bình của ∑ 16PAHs trên PM trong mẫu đốt cao hơn lần lượt là 809 lần và 974 lần so với nồng độ của chúng trong mẫu nền đối với TSP và PM10 (Bảng 3.12 và Bảng 3.13, Hình 3.8 và Hình 3.9). Nồng độ trung bình của nhóm cPAHs và ncPAHs lần lượt là 894,38 ± 142,05 ng/m3 (32%) và 1905,47 ± 233,02 ng/m3 (68%) đối với TSP; trong khi chúng là 825,66 ± 171,55 ng/m3 (33%) và 1653,95 ± 275,71 ng/m3 (67%) trên PM10. Đối với nhóm ncPAHs, các PAHs có 2 và 3 vòng benzen chiếm tỷ lệ rất thấp (5% ở TSP và 7% ở PM10). Các PAHs này tồn tại ở pha khí nhiều hơn ở pha bụi [150, 151]. Nồng độ của nhóm cPAHs tăng đáng kể trong quá trình đốt so với mẫu nền, từ 22%
Nồ ng độ (µg /m 3)
trong mẫu nền và 32% trong mẫu đốt trên TSP; 21% trong mẫu nền và 33% trong mẫu đốt trên PM10. Các cPAHs
có bốn và năm vòng benzen tăng nhiều nhất trên cả TSP và PM10, lần lượt là B[b]F> Chry> B[a]P> B[a]A (Hình 3.10). Mặc dù B[a]P không phải là chất có tỷ lệ phần trăm tăng nhiều nhất của đốt rơm rạ so với mẫu nền, nhưng hợp chất này rất nguy hiểm đối với sức khỏe vì B[a]P có độc tính gây ung thư rất cao do cấu trúc phân tử góc cạnh của nó [150].