5 Tiến độ và trình bày báo cáo
3.5.3 Đánh giá các phương án xử lý
3.5.3.1 Đặt vấn đề, đánh giá rủi ro
Cho đến nay xử lý PR bằng phương pháp đốt (A) đang được thực hiện và được đánh giá là hiệu quả. Bên cạnh đó phương án (B) chôn lấp là phương án dự phòng. Phương án tái chế bằng cách tạo blend (C) được cho là có một số ưu điểm. Đặc tính về kinh tế môi trường của dây chuyền xử lý (phương án C đã được trình bày trên), tuy nhiên, từ quan điểm môi trường mở rộng việc cân nhắc chung các phương án trên cần được xem xét lại.
Để thực hiện nội dung này, chúng tôi đặt vấn đề là cân nhắc từ góc độ rủi ro. Rủi ro là một yếu tố chưa chắc chắn sảy ra nhưng hàm chứa các biến cố không mong muốn với hệ quả xấu. Rủi ro liên quan tới qui mô của biến cố và xác suất có thể sảy
ra. Theo Charles A. Wentz [19], một loạt các yếu tốảnh hưởng đến qui trình đánh giá rủi ro và có thể mô tả trong sơ đồ hình 3.65.
Bắt đầu bằng việc xác định đặc tính của chất thải, luật lệ và qui định về chất thải. Khi đã xác định được chất thải, độc tính và tồn lưu của nó cần được tính toán để đáng giá rủi ro của nó tới con người và môi trường. Hoàn toàn không có ý nghĩa về lợi ích của một chất từ quan điểm kinh tế nếu như nó nguy hiểm cho sức khoẻ con người, cho an toàn hoặc gây thiệt hại tiềm năng cho con người. Các biện pháp kiểm soát cần phải thiết lập đểđiều chỉnh sử dụng, phân bố hay thải bỏ vào môi trường.
Luật Qui định Trách nhiệm pháp lý Rủi ro về tài chính Rủi ro cho con người và CTNH Quản lý CTNH
Hình 3.65 Các yếu tốảnh hưởng đến qui trình đánh giá rủi ro
Kiểm soát có thể đạt được từng phần bằng các giải pháp như phạt, tài chính, v,v.. áp đặt vào người dùng không tuân theo luật pháp và áp dụng tới liên kết trong chuỗi “từ nôi tới mồ”. Như vậy, người phát thải đối mặt với rủi ro tài chính trong hai lĩnh vực: về (i) pháp lý - đó là các mức phạt về không tuân thủ qui định; (i) và môi trường - chi phí làm sạch sự cố và chi trả thiệt hại do các sự cố trên.
Rõ ràng, một đánh giá rủi ro của CTNH có ý nghĩa và là điều cốt yếu và việc ra quyết định cần gắn kết tất cả các bên: nhà sản xuất (công nghiệp), chính quyền, và cộng đồng (hình 3.66). Mặc dù đánh giá rủi ro không phải là khoa học chính xác [19], nó không cung cấp cách tiếp cận thoảđáng để phân tích chính xác chi phí và lợi ích, và sắp xếp các phương án quản lý. Có thể thiết lập một hàm sốđể đánh giá rủi ro. Đây là một hàm với rất nhiều thông số. Với sự phát triển của quản lý, kinh nghiệm và cơ sở dữ liệu có thể coi như ta có các giới hạn biên cho phép hạn chế biến số và giải bài toán này.
Một trong những điều khủng khiếp nhất các công ty phải đối mặt là phải trở thành bên chịu trách nhiệm đối với khu vực bị chi phối bởi Luật về Trách nhiệm pháp lý, Đền bù, Phản hồi Môi trường Tích cực (CERCLA, 1980) (còn gọi là Superfund site). Chi phí làm sạch môi trường đã tăng nhanh một cách khủng khiếp trong thập niên qua và sẽ leo thang trong thời gian tới. Đánh giá rủi ro có thể dùng để giảm chi phí phục hồi bằng cách xác định các việc cần thiết phải làm để đáp ứng giới hạn thải ra môi trường và sức khoẻ [18] [61] [75] [76].
3.5.3.2 Xu hướng dịch chuyển của PR
Thị trường toàn cầu cho tất cả các PWB hàng năm khoảng 21 tỷ USD trong đó tổng sản phẩm của Hoa Kỳ chiếm khoảng 1/4 tương đương 5 tỷ USD [83]. Hoa Kỳ đóng góp 40 % cho thị trường toàn cầu trong những năm 1980 đến 1990 tuy nhiên thị phần có giảm nhẹ trong những năm gần đây. Cũng như công nghiệp hàng hoá khác, công nghiệp PWB đặc trưng bởi tính cạnh tranh cao trên toàn cầu và lợi nhuận biên tế thấp. Xu hướng thị trường thế giới trong những năm gần đây trình bày trong hình sau cho thấy xu hướng tăng dần sản xuất của Nhật Bản và ở châu Á ngược tại khá ổn định ở châu Âu.
Hình 3.66 Các bên liên quan trong quản lý sản phẩm - CTNH
Nhà sản xuất Cộng đồng tiêu dùng
Chính quyền
Hình 3.67 Xu hướng thị trường thế giới về PWB theo USD
Xu hướng trên (hình 3.67) cho thấy rõ ràng đang có một dòng chuyển dịch chất thải PR tương ứng từ Hoa Kỳ, Nhật Bản sang các nước thứ ba. IPC ước tính tối thiểu khoảng 2 % doanh thu năm 1991 được trả cho kiểm soát ô nhiễm. So sánh với giá trị lợi nhuận thuần hàng năm của CN PWB (1991) khoảng 2,2 % của bán hàng. Chi phí xử lý chất thải (khoảng 140 triệu năm 1990 cho các các nhà sản xuất PWB chính) và các qui định phụ về ghi chép, manifest và báo cáo thống kê làm tăng chi phí đáng kể đối với các nhà sản xuất PWB trong nước. Quá trình sản xuất cơ bản tuy nhiên lại giữ nguyên trong nhiều năm và nỗ lực phòng chống ô nhiễm đã chạm tới giới hạn chi phí hiệu quả. (MCC và IPC, 2008). Tuy nhiên chí phí cụ thể không được công bố trong các thông báo nào.
3.5.3.3 Rủi ro của các phương án Phương án A đốt
Với hợp đồng thu gom vận chuyển và tiêu huỷ, NM Fujitsu đã chuyển rủi ro sang nhà thầu xử lý. Việc đốt hoàn toàn trong lò 2 cấp được đánh giá là đủ khả năng chuyển toàn bộ PR thành các chất vô cơ đơn giản. Phương trình tổng quát của quá trình đốt cháy kèm nhiệt phân trình bày như sau:
CxHyOzNt + 4 2 8 2 2 2 4x+y− a− b+ t− m− z O2 Æ mCH4 + aCO + (x – a – m)CO2 + bH2 + ( 2 y – b – 2m)H2O+ tNO Việc đốt có thể được đánh giá qua hệ số CE (Combustion Efficiency) và nếu chỉ số này với CO hoặc CO2 vượt 99,9 % coi như quá trình sảy ra hoàn toàn. Trong thực tế, kết quảđo đạc 6 lò đốt khác nhau (trong đó có lò 2 cấp của VINAUSEN) đưa đến kết luận về hiệu quảđốt của các lò không ổn định: “nhiệt độ cháy và thời gian lưu trong buồng đốt thứ cấp của hầu hết các lò đốt đều không đạt yêu cầu, không tuân thủ nguyên tắc 3T" [90]. Như vậy trong vận hành thực tế các lò đốt CTR không đạt yêu cầu và rủi ro phát sinh các chất ô nhiễm thứ cấp cao. Bên cạnh đó việc phân hủy nhiệt
ở nhiệt độ thấp và việc đốt cháy không hoàn toàn có thể phát sinh các tác nhân ô nhiễm cao trong đó có benzen. Nghiên cứu thu hồi dung môi [88] cho thấy có tới 5 % benzen có thể hình thành trong quá trình nhiệt phân. (Qui chuẩn QCVN 20:2009 BTNMT qui định nồng độ bezen trong khí thải CN là 5 mg/Nm3).
Như vậy, trong thực tế xử lý hiện nay có rủi ro là một lượng khí thải ô nhiễm thoát vào môi trường. Benzen là tác nhân gây ung thư và gây bệnh bạch cầu đã quan sát thấy ở một số khu vực công nhân giầy 28.500 người ở Istambul, Thổ Nhĩ Kỳ phơi nhiễm trong thời gian 1967 đến 1975 và 5000 công nhân ở Ý trong những năm 1960 – 1963 [19]. Bên cạnh đó một rủi ro khác cao hơn do sự thiếu trách nhiệm hay cố ý vận hành không đúng nguyên tắc có để đưa đến đó là việc đốt không kiểm soát đo đặc tính nhiệt trị cao có thể sử dụng như nhiên liệu để đốt các loại chất thải khác. Rõ ràng tính chưa đầy đủ, một cách đơn giản rủi ro được gắn cho giá trị 400 USD/tấn = chi phí phát sinh để tiêu hủy như hiện nay.
Phương án B – chôn lấp
Xác định độc tính và biểu hiện của PR trong môi trường (Mục 3.2) chỉ ra tác nhân ô nhiễm là acrylat linh động. Trong môi trường phèn khá phổ biến ở ĐBSCL phản ứng thủy phân các acrylic este tạo nên axit acrylic và các dẫn xuất độc hại. Khá phổ biến ở các BCL là việc sử dụng môi trường kiềm mạnh như chất khử trùng (ví dụ như vôi). Và ngay cả trong môi trường này acrylic este cũng phân hủy mạnh. Các thùng chứa PR về lâu dài cũng có khả năng bị phá vỡ và rò rỉ PR ra môi trường. Nghiên cứu đã chỉ ra một lượng khoảng 45.000 – 71.000 ppm acrylat linh động có trong PR. Hiện tại, Khu vực Trọng điểm Kinh tế phía Nam vẫn chưa có một BCL chất thải công nghiệp nào hoạt động.
Với chi phí diện tích rộng làm các BCL cao như hiện nay, việc chôn CTNH có rủi ro lớn đến môi trường là vấn đề không được chấp nhận ở góc độ quản lý và cộng đồng người tiêu dùng. Để đơn giản trong trường hợp này rủi ro gắn cho chi phí thấp nhất là chi phí chôn lấp CTNH. Chi phí này thường được ước tính là 50 – 60 USD/ tấn (gấp 2 – 2,5 lần cho rác thải thông thường).
Phương án C – đóng rắn bằng blend polyme
Cân nhắc về chi phí và lợi ích của phương án C ứng với dây chuyền tái chế 10 tấn/tháng trình bày trên. Các sản phẩm tái chế chứa tới 40 %PR đáp ứng các tiêu chuẩn kỹ thuật hiện hữu cho hai nhóm sản phẩm gioăng dân dụng và sản phẩm chịu dầu. Một cách gần đúng có thểước tính mức giảm giá thành của sản phẩm sử dụng PR như vật liệu tái chế theo theo công thức thực nghiệm:
(5.1) Trong đó: RC mức giảm giá tính bằng %; a lượng PR cơ sở %; Trong đó: RC mức giảm giá tính bằng %; a lượng PR cơ sở %;
b hệ số thực nghiệm có giá trị từ 0,5 - 1,0 phụ thuộc vào công nghệ
Giả thiết blend polyme chứa 20 %PR. Như vậy cứ 100 phần khối lượng thêm 20% khối lượng PR cơ sở. Giá bán trung bình của sản phẩm 62,500,000 VND/tấn (mục 3.5.2.2). Thay vào công thức trên với b bằng 0,7 ta có giá trị RC = 0,12.
Với phương án tái chế này lượng acrylat linh động đã chuyển từ chất thải vào blend polyme và được cốđịnh ở đó. Việc sử dụng đúng mục đích không mang tới lợi ích cho người tiêu dùng, nhưng việc thải bỏ cuối cùng cũng đưa tác nhân này vào môi trường (Vòng đời sản phẩm). Và để cho đầy đủ trong trường hợp này, giá của sản phẩm tái chế cần bổ sung thêm chi phí tiêu hủy sản phẩm như CTNH sau cùng với chi phí 60 USD/tấn (1,100,000 VND/t), và có thể tính như sau:
(5.2)
Trong đó: c là chi phí tiêu hủy sản phẩm blend sau sử dụng tăng thêm (c = C/G) G giá thành sản phẩm; C phí tiêu huỷ 60 USD/tấn ~ 1.100.000 VND/tấn Với các số liệu như trên thay vào công thức ta có các giá trị:
Như vậy có thể coi như c là chi phí phải trả thêm để quản lý sản phẩm tái chế tới “mồ” (grave).
Khá dễ dàng để so sánh các chi phí qui ra tiền của ba phương án trên (có thể coi gần đúng 1 tấn blend tái chế chứa 20 % PR hay 1 tấn PR nguyên thủy (80 % ẩm). Và chi phí môi trường lần lượt cho các phương án A, B, C là 400 USD/tấn, 60 USD/tấn, và - 3.2 USD/tấn.
{62,5 triệu/1,95)*RC’= -3,2 USD/tấn}. Chi phí trên có thể mô tả trong hình 3.68.
Hình 3.68 So sánh các phương án xử lý theo chi phí môi trường
Biểu đồ cho thấy các phương án A và B đều có giá trị cao. Ở phương án C chi phí mang dấu âm (-) chỉ ra lợi ích môi trường của phương án. Tuy nhiên, đánh giá trên chưa bao gồm thái độ và phản ứng của các bên tham gia vào quản lý trong hình 3.66. Có thể thấy một vài nét điển hình ứng xử và trách nhiệm các bên như sau:
• Nhà sản xuất dồn trách nhiệm đó cho nhà thầu với chi phí xác định chưa được tính một cách đầy đủ về rủi ro
• Cơ quan quản lý mới chỉ dừng ở việc nhận danh và đốc thúc tuân thủ nhưng chưa có một sách lược về môi trường cụ thể hơn như: nghiên cứu chuyển đổi
công nghệ, sản phẩm, định hướng tiêu dùng xanh với các điều luật chặt chẽ như RCRA, hay CERCLA, hệ thống quản lý EMAS, hay chính sách về sản phẩm, logo môi trường.
• Còn người tiêu dùng Việt Nam được đánh giá là quá dễ dãi, luôn muốn sản phẩm có giá thấp, chấp nhận giá trị sử dụng thấp, sẵn sàng bỏ qua những tiêu chuẩn về môi trường.
Một số kiến nghị liên quan tới quản lý được trình bày trong phần kết luận chung.
Kết luận mục 3.5
Dựa trên kết quả nghiên cứu thử nghiệm tại Viện và Cty Thành Danh, chúng tôi đã đề xuất một dây chuyền công nghệ hoàn chỉnh nhằm tái chế PR theo cách tạo blend cao su. Hai nhóm sản phẩm gioăng cao su dân dụng và gioăng chịu dầu được đề nghị trên cơ sở hai nhóm blend PR với polyme cao su thiên nhiên và cao su tổng hợp NBR.
Đơn pha chế, qui trình công nghệ với các máy móc tối thiểu cho phép có được các sản phẩm đạt thông số chính của sản phẩm đã qui định trong tiêu chuẩn của Việt Nam (Kéo đứt > 9 -10 MPa; Dãn dài >200 – 300 %; độ cứng Shore A trong khoảng 60 -70; Trương nở trong nước (blend cao su dân dụng) +8/-1; trong dầu (cao su chịu dầu) <5 %; Lão hoá >80 % của các chỉ tiêu kéo đứt và dãn dài.
Các đặc tính kinh tế môi trường của phương án tái chế được tính toán trên cơ sở phân tích dòng tiền tệ của dự án. Với một số giả thiết tài chính như giá xử lý được coi như chi phí cho xử lý PR, ưu đãi về mặt bằng và nhất là về nhận thức một sản phẩm tái chế làm cho dự án có thể chấp nhận được. Chỉ số NPV dương và IRR lớn cho thấy sự hấp dẫn của đề xuất. Tuy nhiên dự án gắn liền với rủi ro nếu không nhận được sự chấp nhận về nhận thức của cộng đồng và người tiêu dùng trong đó có cả cơ quan quản lý nhà nước.
So sánh 3 phương án cho thấy các phương án A và B đều có giá trị cao. Ở phương án C chi phí mang dấu âm (-) chỉ ra lợi ích môi trường của phương án. Tuy nhiên rõ ràng còn một khoảng trống trong quản lý và trách nhiệm các bên liên quan trong quan hệ sản xuất và chất thải.
KẾT LUẬN CHUNG
Nghiên cứu được thực hiện từ tháng 10/2009. Tiến độ và hoạt động của đề tài theo đúng trình tự và qui định trong hợp đồng HĐ176/HD-SKHCN ngày 16/10/2009 giữa Sở Khoa học Công nghệ và viện KTNĐ&BVMT. Đề tài đã hoàn thành các nội dung trong đề cương được phê duyệt và chúng tôi có một số kết luận, kiến nghị sau.
4.1 Kết luận
4.1.1 Photoresist phế thải nguồn và tải lượng
Chi cục BVMT các tỉnh và Phòng quản lý CTR (tại Tp. Hồ Chí Minh) chịu trách nhiệm về CTNH trên địa bàn. Lượng phát thải CTNH phát sinh hàng tháng là 1.500 (Tp HCM); 2.000 (Bình Dương), và 9.034 tấn ở Đồng Nai. PR được coi là CTNH với mã số 12 02 06 và 07 01 05. Nguồn PR xuất phát từ dây chuyền sản xuất bo mạch của các NM sản xuất linh kiện điện tử. Hiện tại chỉ có 3 nguồn PR được phát hiện và tổng lượng 16,5 tấn/tháng (chủ yếu từ NM Fujitsu) nhiều gấp rưỡi hơn so với con số báo cáo trước (7 – 10 tấn/tháng).
4.1.2 Photoresist phế thải và môi trường
Thực tế PR không chứa các kim loại nặng ở mức độ nguy hiểm. PR là sản phẩm được khâu mạng có thành phần là nhựa acrylat ưa nước.
Phần rắn của chất thải đồng nhất, không chứa các thành phần độc hại cao như dung môi hữu cơ, monome, clo, lưu huỳnh, và thể hiện tính trơ, bền như plastic trong môi trường. Ảnh hưởng của chất thải đến môi trường phụ thuộc vào độ linh động và nồng độ của chất tan trong đó acrylat là chủ yếu. PR chứa hàm lượng acrylat linh động cao 4 -5 lần theo giá trị cơ sở qui định trong QCVN 24:2009.
Trong môi trường tự nhiên các acrylic este không bền vững và dễ bị phân hủy khi tham gia phản ứng thủy phân. Độc tính của các sản phẩm này tương tự như của metyl este của acrylic axit.
4.1.3 Nghiên cứu tái chế
4.1.3.1 Các hệ blend thăm dò
Đề tài đã thăm dò hai hệ cao su phân cực đại diện là cao su tổng hợp nitril,