BÁO CÁO MÔN HỌC PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN

TRƯỜNG ĐẠI HỌC KHOA HỌC TỰ NHIÊN
LỚP 10CMT


BÁO CÁO MÔN HỌC PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ
CHẤT THẢI RẮN

GVHD
: Ts. Tô Thị Hiền
Nhóm thực hiện: Vũ Thị Mai Loan
Nguyễn Lê Đức Nhân
Nguyễn Thị Cẩm Trinh

1022160
1022204
1022317


PHÁT THẢI PAHs TỪ LÒ ĐỐT RÁC Y TẾ

PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN

Tóm lược về nghiên cứu: Nghiên cứu này được tiến hành trên hai loại lò đốt chất thải y tế (MWIs), gồm lò đốt động
(MG-MWI) và lò cố định (FG-MWI) để đốt lần lượt cho chất thải y tế và chất thải y tế đặc biệt. Cả hai lò đốt sử dụng cùng
một thiết bị kiểm soát ô nhiễm không khí đã được cài đặt trong hệ thống, trong đó có một buồng lắng tĩnh điện (ESP) và
một tháp rỗng (WSB). Ngoài các nghiên cứu lượng khí thải Polycyclic Aromatic Hidrocarbons (PAHs) từ cả hai loại MWIs,
các hiệu quả xử lý PAH của các thiết bị kiểm soát ô nhiễm không khí cũng được thu nhận. Trong nghiên cứu này, các kỹ
thuật GC/MS được sử dụng để phân tích nồng độ 21 loại PAH có trong khí thải , tro bay ESP, WSB nước thải, to cặn còn lại
sau khi đốt. Kết quả cho thấy tổng-PAHs (tức là tổng của 21 loại PAH) trong khí thải chiếm đa số là LM-PAHs (tức là hai
đến ba vòng PAHs), nhưng trong tro đốt, tro bay ESP và WSB nước thải, chúng tôi tìm thấy rằng chiếm đa số là MM-PAHs
(tức là, bốn vòng PAHs) và HM-PAHs (ví dụ, năm đến bảy vòng PAHs) cho cả hai loại MWIs. Kết quả trên do các thiết bị

kiểm soát ô nhiễm không khí được sử dụng trong cả hai loại MWIs có hiệu quả loại bỏ cao hơn nhiều trên cả hai MM-PAHs
và HM-PAHs (>78%) so với trên LM-PAHs (<5%). Các yếu tố phát thải của tổng-PAHs cho MG-MWI (= 252.000 mg/kg
chất thải) thấp hơn so với FG-MWI (= 856.000 mg/kg chất thải), điều này hầu như chắc chắn là do sự đốt cháy hoàn toàn
liên quan đến quá trình đốt cháy trước đó hơn là quá trình được thực hiện sau này. tuy nhiên, 2 nhân tố ảnh hưởng đến sự
phát xạ đã được tìm thấy ở trên đáng tin cậy hơn so với chỉ duy nhất 1 lò đốt chất thải đô thị được đặt trong cùng một thành
phố (= 871 mg / kg chất thải). Các kết quả trên cho thấy nhu cầu tìm kiếm công nghệ tốt hơn để xử lý chất thải y tế trong
tương lai.

2


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
1.Giới thiệu:
Chất thải y tế nói chung được định nghĩa là bất kỳ chất thải rắn được tạo ra trong việc điều trị, chẩn đoán, hoặc tiêm
chủng của con người hoặc động vật , trong nghiên cứu liên quan, hoặc trong sản xuất, thử nghiệm các chế phẩm sinh học
( Lee và Huffman , 1996). Theo các chất thải y tế Hoa Kỳ theo dõi luật, chất thải y tế (ví dụ ,quy định chất thải y tế) có thể
được phân chia thành bảy loại , bao gồm cả các cultures and stocks, chất thải bệnh lý , máu của con người và các sản phẩm
máu, vật nhọt, chất thải chăn nuôi, chất thải bị cô lập, và không sử dụng vật nhọn. Theo các kinh nghiệm hoạt động trong
ngành công nghiệp và các dữ liệu nghiên cứu đã tiết lộ rằng đốt có thể là một trong những công nghệ tốt nhất hiện có để xử lý
các loại rác thải ( Dempsey và Oppelt, 1993). Lee và Huffman (1996) đã chỉ ra rằng đốt có tiềm năng để được tiếp tục sử dụng
trong tương lai vì lợi thế của nó trong việc giảm khối lượng chất thải y tế phá hủy các tác nhân gây bệnh và các chất hữu cơ
độc hại. Tuy nhiên, quá trình đốt chất thải y tế được biết là có liên quan với sự phát xạ của một số chất gây ô nhiễm không
mong muốn và do đó, có thể hạn chế việc sử dụng các công nghệ này. Ví dụ, Klangsin và Harding (1998) đã chỉ ra rằng
B45.7% số bệnh viện của Mỹ ngừng hoạt động lò đốt của họ, chủ yếu là do những khó khăn trong việc xử lý vấn đề kiểm soát
ô nhiễm không khí. Năm 1992, Walker và Cooper (1992) điều tra kĩ vấn đề phát thải các chất ô nhiễm truyền thống (như
carbon monoxide, oxit nitơ, oxit lưu huỳnh, các loại hạt thải, khí axit, nguyên tố kim loại, và hợp chất hữu cơ dễ bay hơi) và
dioxin / furan từ chất thải y tế lò đốt (MWIs). Họ phát hiện ra sự thay đổi lớn trong các hệ số phát thải khác nhau cả kiểm soát
và không kiểm soát được trong sử dụng MWIs. Tuy nhiên, cần lưu ý rằng sự phát xạ của polycyclic aromatic hydrocarbons
(PAHs) từ MWIs chưa bao giờ được điều tra. Nghiên cứu này được thực hiện trong cả hai loại MWIs thực hiện bởi một trung
tâm y tế để xử lý chất thải y tế được tạo ra của nó. Nghiên cứu này được thực hiện trong hai loại MWIs điều hành bởi một

trung tâm y tế để xử lý chất thải y tế được tạo ra. Mục tiêu của nghiên cứu này được đặt ra để được điều tra: (1) nồng độ PAH
có trong các nguồn phát thải khác nhau cho hai loại MWIs, (2) hiệu quả loại bỏ PAH cho các thiết bị kiểm soát ô nhiễm không
khí được sử dụng trong cả hai loại MWIs, và (3) mức độ tác động lượng khí thải PAH từ cả hai loại MWIs cho môi trường
xung quanh. Hơn nữa, kể từ khi Cơ quan Nghiên cứu Quốc tế về Ung thư (IARC) phân loại một số hợp chất PAH vào
probable (2A) possible (2B) gây ung thư cho con người (IARC, 1987), các carcinogenic potencies liên quan đến lượng khí
thải PAH từ cả hai loại MWIs đã được tìm ra . Kết quả thu được từ nghiên cứu này sẽ không chỉ cung cấp một cơ sở để đánh
giá mức độ tác động lượng khí thải PAH từ MWIs, mà còn giúp hỗ trợ các bệnh viện trong việc lựa chọn công nghệ xử lý
thích hợp trong tương lai.
Bảng 1: Thông tin về nguyên liệu, bao gồm cho chất thải y tế (GMW) và chất thải y tế đặc biệt (SMW), cho 2 loại lò
đốt MG-MWI và FG-MWI.
Thông tin cơ bản
Loại nguyên liệu

GMW

Loại lò đốt chất thải y tế
MG-MWI
FG-WMI
SMW

Thành phần chính
Máu bệnh nhân
Sản phẩm từ máu
Vật sắc nhọn
Chất thải ion
Vật sắc nhọn chưa qua sử dụng
Ba chức năng chính(%)
Độ ẩm
Tro
Tính cháy

38,2
12,4
49,4

Chất thải bệnh lý
Chât thải động vật

70,0
5.0
25.0
3


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
Yếu tố, thành phần trong các
phần dễ cháy(%)
Carbon
hydrogen
Oxygen
Nitrogen
Sulfur
Organic chlorine
Nhiệt trị(kcal/kg rác thải)
Thấp
Cao

28,4
3,12
17,3

0,32
0,04
0,30
1987
2385

14,2
2,10
8,35
0,20
0,20
-700
--

2. Phương pháp và vật liệu:
2.1 Mô tả MWIs được chọn:
Hai loại MWIs đã được lựa chọn trong nghiên cứu này , trong đó có một với một máy ghi l mechanical grate (ký hiệu
là MG- MWI ) và khác với fixed grate (ký hiệu là FG- MWI ). MG - MWI đã được sử dụng để xử lý các cultures and stocks,
máu của con người và các sản phẩm máu, vật sắt nhọn, chất thải bị cô lập, và không sử dụng vật sắc nhọn (ký hiệu là các chất
thải y tế nói chung), trong khi FG- MWI đã được sử dụng để đốt chất thải bệnh lý và chất thải động vật ( ký hiệu là các chất
thải y tế đặc biệt ). Cả hai lò đốt sử dụng động cơ diesel làm nhiên liệu phụ trợ của họ, và được điều hành bởi một trung tâm y
tế (với 800 giường ) ở Đài Loan. Bảng 1 cho thấy thông tin cơ bản cho chất thải y tế nói chung và chất thải y tế đặc biệt. Ta có
thể nhận thấy rằng chất thải y tế đặc biệt có phần độ ẩm cao hơn (= 70,0%), nhưng phần dễ cháy (= 25%) và giá trị nhiệt (=
700 kcal / kg chất thải) thấp hơn chất thải y tế thong thường (= 38,2%, 49,4% , và 1987 kcal / kg chất thải, tương ứng). Trong
MG-MW, chất thải y tế đầu tiên được sấy khô và đốt trong buồng đốt đầu tiên tại 750-10000 C, sau đó vận chuyển bằng cơ
khí mechanical grate đến buồng đốt thứ hai để đốt thêm tại 1000-12000C. Hai loại tro đốt được tạo ra, trong đó có tro đáy
trước, tro đáy lắng đọng ở dưới cùng buồng đốt đầu tiên và thứ hai, tương ứng. Trong FG-MWI, chất thải y tế đặc biệt đã được
chỉ đơn giản là đặt ở giữa buồng đốt đầu tiên và được đốt tại 700-10000C mà không khuấy động. Khí thải ra hết khỏi buồng
đốt đầu tiên được đưa trực tiếp vào buồng đốt thứ hai để đốt thêm ở 1000-12000C. Tro đốt chỉ được tìm thấy ở dưới cùng của
buồng đốt đầu tiên và được ký hiệu là tro dưới cùng trong nghiên cứu này. Cả hai lò đốt cùng sử dụng cùng một bộ thiết bị

kiểm soát ô nhiễm không khí (công suất = 5000Nm3 / h), trong đó có một lắng tĩnh điện (ESP) và tháp rỗng scrubber (WSB)
mà đã được cài đặt cùng lúc. Fig. 1 cho thấy sơ đồ mặt chiếu đứng của 2 loại MWIs. Bảng 2 cho thấy các điều kiện hoạt động
đã được quy định đối với loại MG-MWI và FG-MWI, tương ứng. Nó có thể được quan sát thấy rằng cả hai lò đốt rác được
hoạt động theo nhiệt độ đốt cháy tương tự và thời gian lưu tương tự. Nhưng tỷ lệ cung cấp nguyên liệu cho MG-MWI (= 1049
kg / mẻ) cao hơn so với FG-MWI (= 144 kg / mẻ). Từ chất thải y tế đặc biệt có phần cao hơn độ ẩm, nhưng nhiệt trị thấp hơn
so với chất thải y tế nói chung, nhiên liệu phụ trợ (ví dụ, động cơ diesel) tỷ lệ nhiên liệu cung cấp cho MG-MWI (= 0,48 l / kg
chất thải) là thấp hơn so với FG-MWI (= 2,09 l / kg chất thải).
2.2Thu thập mẫu:
Trong nghiên cứu này, lấy mẫu hiện trường được tiến hành trên ba lô đốt đối với từng loại MWI. Với mỗi lò thiêu đốt,
ba mẫu được thu thập từ mỗi nguồn thải cá nhân cho cả MG- MWI và FG- MWI. Với MG- MWI, năm nguồn phát thải đã
được nghiên cứu , bao gồm cả phía trước tro đáy, xỉ , tro bay ESP , WSB nước thải , và khí thải. Nhưng cho FG- MWI , chỉ có
bốn nguồn phát thải đã được nghiên cứu , bao gồm xỉ , tro bay ESP , WSB nước thải , và khí thải. Kết quả là , tổng cộng 45
mẫu ( = 3 mẫu/nguồn _5 nguồn/lò_3 lò ) và 36 mẫu ( = 3 mẫu/nguồn_4 nguồn/lò_3 lò) được thu thập từ MGMWI và FGMWI , tương ứng. Trong khi lấy mẫu, tro đáy trước, tro đáy, và tro bay ESP đã được thu thập bằng cách sử dụng một giấy
4


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
nhôm, và ~30 g tro được thu thập cho từng loại mẫu tro. Nước thải WSB được thu thập bằng cách sử dụng chai thủy tinh (xử
lý trước với axit nitric 10%, rửa sạch với nước cất, sau đó được bọc bằng lá nhôm), và ~200 ml nước thải được thu thập cho
từng mẫu. Khí thải từ ống khói được lấy mẫu bằng cách sử dụng hệ thống lấy mẫu PAHs (PSS, Li-Các Công ty Kaoushing,
Đài Loan), đã được chứng minh có thể so sánh với các Modified Method 5 (MM5; Luật liên bang quy định, Mục 40, Phần 60,
US EPA, 1996) để lấy mẫu chất hữu cơ bán bay hơi. PSS cũng được sử dụng để lấy mẫu PAHs trong stack công nghiệp khác
nhau (Yang và cộng sự, 1998;. Mi và cộng sự, 2001;.. Tsai và cộng sự, 2001). PSS được trang bị với một đầu dò lấy mẫu, thiết
bị làm mát, một hộp kính, một máy bơm, một máy đo lưu lượng, và một máy tính điều khiển. Trong khi lấy mẫu, khói ngăn
xếp được lấy mẫu iso-kinetically với việc lấy mẫu lưu lượng quy định xấp xỉ 10 lít / phút trong suốt whole incineration batch.
Vật tốc dòng chính xác của PSS được xác định bằng trung bình cộng lưu lượng kế đo vào lúc bắt đầu và kết thúc thời gian lấy
mẫu bằng cách sử dụng một bộ hiệu chỉnh dòng chảy lỗ quan trọng (General Metal Work general medical waste-25).
Particulate phase PAHs có trong stack khí thải được thu thập bởi một bộ lọc sợi thủy tinh loại ống (Whatman sợi thủy tinh
Thimble, 25_90mm2), và được lưu trữ trong một chai thủy tinh được nung (gói bằng lá nhôm) cho shipment prior khi phân
tích PAHs. Giai đoạn khí PAHs được thu thập bằng cách sử dụng hộp thủy tinh (đóng gói với XAD-16 nhựa và được hỗ trợ

bởi một phích cắm bọt polyurethane (PUF)), và được lưu trữ trong được lưu trữ trong một chai có nắp vặn (với Teflon làm
nắp) cho quá trình vận chuyển. Ba thử nghiệm mang tính đột phá đã được nghiên cứu sử dụng một cartridge XAD-16/PUF ba
giai đoạn, và không có khối lượng PAH đáng kể đã được tìm thấy ở giai đoạn thứ ba của resin. XAD-16.Hình 1: Sơ đồ mạch
của ghi cố định lò đốt chất thải y tế (trái) và cơ khí ghi lò đốt rác thải y tế (bên phải).
Bảng 2: Điều kiện hoạt động của 2 lò đốt: MG-MWI và FG-MWI
Điều kiện hoạt động
Tỷ lệ đầu vào
Nguyên liệu(kg/mẻ)
Nhiên liệu phụ trợ(kg/mẻ)
Thời gian lưu(phút/mẻ)
Nhiệt độ cháy(oC)
Buồng đốt sơ cấp
Buồng đốt thứ cấp
Tỷ lệ phát tro
Tro đáy trước(kg/mẻ)
Tro đáy(kg/mẻ)
Tro bay ESP(kg/mẻ)
Tỷ lệ phun rửa tháp rỗng(m3/mẻ)
Lưu lượng khí thải ống
khói(m3/mẻ)

Loại lò đốt rác thải y tế
MG-MWI
FG-MWI
1049
0,475
272

144
2,09

293

750-1000
1000-1200

700-1000
1000-1200

3,91
70,6
6,24
35,8
75,4

---6,34
5,64
19,3
71,7

2.3 Phân tích PAH:
Phân tích PAHs, mỗi mẫu (bao gồm mẫu khói ống khói, mẫu tro, và mẫu nước thải WSB) làchiết xuất trong bình chiết
Soxhlet và dung môi( hỗn hợp của n-hexane và dichloromethane ;V : V = 500 : 500 ml) trong 24 giờ .Chiết xuất được tập
trung lại, lọc sạch và tái tập trung chính xác đến0.5 -1.0 ml . Thành phần PAH được xác định bằng khísắc ký ( GC ) ( HewlettPackard 5890A ) với mộtphát hiện chọn lọc hàng loạt (MSD) ( Hewlett-Packard 5972 )và một máy trạm máy tính. GC / MS
làbao gồm một cột mao quản Hewlett-Packard( HP Ultra 2-50m x 0,32 mm x 0.17µm) và một mẫu tự động HP- 7673A và
hoạt động theo các điều kiện sau : dung tích đầu vào 1µl, splitlesstiêm ở 310 oC, nhiệt độ ion nguồn tại 310oC trongthùng điều
nhiệt, từ 50oC đến 100oC tại 20oC/min ; 100oC đến 290oCtại 3oC/min ; đặt 290oC trong 40 phút . Khối lượng củaion sơ cấp và
5


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN

thứ cấp của PAHs được xác địnhbằng cách sử dụng chế độ quét cho các tiêu chuẩn PAH tinh khiết. Sự xác định các PAHs
được thực hiện bằng cách sử dụng ion được lựa chọngiám sát (SIM) chế độ ( Sheu et al. , 1996).
Nồng độ của 21 loài PAH đã được xác định , bao gồm naphthalene ( Nap ) , acenaphthylene( AcPy ) , acenaphthene
(ACP) , floren (Flu) , phenanthrene (PA ) , anthracene ( Ant ) , fluoranthene (FL ) ,pyrene (PYR) , cyclopenta ( c, d ) pyrene
(CYC ) , benzo ( a) anthracene ( BAA ) , chrysene (CHR) , benzo ( b ) fluoranthene( BBF ) , benzo (k) fluoranthene (BKF ) ,
benzo (e) pyrene( BEP) , benzo (a) pyrene ( BaP ) , perylene (PER) , indeno ( 1,2,3 -cd ) pyrene (IND ) , dibenzo ( a, h )
anthracene( DBA ) , benzo ( b ) chrycene ( BBC ) , benzo ( log ) perylene( BghiP ) , và coronene ( COR ). GC / MS đã được
hiệu chỉnh với một giải pháp tiêu chuẩn pha loãng 16 PAHcác hợp chất (PAH Hỗn hợp -610 M từ Supleco ) kết hợp vớinăm
PAHs riêng lẻ nhân được do Merck .Phân tích pha loãng nối tiếp tiêu chuẩn PAH cho thấygiới hạn phát hiện của GC / MS
giữa 0,023 và0,524 ng cho các hợp chất PAH 21. Giới hạnđịnh lượng ( LOQ ) được định nghĩa là giới hạnphát hiện chia cho
thể tích lấy mẫu. LOQcủa các hợp chất PAH cho 21 mẫu PSS, mẫu tro( kể cả tro đốt và tro bay ESP ), và WSBmẫu nước thải
đã được tìm thấy giữa 0,077-0,175 ng /nm3, 0,008-0,018 ng / g , và 0,115-2,62 ng / l. Ten tiêm liên tiếp của một PAH 610 –
Mtiêu chuẩn mang lại một độ lệch chuẩn tương đối trung bình (RSD) của GC / MS khu vực hội nhập của 3,0% với một
loạtcủa 0,8-5,1 % . Phục hồi hiệu quả được xác định bằngchế biến một dung dịch chứa nồng độ PAH được biết đến sau khi
các thủ tục thử nghiệm cùngđược sử dụng để điều trị mẫu . Nghiên cứu này cho thấyhiệu quả phục hồi cho 21 PAH loài khác
nhau 0,759-1,070 , với giá trị trung bình của 0,853 .Phân tích khoảng trống lĩnh vực , bao gồm các lá nhôm,PE chai , bộ lọc
sợi thủy tinh và hộp mực PUF/XAD-16 ,không tìm thấy ô nhiễm đáng kể ( GC / MS tích hợpgiới hạn areaodetection ). Liên
quan đến sự thay đổi của mẫu thực địa , nghiên cứu nàymang lại những RSDs tổng - PAHs cho mẫu thu thậptừ ngăn xếp khí
thải , tro đáy trước , tro đáy , ESPtro bay , và WSB nước thải trong MG- MWI , được45,3% , 23,8% , 21,4% , 30,1% và 26,9%
tương ứng .Ngoài ra, đối với các mẫu thu thập từ khí thải đống,tro đáy , tro bay ESP , và WSB nước thải trong FG- MWI , các
RSDs là 37,3% , 25,6% , 19,4% , và 22,6% ,tương ứng . Các kết quả trên cho thấy rằng mẫuthu được từ nghiên cứu này là khá
tái sản xuất. Nàycó lẽ là do ( 1 ) nguyên liệu (ví dụ , chất thải y tế )được tạo ra từ cùng một bệnh viện ( và do đó có thể liên
quan với các biến thể hạn chế của họtác phẩm ) , và (2) điều kiện quá trình đốt quy định cho cả MWIs mà là khá phù hợp.
2.4 Thông tin về phương pháp:
Trong nghiên cứu này, nồng độ tổng-PAHs là coi như là tổng các nồng độ 21 PAH loại cho mỗi mẫu thu thập được. Để đánh
giá PAH phân phối tương đồng cho mỗi mẫu thu thập được, nồng độ của các loài PAH với phân tử thấp trọng lượng (LMPAHs, có chứa hai hoặc ba bao vây PAHs), trọng lượng phân tử trung bình (MM-PAHs, gồm bốn-bao vây PAHs), và trọng
lượng phân tử cao (HMPAHs; chứa năm, sáu, bảy và bao vây PAHs) cũng đã được xác định. Để đánh giá các chất gây ung thư
potencies liên quan đến khí thải PAH từ mỗi nguồn phát thải, tổng các nồng độ BaP, BBF, và DBA (ví dụ, BaP + BBF + DBA)
cũng xác định.

3. Kết quả và thảo luận:
6


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
3.1. Nồng độ PAH trong khói thải từ ống khói, tro đốt, tro bay ESP và nước thải WSB:
3.1.1. Khói thải từ ống khói cao:
Bảng 3 Nồng độ trung bình của 21 hợp chất PAH, tổng-PAHs, LM-PAHs, MM-PAHs, HM-PAHs, và BaP+BBF+DBA
cho cả hai pha khí và pha hạt chứa trong khí thải ống khói của MG-MWI và FG-MWI (n = 9).

Hợp chất
Nap
AcPy
Acp
Flu
PA
Ant
FL
Pyr
CYC
BaA
CHR
BbF
BkF
BeP
BaP
PER
IND
DBA
BbC

BghiP
COR
Total-PAHs
LM-PAHs
MM- PAHs
HM- PAHs
BaP+BbF+DBA

Pha khí
(µg/Nm3)
1086
111
3.96
4.39
25.0
23.7
3.77
1.42
0.003
0.402
0.075
0.070
0.170
0.684
0.754
0.944
0.024
0.306
0.069
0.119

0.461
1260
1240
15.6
3.61
1.13

MG-MWI
Pha hạt
(µg/Nm3)
3.61
0.689
0.228
0.079
0.203
0.66
0.53
1.29
0.006
4.65
1.544
0.920
1.47
3.03
2.53
1.85
0.055
1.24
0.163
0.991

2.35
27.1
5.47
5.47
14.6
4.68

Tổng
(µg/Nm3)
1090
112
4.19
4.47
25.4
24.4
4.27
2.71
0.009
5.05
0.618
0.989
1.64
3.71
3.28
2.79
0.079
1.54
0.232
1.11
2.81

1290
1250
21.00
1.82
5.81

Pha khí
(µg/Nm3)
451
11.1
4.79
3.10
63.1
21.9
6.83
1.48
0.030
0.300
0.101
0.088
0.039
0.169
0.425
0.201
0.333
0.395
0.380
0.176
0.312
566

555
8.61
2.55
0.909

FG-MWI
Pha hạt
(µg/Nm3)
1.50
0.069
0.276
0.056
0.514
0.610
0.959
1.34
0.052
3.46
0.727
1.16
0.335
0.746
1.43
0.393
0.747
1.60
0.899
1.47
1.59
19.9

3.02
5.76
10.4
4.18

Tổng
(µg/Nm3)
453
11.2
5.07
3.16
64.2
22.6
7.73
2.82
0.082
3.76
0.826
1.25
0.374
0.914
1.85
0.594
1.08
1.99
1.28
1.64
1.90
587
559

14.3
13.0
5.09

Bảng 3 cho thấy nồng độ tổng - PAHs trung bình khí thải ống khói cho MG-MWI (= 1290mg/Nm 3 ) cao gấp 2,85 lần
so với FG- MWI (= 587mg /Nm3 ). Việc phát thải PAHs từ lò đốt rác có thể bị ảnh hưởng bởi thành phần của nguyên liệu, tỉ
lệ giữa nguyên liệu và nhiên liệu, điều kiện đốt (như nhiệt độ đốt cháy và thời gian lưu), và cuối cùng là các thiết bị kiểm soát
ô nhiễm không khí. Cần lưu ý rằng cả hai loại lò đốt đã được đốt trong cùng một điều kiện (xem bảng 2) và sử dùng cùng một
thiết bị cấp khí (gồm cả ESP và WSB). Trên cơ sở đó kết luận rằng khác biệt về tổng-PAHs giữa hai loại lò đốt là do sự khác
biệt trong các thành phần của nguyên liệu và tỉ lệ giữa nguyên liệu và nhiên liệu. Như đã đề cập trước đó, xử lý chất thải y tế
xử lý bằng FG- MWI có độ ẩm cao hơn (= 70,0 %), và có nhiệt trị thấp hơn (=700 kcal/kg) so với xử lý bằng MG- MWI (=
38.2% , và 1987 kcal/kg chất thải, tương ứng). Do đó, nhiên liệu phụ trợ (ví dụ , động cơ diesel ) tỷ lệ tiêu thụ trước đây
(=2,09 l/kg chất thải) cao hơn 4,4 lần sau này (=0,475l/kg chất thải). Williams và cộng sự đã chỉ ra rằng tỷ lệ còn sót lại của
PAHs trong quá trình đốt cháy động cơ diesel rất thấp. Đặc biệt, Tancell đã chỉ ra rằng phần lớn các PAHs có trong nhiên liệu
diesel cũng được loại bỏ (> 90 %) trong quá trình đốt cháy. Nhưng cần lưu ý rằng hệ thống đốt rác thải trong lò lò đốt liên
7


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
quan đến quá trình đốt nhiên liệu diesel trong nghiên cứu này là hoàn toàn khác nhau. Do đó, sự phát xạ tổng-PAHs cao hơn
trong FG-MWI có thể một phần do liên quan đến việc tiêu thụ dầu diesel tham gia vào quá trình đốt cháy. Tuy nhiên , xem xét
mức độ liên quan đến hiệu quả tiêu thụ nhiên liệu động cơ diesel trên tổng–PAHs cho cả hai loại lò đốt vẫn chưa được biết và
kết quả thu được từ nghiên cứu này đảm bảo tiếp tục điều tra trong tương lai. Về ảnh hưởng của các thành phần trong nguyên
liệu trên tổng-PAHs, Li đã chỉ ra rằng một hàm lượng cao các vật liệu nhựa trong nguyên liệu sẽ cho kết quả của tổng-PAHs
cao hơn lò đốt rác thải đô thị. Trong nghiên cứu này, thấy rằng chất thải y tế được đốt bằng MG-MWI chứa hàm lượng nhựa
cao hơn rất nhiều (=16%) so với FG-MWI (<1%). Đặc biệt , tỷ lệ nguyên liệu tương ứng cho 2 loại lò đốt là (=1049 kg/mẻ )
và (=144 kg/mẻ). Cũng không ngạc nhiên khi trung bình tổng–PAHs trong khí thải từ MG-MWI cao hơn FG-MWI. Bảng 3
cũng cho thấy PAHs trong khí thải từ ống khói cho cả hai loại lò đốt. Có thể thấy rằng LM- PAHs có ảnh hưởng lớn nhất trong
cả hai loại MWIs (chiếm 97,7% và 95,2% trên tổng-PAHs tương ứng cho MG- MWI và FG- MWI). Lưu ý rằng tổng–PAHs
chứa trong khí thải từ ống khói cho cả hai loại MWIs chủ yếu là trong pha khí (xem bảng 3, khí PAHs chiếm 97,7% (=

1260/1290) và 96,4% (= 566/587) trên tổng - PAHs tương ứng cho MG-MWI và FG- MWI). Đặc biệt, LM-PAHs chiếm 98,4
% (=1240/1260) và 98,1% (=555/561) trên tổng-PAHs tương ứng cho hai loại lò đốt MG-MWI và FG-MWI. Căn cứ vào đó
cần lưu ý rằng LM- PAHs có nhiều nhất trong khí thải từ ống khói cho cả hai loại MWIs. Trong nghiên cứu này, cả hai MWIs
cùng sử dụng các thiết bị kiểm soát ô nhiễm không khí tương tự nhau. Kết quả trên cũng chỉ ra rằng các thiết bị kiểm soát ô
nhiễm không khí sử dụng trong hai loại MWIs là không khả thi để kiểm soát sự phát xạ của PAHs .
Bảng 3 cũng cho thấy khả năng gây ung thư của PAHs từ hai loại MWIs. Cũng nhận thấy rằng BaP + BBF + DBA tập
trung chứa trong khí thải ống khói đối với MG-MWI (=5.81mg/Nm3) cao hơn so với FG-MWI (=5.09mg/Nm 3). Kết quả trên
là hoàn toàn khác với kết quả của tổng-PAHs (=2.85lần) . Ở đây nó không được giải thích là tại sao có sự khác nhau về nồng
độ của BaP + BBF + DBA cho cả hai loại MWIs, kể từ khi hình thành đến phân hủy của PAHs trong quá trình đốt. Tuy nhiên
kết quả trên thấy những nguy cơ gây ung thư liên quan đến PAHs từ FG- MWI và MG- MWI.
3.1.2. Tro đốt, tro bay ESP, và nước thải WSB (từ tháp rửa khí):
Bảng 4 Nồng độ trung bình của 21 hợp chất PAH, tổng PAHs, LM-PAHs, MM-PAHs, HM-PAHs, và BaP + BBF +
DBA chứa trong tro trước tro đáy, tro đáy (xỉ), tro bay ESP, và nước thải WSB của MG-MWI và FG-MWI (n = 9)

Hợp chất
Nap
AcPy
Acp
Flu
PA
Ant
FL
Pyr
CYC
BaA
CHR
BbF
BkF
BeP
BaP

PER

Tro trước
đáy (ng/g)
395
33.6
31.9
66.4
320
263
148
113
1.82
765
105
24.8
83.8
339
89.4
116

MG-MWI
Tro đáy
Tro bay
(ng/g)
(ng/g)
92.7
235
1.09
80.2

05.40
15.6
0.464
23.4
9.89
803
9.33
758
12.3
1620
12.3
763
ND
ND
5.70
2970
0.680
354
1.87
1440
0.587
414
1.11
1470
1.83
206
0.357
916

Nước thải

WSB (µg/l)
7.69
4.06
0.391
3.22
6.93
7.11
18.2
17.6
0.001
17.4
5.69
5.90
1.85
0.632
9.57
0.270

Tro đáy
(ng/g)
29.1
3.71
53.9
485
127
561
106
12.8
8.36
582

232
336
77.4
157
68.2
5.53

FG-MWI
Tro bay Nước thải
(ng/g)
WSB (µg/l)
711
6.24
965
0.162
48.1
0.484
175
0.745
3110
1.11
1280
0.193
3750
2.41
1490
1.14
116
0.508
4920

1.79
1640
1.46
5140
3.48
1290
1.76
3200
3.22
1000
4.15
111
1.27
8


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
IND
DBA
BbC
BghiP
COR
Total-PAHs
LM-PAHs
MM- PAHs
HM- PAHs
BaP+BbF+DB
A

54.8

30.0
39.2
79.4
73.7
3170
111
1030
932
144

0.949
0.231
2.06
3.15
4.48
162
114
3.03
16.6
3.93

298
551
53.3
703
129
13800
1920
5350
6180

2200

3.80
0.318
2.13
6.97
4.49
124
29.4
53.2
35.9
15.8

239
121
61.1
129
88.2
3480
1260
930
2380
525

6050
997
308
4180
6510
47000

6290
11800
28900
7140

9.33
1.88
1.46
17.4
1.99
62.2
8.93
6.87
46.4
9.51

Bảng 4 cho thấy nồng độ PAH có trong tro đốt, tro bay ESP, và nước thải WSB cho cả hai loại MWIs. Trong MGMWI, tổng PAHs chứa trong tro bay ESP (=13.800 ng/g) cao hơn đáng kể so với 2 loại tro đáy trước (=3170 ng/g) và tro đáy
(=162 ng/g). Tương tự trong FG-MWI, tổng PAHs tro bay ESP (=47.000 ng / g) cao gấp13.5 lần tro đáy (=3480 ng/g). Nó
được biết đến rằng các vật chất hạt được thu thập bởi ESP tro bay) có thể được kết hợp với kích thước hạt nhỏ hơn so với
những hạt còn lại trong tro đốt. Đặc biệt, các hạt vật chất có kích thước nhỏ nên có diện tích hấp phụ bề mặt lớn và do đó
PAHs được hấp phụ nhiều hơn có thể. Dựa vào đó, nồng độ tổng PAHs có trong ESP tro bay cao hơn đáng kể so với cả tro
đáy trước và tro đáy. Hơn nữa, cần lưu ý rằng tổng nồng độ PAHs trung bình chứa trong tro đáy trước (=3170ng/g) cao hơn có
chứa trong tro đáy (=162 ng/g) cho MG-MWI. Kết quả trên có thể là do hiệu suất của quá trình đốt cháy hoàn toàn ở buồng
buồng thứ cấp cao hơn buồng đốt sơ cấp kể từ khi nhiệt độ đốt cháy ở các buồng đốt đã được điều chỉnh thích hợp (xem bảng
2). Tuy nhiên, cũng nên lưu ý rằng nồng độ của tro đáy trước và tro đáy thấp hơn nồng độ tro đáy có trong FG-MWI
(=3480ng/g). Điều này có thể là do ít được đảo trộn (và do đó quá trình đốt cháy không được hoàn chỉnh) ở buồng đốt của
FG-MWI hơn so với quá trình đốt cháy ở buồng đốt của MG-MWI. Tiếp đến là nồng độ tổng PAHs trong nước thải WSB,
nồng độ trong MG-MWI (=124 mg/l) gấp 2 lần FG-MWI (=62,2 mg/l). Mặc dù nguyên nhân của sự chênh lệch về nồng độ
PAH là do chênh lệch về kích thước hạt của các hạt vật chất giữa hai loại MWIs nhưng vẫn cần nghiên cứu kĩ hơn.
Bảng 4 cũng cho thấy sự phân bố cấu trúc hạt của PAH trong tro đốt, tro bay ESP, và nước thải WSB cho cả hai loại

lò đốt. Với MG-MWI, tổng các nồng độ trong MM-và HM-PAHs chiếm tương ứng 60,3%, 83,6% và 71,9% tổng PAHs có
trong tro đốt (gồm trước xỉ và tro đáy), tro bay ESP, và nước thải SWB. Rõ ràng, kết quả trên là khác nhau đáng kể khi được
tìm thấy trong ống khói khí (như đã đề cập trước đó, nơi có nồng độ LM-PAHs cao nhất). Tương tự cho FG-MWI, tổng MMvà HM-PAH lần lượt chiếm 72,4%, 86,6%, và 85,6% tổng PAHs cho tro đốt, tro bay ESP,và nước thải WSB. Đối với tro đốt
kết quả trên có thể do MM-PAHs và HM-PAHs có kích thước của hạt vật chất theo từng giai đoạn đốt khác nhau. Đối với tro
bay ESP và nước thải WSB, kết quả trên cho thấy rằng thiết bị kiểm soát ô nhiễm không khí có hiệu suất thu cao hơn nhiều
trên hạt PAHs hơn giai đoạn khí PAHs. Như đã đề cập trước đó thực tế là ngăn xếp khí thải chủ yếu bị chi phối bởi LM-PAHs,
tiếp tục khẳng định rằng suy luận trên đây hợp lý về mặt lý thuyết.
Bảng 4 cũng cho thấy nồng độ trung bình của BaP + BBF + DBA trong tro đáy của FG-MWI (=525 ng/g) cao hơn
MG-MWI (=144 và 3,93 ng/g tương ứng cho tro trước đáy và tro đáy). Kết quả trên cũng có thể ít hơn nữa vì quá trình đốt
cháy hoàn toàn của FG-MWI cao hơn MG-MW. Tương tự trong tro bay ESP, BaP + BBF + DBA của FG-MWI (=7140ng/g)
là cao hơn so với MG-MW (=200ng/g). Hàm lượng tro bay ESP phát sinh cho cả hai loại MWIs có giá trị lần lượt như sau
(=5,64 và 6,24 kg/mẻ cho FG-MWI và MG-MWI, xem bảng 2), các kết quả trên là hợp lý về mặt lý thuyết . Tuy nhiên, lưu ý
rằng giá trị trung bình BaP + BBF + DBA tập trung chứa trong nước thải WSB cho FG-MWI (=9,51 mg/l) thấp hơn so với
MG-MWI (=15,8 mg/l) và kết quả trên không phù hợp với các kết quả tìm thấy trong tro đáy. Có thể do sự phối trộn trong quá
trình đốt cháy ở buồng đốt của FG-MWI ít hơn so với MG-MWI vì vậy lượng tro đốt được sinh ra cũng ít hơn và BaP + BBF
9


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
+ DBA trong nước thải WSB của FG-MWI ít hơn MG-MWI. Đặc biệt, cần lưu ý rằng lưu lượng nước thải WSB cho FG-MWI
(= 9,3 m3/mẻ) thấp hơn đáng kể hơn so với MG-MWI (=35,8 m3/mẻ) (xem bảng 2). Trên cơ sở này thấy rằng nước thải WSB
của MG-MWI được pha loãng hơn FG-MWI. Dựa vào 2 yếu tố trên thấy rằng về mặt lý thuyết là hợp lý.
3.2. Hiệu quả xử lý PAH
Trong nghiên cứu này hiệu suất loại bỏ PAH được tính trên công thức sau:
Ŋe = [CeQe/(CeQe + CwQwTb + CsQsTb)] 100%
Ŋw = [CwQwTb/(CeQe + CwQwTb + CsQsTb)] 100%
Ŋo = [(CeQe + CwQwTb)/(CeQe + CwQwTb + CsQsTb)] 100%
Trong đó:
Ŋe là hiệu suất loại bỏ PAH cho tro bay ESP (%)
Ŋw hiệu quả loại bỏ PAH cho nước thải WSB (%)

Ŋo tổng hiệu suất loại bỏ PAH cho ESP + WSB (%)
Ce nồng độ PAH có trong tro bay ESP (ng/kg)
Qe hàm lượng PAH có trong tro bay ESP (kg/mẻ)
Cw nồng độ PAH có trong WSB (ng/m3)
Qw hàm lượng PAH có trong WSB (m3/phút)
Cs nồng độ PAH thu được từ ống khói (ng/Nm3)
Qs lưu lượng khí thải từ ống khói (Nm3/phút)
Tb thời gian lưu của 1 mẻ đốt (phút/mẻ)
Bảng 5 Hiệu quả xử lý cho các thiết bị kiểm soát ô nhiễm không khí của ESP, WSB, và ESP + WSB trên tổng PAHs,
LM-PAHs, MM-PAHs, HM-PAHs, BaP + BBF + DBA cho MG-MWI và FG-MWI (Đơn vị:%)
Hợp chất
Total-PAHs
LM-PAHs
MM- PAHs
HM- PAHs
BaP+BbF+DB
A

ESP (Ŋe)
0.276
0.044
1.47
2.19
1.89

MG-MWI
WSB (Ŋw)
14.9
4.10
87.7

76.6
81.7

Tổng (Ŋo)
15.2
4.14
89.2
78.8
83.6

ESP (Ŋe)
2.08
0.301
17.2
28.8
23.2

FG-MWI
WSB (Ŋw)
13.8
3.21
61.0
55.9
59.2

Tổng (Ŋo)
15.4
3.51
88.2
84.7

82.4

Như trong bảng 5, hiệu quả loại bỏ tổng PAHs, LM-PAHs, MM-PAHs, HM-PAHs, BaP + BBF + DBA cho ESP luôn
thấp hơn WSB cho cả hai loại MWIs. Hầu hết LM-PAH là khí ở điều kiện dẫn điện nên thu được ở ESP là ít hơn so với
10


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
WSB. Còn MM-PAHs, HM-PAHs và BaP + BBF + DBA được so sánh trên cả hai loại MWIs thì vấn đề kích thước hạt có thể
ảnh hưởng đến hiệu quả thu gom ở ESP thấp hơn WSB cần nghiên cứu thêm. Tuy nhiên, kết quả thu được từ nghiên cứu này
thấy rằng việc sử dụng WSB sẽ nâng cao đáng kể hiệu quả loại bỏ PAH cho cả hai loại MWIs.
Bảng 5 cũng cho thấy hiệu quả loại bỏ trên LM-PAHs thấp hơn so với việc loại bỏ MM-PAHs, HM-PAHs, và BaP
+BBF + DBA cho cả ESP và WSB trong cả hai loại MWIs. Đây rõ ràng là do LM-PAHs là các loại khí dẫn điện nên ít thu
được ở cả ESP và WSB, nhưng MM-PAHs, HM-PAH và BaP + BBF + DBA chủ yếu là các hạt vật chất và do đó thu được
nhiều hơn ở cả ESP và WSB). Bảng 5 cũng cho thấy hiệu quả loại bỏ tổng PAHs tương ứng (= 15,2% và 15,4% cho MGMWI và FG-MWI) và thấp hơn nhiều so với hiệu quả loại bỏ trên BaP + BBF + DBA cho cả hai loại MWIs tương ứng
(=83,6% và 82,4%). Các kết quả trên cho thấy rằng thậm chí cả ESP và WSB là không khả thi để kiểm soát tổng PAHs, nhưng
làm giảm đáng kể potencies là nguyên nhân gây ung thư liên quan đến phát thải khí PAHs từ cả hai loại MWIs.
3.3. PAH phát thải từ MWIs
Bảng 6 Lượng phát thải và hệ số phát thải trên tổng PAHs, LM-PAHs, MM-PAHs, HM-PAHs, và BaP + BBF + DBA
cho cả hai loại lò đốt chất thải y tế (MG-MWI, FG-MWI) và lò đốt rác thải đô thị
Lò đốt rác y tế

Hợp chất
(g/d)
Total-PAHs
LM-PAHs
MM- PAHs
HM- PAHs
BaP+BbF+DBA
(µg/kg)

Total-PAHs
LM-PAHs
MM- PAHs
HM- PAHs
BaP+BbF+DBA

MG-MWI

FG-MWI

Lò đốt rác đô thị

26.2
25.4
0.347
0.369
0.118

12.3
11.7
0.300
0.273
0.107

588
554
20.0
81.7
8.51

24900
24200
235
352
112

85600
81600
2090
1900
743

871
820
296
121
126

Bảng 6 cho thấy lượng phát thải PAH và hệ số phát thải PAH cho trên hai loại MWIs. Để so sánh, trên đây cũng liệt
kê các kết quả tương ứng thu được từ một nghiên cứu gần đây được tiến hành trên lò đốt rác thải đô thị (MPWI) trong cùng
một thành phố. MPWI được trang bị một buồng đốt tầng sôi và được vận hành trong 24giờ/ngày với mức tiêu thụ nguyên liệu
là 7.0 x105 kg/ngày. Các thiết bị kiểm soát ô nhiễm không khí được sử dụng trong MPWI gồm WSB, cyclone, và kho chứa túi
lọc (baghouse-khu lọc bụi túi vải). Cần lưu ý rằng ở trên báo cáo nghiên cứu không có thông tin liên quan đến hiệu quả loại bỏ
PAH của các thiết bị kiểm soát ô nhiễm không khí, nhưng chỉ đơn thuần là các thông tin liên quan đến khí thải PAH từ các ống
khói đã được báo cáo. Chịu sự giới hạn, các thông tin liên quan đến khí thải PAH trên ống khói cho hai loại MWIs được tính
toán trong nghiên cứu này để so sánh. Như trong bảng 6, tổng PAHs, LM-PAHs,MM-PAHs, HM-PAHs, và BaP + BBF + DBA
trên ba loại lò đốt có cùng kết luận như sau MPWI> MG-MWI> FG-MWI. Trong lượng bụi phát thải PAH từ MPWI là cao
hơn nhiều so với lượng PAH từ cả hai loại MWIs. Các kết quả trên cho thấy rõ rằng lượng phát thải PAH từ cả hai loại MWIs
không nghiêm trọng như MPWI. Ở giai đoạn này,các thông tin liên quan đến hiệu quả loại bỏ PAH cho các thiết bị kiểm soát
ô nhiễm không khí được sử dụng trong MPWI không có sẵn. Tuy nhiên, chúng ta cần xem xét các yếu tố phát thải như tổng

PAHs, LM-PAHs, MM-PAHs, HM-PAHs, và BaP + BBF + DBA cho ở trên ba loại lò đốt, kết luận rằng FG-MWI> MGMWI> MPWI (trong bụi, FG-MWI và MG-MWI có giá trị cao hơn MPWI). Được biết, các yếu tố phát thải chịu ảnh hưởng
11


PHÂN TÍCH Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ VÀ CHẤT THẢI RẮN
mạnh mẽ bởi nguyên liệu đầu vào đã được xác định cho ba loại lò đốt. Việc tăng lượng nhiên liệu đốt cũng là 1 trong những
giải pháp được mong đợi để hạn chế phát thải từ 3 loại lò đốt trên . Như quy định lượng nguyên liệu tương ứng cho MPWI,
MG-MWI và FG-MWI (= 7.0 x 105, 1049, và 144kg / ngày) và số liệu này là hợp lý.
4. Kết luận
Trong nghiên cứu này, chúng tôi thấy rằng tổng PAHs có trong ống khói thải khí đã được tăng cường bởi LM-PAHs,
còn trong tro bay ESP và tro đốt được tăng cường bởi MM-PAHs và HM-PAHs. Các kết quả trên có được là do việc kiểm soát
ô nhiễm không khí từ các thiết bị được sử dụng trong cả hai loại MWIs trong đó có hiệu quả xử lý cao hơn của MM-PAHs và
HM-PAHs hơn LM-PAHs. Mặc dù hiệu quả xử lý tổng PAHs của các thiết bị ô nhiễm không khí cho cả hai loại MWI là trung
bình (15%), tổng BaP + BBF + DBA có hiệu quả lọc cho cả hai loại MWIs là đáng kể (83%). Các kết quả trên cho thấy rằng
việc kiểm soát ô nhiễm không khí từ các thiết bị được sử dụng trong cả hai loại MWIs là không khả thi để kiểm soát lượng
tổng PAHs, nhưng làm giảm đáng kể potencies gây ung thư liên quan đến PAHs . Tuy nhiên, tổng-PAHs và BaP + BBF +
DBA là 2 hệ số phát thải tìm thấy trong cả hai loại MWIs cao hơn nhiều so với MPWI. Các kết quả báo cáo trên hỗ trợ cho
việc tìm kiếm những công nghệ xử lý chất thải y tế tốt hơn trong tương lai.

12