tỔ chỨc hÀng hẢi quỐc tẾ

I:\MEPC\76\MEPC 76-INF.5.docx

E

ỦY BAN BẢO VỆ MÔI TRƯỜNG BIỂN

Phiên họp thứ 76

Mục chương trình nghị sự 9

MEPC 76 / INF.5

Ngày 1 tháng 3 năm 2021

CHỈ PHIÊN BẢN TIẾNG ANH

Bản phát hành công khai trước phiên họp: ☒

NGĂN NGỪA VÀ ỨNG PHÓ Ô NHIỄM MÔI TRƢỜNG BIỂN

Tài liệu tham khảo để cung cấp thông tin về các rủi ro đối với môi trƣờng biển do xả

nƣớc của máy lọc khí và các khuyến nghị để giảm thiểu tác động

Đệ trình bởi ICES

TÓM TẮT

Tóm tắt chung: Tài liệu này cung cấp thông tin cơ bản về các rủi ro đối với môi trường

biển do xả thải nước của hệ thống làm sạch khí thải (máy lọc khí) và

các khuyến nghị để giảm tác động. Các tài liệu tham khảo được cung

cấp cùng với tài liệu MEPC 76/9/1.

Định hướng chiến

lược, nếu có:

1

Đầu ra: 1.23

Hành động thực

hiện:

Đoạn 5

Tài liệu liên quan: MEPC 41/WP.5; Các nghị quyết MEPC.184(59), MEPC.259(68) và

MEPC.307(73); MEPC 74/18; PPR 7/12/5, PPR 7/INF.23; và MEPC

76/9/1

Giới thiệu

1 Tài liệu này được đệ trình sau cuộc thảo luận tại PPR 7, trong Nhóm Công tác về

Ngăn ngừa Ô nhiễm Không khí từ Tàu và Trình bày tài liệu PPR 7 / INF.23 (Ban Thư ký)

của Nhóm Đặc nhiệm GESAMP về Hệ thống Làm sạch Khí thải (máy lọc khí ).

2 Nhóm công tác ICES về tác động của vận tải biển trong môi trường biển (WGSHIP)

được thành lập vào năm 2019 phù hợp với kế hoạch chiến lược của ICES Mục tiêu 2: hiểu

TỔ CHỨC HÀNG

HẢI QUỐC TẾ

mối quan hệ giữa tác động của các hoạt động của con người (ví dụ như vận chuyển) và hệ

sinh thái biển để ước tính áp lực và tác động và phát triển các con đường bền vững dựa trên

cơ sở khoa học.

3 Các điều khoản tham chiếu của WGSHIP bao gồm việc xem xét và đánh giá các

phương pháp đánh giá tác động của việc vận chuyển đối với môi trường biển, bao gồm cả

các tác động tích lũy. Xem xét tải lượng tương đối của các chất gây ô nhiễm trong nước thải

của máy lọc khí so với tất cả các dòng chất thải khác từ tàu, nước thải của máy lọc khí bao

gồm một phần quan trọng trong việc đánh giá tổng thể và quản lý tác động của tàu. Sau

cuộc thảo luận tại PPR 7 trong Nhóm Công tác về Ngăn ngừa Ô nhiễm Không khí từ Tàu,

ICES đã giao nhiệm vụ cho WGSHIP làm nổi bật những rủi ro đối với môi trường biển từ

nước thải của máy lọc khí.

4 Các phụ lục của tài liệu này chứa thông tin cơ bản được tham chiếu trong tài liệu

MEPC 76/9/1 (ICES). Phụ lục 1 là một bài báo ngắn gọn về "Quan điểm" của ICES có tựa

đề "Nước xả thải của máy lọc khí từ tàu - rủi ro đối với môi trường biển và các khuyến nghị

để giảm thiểu tác động", được xuất bản vào tháng 9 năm 2020. Mục đích của các bài báo

Quan điểm là minh họa cho các hàm ý quản lý và xã hội liên quan của khoa học đang được

ICES xem xét.Trong trường hợp này, Quan điểm do các thành viên của nhóm ICES

WGSHIP soạn thảo, với sự đóng góp của Nhóm công tác về trầm tích biển liên quan đến ô

nhiễm (WGMS) và Nhóm công tác về hóa chất biển (MCWG). Các Nhóm công tác quốc tế

này bao gồm các nhà khoa học từ các lĩnh vực khác nhau - với kiến thức sâu rộng về đặc

tính hóa học, các tác động độc hại sinh thái bao gồm tích tụ sinh học các chất gây ô nhiễm

trong nước xả của máy lọc và mô hình hóa axit hóa đại dương - những người cố gắng nâng

cao hiểu biết khoa học cần thiết để hướng dẫn các quyết định quản lý và chính sách. Báo

cáo khoa học của Hassellöv và cộng sự (2020) mà dựa trên quan điểm của bài báo được nêu

trong phụ lục 2.

Hành động đƣợc yêu cầu của Ủy ban

5 Ủy ban được mời lưu ý thông tin được cung cấp trong tài liệu này khi xem xét tài liệu

liên quan MEPC 76/9/1.

***

PHỤ LỤC 1

MEPC 76/INF.5

Phụ lục 1, Trang 1

Quan điểm của ICES

Các khu vực ở Đông Bắc Đại Tây Dương và các vùng biển lân cận

Được xuất bản ngày 24 tháng 9 năm 2020

ICES Advice 2020 – vp.2020.01 – https://doi.org/10.17895/ices.advice.7486 1

QUAN ĐIỂM CỦA ICES: Xả thải nƣớc của máy lọc khí từ tàu - rủi ro đối với môi

trƣờng biển và khuyến nghị giảm thiểu tác động

Tóm tắt

Các tiêu chuẩn toàn cầu mới về hàm lượng lưu huỳnh trong nhiên liệu sử dụng trong hàng

hải đã dẫn đến việc ngày càng có nhiều tàu lắp đặt hệ thống làm sạch khí thải, còn được gọi

là máy lọc khí, để giảm phát thải oxit lưu huỳnh trong không khí. Các tàu được trang bị máy

lọc khí có thể tiếp tục sử dụng nhiên liệu dầu nặng, dẫn đến xả đáng kể nước axit hóa có

chứa một số chất gây ô nhiễm, chẳng hạn như kim loại nặng, chất ô nhiễm hữu cơ khó phân

hủy (POP; chủ yếu là hydrocacbon thơm đa vòng) và các hợp chất nitơ. Loại hệ thống máy

lọc khí đơn giản và phổ biến nhất, máy lọc khí vòng hở, xả trực tiếp nước bị ô nhiễm ra

biển.

Việc sử dụng các hệ thống máy lọc khí trên tàu là một vấn đề toàn cầu đang nổi lên và là

một áp lực bổ sung đối với môi trường biển. Các chất được tìm thấy trong nước xả của máy

lọc khí có thể gây ra các tác động cấp tính đến hệ sinh vật biển và có thể có các tác động

khác, thông qua tích tụ sinh học, axit hóa và phú dưỡng đến cấu trúc và hoạt động của các

hệ sinh thái biển.

Số lượng tàu có lắp đặt hệ thống máy lọc khí ngày càng tăng, nhưng pháp luật về xả thải

nước của máy lọc khí còn chậm, không thống nhất giữa các quốc gia và thường không đủ để

bảo vệ môi trường. ICES khuyến nghị sử dụng nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh thấp sạch

hơn, chẳng hạn như dầu khí sử dụng trong hàng hải, để giảm thiểu việc sử dụng máy lọc khí

và giảm thiểu các tác động liên quan đến môi trường biển.Cho đến khi điều này có thể thực

hiện được, ICES đề xuất một loạt các biện pháp để giảm thiểu tác động của máy lọc khí.

Các khuyến nghị

1. Quá trình hành động lý tưởng sẽ là một quá trình chuyển đổi nhanh chóng và đầy đủ sang

việc sử dụng nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh thấp sạch hơn, bao gồm nhiên liệu

chưng cất (ví dụ: dầu khí biển), khí tự nhiên hóa lỏng và nhiên liệu sinh học, có thể đáp

ứng các giới hạn phát thải lưu huỳnh không sử dụng máy lọc khí.

Nếu khuyến cáo trên không đạt được thì nên áp dụng các biện pháp giảm thiểu khác. Cho

đến khi hoàn thành quá trình chuyển đổi sang sử dụng nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh

thấp sạch hơn, cần tránh xả nước của máy lọc khí ra môi trường biển. Điều này sẽ đòi hỏi

đầu tư đáng kể vào các tiến bộ công nghệ và các cơ sở tiếp nhận cảng để cho phép sử dụng

các hệ thống máy lọc khí vòng kín với việc xử lý và thải bỏ trên đất liền.

2. Cho đến khi có thể tránh được việc xả nước của máy lọc khí:

a. Việc xả thải ở các khu vực cụ thể (ví dụ như các khu vực biển đặc biệt nhạy cảm và

các khu vực đặc biệt, theo định nghĩa của IMO) nên bị cấm;

b. các giới hạn nghiêm ngặt đối với các chất gây ô nhiễm trong nước thải phải được thiết

lập và thực thi, và;

Quan điểm của ICES Được xuất bản ngày 24 tháng 9 năm 2020

vp.2020.01

ICES Advice 2020 2

c. Cần đảm bảo việc phát triển thêm các tiêu chuẩn và quy trình để đo lường, giám sát và

báo cáo về chất gây ô nhiễm và các thông số khác của nước xả máy lọc khí.

Giới thiệu về vấn đề

Để giảm ô nhiễm không khí, các giới hạn quy định toàn cầu về hàm lượng lưu huỳnh tối đa

cho phép trong nhiên liệu biển đã được Tổ chức Hàng hải Quốc tế (IMO, 2016) thực hiện kể

từ ngày 1 tháng 1 năm 2020. Để tuân thủ quy định về lưu huỳnh của IMO, các tàu phải

chuyển sang sử dụng nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh thấp hơn hoặc lắp đặt hệ thống làm

sạch khí thải, còn được gọi là máy lọc khí. Việc lắp đặt máy lọc khí cho phép tiếp tục sử

dụng các nhiên liệu dư có chi phí thấp hơn có hàm lượng lưu huỳnh cao hơn (ví dụ: dầu

nhiên liệu nặng). Bên trong máy lọc khí, khí thải đi qua một vòi phun nước kiềm mịn, làm

tan các ôxít lưu huỳnh để lượng lưu huỳnh trong khí thải được giảm đến mức phù hợp. Kết

quả là, các oxit lưu huỳnh, oxit nitơ và nhiều chất gây ô nhiễm không phải mục tiêu khác

được chuyển vào nước xả của máy lọc khí.Tính đến năm 2020, hơn 4000 tàu trên toàn cầu

đã chọn lắp đặt máy lọc khí để đáp ứng quy định về lưu huỳnh của IMO (DNV GL,

2020).Tải lượng ô nhiễm từ nước thải của máy lọc khí vượt quá tải lượng của tất cả các

dòng chất thải lỏng khác từ tàu.

Quan điểm của ICES: cung cấp các phân tích dựa trên bằng chứng khách quan về các chủ

đề khoa học biển có tầm quan trọng cao đối với các nhà quản lý và xã hội. Các quan điểm

cho phép ICES nêu bật một cách cân bằng, kịp thời và công bằng, khả năng quản lý và các

tác động xã hội của việc phát triển khoa học trong mạng lưới của chúng tôi.

Các cuộc thảo luận trong IMO liên quan đến việc sử dụng máy lọc khí ban đầu nhấn mạnh

tầm quan trọng của việc đảm bảo rằng ô nhiễm không khí không chỉ chuyển sang môi

trường biển. Tuy nhiên, nước xả của máy lọc khí được quy định kém và các hướng dẫn liên

quan (IMO, 2015) không giải quyết đầy đủ các tác động tiềm tàng của nước xả của máy lọc

khí đối với môi trường biển.Mối quan tâm đặc biệt là xả nước thải ở các vùng ven biển có

lưu lượng giao thông đông đúc, đặc biệt là các cửa sông và các lưu vực nửa kín, cũng như ở

các khu vực hoang sơ (ví dụ như Bắc Cực và Nam Cực).

Các loại hệ thống máy lọc khí là gì?

Máy lọc khí được phân loại là hệ thống vòng hở, vòng kín hoặc hệ thống hỗn hợp. Máy lọc

khí vòng hở chiếm ưu thế trên thị trường toàn cầu hiện tại (81%), trong khi hệ thống hỗn

hợp có mặt trong 17% tàu được trang bị máy lọc khí, trong khi hệ thống vòng kín tương đối

hiếm (2%) (DNV GL, 2020). Loại hệ thống máy lọc khí và phương thức hoạt động của hệ

thống ảnh hưởng đến lưu lượng xả của máy lọc khí và nồng độ chất ô nhiễm do các phương

pháp và cách tiếp cận xử lý nước khác nhau.

Hệ thống vòng hở, còn được gọi là hệ thống nước biển, yêu cầu khối lượng lớn nước biển,

dựa vào độ kiềm tự nhiên của nó để loại bỏ các ôxít lưu huỳnh trong quá trình lọc khí. Nước

biển đã qua sử dụng được thải trực tiếp trở lại biển, hiếm khi được xử lý để loại bỏ chất rắn

hoặc pha loãng để giảm độ chua. Hệ thống vòng kín, còn được gọi là hệ thống nước ngọt, sử

dụng nước ngọt được xử lý bằng chất kiềm để điều chỉnh mức độ pH nhằm cho phép loại bỏ

các oxit lưu huỳnh một cách hiệu quả. Sau quá trình rửa trong tháp lọc, quá trình axit hóa

được làm ngược lại thông qua việc bổ sung một bazơ (natri hydroxit [NaOH]). Nước được

xử lý, tuần hoàn và một phần nhỏ được loại bỏ khỏi hệ thống và thải ra biển, hoặc được lưu

trữ trong bể chứa để xả ra biển sau này (nếu hiện tại được cho phép) hoặc thải lên bờ trong


vp.2020.01

ICES Advice 2020 3

các cơ sở tiếp nhận của cảng (nếu có ). Hệ thống vòng kín tạo ra lượng nước xả nhỏ hơn với

nồng độ chất gây ô nhiễm cao hơn hệ thống vòng hở. Hệ thống hỗn hợp có thể hoạt động

theo cấu hình vòng hở hoặc vòng kín.

Những chất bẩn nào có trong nƣớc xả máy lọc khí?

Thành phần hóa học của nước xả máy lọc khí phụ thuộc vào một số yếu tố, bao gồm thiết kế

máy lọc khí và hiệu quả loại bỏ chất gây ô nhiễm, thành phần nhiên liệu và dầu bôi trơn, và

điều kiện hoạt động của tàu (chẳng hạn như tải động cơ, tuổi tàu và chất lượng đốt, xử lý

nước được lắp đặt, v.v.) .

Quá trình lọc các oxit lưu huỳnh dẫn đến sự hình thành axit sulfuric, làm giảm độ pH của

nước. Trong các hệ thống vòng hở, thể tích lớn (thường là 500 m3 × h-1 đối với tàu cỡ trung

bình) bị axit hóa (phạm vi pH 2,8– 5,8) và độ kiềm (hoặc khả năng chịu axit) giảm đáng kể.

Ngoài các oxit lưu huỳnh, 11 kim loại đã được ghi nhận trong nước xả của máy lọc khí:

asen (As), cadmium (Cd), crom (Cr), đồng (Cu), sắt (Fe), chì (Pb), thủy ngân (Hg) ,

molypden (Mo), niken (Ni), vanadi (V) và kẽm (Zn), với vanadi, niken, đồng và kẽm cho

thấy nồng độ được báo cáo cao nhất. Vanadi và niken có nguồn gốc và tương quan chặt chẽ

với hàm lượng lưu huỳnh trong nhiên liệu, trong khi hàm lượng đồng và kẽm không liên

quan đến thành phần nhiên liệu.

Các chất hữu cơ có trong nước xả của máy lọc khí có nguồn gốc từ cặn dầu hydrocacbon và

các sản phẩm cháy, và bao gồm các chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy, chủ yếu là

hydrocacbon thơm đa vòng (PAHs).

Nước của máy lọc khí cũng có thể chứa các mức hợp chất nitơ thay đổi, chủ yếu là nitrat,

nhưng cũng có nitrit và amoni.Nồng độ nitrat trong nước xả thải của máy lọc khí chủ yếu

liên quan đến các oxit nitơ được loại bỏ khỏi khí thải.

Tải lƣợng chất gây ô nhiễm ra môi trƣờng từ máy lọc khí là gì?

Tải lượng ô nhiễm ra môi trường từ việc sử dụng máy lọc khí là đáng kể. Cả ở địa phương

và khu vực, tải lượng chất gây ô nhiễm sẽ khác nhau tùy thuộc vào cường độ lưu thông tàu

và lưu lượng / tốc độ dòng chảy của máy lọc khí, lần lượt bị ảnh hưởng bởi loại máy lọc khí

được sử dụng và các đặc tính hóa lý của nước biển (trong trường hợp máy lọc vòng hở ).

Ước tính hiện có về khối lượng xả của máy lọc khí dao động từ 210 đến 4500 triệu tấn mỗi

năm ở Biển Baltic và Biển Bắc kết hợp, và 47 triệu tấn cho năm 2020 dọc theo bờ biển Thái

Bình Dương của Canada. Ước tính tải lượng ô nhiễm có sẵn cho biển Baltic và biển Bắc.

Tải lượng phát thải hàng năm từ hoạt động xả thải của máy lọc khí ở những vùng này được

ước tính vào khoảng 3–1407 tấn đối với vanadi và 1–331 tấn đối với niken. Tổng tải trọng

phát thải hàng năm nằm trong khoảng 11–1226 tấn đối với dầu và 0,3–63 tấn đối với

hydrocacbon thơm đa vòng cụ thể (PAHEPA16). Ít hơn 2% tàu ở Biển Baltic được trang bị

máy lọc khí trong năm 2018, tuy nhiên lượng kim loại và hydrocacbon thơm đa vòng trong

quá trình xả thải của máy lọc khí cao hơn nhiều (tức là cao hơn từ 10 đến 100 lần) so với tất

cả các chất thải vận chuyển khác cộng lại từ hạm đội Biển Baltic. Ước tính lưu lượng xả của

máy lọc khí và tải lượng ô nhiễm ở các khu vực khác hiện nay rất khan hiếm.

Những hậu quả và tác động của việc xả thải nƣớc của máy lọc khí đối với môi trƣờng?


vp.2020.01

ICES Advice 2020 4

Các tác động của nước thải của máy lọc khí lên môi trường biển khác nhau tùy thuộc vào

mức độ ô nhiễm liên quan đến cường độ vận chuyển và các yếu tố khác (như số lượng tàu

được trang bị máy lọc khí, loại hoạt động và thành phần nhiên liệu) và các yếu tố môi

trường của môi trường nơi tiếp nhận (như điều kiện thủy văn, đặc tính vật lý và hóa học của

nước, và độ nhạy cảm của quần thể sinh vật). Các tác động có thể bao gồm cả tác động đơn

liều và tác động tích lũy.

Các tác động liên quan đến chất gây ô nhiễm

Máy lọc khí thải ra một lượng lớn kim loại và hydrocacbon thơm đa vòng ở dạng hòa tan,

sẵn có sinh học. Các chất gây ô nhiễm này có thể tập trung ở mức siêu vi lượng trong cột

nước và tích tụ sinh học trong sinh vật phù du, cá và động vật có vú ở biển, đến mức có thể

làm suy giảm các chức năng sống và năng suất quần thể. Nồng độ các chất gây ô nhiễm

trong sinh vật phù du có thể cao hơn hàng trăm triệu lần so với trong nước biển xung quanh.

Nước xả từ máy lọc khí là độc hại đối với quần thể sinh vật biển và đã được chứng minh là

có tác dụng gây chết và gần gây chết đối với cộng đồng động vật phù du biển.Các ảnh

hưởng đối với động vật chân chèo bao gồm giảm tỷ lệ sống, giảm tỷ lệ cho ăn, chậm phát

triển và thay lông. Tử vong xảy ra trong vòng vài phút sau khi tiếp xúc với phương pháp xử

lý có cường độ 80–100% của nước xả máy lọc khí và các tác dụng gây chết mãn tính đa

dạng xảy ra trong vòng vài ngày hoặc vài tuần sau khi tiếp xúc với phương pháp xử lý có

nồng độ 1%. Sự gia tăng tỷ lệ chết của các loài động vật phù du biển tiếp xúc với nước thải

của máy lọc khí xảy ra ở nồng độ kim loại nặng và hydrocacbon thơm đa vòng thấp hơn

nhiều so với quan sát thấy ở những nơi tiếp xúc với hợp chất đơn lẻ. Điều này cho thấy tác

động tổng hợp của các chất gây ô nhiễm trong nước xả của máy lọc khí, có thể được tăng

cường bởi tính axit của nước xả (đặc biệt là đối với kim loại nặng).

Hiện chưa có nghiên cứu toàn diện nào về tác động trực tiếp của nước xả của máy lọc khí

đối với cá hoặc động vật có vú ở biển; tuy nhiên, vẫn tồn tại một số nghiên cứu ô nhiễm có

liên quan. Các tác động có hại của hydrocacbon thơm đa vòng có trong nước xả của máy lọc

khí đã được quan sát thấy đối với cá trưởng thành, bao gồm mê man, chết, giảm tăng

trưởng, yếu tố thể trạng thấp hơn, phù nề, rối loạn chức năng tim, dị tật, tổn thương và khối

u ở da và gan, đục thủy tinh thể, estrogen ảnh hưởng, tổn hại đến hệ thống miễn dịch và khả

năng miễn dịch bị tổn hại. Tiếp xúc lâu dài trong các giai đoạn đầu đời của các loài cá nhạy

cảm với một số hydrocacbon thơm đa vòng có thể dẫn đến các tác động xấu đến sự phát

triển, bao gồm rối loạn chức năng tim. Các hydrocacbon thơm đa vòng và kim loại có trong

chất thải của máy lọc đã được chứng minh là có tác động tiêu cực đến động vật biển có vú ở

nồng độ cao (độc tính nặng và kéo dài), bao gồm tổn thương thận và ức chế toàn thân các

chức năng miễn dịch, dẫn đến tỷ lệ mắc bệnh cao hơn và / hoặc dịch bệnh truyền nhiễm

bùng phát.

Các tác động liên quan đến axit hóa

Nước biển tự nhiên có tính kiềm nhẹ (khoảng pH 8,1); do đó, nó dễ dàng hấp thụ các oxit

lưu huỳnh trong quá trình lọc. Tương tự, bề mặt đại dương dễ dàng hấp thụ carbon dioxide

từ khí quyển.Khi lưu huỳnh điôxít hoặc điôxít cacbon bị nước biển hấp thụ, các phản ứng

khác nhau xảy ra làm giảm độ pH, làm cho nước biển có tính axit hơn. Tuy nhiên, có một

mối quan hệ thực chất tồn tại giữa hai loại hóa chất này, và do sự khác biệt về đặc điểm hóa

học của chúng, quá trình axit hóa bằng oxit lưu huỳnh cản trở sự hấp thụ carbon dioxide


vp.2020.01

ICES Advice 2020 5

trong đại dương. Người ta ước tính rằng đối với mỗi tấn sulfur dioxide do nước của máy lọc

khí thải ra, sự hấp thụ carbon dioxide trong khí quyển của đại dương giảm đi một nửa tấn,

do đó làm giảm khả năng của đại dương trong việc góp phần bù đắp biến đổi khí hậu toàn

cầu.

Quá trình axit hóa đại dương đã và đang ảnh hưởng đến các loài sinh vật đại dương, đặc biệt

là động vật có vỏ và san hô. Trong các khu vực lưu thông hàng hải cường độ cao, nơi được

phép xả nước của máy lọc khí, quá trình axit hóa đại dương liên quan đến máy lọc khí có

thể tương tự như quá trình gây ra bởi carbon dioxide trong vài năm đến hàng thập kỷ. Điều

này đặc biệt có liên quan trong các vùng biển bán kín và biển kín.

Các tác động liên quan đến phú dưỡng

Đầu vào chất dinh dưỡng liên quan đến vận chuyển đến môi trường biển thường bị chi phối

(> 99%) bởi sự lắng đọng nitơ trong khí quyển. Vì các oxit nitơ có khả năng hòa tan kém

trong nước biển, người ta đã giả định rằng một lượng nhỏ nitơ được loại bỏ khỏi khí thải

trong quá trình lọc, mặc dù lượng hợp chất nitơ có thể thay đổi nhiều trong nước lọc. Do đó,

vai trò của quá trình xả bụi liên quan đến hiện tượng phú dưỡng được cho là thấp. Tuy

nhiên, quá trình xả thải của máy lọc khí truyền tải một lượng nitơ cục bộ hơn từ khí thải tàu

biển vào môi trường biển so với sự lắng đọng của khí thải trong khí quyển và đã được

chứng minh là có khả năng kích thích sự phát triển của vi sinh vật phù du trong các thí

nghiệm mesocosm.

Những hành động nào có thể đƣợc thực hiện?

Sử dụng nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh thấp sạch hơn

Các tác động từ nước xả của máy lọc khí có thể được loại bỏ bằng việc sử dụng nhiên liệu

có hàm lượng lưu huỳnh thấp sạch hơn tuân thủ các quy định về phát thải lưu huỳnh trong

không khí, mà không làm tăng tác động đến môi trường biển. Điều này bao gồm nhiên liệu

chưng cất (ví dụ: dầu khí biển), khí đốt tự nhiên hóa lỏng và nhiên liệu sinh học. Việc sử

dụng nhiên liệu sạch hơn có hàm lượng lưu huỳnh thấp có thêm lợi ích là loại bỏ nguy cơ

tràn dầu nhiên liệu nặng được biết là gây ra những hậu quả nghiêm trọng về mặt sinh thái.

Đầu tư và tiến bộ công nghệ

Việc xả thải lọc ra môi trường biển có thể được hạn chế thông qua những tiến bộ công nghệ

đáng kể. Việc triển khai quy mô lớn các hệ thống lọc khí vòng kín không xả thải, trong đó

tất cả các chất cặn bã còn lại trong các cơ sở tiếp nhận cảng, cần ít nhất hai khoản đầu tư

lớn: (1) mở rộng các cơ sở tiếp nhận cảng và bổ sung thiết bị để loại bỏ các chất gây ô

nhiễm ở quy mô tốc độ xả nước thải của máy lọc khí; (2) tăng chi phí hoạt động để xử lý

nước thải của máy lọc khí trên đất liền.

Cải thiện các quy định, giám sát và thực thi

Nếu việc xả thải của máy lọc khí ra môi trường biển tiếp tục được cho phép, các tác động có

thể được giảm thiểu bằng cách thiết lập và thực thi các giới hạn nghiêm ngặt đối với các

chất gây ô nhiễm trong nước thải, và bằng cách cấm xả thải ở các khu vực hoang sơ và nhạy

cảm.

Cân nhắc bổ sung


vp.2020.01

ICES Advice 2020 6

Dầu nhiên liệu nặng chủ yếu bao gồm các sản phẩm hydrocacbon dư từ nhà máy lọc các sản

phẩm chưng cất như xăng và nhiên liệu diesel. Việc chuyển đổi sang sử dụng nhiên liệu có

hàm lượng lưu huỳnh thấp sạch hơn đòi hỏi các chiến lược tăng cường cung cấp các sản

phẩm có hàm lượng lưu huỳnh thấp, đồng thời giảm thiểu sản lượng các sản phẩm có hàm

lượng lưu huỳnh cao. Đã đến lúc phải tìm ra các giải pháp để quản lý thành công quá trình

chuyển đổi này trên nhiều lĩnh vực.

Cần thận trọng và nghiên cứu thêm về việc sử dụng hỗn hợp nhiên liệu mới (được gọi là

nhiên liệu hỗn hợp), tuân thủ quy định về lưu huỳnh của IMO, nhưng có thể chứa nồng độ

chất gây ô nhiễm cao hơn so với nhiên liệu chưng cất và có thể không tương thích với dầu

tràn hiện có thiết bị dọn dẹp.

Các bằng chứng trực tiếp về tác động của nước xả từ máy lọc khí lên môi trường biển đang

xuất hiện. Việc đánh giá tại chỗ được cải thiện và toàn bộ đặc tính hóa học của các chất gây

ô nhiễm cũng như các chất béo và axit hóa do máy lọc thải ra, cùng với các tác động của

chúng, nên được tiếp tục. Phương pháp tiếp cận cân bằng khối lượng, với việc lấy mẫu bắt

buộc và báo cáo đặc tính hóa học của nước đầu vào, nước xả máy lọc, nhiên liệu và chất bôi

trơn, cùng với dữ liệu về lưu lượng nước và tải động cơ cần được phát triển và áp dụng để

định lượng tốt hơn các chất thải ô nhiễm (Linders và cộng sự, 2019).

Cần có sự hợp tác chặt chẽ giữa khoa học, ngành công nghiệp và các cơ quan ra quyết định

để đạt được các giải pháp bền vững liên quan đến ô nhiễm biển, bao gồm việc xác định các

ngưỡng / giới hạn có thể chấp nhận được đối với nước thải của máy lọc khí đối với các chất

gây ô nhiễm và các thông số khác có thể được thực hiện, giám sát và thực thi trên thực tế.

Cơ sở pháp lý được phát triển cần linh hoạt để kết hợp các phát triển công nghệ thân thiện

với môi trường hơn.

Nguồn tài liệu tham khảo

DNV GL. 2020. Alternative Fuels Insight. Det Norske Veritas – Germanischer Lloyd (DNV

GL). Accessed 6 July 2020. https://www.dnvgl.com/services/alternative-fuels-insight-

128171.

Hassellöv, I.M., Koski, M., Broeg, K., Marin-Enriquez, O., Tronczynski, J., Dulière, V.,

Murray, C., Bailey, S., Redfern, J., de Jong, K., Ponzevera, E., Belzunce-Segarra, M.J.,

Mason, C., Iacarella, J.C., Lyons, B., Fernandes, J.A. and Parmentier, K. 2020. ICES

Viewpoint background document: Impact from exhaust gas cleaning systems (scrubbers) on

the marine environment (Ad hoc). ICES Scientific Report 2020. 2:86. 40 pp.

http://doi.org/10.17895/ices.pub.7487

IMO. 2015. 2015 Guidelines for exhaust gas cleaning systems. Resolution MEPC.259(68),

adopted 15 May 2015, London, UK. MEPC 68/21/Add.1, Annex 1. International Maritime

Organization (IMO). 23 pp. http://www.imo.org/en/OurWork/En-

vironment/PollutionPrevention/AirPollution/Documents/MEPC.259%2868%29.pdf.

IMO. 2016. Effective date of implementation of the fuel oil standard in regulation 14.1.3 of

MARPOL ANNEX VI. Resolution MEPC.280(70), adopted 28 October 2016, London, UK.

MEPC 70/18/Add.1, Annex 6. International Maritime Organization (IMO).3 pp.

http://www.imo.org/en/KnowledgeCentre/IndexofIMOResolutions/Marine-Environment-

Protection- Committee-%28MEPC%29/Documents/MEPC.280%2870%29.pdf.


vp.2020.01

ICES Advice 2020 7

Linders, J., Adams, E., Behrends, B., Dock, A., Hanayama, S., Luit, R., Rouleau, C., and

Tronczynski, J. 2019. Exhaust Gas Cleaning Systems – A roadmap to risk assessment.

Report of the GESAMP Task Team on exhaust gas cleaning systems.Submitted to PPR 7 as

document PPR 7/INF.23. London. IMO.121 pp.

Trích dẫn đề xuất: ICES. 2020. QUAN ĐIỂM CỦA ICES: Scrubber discharge water from

ships – risks to the marine environment and recommendations to reduce impacts. Trong

Báo cáo của Ủy ban Tư vấn ICES, 2020. Tư vấn ICES 2020, vp.2020.01,

https://doi.org/10.17895/ices.advice.7486.

https://doi.org/10.17895/ices.advice.7486

PHỤ LỤC 2

MEPC 76/INF.5

Phụ lục 2, Trang 1

TÀI LIệU CƠ BảN Về QUAN ĐIểM CủA ICES: TÁC

ĐộNG Từ Hệ THốNG LÀM SạCH KHÍ THẢI (MÁY

LọC KHÍ) ĐếN MÔI TRƢờNG BIểN (ĐặC BIệT)

TậP 2 | VấN Đề 86

BÁO CÁO KHOA

HỌC CỦA ICES

ICES : HộI ĐồNG KHÁM PHA BIểN QUốC Tế

CIEM COUNSEIL INTERNATIONAL POUR L‟EXPLORATION

DE LA MER

Hội đồng Khám phá Biển Quốc tế

Counseil international pour l‟exploration de la mer

H.C. Đại lộ Andersens 44-46

DK-1553 Copenhagen V

Đan Mạch

Điện thoại (+45) 33 38 67 00

Telefax (+45) 33 93 42 15

www.ices.dk

[email protected]

Tài liệu trong báo cáo này có thể được sử dụng lại cho các mục đích phi thương mại theo

cách sử dụng được khuyến nghị. ICES chỉ có thể cấp quyền sử dụng thông tin, dữ liệu, hình

ảnh, đồ thị, v.v. mà ICES sở hữu. Đối với tài liệu của bên thứ ba khác được trích dẫn trong

báo cáo này, bạn phải liên hệ với chủ sở hữu bản quyền ban đầu để được cấp phép. Để trích

dẫn bộ dữ liệu hoặc sử dụng dữ liệu để đưa vào các cơ sở dữ liệu khác, vui lòng tham khảo

chính sách dữ liệu ICES mới nhất trên trang web của ICES. Tất cả các trích dẫn phải được

thừa nhận. Đối với các yêu cầu sao chép khác, xin vui lòng liên hệ với Tổng Thư ký.

Tài liệu này là sản phẩm của một nhóm chuyên gia dưới sự bảo trợ của Hội đồng Quốc tế

Khai thác Biển và không nhất thiết thể hiện quan điểm của Hội đồng.

Số ISSN: 2618-1371 I © 2020 Hội đồng Khám phá Biển Quốc tế

Báo cáo khoa học của ICES

Tập 2/ Vấn đề 86

TÀI LIệU CƠ BảN Về QUAN ĐIểM CủA ICES: TÁC ĐộNG Từ Hệ THốNG LÀM

SạCH KHÍ THẢI (MÁY LọC KHÍ) ĐếN MÔI TRƢờNG BIểN (ĐặC BIệT)

Định dạng đề xuất cho mục đích trích dẫn:

Hassellöv, IM, Koski, M., Broeg, K., Marin-Enriquez, O., Tronczynski, J., Dulière, V.,

Murray, C., Bailey, S., Redfern, J., de Jong, K ., Ponzevera, E., Belzunce-Segarra, MJ,

Mason, C., Iacarella, JC, Lyons, B., Fernandes, JA và Parmentier, K. 2020. Tài liệu cơ bản

về Quan điểm của ICES: Tác động từ hệ thống làm sạch khí thải (máy lọc khí) đến môi

trường biển (Đặc biệt).

Các Báo cáo Khoa học của ICES. 2:86. 40 trang http://doi.org/10.17895/ices.pub.7487

Các tác giả

Ida-Maja Hassellöv • Marja Koski • Katja Broeg • Octavio Marin-Enriquez • Jacek

Tronczynski • Valérie Dulière • Cathryn Murray • Sarah Bailey • Jessica Redfern • Karen de

Jong • Emmanuel Ponzevera • Maria Jesus Belzunce-Segarra • Josephine C. Iacarella • Brett

Ly- ons •

Josean A. Fernandes • Koen Parmentier.

ICES | HP 2020 | i

Mục lục

i Tóm tắt chung ............................................................................................................ ii

ii Thông tin nhóm chuyên gia........................... ..Lỗi! Dấu trang chƣa đƣợc xác định.

1 Sử dụng máy lọc khí trên tàu trên toàn cầu và các chất gây ô nhiễm trong nước thải

của máy lọc khí ........................................................................................................... 1

1.1 Hoạt động của máy lọc khí và tốc độ xả nước thải ............................................ 3

1.2 Thành phần hóa học của nước xả máy lọc khí .................................................... 5

1.2.1 Kim loại ......................................................................................................................... 5

1.2.2 Các chất hữu cơ ........................................................................................................... 6

1.2.3 pH và độ kiềm .............................................................................................................. 8

1.2.4 Chất dinh dưỡng .......................................................................................................... 8

1.3 Ước tính tải lượng chất gây ô nhiễm của máy lọc khí đối với môi trường . 9

2 Hậu quả và tác động của nước xả máy của máy lọc khí ........................................... 12

2.1 Nhiễm bẩn ................................................................................................................... 12

2.1.1 Nước xả từ máy lọc khí là độc hại đối với hệ sinh vật biển .......................... 12

2.1.2 Tích tụ sinh học các chất gây ô nhiễm từ nước xả của máy lọc khí ............ 13

2.1.3 Ảnh hưởng của PAHs và kim loại nặng đối với cá và động vật có vú ....... 14

2.2 Axit hóa ....................................................................................................................... 15

2.2.1 Sự giảm pH được mô hình hóa từ máy lọc khí ................................................. 16

2.2.2 Các tác động tiềm tàng đến điều kiện oxy hóa khử và trầm tích cảng ....... 17

2.3 Sự phú dưỡng ............................................................................................................. 18

3 Các biện pháp giảm thiểu hiện có và hậu quả môi trường ........................................ 19

3.1 Tránh xả thải nước của máy lọc khí ..................................................................... 19

3.2 Đầu tư vào tiến bộ công nghệ ................................................................................ 20

3.3 Quy định, giám sát và thực thi............................................................................... 20

3.3.1 Thực thi các giới hạn xả nước của máy lọc khí ................................................ 21

3.3.2 Các giới hạn xả thải được sửa đổi ........................................................................ 21

3.3.2.1 Các chất ô nhiễm kim loại không có trong hướng dẫn của EGCS ................ 21

3.3.2.2 Giới hạn nồng độ xả PAH trong hướng dẫn của EGCS ................................... 22

3.3.2.3 Đánh giá lại giới hạn NOX ....................................................................................... 22

3.3.2.4 pH và so sánh với nước xung quanh ..................................................................... 22

3.3.3 Cần có các giao thức lấy mẫu và báo cáo minh bạch, được xác định rõ

ràng ............................................................................................................................... 23

4 Kết luận ..................................................................................................................... 24

Phụ lục 1: Biên bản kỹ thuật của Nhóm Đánh giá Máy lọc khí ...................................... 36

ii | Báo cáo khoa học của ICES 2:86 | ICES

i Tóm tắt chung

Vận tải biển là một ngành đa dạng kết nối thế giới. Sự phân bố và cường độ của vận tải

biển thương mại ngày càng tăng và ngày càng có nhu cầu đánh giá và giảm thiểu tác

động của các hoạt động của tàu thuyền đối với môi trường biển.

Các tiêu chuẩn toàn cầu mới về hàm lượng lưu huỳnh trong nhiên liệu sử dụng trong

hàng hải đã dẫn đến việc ngày càng có nhiều tàu lắp đặt hệ thống làm sạch khí thải

(EGCS), còn được gọi là máy lọc khí, để giảm phát thải ôxít lưu huỳnh vào khí quyển.

Các tàu được trang bị máy lọc khí có thể tiếp tục sử dụng dầu nhiên liệu nặng và quá

trình này dẫn đến việc thải ra một lượng lớn nước axit hóa có chứa hỗn hợp các chất gây

ô nhiễm, chẳng hạn như kim loại nặng, hydrocacbon thơm đa vòng (PAH), cặn dầu và

nitrat. Đối với loại máy lọc thông thường nhất, vòng hở, nước ô nhiễm này được thải

trực tiếp trở lại biển, giúp giảm ô nhiễm không khí đổi lại ô nhiễm nước lại gia

tăng.Hỗn hợp xả của máy lọc khí đã chứng minh tác dụng độc hại trong các nghiên cứu

trong phòng thí nghiệm, gây tử vong ngay lập tức ở sinh vật phù du và thể hiện tác dụng

hiệp đồng tiêu cực.Các thành phần phụ được tìm thấy trong nước xả của máy lọc khí có

thể gây ra những tác động sâu hơn đến môi trường biển thông qua tích tụ sinh học, axit

hóa và phú dưỡng. Có thể tránh hoàn toàn các tác động của nước xả trong máy lọc khí

thông qua việc sử dụng các nhiên liệu thay thế, chẳng hạn như nhiên liệu chưng cất lưu

huỳnh thấp. Nhiên liệu chưng cất có thêm lợi ích là chúng loại bỏ nguy cơ tràn dầu

nhiên liệu nặng từ các hoạt động vận chuyển. Nếu việc sử dụng nhiên liệu thay thế

không được chấp nhận và máy lọc khí tiếp tục được coi là một phương pháp tương

đương để đáp ứng các giới hạn phát thải lưu huỳnh, thì nhu cầu cấp thiết là:

1) đầu tư đáng kể vào các tiến bộ công nghệ và các cơ sở tiếp nhận cảng để cho phép

các hệ thống máy lọc vòng kín không xả;

2) các quy trình và tiêu chuẩn được cải tiến để đo lường, giám sát và báo cáo về độ

chua và chất ô nhiễm của nước xả thải;

3) các quy định dựa trên bằng chứng về giới hạn xả nước của máy lọc khí xem xét

toàn bộ các chất gây ô nhiễm.

ICES | HP 2020 | 1

1 Sử dụng máy lọc khí trên tàu trên toàn cầu và các chất gây ô nhiễm trong nƣớc

thải của máy lọc khí

Giới hạn quy định toàn cầu về hàm lượng lưu huỳnh tối đa cho phép trong nhiên liệu

sử dụng trong hàng hải đã giảm từ 3,5% m / m (theo khối lượng) xuống 0,5%1 kể từ

ngày 1 tháng 1 năm 2020 bởi Tổ chức Hàng hải Quốc tế (IMO 2008). Để tuân thủ các

giới hạn này, các tàu phải chuyển sang sử dụng nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh

thấp hơn hoặc lắp đặt hệ thống làm sạch khí thải (EGCS), còn được gọi là máy lọc khí.

Việc lắp đặt máy lọc khí cho phép tiếp tục sử dụng các loại nhiên liệu dư có chi phí

thấp hơn (dầu nhiên liệu nặng) có hàm lượng lưu huỳnh cao hơn. Bên trong máy lọc

khí, khí thải đi qua một tia nước kiềm mịn, dễ dàng hòa tan các oxit lưu huỳnh (SOX),

oxit nitơ (NOX) và số lượng các chất gây ô nhiễm khác để mức độ phát thải vào không

khí được giảm thiểu. Nước xả của máy lọc khí tạo ra là một hỗn hợp hóa học bao gồm

các chất và nguyên tố axit hóa, chất phú dưỡng và chất gây ô nhiễm (Hình 1).

Hình 1. Sự phân bố lại các chất ô nhiễm trong khí thải ra biển và các tác động

tiềm tàng trong môi trƣờng biển bằng cách sử dụng công nghệ lọc: độc hại sinh

thái, tích tụ sinh học, axit hóa và phú dƣỡng.

Ngày càng có nhiều tàu lựa chọn lắp đặt máy lọc khí do sự chênh lệch giá giữa dầu

nhiên liệu nặng và nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh thấp (Abadie và cộng sự, 2017);

(Hình 2).Ngoài ra, ngành công nghiệp dầu mỏ cũng cần tiếp tục sử dụng ngành vận tải

biển làm thị trường tiêu thụ dầu nhiên liệu nặng và có những lo ngại về khả năng xử lý

chất thải hóa học thành hỗn hợp nhiên liệu (Cơ quan Thanh tra Con người, Môi trường

và Vận tải 2018).Việc sử dụng rộng rãi các máy lọc khí đang được quan tâm vì những

tác động tiềm tàng của nước thải máy lọc khí lên sinh vật biển và các chất sinh hóa đại

dương. Các cuộc thảo luận ban đầu trong IMO về việc sử dụng máy lọc khí (MEPC

1998, Hoa Kỳ 2003) nhấn mạnh tầm quan trọng của việc đảm bảo rằng ô nhiễm không

khí không chỉ chuyển sang môi trường biển. Tuy nhiên, nước xả của máy lọc khí

không được quản lý chặt chẽ và Hướng dẫn của Ủy ban Bảo vệ Môi trường Biển IMO

(MEPC) về Hệ thống Làm sạch Khí thải (sau đây gọi là 'Hướng dẫn EGCS') được

1Đã chỉnh sửa các nhận xét sau từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 2

thông qua vào năm 2008 và sửa đổi vào năm 2009 và 2015, không giải quyết được tác

động tiềm tàng của việc xả nước thải của máy lọc khí lên môi trường biển (Bosch và

cộng sự 2009, US EPA 2011, Linders và cộng sự 2019).

Hình 2. Số lƣợng tàu đƣợc trang bị máy lọc khí (đang hoạt động và đang đặt hàng)

trên toàn thế giới tăng lên sau khi giảm giới hạn của IMO về phát thải lƣu huỳnh

(ngày 1 tháng 1 năm 2020; đƣờng đỏ). Nguồn: DNV- GL Alternative Fuels Insight.

Ngày 6 tháng 7 năm 2020.https://afi.dnvgl.com/

Ở các khu vực ven biển có lưu thông đông đúc, đặc biệt là các cửa sông và các lưu vực bán

kín, việc sử dụng rộng rãi các máy lọc khí sẽ tạo thêm áp lực cho môi trường nước. Các áp

lực bổ sung cản trở nỗ lực đạt được tình trạng môi trường tốt phù hợp với quản lý môi

trường biển, chẳng hạn như khái niệm "không suy thoái" của Chỉ thị Khung về Nước của

EU (EU WFD); (EC 2000) và Tiêu chuẩn Chất lượng Môi trường (EQS) và các mục tiêu

môi trường của Chỉ thị Khung Chiến lược Biển của EU (EU MSFD); (EC 2008, Borja và

cộng sự 2017, EC 2017). Bỉ là quốc gia thành viên duy nhất của EC đã thực thi lệnh cấm xả

nước thải của máy lọc khí trên toàn quốc. Vào năm 2016, EC thừa nhận “bằng chứng ngày

càng tăng từ các nghiên cứu và phân tích gần đây về các mẫu nước rửa của các máy lọc khí

hiện có cho thấy nước rửa có chứa hydrocacbon thơm đa vòng (PAH) và các kim loại nặng

(ví dụ: vanadi, kẽm, cadmium, chì và niken ) với số lượng có thể lớn hơn so với suy nghĩ ban

đầu”, nhưng kết luận rằng cần thêm thời gian để thu thập đủ dữ liệu cần thiết.

Các mục tiêu khác đặt ra trong các hiệp định quốc tế cũng gặp thách thức; ví dụ: Quy định 4

của Công ước Quốc tế về Ngăn ngừa Ô nhiễm từ Tàu (MARPOL), Phụ lục VI (IMO 2008)

và Chương trình Nghị sự 2030 và các Mục tiêu Phát triển Bền vững (SDGs), đặc biệt là

SDG 14 - Cuộc sống dưới nước (Đại hội đồng LHQ 2015). Để giải quyết tình trạng đáng

báo động của đại dương và khuyến khích các hành động có tổ chức, khoa học và kỹ thuật

nhằm tạo cơ hội tốt hơn để đạt được các Mục tiêu Phát triển bền vững, Liên hợp quốc đã

Năm

Số t

àu đ

ượ

c tr

ang

bị

máy

lọc

kh

í

https://afi.dnvgl.com/

ICES | HP 2020 | 3

công bố Thập kỷ Khoa học Đại dương vì sự Phát triển Bền vững (2021–2030). Một kết quả

xã hội quan trọng của Thập kỷ Đại dương của Liên hợp quốc là “một đại dương sạch, nơi

các nguồn ô nhiễm được xác định và loại bỏ” (IOC 2019). Nguy cơ ô nhiễm từ các tàu sử

dụng máy lọc khí cũng rất cao đối với các khu bảo tồn biển, một công cụ quản lý chính để

bảo tồn đa dạng sinh học biển, khi các tàu đi qua tất cả trừ 5 trong số hơn 10.000 khu bảo

tồn biển vào năm 2019 (Hình 3).

Việc sử dụng rộng rãi các máy lọc khí sẽ gây ra việc xả thải thường xuyên và lặp đi lặp lại

nước ô nhiễm cao ra môi trường biển. Mối quan tâm xung quanh các tác động tiềm tàng của

ô nhiễm gia tăng này đã trở nên rõ ràng, mặc dù việc sử dụng máy lọc khí trên tàu là tương

đối gần đây. Ngày càng có nhiều cảng, khu vực và tiểu bang đã hạn chế việc sử dụng máy

lọc khí trong lãnh hải của họ. Ở đây chúng tôi trình bày một đánh giá khoa học về tình trạng

kiến thức về các tác động tiềm tàng của máy lọc khí đối với môi trường biển, bao gồm cả

các quá trình sinh địa hóa và các chất gây ô nhiễm như hydrocacbon thơm đa vòng (PAH),

kim loại và hỗn hợp của chúng.

Hình 3.Bản đồ cho thấy sự chồng chéo của lƣu lƣợng tàu và các khu bảo tồn biển trong

năm 2019. Số lƣợng tàu là những tàu duy nhất trong lƣới 1 ° đƣợc theo dõi bằng Hệ

thống Nhận dạng Tự động (AIS). Nguồn dữ liệu: Cơ quan Vũ trụ Canada và Cơ sở dữ

liệu thế giới về các khu vực đƣợc bảo vệ (https://www.protectedplanet.net/).

1.1 Hoạt động của máy lọc khí và tốc độ xả nƣớc thải

Máy lọc khí được phân loại là hệ thống vòng hở (OL), vòng kín (CL) hoặc hệ thống hỗn

hợp (có thể sử dụng chế độ OL và CL); (Hình 4). Máy lọc khí OL thống trị thị trường toàn

cầu hiện tại (81%), trong khi hệ thống hỗn hợp có mặt trong 17% tàu được trang bị máy lọc

khí và hệ thống CL tương đối hiếm (2%). Loại hệ thống hoặc phương thức hoạt động ảnh

Các khu bảo tồn biển

Số lượng tàu năm 2010

(log10 + 1)

https://www.protectedplanet.net/

ICES | HP 2020 | 4

hưởng đến lưu lượng xả và nồng độ chất ô nhiễm trong nước xả của máy lọc khí do các

phương pháp và phương thức xử lý nước khác nhau (như giải thích bên dưới).

Hình 4. Sơ đồ đơn giản của hệ thống máy lọc khí hỗn hợp. Các đƣờng màu xanh lam

nhạt và đậm thể hiện chế độ vòng hở và các đƣờng màu vàng thể hiện chế độ vòng kín.

Đƣợc sửa đổi từ EGCSA (2012), https://www.egcsa.com/ resources / Technical_gallery

/.

Hệ thống vòng hở, còn được gọi là hệ thống nước biển, yêu cầu khối lượng nước biển lớn

(theo thứ tự 10 m3 nước / MWh công suất động cơ) và dựa vào độ kiềm tự nhiên của nó để

loại bỏ các ôxít lưu huỳnh trong quá trình lọc. Nước đã qua sử dụng được thải trực tiếp trở

lại biển, hiếm khi được xử lý để loại bỏ chất rắn hoặc pha loãng với nước biển để giảm độ

chua (xem Hình 4, các đường màu xanh lam đậm và nhạt). Lưu lượng nước trung bình trong

hệ thống OL là 45 m3*

MWh-1

(US EPA 2011, EGCSA 2012, Lloyd‟s Register 2012) và

được Hướng dẫn EGCS coi là cơ sở để xây dựng các tiêu chí xả thải (Phụ lục 16 của MEPC

2008a).Điều này ngụ ý rằng một tàu cỡ trung bình (với công suất động cơ 12 MW) với một

máy lọc được lắp đặt sẽ có lưu lượng xả là 540 m3*

h-1

(~ 143 000 gallon *h-1

). Con số này

cao hơn đáng kể so với lượng nước thải la canh điển hình, nằm trong khoảng 0,01–13 m3 /

ngày (CE Delft và CHEW 2017). Tuy nhiên, tốc độ dòng chảy yêu cầu thay đổi rất nhiều

như một hàm của các đặc tính vật lý - hóa học của nước (nhiệt độ, độ kiềm và độ mặn), hiệu

quả loại bỏ SOX mong muốn (Karle và Turner 2007), và hiệu quả của tiếp xúc nước-khí,

tùy thuộc vào thiết kế hệ thống (EGCSA 2012). Ví dụ, Teuchies và cộng sự (2020) báo cáo

lưu lượng dòng chảy trung bình là 87 ± 50 m3*

MWh-1

, Buhaug và cộng sự (2006) chỉ ra tốc

độ dòng chảy trong khoảng 40–100 m3*

MWh-1

trong khi Schmolke và cộng sự (2020) ghi

nhận tốc độ dòng chảy 75–140 m3*

MWh-1

để giảm SOX hiệu quả trong điều kiện ổn định.

Khí đã lọc thoát ra

Cửa nước đi

ra Cửa để nước biển

đi vào

Khí đi vào

Thêm hóa

chất

Xử lý nước

rửa Lọc bằng

nước sạch

Bộ phận

làm mát

Bể giữ Xử lý nước

rửa Bể xử lý

ICES | HP 2020 | 5

Hệ thống vòng kín, còn được gọi là hệ thống nước ngọt, sử dụng nước ngọt được xử lý bằng

chất kiềm để điều chỉnh mức độ pH nhằm cho phép loại bỏ SOX hiệu quả.Sau quá trình rửa

trong tháp lọc, nước được xử lý, tuần hoàn lại và một phần nhỏ (chảy ra) được chuyển từ hệ

thống và thải ra biển (xem Hình 4, các đường màu vàng). Xả chảy ra ngoài diễn ra sau khi

loại bỏ chất rắn và dao động từ 0,1–0,3 m3*

MWh-1

(MEPC 2008a). Teuchies và cộng sự

(2020) báo cáo lưu lượng dòng chảy trung bình là 0,47 ± 0,25 m3*

MWh-1

. Việc loại bỏ chất

rắn có nghĩa là giảm đáng kể các chất gây ô nhiễm.Ngoài ra, nước chảy ra được lưu trữ

trong bể chứa để xả ra biển sau này (nếu được phép) hoặc thải lên bờ tại các cơ sở tiếp nhận

của cảng. Phần còn lại được loại bỏ trong quá trình xử lý nước (còn được gọi là cặn bùn2)

phải được xử lý trên bờ đúng cách theo Hướng dẫn EGCS, quy định của địa phương và Chỉ

thị gần đây của EU (2019/883) về các phương tiện tiếp nhận tại cảng để vận chuyển chất

thải từ tàu (EC 2019 ).

Trong cả hai hệ thống OL và CL, các chất khác ngoài SOX được chuyển từ khí thải sang

nước rửa và bị cuốn theo nước xả của máy lọc khí (Hình 1). Điều này bao gồm các chất gây

ô nhiễm, chẳng hạn như kim loại nặng, cặn dầu, hydrocacbon thơm đa vòng (PAHs) và oxit

nitơ (Endres và cộng sự, 2018).

1.2 Thành phần hóa học của nƣớc xả máy lọc khí

Một số nghiên cứu đã mô tả thành phần hóa học và nồng độ của các chất gây ô nhiễm trong

nước xả của máy lọc khí từ hệ thống OL (Bảng 1) và CL (Bảng 2). Thành phần hóa học phụ

thuộc vào một số yếu tố, bao gồm thiết kế máy lọc khí và hiệu quả loại bỏ chất gây ô nhiễm,

thành phần nhiên liệu và dầu bôi trơn, và điều kiện hoạt động của tàu (chẳng hạn như tải

động cơ, tuổi tàu và chất lượng đốt, xử lý nước được lắp đặt, v.v.). Ví dụ, sự ăn mòn của hệ

thống máy lọc khí có thể góp phần vào sự hiện diện của kim loại trong nước xả (Den Boer

và Hoen 2015). Trong các hệ thống CL, thời gian lưu trú của nước ảnh hưởng mạnh mẽ đến

chất lượng nước (Kjølholt và cộng sự 2012).Mặc dù thể tích xả CL nhỏ hơn so với thể tích

xả OL điển hình, nhưng nồng độ chất gây ô nhiễm thường cao hơn. Ví dụ, Teuchies và cộng

sự (2020) đã báo cáo nồng độ kim loại (trung bình 40 lần) và PAH (trung bình 1,3 lần) trong

CL cao hơn trong các lần thải OL, và kết luận rằng do quá trình xử lý chảy máu trong hệ

thống CL, lượng chất gây ô nhiễm thải ra đối với môi trường biển ít hơn so với hệ thống OL

(6 lần đối với kim loại và 183 lần đối với PAH).

1.2.1 Kim loại

Mười một kim loại đã được ghi nhận trong nước xả của máy lọc khí; nồng độ cao nhất được

báo cáo là vanadi, niken, đồng và kẽm (Bảng 1 và 2). Kim loại nặng chủ yếu được tìm thấy

ở trạng thái hòa tan trong nước xả của máy lọc khí (Carnival Corporation & PLC và DNV-

GL 2019, Schmolke và cộng sự, 2020). Vanadi và niken có nguồn gốc và tương quan chặt

chẽ với hàm lượng lưu huỳnh của nhiên liệu (Teuchies và cộng sự 2020), nhưng nồng độ

cao của đồng và kẽm không tương ứng với thành phần nhiên liệu (Turner và cộng sự 2017,

Ushakov và cộng sự, 2020). Thay vào đó, những điều này có thể liên quan đến các vật liệu

được sử dụng trong thiết bị của tàu, chẳng hạn như ống lấy mẫu, hệ thống chống hà và các

cực dương bảo vệ chống ăn mòn. Hàm lượng đồng và kẽm tăng cao cũng đã được tìm thấy

trong các mẫu nước đầu vào OL (Schmolke và cộng sự 2020).

2 Nhận xét sau đã chỉnh sửa từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 6

1.2.2 Các chất hữu cơ

Các chất hữu cơ có trong nước xả của máy lọc khí là cặn dầu hydrocacbon (OL: 0,1-0,4 mg

* L-1; CL: 2-21 mg * L-1) (Kjølholt và cộng sự 2012, Magnusson và cộng sự 2018,

Schmolke và cộng sự . 2020, Ushakov và cộng sự 2020) và PAHs (Bảng 1 và 2). Cặn dầu là

thành phần được đốt cháy một phần từ nhiên liệu và dầu bôi trơn. PAH có thể bắt nguồn từ

nhiên liệu (sinh ra dầu) và từ quá trình đốt cháy nhiên liệu (sinh nhiệt).

Bảng 1. Nồng độ các chất gây ô nhiễm trong nƣớc xả của máy lọc khí từ các hệ thống

vòng hở (OL) theo báo cáo của một số nghiên cứu (phỏng theo Linders và cộng sự

(2019)).

Các nghiên cứu [số lƣợng tàu đƣợc lấy mẫu]

A [20] B [5] C

[Lab]

D [1] E [1] F [1] G [1]

Kim loại Giá trị trung bình (µg*L-1) (Tối thiểu-Tối đa)

Asen 0,0 (0-0) 3,3 (1-6,9) 1,0 1,4 0,2 <0,1 1,7

Cadmium 0,0 (0-0) 0,03 (0,01-0,07) 0,035 BD <0,2 0,05 <0,01

Chromium 27,3 (2-60) - 22,8 1,9 4,8 <1,0 1,9

Đồng 45,9 (6-140) 6,4 (1,6-15,7) 8,12 21,0 188 41,6 2,3

Sắt - - 997 - - - -

Chì 72,3 (20-120) 0,08 (0,04-2,1) 1,7 0,61 17,0 5,0 0,64

Thủy ngân 8,0 (8-8) - - - 0,086 <0,1 -

Molypden - - - - - - 11,1

Niken 63,0 (20-240) 15,7 (4-67) 17,9 41,0 42,0 32,8 29,7

Vanadium 213,3 (20-860) 78,4 (11-290) 58,0 162,0 164,3 35,0 111,1

Kẽm 236,4 (20-2,000) 4,7 (2-133) 48,3 6,7 325,0 6,0 10,9

PAHs Giá trị trung bình (µg*L-1) (Tối thiểu-Tối đa)

Acenaphthene 0,34 (0,01-1,6) - - - - - 1,92

Acenaphthylene 0,16 (0,02-0,58) - - - - - 0,027

Anthracene 0,12 (0,02-1,2) - - - - - 0,12

Benzo(a)anthracene 0,23 (0,02-1,2) 0,02 (<0,006-

0,04)

0,006 - - - 0,34

Benzo(a)pyrene 0,11 (0,01-0,55) 0,04 (<0,012-

0,1)

0,014 - - - 1,09

Benzo(b)fluoranthene 0,10 (0,01-0,37) - 0,012 - - - <0,01

Benzo(g,h,i)perylene 0,08 (0,01-0,36) - 0,014 - - - 0,095

Benzo(k)fluoranthene 0,04 (0,01-0,09) - - - - - 0,074

Chrysene 0,26 (0,02-1,6) - - - - - 0,016

Dibenzo(a,h)anthracene 0,03 (0,01-0,08) - 0,006 - - - 0,012

Fluoranthene 0,17 (0,01-0,76) - - - - - 0,021

Fluorene 0,63 (0,04-1,8) - - - - - <0,01

Indeno(1,2,3-c,d)pyrene 0,04 (0,01-0,14) - - - - - <0,01

Naphthalene 3,65 (0,02-14) 3,02 (0,57-9,47) 0,006 - 0,48 - <0,01

Phenanthrene 1,88 (0,08-6,1) 1,61 (0,67-2,89) 0,006 - - - 0,012

Pyrene 0,42 (0,01-2,6) - 0,007 - - - <0,01

PAHEPA16 8,25 (0,31-33,0) 4,69 (1,24-12,5) 0,071 - 0,48 - 3,70

ICES | HP 2020 | 7

A, EGCSA và Euroshore (2018); B, Đức (2018); C, Nhật Bản (2019); D, Koski và cộng sự

(2017); E, Kjølholt và cộng sự (2012); F, Buhaug và cộng sự (Năm 2006); G, Ushakov và

cộng sự (Năm 2020); BD, dưới giới hạn phát hiện.

Bảng 2. Khoảng nồng độ3 chất gây ô nhiễm trong nƣớc thải của máy lọc khí từ các hệ

thống vòng kín (CL) theo báo cáo của một số nghiên cứu (đƣợc chuẩn bị trong dự án

đang thực hiện ImpEx, đƣợc tài trợ bởi Cơ quan Môi trƣờng Đức (UBA), Marin-

Enriquez và cộng sự (2020) )).

Các nghiên cứu [số lƣợng tàu đƣợc lấy mẫu]

A [3] B [4] C [1] D [2]

Kim loại Giá trị (µg*L-1) Tối thiểu-Tối đa

Asen 9-25 <10-30 8,8-9-8 10-20

Cadmium 0,05-0,4 0,96-<20 <0,05-0,09 >0,2-<0,5

Chromium - <10-14.000 - 9-22

Đồng 10-58 <10-200 390-860 32-150

Sắt 304-709 - - -

Chì 1-3 <5-<10 1,6-3,8 0,16-<6

Thủy ngân - <0,200 <0,050 0,001-0,005

Molypden - - - -

Niken 478-6.289 220-6.600 1.300-3,100 830-4,400

Vanadium 3.542-10.637 2.800-25.000 6.100-14.000 9.800-13.000

Kẽm 76-240 40-2.400 160-420 <70

PAHs Giá trị (µg*L-1) Tối thiểu-Tối đa

Acenaphthene <0,005-1,035 0,03-0,49 - 2,10

Acenaphthylene <0,002-0,20 0,01-0,07 - 0,36

Anthracene 2,16-15,0 <0,01-0,11 - <0,13-0,40

Benzo(a)anthracene 0,51-1,96 <0,01-0,09 - 0,21

Benzo(a)pyrene 0,06-0,37 <0,01 <0,01 0,014-<0,10

Benzo(b)fluoranthene 0,19-1,11i) <0,01-0,06 0,10 i) 0,10-0,11

Benzo(g,h,i)perylene 0,07-0,65 <0,01-0,011 <0,02 ii) 0,03-<0,10

Benzo(k)fluoranthene 0,19-1,11i) <0,01 0,10 i) 0,02-0,07

Chrysene 0,55-3,41 <0,01-0,16 - 0,33

Dibenzo(a,h)anthra-

cene

0,04-0,14 <0,01 - <0,10

Fluoranthene 0,66-3,88 0,04-0,44 - 0,22-1,49

Fluorene 0,33-2,89 0,09-1,9 - 3,2

Indeno(1,2,3-c,d)py-

rene

0,03-0,31 <0,01 <0,02 ii) <0,10

Naphthalene 0,12-3,85 0,06-5,7 0,32-0,49 4,4-4,8

Phenanthrene 2,35-20,1 0,49-4,5 - 10,0

Pyrene 0,94-5,90 0,04-0,5 - 0,54

PAHEPA16 11,8-54,4 0,8-12,6 3,8-24 16,0-21,9

A, Schmolke và cộng sự (Năm 2020); B, EGCSA và Euroshore (2018); C, Kjølholt và cộng

sự (2012); D, Magnusson và cộng sự (2018).

3 Đã thêm nhận xét sau từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 8

i) Tổng benzo(b)fluoranthene và benzo(k)fluoranthene; ii) Tổng benzo(g,h,i)perylene và

indeno(1,2,3-c,d)pyrene

1.2.3 pH và độ kiềm

Sự giảm độ pH trong nước được sử dụng để lọc SOX là kết quả của việc hấp thụ SO2 và sự

chuyển hóa của nó thành các dạng sunphat, tạo ra các ion hydro làm tăng độ chua. Các

nghiên cứu đã báo cáo độ pH có tính axit trong các mẫu nước thải OL (2,8–5,8), trong khi

độ pH trong nước thải CL có xu hướng cao hơn (4,9–7,6) (Bảng 3); (Kjølholt và cộng sự

2012, Koski và cộng sự 2017, Magnusson và cộng sự 2018, Schmolke và cộng sự 2020,

Ushakov và cộng sự 2020). Tuy nhiên, phạm vi pH đối với hệ thống OL bao gồm một số

mẫu được lấy sau khi pha loãng, được sử dụng trong một số hệ thống để tăng độ pH của

nước thải trước khi thải ra ngoài nhằm ngăn chặn các tác động cấp tính đến môi trường.

Việc pha loãng trên tàu cũng làm giảm tính chất ăn mòn của nước xả có tính axit trong

đường ống.

Độ kiềm là một thông số quan trọng trong nước rửa để đảm bảo loại bỏ SOX hiệu quả

(Karle và Turner 2007). Trong hệ thống OL, các ion bicacbonat trong nước biển phản ứng

với các ion hydro trung hòa độ axit và tăng độ pH trở lại (Den Boer và Hoen 2015); do đó,

tăng cường khả năng hấp thụ SO2 hơn nữa. Điều này ngụ ý rằng độ kiềm tự nhiên của nước

biển bị tiêu hao bởi quá trình lọc khí. Các phép đo độ kiềm của Schmolke và cộng sự (2020)

cho thấy sự sụt giảm đáng kể nồng độ kali trong hệ thống OL với giá trị đầu vào trong

khoảng 1,6–2,6 mmol * L-1

và giá trị đầu ra trong khoảng 0,0–1,4 mmol * L-1

. Như đã nói ở

trên, trong hệ thống CL, các chất kiềm được thêm vào nước ngọt để điều chỉnh mức độ pH.

Schmolke và cộng sự (2020) báo cáo độ kiềm bằng không (0 mmol * L-1

) trong tất cả các

mẫu nước xả từ hệ thống CL. Cả việc giảm độ pH và tiêu thụ độ kiềm đều làm dấy lên lo

ngại về tác động của việc xả nước trong máy lọc khí đối với quá trình axit hóa đại dương

(xem phần 2.2 Axit hóa).

Bảng 3.Giá trị trung bình (± 95% CI) của nồng độ pH và lƣu huỳnh đối với nƣớc xả

vòng kín và vòng hở và nƣớc đầu vào vòng hở qua các nghiên cứu đã đƣợc công bố4. N

= số lƣợng mẫu bao gồm. Khoảng tin cậy và trung bình của pH đƣợc tính từ các giá trị

10-pH

, tức là [H +]. Nhƣ đƣợc chuẩn bị cho báo cáo dự án EMERGE H2020 của EU

đang đƣợc thực hiện bởi Ytreberg và cộng sự (Năm 2020).

Xả máy lọc khí

vòng hở

Nƣớc đầu vào

vòng hở

Xả máy lọc khí vòng

kín

Tham số 𝑥± 95% CI N 𝑥± 95% CI N 𝑥± 95% CI N

pH 3,85 ± 0,33 36 7,72 ± 0,14 29 4,54 ± 0,51 11

Lƣu huỳnh

(mg*L-1

)

2.200 ± 446 18 2.376 ± 480 13 12.280 ± 10,104 9

1.2.4 Chất dinh dƣỡng

Nitrat trong nước xả của máy lọc khí phụ thuộc nhiều vào nồng độ môi trường trong nước

được lấy để lọc, cũng như NOX được loại bỏ từ khí thải (EGCSA và Euroshore 2018). Tỷ lệ 4 Đã chỉnh sửa các nhận xét sau từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 9

loại bỏ NOX trong các máy lọc khí thông thường thường được giả định là bị giới hạn

(<10%) (Den Boer và Hoen 2015) do khả năng hòa tan nitơ monoxit trong nước kém, có

trong khí thải với lượng cao hơn so với nitơ điôxít hòa tan hơn (Lloyd's Register 2012). Các

mẫu nước xả của máy lọc khí cho thấy nồng độ nitrat trong khoảng <0,03-22,3 mg * L-1

trong OL và <4,4-290 mg * L-1

trong hệ thống CL (EGCSA và Euroshore 2018, Magnusson

và cộng sự 2018, Schmolke và cộng sự, 2020, Ushakov và cộng sự, 2020). Tuy nhiên, có sự

khác biệt đáng kể trong dữ liệu báo cáo (Bảng 4) và gần 30% các phép đo bao gồm phân

tích cả nước đầu vào và nước xả của máy lọc khí, giá trị nitrat được báo cáo trong nước xả

của máy lọc khí thấp hơn so với nồng độ đầu vào. Trong một dự án đang thực hiện do Cơ

quan quản lý Giao thông Vận tải Thụy Điển tài trợ, các chất hóa học tiềm ẩn gây nhiễu

trong phân tích quang phổ của nitrat (có khả năng dẫn đến giá trị nitrat thấp sai) trong nước

xả của máy lọc khí sẽ được chứng minh.

Bảng 4. Nồng độ các chất dinh dƣỡng, nitơ và sắt (trung bình ± 95% CI) đo đƣợc

trong nƣớc xả của máy lọc khí từ hệ thống vòng hở và vòng kín, nƣớc đầu vào liên

quan đến hệ thống vòng hở. N = số lƣợng mẫu bao gồm. Nhƣ đƣợc chuẩn bị cho báo

cáo dự án EMERGE H2020 của EU đang đƣợc thực hiện bởi Ytreberg và cộng sự

(Năm 2020).


vòng hở

Nƣớc đầu vào

vòng hở


vòng kín

Các dạng Nitơ

(mg*L-1)

𝑥± 95%

CI

N 𝑥± 95%

CI

N 𝑥± 95% CI N

Nitrate (NO32-

) 2,83 ±

2,06

31 3,21 ±

2,23

30 110,98 ±

135,73

4

Nitrite (NO2-) 0,76 ±

0,68

28 0,97 ±

1,28

26 55,76 ± 130,71 4

Amoni (NH4+) 0,73 ±

0,03

17 0,07 ±

0,04

14 - -

Sắt 0,24 ±

0,37

4 0,032 ±

0,08

3 - -

1.3 Ƣớc tính tải lƣợng chất gây ô nhiễm của máy lọc khí đối với môi trƣờng5

Tải lượng ô nhiễm ra môi trường từ việc sử dụng máy lọc khí là đáng kể khi so sánh với các

nguồn ô nhiễm khác. Teuchies và cộng sự (2020) mô hình hóa các dòng chất gây ô nhiễm

trong các bến tàu Har-bour ở Cảng Antwerp với kịch bản “CAO” với 20% lượng khí thải

tàu được xử lý bằng máy lọc khí vòng hở. Đối với một số chất gây ô nhiễm, đầu vào từ máy

lọc khí đã vượt quá tổng của tất cả các nguồn đã biết khác: naphthalene (57 kg * năm-1

cho

máy lọc khí so với 19 kg * năm cho tất cả các nguồn khác), phenanthrene (30 kg * năm-1

cho máy lọc khí so với 11 kg * năm-1

cho tất cả các nguồn khác), flo (10 kg * năm-1

cho

máy lọc khí so với 6 kg * năm-1

cho tất cả các nguồn khác) và niken (994 kg * năm-1

cho

máy lọc khí so với 60 kg * năm-1

đối với tất cả các nguồn khác). Biển Baltic, một vùng biển

nước lợ bán kín với lưu thông hàng hải cường độ cao, và Biển Bắc là Khu vực Kiểm soát

5 Nhận xét sau đã chỉnh sửa từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 10

Phát thải Lưu huỳnh đầu tiên được chỉ định (thực thi lần lượt vào năm 2005 và 2006). Theo

các quy định, các phép đo rộng rãi đã được thực hiện ở những vùng biển này để ước tính tải

lượng ô nhiễm từ các máy lọc khí (ví dụ: Jalkanen và Johansson 2019, Schmolke và cộng sự

2020, Ytreberg và cộng sự 2020). Ở các khu vực khác, ước tính về lượng nước xả của máy

lọc khí và tải lượng chất gây ô nhiễm rất khan hiếm. Tuy nhiên, Georgeff và cộng sự (2019)

ước tính 47 triệu tấn xả của máy lọc khí sẽ được thải ra ở Thái Bình Dương thuộc Canada

trong năm 2020.

Đối với Biển Baltic và Biển Bắc, Schmolke và cộng sự (2020) đã sử dụng mô hình phát thải

dựa trên lưu lượng tàu (được xác định bằng cách sử dụng tín hiệu của Hệ thống nhận dạng

tự động [AIS]) để ước tính tổng đầu vào của nước thải và chất ô nhiễm của máy lọc khí.

Lưu lượng xả hàng năm được lập mô hình theo các kịch bản khác nhau có tính đến sự

không chắc chắn về số lượng tàu có lắp máy lọc khí và phạm vi lưu lượng nước xả từ các

giá trị được ghi lại trong chiến dịch lấy mẫu (từ 60 m3 * MWh-1 đến 140 m3 * MWh-1

trong trường hợp vòng hở). Tổng tải lượng ô nhiễm được tính toán dựa trên lượng nước phát

thải ước tính và nồng độ thu được từ việc phân tích các mẫu nước thải (nồng độ tối thiểu và

tối đa). Tổng lượng nước thải ra hàng năm ở Biển Baltic và Biển Bắc dao động từ 210 đến

4500 triệu tấn. Tải lượng phát thải Vanadi và niken từ nước thải của máy lọc khí được ước

tính trong khoảng 3–1407 tấn và 1–331 tấn mỗi năm, tương ứng. Tương tự, tổng lượng phát

thải hàng năm đối với dầu và PAHEPA16 lần lượt dao động từ 11–1226 tấn và 0,3–63 tấn6.

Các báo cáo hàng năm của Viện Khí tượng Phần Lan gửi HELCOM Maritime về khí thải và

xả thải do vận chuyển ở Biển Baltic dựa trên dữ liệu AIS liên quan đến khối lượng tạo ra

của các dòng chất thải khác nhau từ các tàu sử dụng Mô hình Đánh giá Khí thải qua Lưu

lượng Tàu (STEAM, Jalkanen và Johansson (2019)). Từ điều này, Jalkanen và Johansson

(2019) ước tính lưu lượng nước thải của máy lọc khí (giả sử OL: 45 m3 * MWh-1 và CL:

0,25 m3 * MWh-1) ở Biển Baltic là 77 triệu m3 trong năm 2018. Tổng số lượng tàu cá nhân

hoạt động ở Biển Baltic trong năm 2018 là khoảng 8000 chiếc (ước tính khoảng 2000 chiếc

sẽ hoạt động tại bất kỳ thời điểm nào); trong số này, 99 tàu được trang bị máy lọc khí (14

CV, 10 CL và 75 hỗn hợp). Kết hợp với nồng độ chất gây ô nhiễm (nguyên tố vi lượng và

PAH) được biên soạn bởi Ytreberg và cộng sự (2020), một tính toán phạm vi có thể được

thực hiện để so sánh tải lượng chất gây ô nhiễm từ các dòng chất thải trên tàu ở Biển Baltic

trong năm 2018 (Hình 5). Mặc dù gần như tất cả 2000 tàu đều xả nước la canh, nước đen và

xám, tải lượng kim loại và PAH từ 99 tàu được trang bị máy lọc khí cao hơn 10–100 lần,

với tải lượng từ các hệ thống vòng hở chiếm ưu thế.

6 Đã loại bỏ việc so sánh tổng lượng phát thải vào không khí trong toàn bộ khu vực OSPAR sau các cuộc

thảo luận tại ADGSCRUB

ICES | HP 2020 | 11

Chất ô nhiễm

Hình 5. So sánh các nguyên tố vi lƣợng (a), PAH mức thấp (b) và PAH (c) mức cao (c)

tải lƣợng các chất ô nhiễm từ các dòng chất thải liên quan đến vận chuyển ở Biển

Baltic vào năm 2018. PAH (b) và (c) chỉ so sánh tải lƣợng từ nƣớc thải của máy lọc khí

vòng kín và vòng hở với nƣớc la canh, vì nƣớc xám và nƣớc đen đƣợc cho là không

chứa PAH. * Tổng PAH không đƣợc báo cáo đối với nƣớc la canh, nhƣng đƣợc bao

gồm để làm nổi bật rằng chỉ phân tích Tổng EPA 16 PAH, loại trừ ví dụ: PAH đƣợc

alkyl hóa, dẫn đến đánh giá thấp tổng lƣợng phát thải PAH trong nƣớc xả của máy lọc

khí. Dữ liệu từ Jalkanen và cộng sự 2019, và Ytreberg và cộng sự 2020.

Nguyên tố vi lượng

Tải

lư

ợng

(k

g)

nguyên tố vi lượng

La canh

Máy lọc khí (vòng hở)

Máy lọc khí (vòng kín)

Nước xám

Nước đen

Nguồn

Tải

lư

ợng (

kg)

PAHs, tải lượng thấp PAHs, tải lượng cao

Ase

n

Bar

i

Can

xi

Cro

m

Co

ban

Đồ

ng

Ch

ì

Th

ủy

ng

ân

Mo

lyb

den

um

Nik

en

Sel

en

Van

adiu

m

Kẽm

Ace

nap

hte

ne

Ace

nap

hty

len

e

An

thra

cene

Ben

z(a)

anth

race

ne

Ben

z(a)

py

rence

Ben

z(b

)flu

ora

nth

en

e Ben

z(k

)flu

ora

nth

en

e Ben

z(g,h

,i)p

ery

lene

chry

sen

e

Dib

enzo

(a,h

)anth

ra

cene

Flu

ora

nth

ene

Flu

ore

ne

Inden

o(1

23

cd)p

yển

Py

rene

N

apth

tale

ne

Ph

enan

thre

ne

Su

m E

PA

16

PH

A

Tổn

g P

HA

*

ICES | HP 2020 | 12

2 Hậu quả và tác động của nƣớc xả máy của máy lọc khí

Sự kết hợp của các chất gây ô nhiễm, chất axit hóa và chất phú dưỡng trong nước xả của

máy lọc khí có thể gây ảnh hưởng đến môi trường biển. Tuy nhiên, mức độ tác động là một

thách thức để đánh giá vì nó bao gồm các tác động tương tác tiềm ẩn (Rudén 2019) và phụ

thuộc vào các yếu tố liên quan đến tàu như số lượng tàu được trang bị máy lọc, loại hoạt

động và thành phần nhiên liệu, cũng như các yếu tố môi trường, như điều kiện thủy văn, các

đặc tính vật lý và hóa học của nước và các loại sinh vật (Linders và cộng sự 2019).

2.1 Nhiễm bẩn

Ngày nay, ngày càng có nhiều bằng chứng trong phòng thí nghiệm mô tả mối đe dọa độc hại

do các chất thải của máy lọc khí gây ra trên một loạt các quần thể sinh vật biển (Koski và

cộng sự 2017, Endres và cộng sự 2018, Magnusson và cộng sự 2018). Trong khi thông tin

về các tác động trực tiếp liên quan đến hiện trường còn hạn chế, người ta đã nhấn mạnh rằng

việc gia tăng sử dụng các máy lọc khí và xả thải liên quan của chúng có thể gây ra mối đe

dọa lâu dài đối với môi trường ở các khu vực nhạy cảm về mặt sinh thái (Lange và cộng sự

2015). Cũng nên xem xét đến các môi trường tiếp nhận bị tác động nặng nề, chẳng hạn như

cảng và cửa sông nơi các thiết bị xả thải của máy lọc khí có khả năng tiếp tục góp phần tạo

ra một hỗn hợp phức tạp của kim loại, PAH, các chất hữu cơ và các chất ô nhiễm công

nghiệp khác. Mối đe dọa tổng hợp từ các nguồn ô nhiễm này cần phải được tính đến khi

thực hiện các nghiên cứu nhằm xác định nguy cơ môi trường liên quan đến xả thải của máy

lọc khí (Kjølholt và cộng sự 2012, Endres và cộng sự 2018). Faber và cộng sự (2019) đề

xuất rằng việc sử dụng máy lọc khí ở nhiều bến cảng mở rất khó có khả năng vi phạm giới

hạn vượt quá giới hạn hóa học trong nước và trầm tích7. Tuy nhiên, các giả định được đưa ra

trong nghiên cứu đó đã xem xét sự pha loãng như nhau trên toàn khu vực biển, thay vì xem

xét các hành vi vận chuyển một cách chặt chẽ hơn.

Các mô phỏng trong môi trường cảng ước tính mức độ ô nhiễm tăng cao do xả thải của máy

lọc khí. Mô phỏng của cảng Antwerp cho thấy sự gia tăng rõ rệt trong nước bề mặt đối với

naphthalene, với nồng độ tăng 39% trong “kịch bản THẤP” và 189% trong “kịch bản CAO”

và vanadi, tăng 9% trong “kịch bản THẤP” và 46 % trong “kịch bản CAO” (Teuchies và

cộng sự 2020). Kết quả mô hình hóa từ cửa sông Scheldt đối với naphthalene cho thấy nồng

độ tăng 5,0% với “kịch bản THẤP” và 25% với “kịch bản CAO”. Ở cả cảng Antwerp và

cửa sông Scheldt, EQS đối với nước mặt theo WFD của EU đã vượt quá mức đối với

fluoranthene, tiếp tục vượt quá mức do xả thải của máy lọc khí. Niken, kẽm và vanadi đều

gần với EQS ở Cảng Antwerp, và đối với niken và kẽm, sả thải của máy lọc khí dự kiến sẽ

góp phần gây ra sự cố. Ở cửa sông Scheldt, nồng độ được mô hình hóa của pyrene trong

nước mặt cũng tuân theo EQS theo WFD của EU và vanadi gần với EQS.

2.1.1 Nƣớc xả từ máy lọc khí là độc hại đối với hệ sinh vật biển

Nước xả từ máy lọc khí đã được chứng minh là có tác dụng gây chết và gần gây chết đối với

cộng đồng động vật phù du biển, tùy thuộc vào thời gian tiếp xúc và độ pha loãng trong các

thí nghiệm trong phòng thí nghiệm. Ảnh hưởng đối với giáp xác chân chèo (loài giáp xác

thường thấy ở các vùng nước ven biển) bao gồm giảm tỷ lệ sống và tỷ lệ ăn và chậm phát

triển và lột xác. Tỷ lệ tử vong tức thì xảy ra ở 80-100% trường hợp xử lý nước xả trong máy

7Đã chỉnh sửa các nhận xét sau đây từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 13

lọc khí trong vòng vài phút sau khi tiếp xúc, và các tác dụng gần chết mãn tính đa dạng xảy

ra ở lần xử lý 1% trong vòng vài ngày hoặc vài tuần sau khi tiếp xúc (Koski và cộng sự

2017, Magnusson và cộng sự 2018). Mặc dù khó kiểm tra trong môi trường phòng thí

nghiệm, nhưng ảnh hưởng tích lũy của việc tiếp xúc lâu dài với nước xả của máy lọc khí có

thể nghiêm trọng và có khả năng ảnh hưởng đến cấu trúc cộng đồng động vật phù du và sản

xuất thứ cấp liên quan, tùy thuộc vào thời gian lưu lại của nước trong một cảng hoặc bến

cảng khép kín.

Những phản ứng tiêu cực mạnh mẽ này đối với nước xả của máy lọc khí xảy ra ở nồng độ

nước xả của máy lọc khí có kim loại nặng và nồng độ PAH thấp hơn nhiều lần so với nồng

độ gây ra tác động đối với động vật phù du biển khi tiếp xúc với hợp chất đơn (Koski và

cộng sự 2017, Magnusson và cộng sự 2018). Ví dụ, nồng độ niken trong nước xả của máy

lọc khí OL là ≤ 60 µg * L-1

(Bảng 1), trong khi LD50 (Liều gây chết, 50%) của động vật

phù du biển tạo ra niken ở nồng độ cao hơn nhiều là 0,25– 2,6 mg * L-1

(Verriopoulos và

Dimas 1988, Mohammed và cộng sự 2010, Tlili và cộng sự 2016, Zhou và cộng sự 2016).

Tương tự như vậy, LD50 của copepod Oithona davisae tiếp xúc với naphthalene là 7,2 mg *

L-1

(Barata và cộng sự 2005) và LD50 của copepod Pseudodiaptomus pelagicus tiếp xúc với

phenanthrene là 161 µg * L-1

(Kennedy và cộng sự2019 ), cả hai đều cao hơn nhiều lần so

với nồng độ đo được trong nước thải của máy lọc khí (Bảng 1). Do đó, các kim loại nặng và

các hợp chất PAH trong nước xả của máy lọc khí có khả năng tác động hiệp đồng, một hiệu

ứng có thể được tăng cường bởi tính axit, đặc biệt là đối với các kim loại (Parmentier và

cộng sự 2019 và các tài liệu tham khảo trong đó). Ngoài ra, các tác động quan sát được đối

với các loài giáp xác chân chèo có thể do các hợp chất không xác định có trong nước thải

gây ra.

Có nhiều dấu hiệu cho thấy các hợp chất khác trong máy lọc khí thải ra ngoài phân tích cho

đến nay gây ra các tác động độc hại. Các thử nghiệm sinh học in-vitro trên nước xả chảy ra

cho thấy tác động mạnh hơn của phản ứng của thụ thể arylhydrocarbon so với chỉ có thể giải

thích bằng nồng độ PAH (Kathmann và cộng sự In prep.). Thụ thể này làm trung gian cho

các hiệu ứng sinh học quan trọng bao gồm khả năng gây đột biến của các hợp chất như

PAHs, dioxin và PCB giống dioxin ở động vật có xương sống. Nhiều nghiên cứu đã chỉ ra

rằng việc đánh giá tác động độc hại chỉ dựa trên PAH ưu tiên có thể đánh giá thấp sự hiện

diện của chất chủ vận thụ thể aryl-hydrocacbon và các hợp chất gây đột biến (Vondráĉek và

cộng sự 2007, Sun và cộng sự 2014, Lam và cộng sự 2018). Việc mô tả đầy đủ các đặc điểm

của PAH độc hại trong nước thải của máy lọc khí, bao gồm các hợp chất này ở dạng hạt, và

nhiều chất tương đồng alkyl và các chất gây đột biến mạnh và / hoặc chất gây ung thư,

chẳng hạn như C24H14 PAH, hiện nay không được thực hiện thường xuyên (Allen và cộng

sự 1998, Durant và cộng sự 1998, Linders và cộng sự 2019).

2.1.2 Tích tụ sinh học các chất gây ô nhiễm từ nƣớc xả của máy lọc khí

Ngoài các tác động độc hại cấp tính của nước xả từ máy lọc khí, còn có khả năng tích tụ

sinh học các chất gây ô nhiễm trong lưới thực phẩm. Máy lọc khí thải một lượng lớn kim

loại và PAH ở dạng hòa tan, sẵn có sinh học. Các chất gây ô nhiễm ở mức siêu vi lượng này

sẽ tập trung trong sinh vật phù du biển, sinh vật lọc, cá và động vật có vú biển, đến mức có

thể làm suy giảm các chức năng sống và hiệu suất sinh học của chúng (ví dụ Echeveste và

cộng sự 2011 và 2012, Tiano và cộng sự 2014, Battuello và cộng sự 2016, Calbet và cộng

sự 2016, Chouvelon và cộng sự 2019, Ytreberg và cộng sự 2019). Trên thực tế, nồng độ

chất gây ô nhiễm trong sinh vật phù du có thể cao hơn hàng trăm triệu lần so với trong cột

ICES | HP 2020 | 14

nước (ví dụ: Berglund và cộng sự 2000, Gobas và cộng sự 2009, Hallanger và cộng sự

2011, Frouin và cộng sự 2013, Strady và cộng sự . 2015, Chouvelon và cộng sự 2019 và các

tài liệu tham khảo trong đó).

Sự tích tụ sinh học của các chất gây ô nhiễm trong lưới thức ăn biển bị ảnh hưởng bởi nhiều

yếu tố, chẳng hạn như đặc tính của chất gây ô nhiễm (ví dụ: Fisher và cộng sự 2000), sinh

thái sinh vật (Xu và Wang 2001, Wang 2002), và các điều kiện môi trường vật lý và hóa học

(Breitburg và cộng sự1999 , Wang và cộng sự 2001). Tuy nhiên, sinh vật phù du đóng một

vai trò quan trọng trong số phận của nhiều chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy trên quy mô

toàn cầu (Dachs và cộng sự 1999, Galban-Malagon và cộng sự 2013b a và b, Parmentier và

cộng sự 2019).

Cần xem xét gánh nặng cơ thể của các chất gây ô nhiễm thải ra từ các máy lọc khí trong

sinh vật phù du biển và các quần thể sinh vật cấp nhiệt đới cao hơn, cùng với các con đường

tiếp xúc với nước, cần được xem xét trong các đánh giá về tác động tiềm tàng của việc thải

nước vào hệ sinh thái biển. Mặc dù động vật phù du cũng có thể có tỷ lệ thoát ra và giải độc

cao (Wang 2002), sự hiện diện của kim loại nặng trong cá, trai và động vật có vú biển xác

nhận rằng những chất này có thể tích lũy sinh học trong lưới thức ăn, và nồng độ tăng trong

nước và trầm tích phải là liên quan.

Các chất bẩn cũng tích tụ trong trầm tích và chúng có thể ở đó hoặc có thể di chuyển đến cột

nước tùy thuộc vào điều kiện oxy hóa khử và các quá trình từ tính diễn ra; đặc biệt, kim loại

cho thấy tính linh động cao hơn trong nước có độ pH thấp hơn. Hoạt động của các cộng

đồng sinh vật đáy như đào hang và xáo trộn sinh học, cũng như các hoạt động của con

người bao gồm nạo vét ở các bến cảng, có thể tăng cường việc loại bỏ các chất gây ô nhiễm

từ trầm tích đến cột nước. Do đó, trầm tích có thể hoạt động như một bể chứa hoặc nguồn

gây ô nhiễm và sự hiểu biết về hoạt động của hệ thống nước-trầm tích tự nhiên và sự tương

tác của nó với quần thể sinh vật là cần thiết để đánh giá và quản lý các vùng nước. Mặc dù

việc giám sát nguy cơ gây độc sinh thái của trầm tích không được đưa vào WFD của EU

(EC 2000, Borja và cộng sự 2004), một số hướng dẫn quốc tế khác tập trung vào vật chất

nạo vét nhấn mạnh tầm quan trọng của việc kiểm tra độc sinh thái đối với trầm tích ngoài

các xét nghiệm hóa học, vật lý và sinh học. đặc điểm (DelValls và cộng sự 2004). Bằng

cách phân tích các chất gây ô nhiễm trong cả nước và trầm tích để xác định tình trạng chất

lượng nước, các nguồn tài nguyên có thể được nhắm mục tiêu tốt hơn vào các vùng nước

nơi mức độ ô nhiễm có tác động lớn hơn đến cá và các sinh vật biển khác.

2.1.3 Ảnh hƣởng của PAHs và kim loại nặng đối với cá và động vật có vú

Mặc dù không có nghiên cứu nào về tác động trực tiếp của nước xả của máy lọc khí đối với

cá hoặc động vật có vú ở biển, PAHs và kim loại nặng được biết là gây ra những tác động

bất lợi cho những sinh vật này. Các tác động quan sát được của PAH đối với cá trưởng

thành bao gồm mê man, chết, giảm tốc độ tăng trưởng, yếu tố thể trạng thấp hơn, phù nề, rối

loạn chức năng tim, nhiều loại dị tật, tổn thương và khối u ở da và gan, đục thủy tinh thể,

tổn thương hệ thống miễn dịch và khả năng miễn dịch bị tổn hại, estrogen ảnh hưởng, tích

lũy sinh học, tập trung sinh học, chuyển giao dinh dưỡng và thay đổi sinh hóa (Logan 2007).

Tương tự, việc phơi nhiễm mãn tính trong giai đoạn đầu đời của các loài cá nhạy cảm với

một số PAH có thể dẫn đến các tác động xấu đến sự phát triển, bao gồm cả rối loạn chức

năng tim (được xem xét trong Billiard và cộng sự 2008). Tuy nhiên, các phản ứng đối với

PAH có thể thay đổi và được trung hòa bởi lịch sử sống và hệ sinh thái của loài cá và các cơ

ICES | HP 2020 | 15

chế gây ra các tác động bất lợi (Logan 2007), cũng như bởi sự tương tác giữa thời gian tiếp

xúc và nồng độ (Santana và cộng sự 2018). Ảnh hưởng của PAHs thường không cộng tính

được vì hầu hết các tiếp xúc với môi trường là từ hỗn hợp phức tạp của PAHs và nhiều cơ

chế liên quan đến các hiệu ứng phát triển (Incardona và cộng sự 2004, Billiard và cộng sự

2008). Do đó khó có thể dự đoán được nồng độ tối thiểu cần thiết đối với các tác động có

hại của PAHs đối với cá.

Các giai đoạn phát triển ban đầu của cá đặc biệt nhạy cảm với ô nhiễm nước do kim loại

nặng (Jezierska và cộng sự 2009) và mối tương quan âm giữa kích thước cá và nồng độ

cadmium, crom, đồng, sắt, chì và kẽm đã được chứng minh (Canli và Atli 2003) . Cá biển

có xu hướng có hàm lượng asen, cadmium và chì tương đối cao trong mô của chúng so với

các mặt hàng thực phẩm khác của con người (Bosch và cộng sự 2016). Tuy nhiên, ảnh

hưởng của việc thải các kim loại có liên quan đến nước (niken và vanadi) đối với cá, và sự

tích tụ sinh học của chúng trong chuỗi thức ăn, vẫn chưa được nghiên cứu rõ ràng.

Động vật có vú sống ở biển là những động vật săn mồi sống lâu năm, có thể tích tụ hàm

lượng PAH và kim loại tương đối cao trong mô của chúng. Các nghiên cứu về nồng độ chất

ô nhiễm, đặc biệt là kim loại, đã được tiến hành đối với nhiều loài động vật có vú biển trên

khắp thế giới và người ta cho rằng các loài động vật có vú biển là những sinh vật giám sát

sinh học quan trọng đối với nồng độ kim loại (ví dụ Monteiro và cộng sự 2016, Machovsky-

Capuska và cộng sự, 2020, Monteiro và cộng sự 2020). Trong khi nhiều nghiên cứu đã đo

nồng độ chất ô nhiễm, lịch sử cuộc sống của động vật (ví dụ: tuổi, sinh sản, chế độ ăn uống,

tình trạng cơ thể, thời gian nhịn ăn, sẵn có thức ăn, sử dụng môi trường sống, di cư, v.v.) và

những thay đổi liên quan trong sinh lý học có thể ảnh hưởng đến nồng độ chất gây ô nhiễm

mô và độc tố rủi ro. Tuy nhiên, các nghiên cứu đang bắt đầu chứng minh rằng PAHs và kim

loại ở nồng độ cao có thể có tác động tiêu cực đến các loài động vật có vú ở biển. Ví dụ, De

Guise và cộng sự (1996) cho thấy các kim loại có trong Cửa sông St. Lawrence của Canada

có thể dẫn đến việc các cá thể cá voi beluga (Delphinapterus leucas) không có khả năng đáp

ứng miễn dịch đầy đủ và có thể giải thích sự phổ biến của các bệnh nghiêm trọng trong quần

thể đó. Lavery và cộng sự (2009) phát hiện ra rằng cá heo mũi chai trưởng thành Nam Úc

(Tursiops aduncus) với bằng chứng bị tổn thương thận có nồng độ cadmium, đồng và kẽm

trong gan cao hơn đáng kể và hai con cá heo đó có dấu hiệu nhiễm độc kim loại nặng và kéo

dài. Thompson và cộng sự (2007) đã xem xét nồng độ kim loại và PAH trong hải cẩu cảng

Thái Bình Dương (Phoca vitulina richardii) ở cửa sông San Francisco và phát hiện ra rằng

nồng độ này có thể có tác động xấu đến sức khỏe cá thể. Cuối cùng, Desforges và cộng sự

(2016) đã xem xét tác động của các chất gây ô nhiễm môi trường đối với hệ thống miễn dịch

của động vật có vú biển. Họ phát hiện ra sự ức chế hệ thống chức năng miễn dịch ở động

vật có vú biển tiếp xúc với các chất ô nhiễm môi trường và cho rằng việc tiếp xúc với các

chất ô nhiễm độc hại miễn dịch có thể là một yếu tố góp phần làm bùng phát bệnh truyền

nhiễm.

2.2 Axit hóa

Axit hóa đại dương (suy giảm độ pH và độ kiềm) là một trong những yếu tố gây căng thẳng

chính liên quan đến con người ảnh hưởng nghiêm trọng đến các hệ sinh thái biển (ví dụ:

Doney và cộng sự 2009, Turley và Gattuso 2012). Đặc biệt, lượng khí thải vận tải hàng hải

(CO2, SOX và NOX) từ việc đốt dầu nhiên liệu hóa thạch gây ra tác động lên biến đổi khí

hậu toàn cầu làm axit hóa nước biển (Hunter và cộng sự 2011). Quá trình axit hóa liên quan

đến CO2 đang diễn ra trên quy mô toàn cầu, là kết quả của quá trình trao đổi khí tại giao

ICES | HP 2020 | 16

diện không khí-biển, nơi nồng độ CO2 tăng lên trong khí quyển thúc đẩy sự hấp thụ CO2

tăng lên trong đại dương, do đó chuyển hệ thống cacbonat theo hướng giải phóng các proton

(H +) (Phương trình 1).

Phƣơng trình 1. CO2 + H2O <-> HCO3- + H

+<-> CO3

2- + 2H

+ (cân bằng các loại

cacbonat)

Ngược lại với CO2, quá trình axit hóa liên quan đến SOX và NOX đang diễn ra ở quy mô

cục bộ hoặc khu vực theo sau sự lắng đọng của khí thải trong khí quyển (Hunter và cộng sự

2011). Trong khí quyển, SOX và NOX sẽ phản ứng với nước và nhanh chóng chuyển thành

dạng axit mạnh (H2SO4 và HNO3). Hunter và cộng sự (2011) đưa ra mô tả chi tiết về sự

khác biệt giữa quá trình axit hóa lại CO2 so với SOX và NOX và kết luận rằng có hai điểm

khác biệt chính. Thứ nhất, axit đặc hiệu liên quan đến CO2 không làm thay đổi độ kiềm

trong khi mỗi mol axit diprotic mạnh H2SO4 sẽ tiêu thụ 2 lượng kiềm tương đương. Tương

tự, HNO3 monoprotic sẽ làm độ kiềm giảm đi 1 đương lượng. Thứ hai, trên một quy mô

thời gian dài hơn (vài tháng đến một năm) quá trình axit hóa bằng axit mạnh (H2SO4 và

HNO3) sẽ làm tăng áp suất riêng phần của CO2 trong nước (chuyển phương trình 1 sang

trái), dẫn đến dòng CO2 từ đại dương vào khí quyển. Đối với mỗi tấn SO2 được thải ra bởi

các máy lọc khí, sự hấp thụ CO2 trong khí quyển của đại dương giảm đi một nửa tấn (Stips

và cộng sự 2016), làm giảm khả năng hấp thụ CO2 của đại dương (vai trò chìm của đại

dương) và góp phần làm biến đổi khí hậu toàn cầu (Hunter và cộng sự 2011).

2.2.1 Sự giảm pH đƣợc mô hình hóa từ máy lọc khí

Năm 2014, lượng khí thải CO2 từ vận tải toàn cầu chiếm 2,6% tổng lượng khí thải CO2

(Smith và cộng sự 2014). Eyring và cộng sự (2005) và Corbett và cộng sự (2007) ước tính

rằng vận tải là nguyên nhân gây ra 15% lượng khí thải NOX trong không khí của thế giới và

5–8% lượng khí thải SOX. NOX chủ yếu được hình thành từ nitơ trong không khí trong quá

trình đốt cháy ở nhiệt độ cao, trong khi SOX liên kết trực tiếp với thành phần lưu huỳnh của

loại dầu. Ví dụ, nếu 35% đội tàu (về tổng trọng tải) trong Khu vực kiểm soát phát thải lưu

huỳnh Biển Bắc được trang bị máy lọc khí OL, thì tổng lượng SOX thải ra trên biển sẽ cao

hơn 13 lần so với nếu cả đội tàu sử dụng dầu nhiên liệu lưu huỳnh thấp để thay thế (Dulière

và cộng sự 2020).

Các phương pháp tiếp cận mô hình toán học cung cấp các ước tính về sự góp phần vào quá

trình axit hóa đại dương do sử dụng máy lọc khí và từ biến đổi khí hậu trong các vùng toàn

cầu và khu vực (ví dụ: Artioli và cộng sự 2012, Hassellöv và cộng sự 2013, Stips và cộng sự

2016, Turner và cộng sự 2018, Dulière và cộng sự 2020). Các ước tính mô hình về axit hóa

đại dương liên quan đến vận tải biển chủ yếu dựa vào: (1) thông tin sẵn có về CO2, SOX và

NOX đầu vào từ lưu thông hàng hải và (2) khả năng của các mô hình để mô phỏng các quá

trình vật lý và sinh hóa của môi trường biển. Các nghiên cứu thường dựa trên các ước tính

của họ dựa trên phép ngoại suy từ các phép đo lượng nước xả của máy lọc khí hoặc dựa trên

các ước tính được xây dựng lại từ các mô hình phát thải trong lưu thông sử dụng thông tin

về nhiên liệu, đặc điểm và vị trí của tàu (ví dụ: mô hình STEAM3 và DREAM). Các nghiên

cứu đưa ra kết quả được tính trung bình trên các vùng lớn thường ước tính chênh lệch pH

nhỏ hơn (do hiệu ứng làm mịn của giá trị trung bình) so với các kết quả trên các vùng nhỏ

hơn; các nghiên cứu bản địa hóa có thể đưa ra một ước tính thực tế hơn ở các khu vực tiềm

ẩn nhiều vấn đề với lưu thông hàng hải cường độ cao (Bảng 5).

ICES | HP 2020 | 17

Trên quy mô toàn cầu, quá trình axit hóa liên quan đến NOX và SOX do các hoạt động của

con người chỉ là một vài phần trăm của quá trình axit hóa do CO2 gây ra (Doney và cộng sự

2007). Tuy nhiên, ở những khu vực lưu thông hàng hải cường độ cao, nơi cho phép xả nước

bằng máy lọc, quá trình axit hóa đại dương liên quan đến máy lọc khícó thể trở nên tương

đương với quá trình axit hóa CO2 do CO2 gây ra trong vài năm hoặc vài thập kỷ (Dulière và

cộng sự 2020). Xu hướng này gia tăng đối với các biển bán kín và biển kín (Stips và cộng

sự 2016).

Bảng 5. Tổng quan về sự giảm pH hàng năm (axit hóa) để phản ứng với phát thải khí

SO2 và CO2 do tàu, phỏng theo Stips và cộng sự (2016).

Nghiên cứu Khu vực ΔpH*yr-1 (SO2) ΔpH*yr-1 (CO2)

Doney 2007 Toàn cầu <0,0004 ~0,0010

Hunter 2011 Biển Bắc 0,0014 0,0016

Hunter 2011 Biển Baltic 0,0005 0,0018

Hunter 2011 Biển Đông 0,0008 0,0015

Hassellöv 2013 Biển Bắc 0,0024 -

Hassellöv 2013 Toàn cầu 0,0004 -

Beare 2013 Biển Bắc - 0,0

COWI 2013 Sound 0,0010 -

Hagens 2014 Biển Bắc 0,0005 -

Hagens 2014 Biển Baltic 0,0001 -

Bates 2014 Toàn cầu - 0,0018

Omstedt 2015 Biển Baltic 0,0001 -

Stips 2016 Biển Bắc(0-20m) 0,00024 0,0010

Stips 2016 Biển Bắc 0,00011 0,0008

Stips 2016 Rotterdam 0,0025 0,0010

Moldanová 2018 Biển Baltic 0,0001 -

Bindoff 2019 Toàn cầu - 0,0017-0,0027

Dulière 2020 Nam biển bắc 0,0040 -

Dulière 2020 Khu vực ven biển Hà Lan &

Bỉ

Lên tới 0,031 -

Teuchies 2020 Cảng Antwerp Lên tới 0,015 -

2.2.2 Các tác động tiềm tàng đến điều kiện oxy hóa khử và trầm tích cảng8

Độ pH thấp hơn và nhiệt độ ấm hơn của nước xả máy lọc khí so với nước xung quanh có thể

gây ra các tác động gián tiếp thông qua việc thay đổi các điều kiện oxy hóa khử.Đặc biệt,

các chất gây ô nhiễm trong trầm tích có thể được giải phóng nếu có sự thay đổi về điều kiện,

chẳng hạn như môi trường địa phương trở nên có tính axit hơn (Borch và cộng sự 2010,

Grundl và cộng sự 2011).Các bên liên quan đến cảng của Vương quốc Anh lo ngại về cách

8Nhận xét sau đã chỉnh sửa từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 18

thức xả nước của máy lọc khí ấm, axit hóa trong các cảng và bến cảng có thể ảnh hưởng đến

sự sẵn có của các chất gây ô nhiễm (đặc biệt là các loài vô cơ) trong trầm tích (Hiệp hội

Cảng của Anh 2019). Nồng độ chất gây ô nhiễm trầm tích có thể tăng lên thông qua các đầu

vào trực tiếp, như được mô tả trong phần 2.1.2, hoặc gián tiếp do tăng tính di động sau khi

tăng độ axit. Điều này có thể ảnh hưởng đến tình trạng môi trường WFD của EU do nồng độ

chất gây ô nhiễm tăng lên trong nước, cũng như ảnh hưởng đến việc đánh giá trầm tích nạo

vét (theo khuôn khổ quy định quốc gia, ví dụ như hướng dẫn Cefas của Vương quốc Anh) vì

vậy trầm tích trước đây được chấp nhận để thải ra biển không còn được phép và khác có thể

cần các phương pháp xử lý (có thể đắt hơn). Ngoài ra còn có sự không chắc chắn đối với các

bến cảng tiềm ẩn rủi ro cao hơn có mức xả nước thấp.

2.3 Sự phú dƣỡng

Đưa các chất dinh dưỡng dư thừa vào môi trường biển, ví dụ: từ hoạt động nông nghiệp,

nước thải và sự lắng đọng NOX trong khí quyển, có thể gây ra sự suy giảm oxy của các

vùng nước ven biển, tăng nguy cơ tảo nở hoa có hại (Sellner và cộng sự 2003) và giảm đa

dạng sinh học (Smith và Schindler 2009). Các khu vực biển nông với sự thay đổi nước hạn

chế và nguồn dinh dưỡng đầu vào đáng kể, ví dụ: Biển Baltic dễ bị phú dưỡng (ví dụ Diaz

và Rosenberg 2008). Đầu vào chất dinh dưỡng liên quan đến vận tải bị chi phối (> 99%) bởi

sự lắng đọng nitơ trong khí quyển có nguồn gốc từ sự hình thành NOX trong quá trình đốt

cháy nhiên liệu. Trong Hướng dẫn của EGCS, có một giới hạn được đặt ra để loại bỏ tối đa

12% NOX trong khí thải bằng máy lọc khí, tương ứng với nồng độ nitrat 60 mg * L-1

(hoặc

968 µmol * L-1

) trong nước xả . Điều này dẫn đến việc chuyển một cách cục bộ NOX từ khí

thải của tàu sang môi trường biển, so với sự lắng đọng của khí thải trong khí quyển. Koski

và cộng sự (2017) và Ytreberg và cộng sự (2019) cho thấy rằng NOX hấp thụ dưới mức giới

hạn đặt ra đã kích thích sự phát triển của sinh vật phù du vi sinh vật, cho thấy rằng nước xả

từ máy lọc có thể góp phần gây ra hiện tượng phú dưỡng.

Ngày nay, các Quốc gia Biển Baltic có sự đồng thuận rằng cần phải giảm tải chất dinh

dưỡng để cải thiện tình trạng môi trường của Biển Baltic (HELCOM 2018).Tổng lượng dinh

dưỡng đầu vào từ vận chuyển ở Biển Baltic được ước tính chiếm 6% tổng lượng nitơ đầu

vào từ tất cả các nguồn vào năm 2014 (Bartnicki và Benedictow 2017). Raudsepp và cộng

sự (2019) báo cáo ước tính thấp hơn một chút là 1,3–3,3% từ tất cả các nguồn nitơ liên quan

đến vận chuyển, nhưng cũng cho biết rằng đầu vào này có thể tác động cục bộ đến các biến

sinh hóa sinh học khác nhau lên đến 10%. Khi lượng NOX phát thải trên đất liền giảm, tỷ

trọng tương đối của lượng khí thải liên quan đến vận tải biển tăng lên. Vì lý do đó,

MARPOL Phụ lục VI (được thông qua lần đầu tiên vào năm 1997 và được sửa đổi sau đó)

bao gồm quy định về phát thải NOX từ tàu và IMO đã chỉ định Biển Baltic và Biển Bắc là

Khu vực Kiểm soát Phát thải NOX (NECA) kể từ ngày 1 tháng 1 năm 2021.

ICES | HP 2020 | 19

3 Các biện pháp giảm thiểu hiện có và hậu quả môi trƣờng

Sự ra đời và sử dụng của một công nghệ mới trên toàn cầu đã biết đến những tác động bất

lợi và những hậu quả khó lường hiện nay đối với môi trường biển kêu gọi áp dụng nguyên

tắc ngăn ngừa để tránh một ví dụ khác về những bài học muộn màng từ những cảnh báo

sớm (Cơ quan Môi trường Châu Âu 2001). Các cuộc thảo luận về các tác động tiêu cực tiềm

ẩn từ việc sử dụng rộng rãi các máy lọc khí đã được tiến hành trong 20 năm qua (MEPC

1998).Tính liên quan và tính phức tạp của chủ đề này đã dẫn đến nhiều báo cáo được ủy

quyền được đệ trình lên IMO bởi cả các quốc gia thành viên và đại diện của ngành hàng hải

(Linders và cộng sự 2019 và các tài liệu tham khảo trong đó). Hầu hết các nghiên cứu, với

một số ngoại lệ (Kjølholt và cộng sự 2012, Faber và cộng sự 2019, Nhật Bản 2019), kết luận

rằng cần có thêm nghiên cứu về tác động môi trường từ máy lọc khí do thiếu dữ liệu nhất

quán về thành phần nước xả của máy lọc khí, cũng như thiếu hiểu biết về rủi ro tích lũy

trong môi trường biển (Heywood và Kasseris 2019). Tuy nhiên, chắc chắn rằng việc xả

nước của máy lọc khí sẽ tạo thêm áp lực lên các quá trình sinh địa hóa và ô nhiễm môi

trường biển, và các chất ô nhiễm hữu cơ khó phân hủy (POP), chẳng hạn như DL-PCBs,

PCDD và PCDF, được tìm thấy một lượng nhỏ trong nước xả của máy lọc khí (Linders và

cộng sự 2019) cần được nghiên cứu thêm. Việc phát tán nhiều lần các chất POP, bị cấm

theo Công ước Stockholm vì tác động lâu dài, rộng rãi của chúng đối với con người và động

vật hoang dã, có thể góp phần làm suy giảm cấp độ loài và gây ra các tác động trên toàn hệ

sinh thái; một số đồng loại cụ thể, chẳng hạn như TCDD có độc tính cao, được biết là có tác

động đến sinh sản và phát triển trên cá (King-Heiden và cộng sự 2012). Các biện pháp giảm

thiểu để giảm tác động tiêu cực của việc xả nước trong máy lọc khí gồm ba loại: i) tránh xả

nước trong máy lọc khí; ii) tiến bộ công nghệ; và iii) cải thiện các quy định, giám sát và

thực thi.

3.1 Tránh xả thải nƣớc của máy lọc khí

Để tránh hoàn toàn các tác động từ việc xả nước của máy lọc khí đòi hỏi phải sử dụng nhiên

liệu phù hợp. Nhiên liệu chưng cất, như Dầu khí biển (MGO), Khí tự nhiên hóa lỏng (LNG)

hoặc nhiên liệu sinh học, đã được báo cáo là không chứa các kết hợp độc hại giống như dầu

nhiên liệu còn sót lại (Sippula và cộng sự 2014, Corbin và cộng sự 2020, Lehtoranta và

cộng sự 2019, Su và cộng sự 2019) và tuân thủ về phát thải vào không khí, mà không làm

tăng tác động đến môi trường biển. Ngoài việc xả nước của máy lọc khí trong quá trình hoạt

động bình thường, việc sử dụng máy lọc khí cho phép tiếp tục vận chuyển dầu nhiên liệu

nặng trên tàu, trong trường hợp xảy ra sự cố tràn nhiên liệu, có thể gây ra những hậu quả

đáng kể về kinh tế và sinh thái so với sự cố tràn nhiên liệu tẩy rửa (Deere-Jones 2016). Tuy

nhiên, vẫn cần thận trọng đối với các hỗn hợp nhiên liệu mới có hàm lượng lưu huỳnh thấp,

thường được gọi là nhiên liệu hỗn hợp tuân thủ các quy định về hàm lượng lưu huỳnh của

IMO. Những nhiên liệu này có thể chứa nồng độ chất gây ô nhiễm cao hơn so với nhiên liệu

chưng cất (Takasaki và cộng sự 2018, Phần Lan và Đức 2020). Các thử nghiệm ban đầu

cũng cho thấy những loại dầu này có thể không tương thích với các thiết bị làm sạch dầu

tràn hiện có (Hellstrøm 2017), vốn đang tiếp tục được điều tra trong dự án IMAROS (2020)

do EU tài trợ.

Theo Công ước Liên hợp quốc về Luật biển (UNCLOS) (Liên hợp quốc 1982) Điều 195 về

Nghĩa vụ không được chuyển thiệt hại hoặc nguy cơ hoặc biến đổi một loại ô nhiễm này

thành một loại ô nhiễm khác, đã nêu rõ rằng: “Khi thực hiện các biện pháp ngăn chặn, giảm

thiểu và kiểm soát ô nhiễm môi trường biển, các Quốc gia phải hành động để không chuyển

ICES | HP 2020 | 20

giao, trực tiếp hoặc gián tiếp, thiệt hại hoặc nguy cơ từ khu vực này sang khu vực khác hoặc

chuyển đổi loại ô nhiễm này sang loại ô nhiễm khác ”. Hơn nữa, phù hợp với Điều 211 (3)

UNCLOS, các quốc gia có cảng có đầy đủ chủ quyền đối với các cảng của họ; tức là họ có

thể tự do áp dụng các quy định nghiêm ngặt hơn của riêng mình hoặc thậm chí cấm xả nước

từ máy lọc khí (Endres và cộng sự 2018). Để đối phó với những lo ngại lan rộng xung

quanh việc xả nước của máy lọc khí, việc sử dụng các hệ thống lọc khí hoặc xả nước của

máy lọc khí đã bị cấm bởi 28 cảng hoặc khu vực ở các quốc gia trên thế giới (Nepia 2020).

3.2 Đầu tƣ vào tiến bộ công nghệ

Để giảm tác động của nước xả từ máy lọc khí, cần phải có những tiến bộ công nghệ đáng

kể. Một hệ thống lọc không khí CL, trong đó tất cả các chất cặn bã được để lại trong các cơ

sở tiếp nhận cảng sẽ là một giải pháp thay thế giả định, tuy nhiên có nhiều trở ngại cần vượt

qua để coi đây là một lựa chọn thực tế. Thứ nhất, việc loại bỏ các chất gây ô nhiễm ở quy

mô tốc độ sản sinh nước thải của máy lọc khí là một thách thức và đòi hỏi đầu tư vào thiết

bị bổ sung và chuyên môn mới về bảo trì. Có một vài ví dụ về việc bố trí máy lọc không xả

trong đó chất cặn CL được để lại trên bờ, điều này có thể xảy ra trong một số tuyến thương

mại, ví dụ như phà hoạt động trên quãng đường ngắn và trở về cùng một bến cảng. Nếu tất

cả các tàu được trang bị máy lọc khí đều gửi chất thải liên quan đến máy lọc khí ở cảng, thì

sẽ đòi hỏi phải mở rộng lớn các cơ sở tiếp nhận cảng và dẫn đến chi phí vận hành máy lọc

khí cao hơn đáng kể. Thứ hai, việc xử lý bổ sung nước xả của máy lọc khí đồng nghĩa với

việc tăng chi phí hóa chất và tăng tiêu thụ năng lượng (Lindstad và Eskeland 2016). Cuối

cùng, rủi ro do tai nạn tràn dầu nặng vẫn còn với những hậu quả nghiêm trọng có thể xảy ra

(Deere-Jones 2016). Đánh giá đầy đủ lựa chọn của các tiến bộ công nghệ mới sẽ yêu cầu

Đánh giá Vòng đời kỹ lưỡng, điều này nằm ngoài phạm vi của đánh giá này.

3.3 Quy định, giám sát và thực thi

Trong thế kỷ trước, lý do hợp lý cho việc xử lý chất thải và các chất độc hại trong môi

trường nước là “giải pháp cho ô nhiễm là pha loãng”. Tuy nhiên, sự hợp lý này đã bị bác bỏ

rộng rãi với sự ra đời của các hoạt động công nghiệp hiện đại và việc sử dụng và thải bỏ các

hóa chất độc hại mà phần lớn không thể phân hủy sinh học được.Giờ đây, khái niệm lỗi thời

này đang được đưa ra để đáp ứng với những lo ngại về nước xả của máy lọc khí. Nhiều chất

ô nhiễm trong số này tồn tại dai dẳng, có khả năng tích lũy sinh học và gây độc ở liều lượng

rất nhỏ. Các chất ô nhiễm này đã trở thành khối tồn tích mà các đại dương và hệ thống ven

biển trên thế giới đã phải gánh chịu, trên hết là đầu vào liên tục của các chất gây ô nhiễm và

thải ra từ nhiều nguồn khác nhau.

Tránh xả nước của máy lọc khí là một biện pháp ngăn ngừa, bảo vệ giúp giảm nhu cầu giám

sát trên diện rộng, cả trên tàu và tại chỗ, để đảm bảo rằng việc sử dụng máy lọc khí không

làm ảnh hưởng đến tình trạng môi trường ở các khu vực vận chuyển nhiều. Việc sử dụng

rộng rãi máy lọc khí trên tàu có thể gây ra tình trạng vượt quá tiêu chuẩn chất lượng môi

trường, đặc biệt là đối với các khu vực có mật độ vận chuyển cao (Hình 3). Các đầu vào bổ

sung của các chất ô nhiễm khó phân hủy, tích tụ sinh học và độc hại từ nước thải của máy

lọc khí có thể dẫn đến việc không đạt được tình trạng môi trường tốt ở quy mô địa phương

và tiểu vùng cũng như đáp ứng các mục tiêu của các hiệp định và quy định quốc tế như

Công ước Biển khu vực và Chỉ thị Châu Âu ( OSPAR, HELCOM, Công ước Barcelona, EU

MSFD, EU WFD). Cần cập nhật các chương trình nghiên cứu và giám sát môi trường để

bao gồm việc đánh giá và giảm thiểu các tác động đến hệ sinh thái từ sự ra đời của máy lọc

ICES | HP 2020 | 21

khí trên toàn thế giới. Đặc biệt, tầm quan trọng của các yếu tố đầu vào gây ô nhiễm và tác

động của chúng cần được giải quyết thông qua các phương pháp đánh giá tác động tích lũy

xem xét tất cả các nguồn gây ô nhiễm góp phần khác và các áp lực bổ sung của con người

trong một khu vực cụ thể. Một số báo cáo hiện có khẳng định việc sử dụng rộng rãi các máy

lọc không quan tâm đến môi trường biển, tất cả đều bỏ qua nồng độ nền và tác động môi

trường của các nguồn khác trong tính toán của họ (ví dụ: Kjølholt 2012, Japan 2019, MEPC

74 / INF.24, Faber và cộng sự 2019). Các nỗ lực lập mô hình hiện có sẵn về những rủi ro

tiềm ẩn do xả nước của máy lọc khí ở các cảng, ví dụ Faber và cộng sự (2019) có thể được

cải thiện bằng cách lập mô hình các cảng có rủi ro cao, nơi có lượng bùn cát nạo vét đáng kể

và được các tàu du lịch lớn và tàu container sử dụng, đồng thời bằng cách đánh giá thêm các

kịch bản về loại trầm tích và tải lượng ô nhiễm khác nhau.

3.3.1 Thực thi các giới hạn xả nƣớc của máy lọc khí9

Theo Công ước Quốc tế về Kiểm soát và Quản lý Nước dằn và Cặn nước dằn của Tàu

(BWMC) (IMO 2004), các tiêu chuẩn xả thải bắt buộc đối với sự tập trung của các sinh vật

sống được đã được xây dựng và thực thi. Ngược lại với BWMC, nơi tiêu chuẩn xả thải được

bao gồm trong cốt lõi của công ước, trong Quy định 14 của Phụ lục VI Công ước MARPOL

(IMO 2008), hàm lượng lưu huỳnh trong nhiên liệu sử dụng trong hàng hải được quy định

thông qua các giá trị giới hạn đã đặt. Máy lọc khí được định nghĩa là “phương pháp tương

đương” để tuân thủ các giới hạn hàm lượng lưu huỳnh trong nhiên liệu sử dụng trong hàng

hải và các hướng dẫn của EGCS sau đó tập trung vào việc phê duyệt các hệ thống và hệ

thống giám sát đó; do đó, việc thực thi hiện chỉ bao gồm việc đánh giá xem hệ thống đã

được phê duyệt hay chưa và đang hoạt động như đã chỉ ra trong một thời gian giới hạn.

Giảm thiểu hiệu quả các tác động của máy lọc khí cần có các yêu cầu và tiêu chuẩn nghiêm

ngặt, các giao thức giám sát và thực thi rộng rãi, hiệu quả, điều này cũng đồng nghĩa với

việc tăng chi phí.

3.3.2 Các giới hạn xả thải đƣợc sửa đổi

Việc sử dụng máy lọc khí ngày càng tăng đòi hỏi phải cập nhật các giới hạn xả thải đối với

một số chất gây ô nhiễm có mặt với số lượng lớn trong nước xả của máy lọc khí. Phụ lục VI

Công ước MARPOL đã đưa ra các định mức xả thải cho các loại chất thải mới, đặc biệt là

cặn từ các thiết bị lọc, bao gồm bùn, nước thải và nước chảy ra. Tuy nhiên, các quy trình và

thủ tục hài hòa và được phê duyệt chung để đánh giá và kiểm soát việc thải chất gây ô

nhiễm từ các loại chất thải của máy lọc khí mới này vẫn chưa được thiết lập và thống nhất

đầy đủ. Hoàn toàn thiếu các giới hạn xả thải đối với một số chất và nguyên tố có thể gây hại

trong nước xả của máy lọc khí, bao gồm một lượng lớn kim loại và các chất ô nhiễm hữu cơ

khó phân hủy (POP) và cần phải cập nhật và sửa đổi các giới hạn xả thải hiện có đối với một

số chất, chẳng hạn như PAHs.

3.3.2.1 Các chất ô nhiễm kim loại không có trong hƣớng dẫn của EGCS

Hiện tại, không có giới hạn nào về hàm lượng kim loại trong nước xả của máy lọc khí mặc

dù nồng độ vanadi, niken, đồng và kẽm cao. Nồng độ kim loại nặng cao được tìm thấy trong

nước xả (xem phần 1.2) chứng tỏ rằng giá trị giới hạn về độ đục, được đề xuất như một chỉ

số về hàm lượng kim loại trong Hướng dẫn EGCS (MEPC 2008b, 2009 và 2015), không đủ

để bảo vệ môi trường. Có nhu cầu cấp bách về việc cải tiến hơn nữa và liên tục các quy 9 Nhận xét sau đã chỉnh sửa từ RGSCRUB

ICES | HP 2020 | 22

trình phương pháp luận, sửa đổi các giới hạn hiện có và thiết lập các giới hạn mới đối với

hàm lượng kim loại (Bosch và cộng sự 2009, MEPC 2015, Linders và cộng sự 2019).

3.3.2.2 Giới hạn nồng độ xả PAH trong hƣớng dẫn của EGCS

Hướng dẫn của EGCS đã thiết lập tiêu chí xả thải được định nghĩa là PAH phenanthrene

tương đương (PAHphe) đối với nồng độ PAH trong nước xả của máy lọc khí và như một

chất thay thế cho cặn dầu.Giá trị giới hạn phụ thuộc vào tốc độ dòng nước xả cụ thể (t /

MWh). Phương pháp xác định PAHphe được định nghĩa là phép đo quang học với ánh sáng

cực tím hoặc phát hiện huỳnh quang bằng cảm biến trực tuyến được lắp trên tàu, cho phép

theo dõi liên tục sự phóng điện PAH hòa tan. Tuy nhiên, việc đo PAHs bằng phương pháp

quang học có những hạn chế. Phép đo quang học chịu sự giao thoa mạnh (dập tắt, tán xạ ánh

sáng phát ra, v.v.), ví dụ, có thể liên quan đến sự thay đổi nồng độ chất hữu cơ và chất hạt lơ

lửng. Ngoài ra, phép đo quang học bỏ qua các PAH có ở dạng hạt, chỉ có thể được đo bằng

cách lấy mẫu và lọc thường xuyên, sau đó là phân tích sắc ký khí kết hợp khối phổ (GC-

MS) trong phòng thí nghiệm.

Hơn nữa, khái niệm PAHphe, được tạo ra và áp dụng độc quyền theo Hướng dẫn EGCS của

IMO, không được xác định rõ ràng, có thể dẫn đến nhiều sai sót và hiểu lầm. Trong thực tế,

hầu hết tất cả các điểm tương đương PAHphe không phải là nồng độ tổng hợp của PAH

được xác định bằng phân tích GC-MS (Linders và cộng sự 2019).Hơn nữa, xem xét việc

đánh giá thấp PAH trong nước xả của máy lọc khí được báo cáo khi sử dụng các phân tích

Tổng 16 EPA (Hình 5), cần phải đưa PAH được alkyl hóa vào phân tích nước xả của máy

lọc khí.

Cuối cùng, giới hạn xả 50 µg * L-1 PAH đối với máy lọc khí có thể không bảo vệ môi

trường biển. Một ước tính sơ bộ của Linders và cộng sự (2019) cho thấy rằng nếu tất cả các

tàu được trang bị máy lọc OL và tuân thủ giới hạn xả PAH, tổng lượng phát thải của chúng

sẽ cao hơn khoảng 10 lần so với lượng phát thải PAH trên toàn thế giới từ tất cả các nguồn

(tất cả sinh khối và đốt nhiên liệu hóa thạch; Shen và cộng sự( 2013), Gonzalez-Gaya và

cộng sự (2016)). Mặc dù <10% đội tàu toàn cầu đã lắp đặt máy lọc khí cho đến nay, tính

toán này chỉ ra rằng trong điều kiện sử dụng rộng rãi, giới hạn xả PAH hiện tại không đưa ra

bất kỳ hạn chế thực tế nào. Do đó, cần phải sửa đổi các tiêu chí xả thải đối với PAH và xả

dầu trong Hướng dẫn EGCS.

3.3.2.3 Đánh giá lại giới hạn NOX

Việc loại bỏ NOX từ nước xả của máy lọc khí thường được giả định là <10% (Den Boer và

Hoen, 2015), dưới giới hạn hiện tại được đặt ra để loại bỏ tối đa 12% NOX trong khí thải

bằng máy lọc khí. Tại cuộc họp lần thứ 7 của Tiểu ban IMO MEPC về Ngăn ngừa và Ứng

phó với Ô nhiễm (PPR) (PPR 7) vào tháng 2 năm 2020, những lo ngại liên quan đến việc

khó đạt được các phép đo đầy đủ về loại bỏ NOX, cùng với các giá trị nitrat thấp được báo

cáo trong nước xả của máy lọc khí đề xuất loại trừ các giới hạn NOX; tuy nhiên, điều này đã

không nhận được sự ủng hộ. Nên tiếp tục đánh giá các giới hạn NOX, đặc biệt xem xét rằng

việc hấp thụ NOX dưới mức giới hạn đặt ra đã kích thích sự phát triển của cộng đồng sinh

vật phù du vi sinh vật ở Biển Baltic (Koski và cộng sự 2017, Ytreberg và cộng sự 2019).

3.3.2.4 pH và so sánh với nƣớc xung quanh

Mặc dù độ pH thường được coi là một thông số tiêu chuẩn, nhưng cũng cần hiểu rằng việc

đo độ pH trong nước biển, đặc biệt là ở những khu vực có độ mặn giảm dần, không phải là

ICES | HP 2020 | 23

một nhiệm vụ tầm thường (Kuliński và cộng sự 2017). Schmolke và cộng sự (2020) các sai

lệch quan sát được trên các phép đo pH được thực hiện trên tàu với thiết bị đã được hiệu

chuẩn và dữ liệu giám sát trực tuyến trên tàu. Mặc dù đối với hầu hết các mẫu, độ lệch dưới

25%, cần lưu ý rằng sự khác biệt nhỏ của các giá trị pH có nghĩa là những thay đổi đáng kể

do pH dựa trên thang logarit.

Bên cạnh những thách thức về phân tích để thực hiện các phép đo pH chính xác, cũng có

một tiêu chí ngoại lệ trong hướng dẫn EGCS hiện tại có thể dễ bị sai lệch. Theo hướng dẫn,

nước xả của máy lọc khí phải có độ pH không dưới 6,5 đo được khi xả trên tàu. Tuy nhiên,

có một ngoại lệ là trong quá trình điều động và quá cảnh, cho phép chênh lệch tối đa là 2

đơn vị pH giữa các phép đo tại cửa vào của tàu và trên tàu. Nếu nhiều tàu đang vận hành

máy lọc khí trong một khu vực hạn chế, thì pH đầu vào có thể đã thấp hơn pH môi trường tự

nhiên. Do đó, việc sử dụng các giá trị đầu vào và đầu ra so sánh, thay vì một tiêu chuẩn tối

thiểu, có thể tạo ấn tượng sai rằng có thể chấp nhận xả nước có độ pH thấp hơn.

3.3.3 Cần có các giao thức lấy mẫu và báo cáo minh bạch, đƣợc xác định rõ ràng

Việc thực thi các quy định và giới hạn đòi hỏi các giao thức lấy mẫu và báo cáo hiệu quả và

hiệu quả.Cần có các nghiên cứu để hiểu rõ hơn về hiệu quả của máy lọc khí (chủ yếu là loại

bỏ SOX) và việc chuyển các chất gây ô nhiễm từ nước thải của máy lọc khí ra môi trường

biển. Cải thiện việc đánh giá và xác định đầy đủ các đặc tính hóa học của các chất gây ô

nhiễm, chất béo và axit hóa do máy lọc thải ra là điều cần thiết trong bối cảnh này và cần

thực hiện cấp bách. Các quy trình lấy mẫu hiện tại chưa hoàn thiện và có thể gây ra sự sai

lệch đáng kể trong việc định lượng chất thải ô nhiễm.Ví dụ, một số báo cáo đánh giá việc

thải chất gây ô nhiễm bằng máy lọc OL trừ đi nồng độ chất gây ô nhiễm trong nước biển

đầu vào với nồng độ trong nước đầu ra trước khi xả.Nồng độ nước biển đầu vào đã được giả

định không chính xác là nồng độ nền tự nhiên cho khu vực tàu hoạt động. Tuy nhiên, đối

với độ pH đã đề cập trước đây, nồng độ chất gây ô nhiễm trong các mẫu đầu vào bị ảnh

hưởng bởi các chất thải khác ra môi trường, bao gồm từ các máy lọc của tất cả các tàu hoạt

động trong khu vực. Hơn nữa, các mẫu đầu vào thường được thu thập sau khi đi qua các

máy bơm trên tàu và có thể bị ô nhiễm bởi chất bôi trơn của tàu và các đường ống kim loại

(tức là sơn chống hà có chứa đồng trong rương biển và hệ thống bảo vệ đường ống catốt).

Phần chất gây ô nhiễm này, mặc dù không liên quan trực tiếp đến quá trình lọc khí, sẽ

không được thải ra môi trường biển nếu không sử dụng máy lọc; do đó, chúng không nên

được coi là chất gây ô nhiễm nền từ môi trường xung quanh. Phương pháp tiếp cận cân bằng

khối lượng, với việc lấy mẫu bắt buộc và báo cáo về đặc tính hóa học của nước đầu vào,

nước xả máy lọc, nhiên liệu và chất bôi trơn, cùng với dữ liệu về lưu lượng nước và tải

trọng động cơ, để định lượng tốt hơn lượng xả chất gây ô nhiễm, cần được phát triển và áp

dụng ( Lindersvà cộng sự 2019).

ICES | HP 2020 | 24

4 Kết luận

Việc chuyển các chất gây ô nhiễm từ khí thải ra đại dương không làm giảm tác động của

chúng và thay vào đó, việc sử dụng các hệ thống lọc khí đang tạo ra một vấn đề toàn cầu

mới nổi.Việc sử dụng ngày càng nhiều máy lọc khí của tàu để đáp ứng giới hạn phát thải lưu

huỳnh giảm xuống sẽ tạo ra một lượng đáng kể nước thải của máy lọc khí có tính axit và ô

nhiễm. Nước xả của máy lọc khí được ghi nhận là chứa hỗn hợp kim loại nặng, PAH và các

hợp chất hữu cơ khác chưa được xác định. Hỗn hợp này đã chứng minh khả năng gây độc

đáng kể trong các nghiên cứu trong phòng thí nghiệm, gây tử vong ngay lập tức ở sinh vật

phù du và thể hiện tác dụng hiệp đồng tiêu cực.Các chất được tìm thấy trong nước xả của

máy lọc khí có khả năng gây tác động thêm thông qua tích tụ sinh học, axit hóa và phú

dưỡng trong môi trường biển. Trong khi một con tàu đơn lẻ có lắp đặt máy lọc khí có thể

gây ra rủi ro cục bộ, hạn chế đối với sức khỏe hệ sinh thái biển, cộng đồng vận tải biển toàn

cầu sử dụng máy lọc khí để đáp ứng giới hạn phát thải không khí là mối quan tâm nghiêm

trọng. Có thể tránh hoàn toàn các tác động của nước xả của máy lọc khí thông qua việc sử

dụng các nhiên liệu thay thế, chẳng hạn như nhiên liệu chưng cất lưu huỳnh thấp. Nhiên liệu

chưng cất có thêm lợi ích là chúng loại bỏ nguy cơ tràn dầu nặng từ các hoạt động vận

chuyển. Nếu việc sử dụng nhiên liệu chưng cất không được chấp nhận, thì cần phải:

1) đầu tư đáng kể vào các tiến bộ công nghệ và các cơ sở tiếp nhận cảng để cho phép

các hệ thống máy lọc khí vòng kín không xả;

2) các quy trình và tiêu chuẩn được cải tiến để đo lường, giám sát và báo cáo về độ axit

và chất ô nhiễm của nước xả thải;

3) các quy định dựa trên bằng chứng về giới hạn xả nước của máy lọc khí xem xét toàn

bộ các chất gây ô nhiễm.

Tài liệu tham khảo

Abadie, L. M., N. Goicoechea and I. Galarraga (2017). Adapting the shipping sector to

stricter emissions regulations: Fuel switching or installing a scrubber? Transportation

Research Part D: Transport and Environment 57: 237-250.

Allen, J. O., J. L. Durant, N. M. Dookeran, K. Taghizadeh, E. F. Plummer, A. L. Lafleur, A.

F. Sarofim and

K. A. Smith (1998). Measurement of C24H14 polycyclic aromatic hydrocarbons associated

with a size- segregated urban aerosol. Environmental Science & Technology 32(13):

1928-1932.

Artioli, Y., J. C. Blackford, M. Butenschon, J. T. Holt, S. L. Wakelin, H. Thomas, A. V.

Borges and J. I. Allen (2012). The carbonate system in the North Sea: Sensitivity and

model validation. Journal of Marine Systems 102: 1-13.

Barata, C., A. Calbet, E. Saiz, L. Ortiz and J. M. Bayona (2005).Predicting single and

mixture toxicity of petrogenic polycyclic aromatic hydrocarbons to the copepod Oithona

davisae.Environmental Toxicology and Chemistry 24(11): 2992-2999.

Bartnicki, J. and A. Benedictow (2017). Contributions of emissions from different countries

and sectors to atmospheric nitrogen input to the Baltic Sea basin and its sub-basins.

EMEP/MSC-W report for HEL- COM. EMEP/MSC-W TECHNICAL REPORT

2/2017. Oslo. (ISSN 0332-9879). pp: 1-88.

ICES | HP 2020 | 25

Bates, N. R., Y. M. Astor, M. J. Church, K. Currie, J. E. Dore, M. Gonzalez-Davila, L.

Lorenzoni, F. Muller- Karger, J. Olafsson and J. M. Santana-Casiano (2014).A Time-

Series View of Changing Surface Ocean Chemistry Due to Ocean Uptake of

Anthropogenic CO2 and Ocean Acidification.Oceanography 27(1): 126-141.

Battuello, M., P. Brizio, R. M. Sartor, N. Nurra, D. Pessani, M. C. Abete and S. Squadrone

(2016).Zooplank- ton from a North Western Mediterranean area as a model of metal

transfer in a marine environment.Ecological Indicators 66: 440-451.

Beare, D., A. McQuatters-Gollop, T. van der Hammen, M. Machiels, S. J. Teoh and J. M.

Hall-Spencer (2013).

Long-Term Trends in Calcifying Plankton and pH in the North Sea.Plos One 8(5): 10.

Berglund, O., P. Larsson, G. Ewald and L. Okla (2000).Bioaccumulation and differential

partitioning of polychlorinated biphenyls in freshwater, planktonic food webs.Canadian

Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 57(6): 1160-1168.

Billiard, S. M., J. N. Meyer, D. M. Wassenberg, P. V. Hodson and R. T. Di Giulio (2008).

Nonadditive effects of PAHs on early vertebrate development: Mechanisms and

implications for risk assessment. Toxicological Sciences 105(1): 5-23.

Bindoff, N., W. Cheung, J. Kairo, J. Arístegui, V. Guinder, R. Hallberg, N. Hilmi, N. Jiao,

M. Karim, L. Levin,S. O‟Donoghue, S. Purca Cuicapusa, B. Rinkevich, T. Suga, A.

Tagliabue and P. Williamson (2019). Changing Ocean, Marine Ecosystems, and

Dependent Communities. In: IPCC Special Report on the Ocean and Cryosphere in a

Changing Climate. pp: 447-588.

Borch, T., R. Kretzschmar, A. Kappler, P. Van Cappellen, M. Ginder-Vogel, A. Voegelin

and K. Campbell (2010). Biogeochemical Redox Processes and their Impact on

Contaminant Dynamics.Environmental Science & Technology 44(1): 15-23.

Borja, A., M. Elliott, M. C. Uyarra, J. Carstensen and M. Mea (2017). Editorial: Bridging

the Gap between Policy and Science in Assessing the Health Status of Marine

Ecosystems. Frontiers in Marine Science 4: 3.

Borja, A., V. Valencia, J. Franco, I. Muxika, J. Bald, M. J. Belzunce and O. Solaun (2004).

The water framework directive: water alone, or in association with sediment and biota,

in determining quality standards? Marine Pollution Bulletin 49(1-2): 8-11.

Bosch, A. C., B. O'Neill, G. O. Sigge, S. E. Kerwath and L. C. Hoffman (2016). Heavy

metals in marine fish meat and consumer health: a review. Journal of the Science of

Food and Agriculture 96(1): 32-48.

Bosch, P., P. Coenen, E. Fridell, S. Åström, T. Palmer and M. Holland (2009). Cost Benefit

Analysis to Sup- port the Impact Assessment accompanying the revision of Directive

1999/32/EC on the Sulphur Con- tent of certain Liquid Fuels. Final report ED45756 by

AEA to the European Commission. pp: 1-169.

Breitburg, D. L., J. G. Sanders, C. C. Gilmour, C. A. Hatfield, R. W. Osman, G. F. Riedel,

S. B. Seitzinger andK. G. Sellner (1999). Variability in responses to nutrients and trace

elements, and transmission of stressor effects through an estuarine food web.

Limnology and Oceanography 44(3): 837-863.

ICES | HP 2020 | 26

British Ports Association. (2019). "Ports' Open-Loop Scrubber Concerns Must Be

Addressed." Retrieved 30 July, 2020, from https://www.britishports.org.uk/news/bpa-

ports-open-loop-scrubber-concerns-must- be-addressed.

Buhaug, Ø., H. Fløgstad and T. Bakke (2006). MARULS WP3: Washwater Criteria for

seawater exhaust gas- SOx scrubbers. Submitted by United States to MEPC 56 as

document MEPC 56/INF.5.International Maritime Organization. pp: 1-67.

Calbet, A., C. Schmoker, F. Russo, A. Trottet, M. S. Mahjoub, O. Larsen, H. Y. Tong and

G. Drillet (2016). Non-proportional bioaccumulation of trace metals and metalloids in

the planktonic food web of two Singapore coastal marine inlets with contrasting water

residence times.Science of the Total Environment 560: 284-294.

Canli, M. and G. Atli (2003).The relationships between heavy metal (Cd, Cr, Cu, Fe, Pb,

Zn) levels and the size of six Mediterranean fish species.Environmental Pollution

121(1): 129-136.

Carnival Corporation & PLC and DNV-GL (2019).Compilation and Assessment of Lab

Samples from EGCS Washwater Discharge on Carnival Ships.

CE Delft and CHEW (2017).The Management of Ship-Generated Waste On-board Ships.

Publication code 16.7I85.130. Project EMSA/OP/02/2016. pp: 1-90.

Chouvelon, T., E. Strady, M. Harmelin-Vivien, O. Radakovitch, C. Brach-Papa, S. Crochet,

J. Knoery, E. Rozuel, B. Thomas, J. Tronczynski and J.-F. Chiffoleau (2019). Patterns

of trace metal bioaccumulation and trophic transfer in a phytoplankton-zooplankton-

small pelagic fish marine food web. Marine Pollution Bulletin 146: 1013-1030.

Corbett, J. J., C. Wang, J. J. Winebrake and E. Green (2007).Allocation and forecasting of

global ship emissions.Prepared for the Clean Air Task Force and Friends of the Earth

International: Boston, MA, USA. pp: 1-27.

Corbin, J. C., W. H. Peng, J. C. Yang, D. E. Sommer, U. Trivanovic, P. Kirchen, J. W.

Miller, S. Rogak, D. R. Cocker, G. J. Smallwood, P. Lobo and S. Gagne (2020).

Characterization of particulate matter emitted by a marine engine operated with

liquefied natural gas and diesel fuels. Atmospheric Environment 220: 11.

COWI (2013). Assessment of possible impacts of scrubber water discharges on the marine

environment - supplementary note. Danish Environmental Protection Agency. pp: 1-5.

Dachs, J., S. J. Eisenreich, J. E. Baker, F. C. Ko and J. D. Jeremiason (1999). Coupling of

phytoplankton uptake and air-water exchange of persistent organic

pollutants.Environmental Science & Technology 33(20): 3653-3660.

De Guise, S., J. Bernier, D. Martineau, P. Beland and M. Fournier (1996). Effects of in vitro

exposure of beluga whale splenocytes and thymocytes to heavy metals. Environmental

Toxicology and Chemistry 15(8): 1357-1364.

Deere-Jones, T. (2016). Ecological, economic, and social cost of marine/coastal spills of

fuel oils (refinery residuals). Report for the European Climate Foundation. pp: 1-44.

DelValls, T. A., A. Andres, M. J. Belzunce, J. Buceta, M. C. Casado-Martinez, R. Castro, I.

Riba, J. R. Viguri and J. Blasco (2004). Chemical and ecotoxicological guidelines for

managing disposal of dredged ma- terial.Trac-Trends in Analytical Chemistry 23(10-

11): 819-828.

ICES | HP 2020 | 27

Den Boer, E. and M. t. Hoen (2015). Scrubbers – An economic and ecological assessment.

Delft, CE Delft. pp: 1-45.

Desforges, J. P. W., C. Sonne, M. Levin, U. Siebert, S. De Guise and R. Dietz (2016).

Immunotoxic effects of environmental pollutants in marine mammals. Environment

International 86: 126-139.

Diaz, R. J. and R. Rosenberg (2008).Spreading dead zones and consequences for marine

ecosystems.Science321(5891): 926-929.

Doney, S. C., V. J. Fabry, R. A. Feely and J. A. Kleypas (2009). Ocean Acidification: The

Other CO2 Problem.Annual Review of Marine Science 1: 169-192.

Doney, S. C., N. Mahowald, I. Lima, R. A. Feely, F. T. Mackenzie, J. F. Lamarque and P. J.

Rasch (2007). Impact of anthropogenic atmospheric nitrogen and sulfur deposition on

ocean acidification and the inorganic carbon system.Proceedings of the National

Academy of Sciences of the United States of America 104(37): 14580-14585.

Dulière, V., K. Baetens and G. Lacroix (2020). Potential impact of wash water effluents

from scrubbers on water acidification in the southern North Sea. pp: 1-31.

Durant, J. L., A. L. Lafleur, E. F. Plummer, K. Taghizadeh, W. F. Busby and W. G. Thilly

(1998). Human lymphoblast mutagens in urban airborne particles.Environmental

Science & Technology 32(13): 1894- 1906.

EC (2000). The EU Water Framework Directive - integrated river basin management for

Europe. Directive 2000/60/EC of the European Parliament and of the Council of 23

October 2000 establishing a framework for Community action in the field of water

policy. Off. J. Eur. Union L 327. pp: 1-73.

EC (2008).The EU Marine Strategy Framework Directive. Directive 2008/56/EC of the

European Parliament and of the Council establishing a framework for community action

in the field of marine environmental policy, Off. J. Eur. Union L164. pp: 19-40.

EC (2016). Note to the attention of the members of the European Sustainable Shipping

Forum. Commis- sion's views on the discharge of scrubber wash water and the updated

table summarising the position of Member States on the acceptability of discharges of

scrubber wash water - Agenda item 6.C ESSF of 26/1/2016. Directorate-General

Environment.Directorate C - Quality of Life, Water & Air.Unit C.1 - Water and Unit

C.3 - Air. Ref. Ares(2016)254855 - 18/01/2016. pp: 1-12.

EC (2017). Commission Decision (EU) 2017/848 of 17 May 2017 laying down criteria and

methodological standards on good environmental status of marine waters and

specifications and standardised meth- ods for monitoring and assessment, and repealing

Decision 2010/477/EU, Off. J. Eur. Communities L125. pp: 43-74.

EC (2019).Directive (EU) 2019/883 of the European Parliament and of the Council of 17

April 2019 on port reception facilities for the delivery of waste from ships, amending

Directive 2010/65/EU and repealing Directive 2000/59/EC. Off. J. Eur. Union L 151.

pp: 1-116.

Echeveste, P., S. Agusti and J. Dachs (2011).Cell size dependence of additive versus

synergetic effects of UV radiation and PAHs on oceanic

phytoplankton.Environmental Pollution 159(5): 1307-1316.

ICES | HP 2020 | 28

Echeveste, P., S. Agusti and A. Tovar-Sanchez (2012). Toxic thresholds of cadmium and

lead to oceanic phytoplankton: Cell size and ocean basin-dependent effects.

Environmental Toxicology and Chemistry 31(8): 1887-1894.

EGCSA (2012).A practical guide to exhaust gas cleaning systems for the maritime industry.

EGCSA Hand- book 2012. pp: 1-190.

EGCSA and Euroshore (2018). Report on Analyses of Water Samples from Exhaust Gas

Cleaning Systems.

Submitted by CESA to MEPC 73/INF.5. . IMO. pp: 39 pp.

EMERGE (2020). Evaluation, control and Mitigation of the EnviRonmental impacts of

shippinG Emissions, EU Horizon 2020 research and innovation programme under grant

agreement No 874990.

Endres, S., F. Maes, F. Hopkins, K. Houghton, E. M. Martensson, J. Oeffner, B. Quack, P.

Singh and D. Turner (2018). A New Perspective at the Ship-Air-Sea-Interface: The

Environmental Impacts of Exhaust Gas Scrubber Discharge. Frontiers in Marine

Science 5(139).

European Environment Agency (2001). Late lessons from early warnings: the precautionary

principle 1896– 2000. Environmental issue report No 22. Luxembourg: Office for

Official Publications of the European Communities. (ISBN 92-9167-323-4). pp: 1-210.

Eyring, V., H. W. Köhler, J. van Aardenne and A. Lauer (2005). Emissions from

international shipping: 1.The last 50 years. Journal of Geophysical Research-

Atmospheres 110(D17): 12.

Faber, J., D. Nelissen, T. Huigen, H. Shanti, B. van Hattum and F. Kleissen (2019).The

impacts of EGCS washwater discharges on port water and sediment.Submitted to PPR 7

by Cruise Lines International Association (CLIA) Europe as document PPR 7 INF.18.

Delft, CE Delft. pp: 1-62.

Finland and Germany (2020). Initial results of a Black Carbon measurement campaign with

emphasis on the impact of the fuel oil quality on Black Carbon emissions. Submitted by

Finland and Germany to PPR 7 as document PPR 7/8.International Maritime

Organization. pp: 1-9.

Fisher, N. S., I. Stupakoff, S. Sanudo-Wilhelmy, W. X. Wang, J. L. Teyssie, S. W. Fowler

and J. Crusius (2000). Trace metals in marine copepods: a field test of a

bioaccumulation model coupled to laboratory uptake kinetics data. Marine Ecology

Progress Series 194: 211-218.

Frouin, H., N. Dangerfield, R. W. Macdonald, M. Galbraith, N. Crewe, P. Shaw, D. Mackas

and P. S. Ross (2013). Partitioning and bioaccumulation of PCBs and PBDEs in marine

plankton from the Strait of Georgia, British Columbia, Canada.Progress in

Oceanography 115: 65-75.

Galban-Malagon, C. J., N. Berrojalbiz, R. Gioia and J. Dachs (2013a). The "Degradative"

and "Biological" Pumps Controls on the Atmospheric Deposition and Sequestration of

Hexachlorocyclohexanes and Hexachlorobenzene in the North Atlantic and Arctic

Oceans. Environmental Science & Technology 47(13): 7195-7203.

ICES | HP 2020 | 29

Galban-Malagon, C. J., S. Del Vento, N. Berrojalbiz, M. J. Ojeda and J. Dachs

(2013b).Polychlorinated Bi- phenyls, Hexachlorocyclohexanes and Hexachlorobenzene

in Seawater and Phytoplankton from the Southern Ocean (Weddell, South Scotia, and

Bellingshausen Seas).Environmental Science & Technology47(11): 5578-5587.

Georgeff, E., X. Mao and B. Comer (2019).A whale of a problem?Heavy fuel oil exhaust

gas cleaning systems and British Columbias resident killer whales.Submitted to the

PPR 7 meeting by FOEI, WWF and Pacific Environment as document PPR

7/INF.22.International Council on Clean Transportation.

Germany (2018). Results from a German project on washwater from exhaust gas cleaning

systems. Submit- ted to PPR 6 as document PPR 6/INF.20. IMO. pp: 1-16.

Gobas, F. A., W. de Wolf, L. P. Burkhard, E. Verbruggen and K. Plotzke (2009).Revisiting

Bioaccumulation Criteria for POPs and PBT Assessments.Integrated Environmental

Assessment and Management 5(4): 624- 637.

Gonzalez-Gaya, B., M. C. Fernandez-Pinos, L. Morales, L. Mejanelle, E. Abad, B. Pina, C.

M. Duarte, B. Jimenez and J. Dachs (2016). High atmosphere-ocean exchange of

semivolatile aromatic hydrocarbons.Nature Geoscience 9(6): 438-444.

Grundl, T. J., S. Haderlein, J. T. Nurmi and P. G. Tratnyek (2011). Introduction to Aquatic

Redox Chemistry.Aquatic Redox Chemistry.P. G. Tratnyek, T. J. Grundl and S. B.

Haderlein. Washington, Amer Chemical Soc. 1071: 1-14.

Hagens, M., K. A. Hunter, P. S. Liss and J. J. Middelburg (2014). Biogeochemical context

impacts seawater pH changes resulting from atmospheric sulfur and nitrogen deposition.

Geophysical Research Letters 41(3): 935-941.

Hallanger, I. G., N. A. Warner, A. Ruus, A. Evenset, G. Christensen, D. Herzke, G. W.

Gabrielsen and K. Borga (2011). Seasonality in contaminant accumulation in Arctic

marine pelagic food webs using trophic magnification factor as a measure of

bioaccumulation. Environmental Toxicology and Chemistry 30(5): 1026-1035.

Hassellöv, I.-M., D. R. Turner, A. Lauer and J. J. Corbett (2013). Shipping contributes to

ocean acidification.

Geophysical Research Letters 40(11): 2731-2736.

HELCOM (2018).State of the Baltic Sea – Second HELCOM holistic assessment 2011-

2016.Baltic Sea Envi- ronment Proceedings 155.(ISSN 0357-2994). pp: 1-155.

Hellstrøm, K. C. (2017). Weathering Properties and Toxicity of Marine Fuel Oils.Prepared

for Kystverket (Norweigian Coastal Administration).SINTEF. pp: 1-82.

Heywood, J. B. and E. Kasseris (2019).MEPC 74/INF.10 EGCS Environmental Impact

Literature Review.

Submitted by Panama.IMO. pp: 21 pp.

Human Environment and Transport Inspectorate, T. N. (2018).Heavy fuel oil for seagoing

vessels. On-road fuels for West Africa. Blended in the Netherlands. The Hague. pp: 1-

48.

Hunter, K. A., P. S. Liss, V. Surapipith, F. Dentener, R. Duce, M. Kanakidou, N. Kubilay,

N. Mahowald, G. Okin, M. Sarin, M. Uematsu and T. Zhu (2011). Impacts of

ICES | HP 2020 | 30

anthropogenic SOx, NOx and NH3 on acidification of coastal waters and shipping

lanes.Geophysical Research Letters 38: 6.

IMAROS (2020). EU UCPM Improving response capacities and understanding the

environmental impacts of new generation low sulphur MARine fuel Oil Spills. Project

ID 874387, DG/Agency: ECHO.

IMO (2004). International Convention for the Control and Management of Ships' Ballast

Water and Sedi- ments (BWMC). Londonpp: 1-43.

IMO (2008). MARPOL 2008 Amendments to the Annex of Protocol of 1997 to amend the

International Con- vention for the Prevention of Pollution from Ships, 1973, as

modified by the protocol of 1978. (Revised MARPOL Annex VI) (Resolution

MEPC.176(58)).

Incardona, J. P., T. K. Collier and N. L. Scholz (2004). Defects in cardiac function precede

morphological abnormalities in fish embryos exposed to polycyclic aromatic

hydrocarbons. Toxicology and Applied Pharmacology 196(2): 191-205.

IOC (2019). The Science we Need for the Ocean We Want: The United Nations Decade of

Ocean Science for Sustainable Development (2021-2030). Paris. pp: 1-24.

Jalkanen, J.-P.and L. Johansson (2019). Discharges to the sea from Baltic Sea shipping in

2006-2018. Submit- ted by Finland to the Baltic Marine Environment Protection

Commission HELCOM MARITIME 19- 2019, as document INF 13-4. pp: 1-18.

Japan (2019).Proposal on the refinement of the title for a new output and the development

of the guidelines for evaluation and harmonization of developing local rules on

discharge of liquid effluents from EGCS into sensitive waters. Submitted by Japan to

PPR 7 as document PPR 7/12/3. London. International Maritime Organization. pp: 1-5.

Jezierska, B., K. Lugowska and M. Witeska (2009). The effects of heavy metals on

embryonic development of fish (a review). Fish Physiology and Biochemistry 35(4):

625-640.

Karle, I.-M.and D. R. Turner (2007). Seawater Scrubbing - reduction of SOx emissions

from ship exhausts.

Alliance of Global Sustainability. Gothenburg, Sweden. (ISBN: 978-91-976534-1-1). pp: 1-

28.

Kathmann et al.(in prep.).

Kennedy, A. J., T. W. Biber, L. R. May, G. R. Lotufo, J. D. Farrar and A. J. Bednar

(2019).Sensitivity of the Marine Calanoid Copepod Pseudodiaptomus pelagicus to

Copper, Phenanthrene, and Ammonia.Environmental Toxicology and Chemistry 38(6):

1221-1230.

King-Heiden, T. C., V. Mehta, K. M. Xiong, K. A. Lanham, D. S. Antkiewicz, A. Ganser,

W. Heideman andR. E. Peterson (2012). Reproductive and developmental toxicity of

dioxin in fish.Molecular and Cellular Endocrinology 354(1-2): 121-138.

Kjølholt, J. S., S. Aakre, C. Jürgensen and J. Lauridsen (2012). Assessment of possible

impacts of scrubber water discharges on the marine environment. Prepared for Danish

Ministry of the Environment.Environmental Protection Agency.Environmental project

1431. pp: 1-93.

ICES | HP 2020 | 31

Koski, M., C. Stedmon and S. Trapp (2017). Ecological effects of scrubber water discharge

on coastal plankton: Potential synergistic effects of contaminants reduce survival and

feeding of the copepod Acartia tonsa. Marine Environmental Research 129: 374-385.

Kuliński, K., B. Schneider, B. Szymczycha and M. Stokowski (2017). Structure and

functioning of the acid- base system in the Baltic Sea. Earth System Dynamics 8(4):

1107-1120.

Lam, M. M., R. Bulow, M. Engwall, J. P. Giesy and M. Larsson (2018). Methylated PACs

Are More Potent Than Their Parent Compounds: A Study of Aryl Hydrocarbon

Receptor-Mediated Activity, Degrada- bility, and Mixture Interactions in the H4IIE-luc

Assay. Environmental Toxicology and Chemistry 37(5): 1409-1419.

Lange, B., T. Markus and L. P. Helfst (2015).Impacts of scrubbers on the environmental

situation in ports and coastal waters.TEXTE 65/2015.Dessau-Roßlau.(UBA-FB)

002015/E). pp: 1-88.

Lavery, T. J., C. M. Kemper, K. Sanderson, C. G. Schultz, P. Coyle, J. G. Mitchell and L.

Seuront (2009). Heavy metal toxicity of kidney and bone tissues in South Australian

adult bottlenose dolphins (Tur- siops aduncus).Marine Environmental Research 67(1):

1-7.

Lehtoranta, K., P. Aakko-Saksa, T. Murtonen, H. Vesala, L. Ntziachristos, T. Ronkko, P.

Karjalainen, N. Kuittinen and H. Timonen (2019). Particulate Mass and Nonvolatile

Particle Number Emissions from Marine Engines Using Low-Sulfur Fuels, Natural Gas,

or Scrubbers.Environmental Science & Technology 53(6): 3315-3322.

Linders, J., E. Adams, B. Behrends, A. Dock, S. Hanayama, R. Luit, C. Rouleau and J.

Tronczynski (2019). Exhaust Gas Cleaning Systems – A roadmap to risk assessment.

Report of the GESAMP Task Team on exhaust gas cleaning systems.Submitted to PPR

7 as document PPR 7/INF.23. London. IMO. pp: 1-121.

Lloyd‟s Register (2012).Understanding exhaust gas treatment systems – Guidance for

shipowners and operators. pp: 1-56.

Logan, D. T. (2007).Perspective on ecotoxicology of PAHs to fish.Human and Ecological

Risk Assessment13(2): 302-316.

Machovsky-Capuska, G. E., G. von Haeften, M. A. Romero, D. H. Rodriguez and M. S.

Gerpe (2020).Linking cadmium and mercury accumulation to nutritional intake in

common dolphins (Delphinus delphis) from Patagonia, Argentina.Environmental

Pollution 263: 8.

Magnusson, K., P. Thor and M. Granberg (2018). Risk Assessment of marine exhaust gas

EGCS water, Task 2, Activity 3, EGCSs closing the loop. IVL Swedish Environmental

Research Institute. pp: 1-44.

Marin-Enriquez, O., K. Ewert and A. Krutwa (2020).Environmental Impacts of Exhaust Gas

Cleaning Sys- tems for Reduction of SOX on Ships – Analysis of status quo. Interim

report compiled within the framework of the project ImpEx (WP 1). Not published.

MEPC (1998). MEPC 41/WP.5 Agenda item 8. Prevention of air pollution from ships.

Report by the Drafting Group. London. International Maritime Organization. pp: 1-8.

ICES | HP 2020 | 32

MEPC (2008a).MEPC 58/23.Report of the MEPC on its 58th session.Agenda Item 23. pp:

1-274.

MEPC (2008b). Resolution MEPC.170(57) Annex 4. 2008 Guidelines For Exhaust Gas

Cleaning Systems. pp: 1-23.

MEPC (2009). Resolution MEPC.184(59) Annex 9. 2009 Guidelines For Exhaust Gas


MEPC (2015). Resolution MEPC.259(68) Annex 1. 2015 Guidelines for Exhaust Gas


Mohammed, E. H., G. Z. Wang and J. L. Jiang (2010).The effects of nickel on the

reproductive ability of three different marine copepods. Ecotoxicology 19(5): 911-916.

Monteiro, S. S., M. Bozzetti, J. Torres, A. S. Tavares, M. Ferreira, A. T. Pereira, S. Sa, H.

Araujo, J. Bastos- Santos, I. Oliveira, J. V. Vingada and C. Eira (2020). Striped

dolphins as trace element biomonitoring tools in oceanic waters: Accounting for health-

related variables. Science of the Total Environment 699: 9.

Monteiro, S. S., A. T. Pereira, E. Costa, J. Torres, I. Oliveira, J. Bastos-Santos, H. Araujo,

M. Ferreira, J. Vin- gada and C. Eira (2016). Bioaccumulation of trace element

concentrations in common dolphins (Del- phinus delphis) from Portugal.Marine

Pollution Bulletin 113(1-2): 400-407.

Nepia.(2020). "North of England P&I Association Limited. No Scrubs: More Ports Declare

Ban on EGCS Discharges *Update*." Retrieved June 8th 2020, from

https://www.nepia.com/industry-news/no- scrubs-more-ports-declare-ban-on-egcs-

discharges-update/.

Omstedt, A., M. Edman, B. Claremar and A. Rutgersson (2015). Modelling the

contributions to marine acidification from deposited SOx, NOx, and NHx in the Baltic

Sea: Past and present situations. Continental Shelf Research 111: 234-249.

OSPAR (2018).Discharges, Spills and Emissions from Offshore Oil and Gas Installations in

2016. pp: 1-52.

Parmentier, K. F. V., Y. Verhaegen, B. P. De Witte, S. Hoffman, D. H. R. Delbare, P. M.

Roose, K. D. E. Hylland, T. Burgeot, G. J. Smagghe and K. Cooreman (2019).

Tributyltin: A Bottom–Up Regulator of the Crangon crangon Population? Frontiers in

Marine Science 6(633).

Raudsepp, U., I. Maljutenko, M. Kouts, L. Granhag, M. Wilewska-Bien, I.-M.Hassellöv, K.

M. Eriksson, L. Johansson, J.-P.Jalkanen, M. Karl, V. Matthias and J. Moldanova

(2019).Shipborne nutrient dynamics and impact on the eutrophication in the Baltic

Sea.Science of the Total Environment 671: 189-207.

Rudén, C. (2019). Future chemical risk management. Accounting for combination effects

and assessing chemicals in groups. pp: 1-258.

Santana, M. S., L. Sandrini-Neto, F. F. Neto, C. A. O. Ribeiro, M. Di Domenico and M. M.

Prodocimo (2018). Biomarker responses in fish exposed to polycyclic aromatic

hydrocarbons (PAHs): Systematic review and meta-analysis. Environmental Pollution

242: 449-461.

ICES | HP 2020 | 33

Schmolke, S., K. Ewert, M. Kaste, T. Schöngaßner, T. Kirchgeorg and O. Marin-Enriquez

(2020). Environ- mental Protection in Maritime Traffic – Scrubber Wash Water Survey.

Final Report. UBA Texte. Des- sau-Roßlau. Texte 162/2020. German Environment

Agency. ISSN 1862-4804. pp:1-97.

Sellner, K. G., G. J. Doucette and G. J. Kirkpatrick (2003). Harmful algal blooms: causes,

impacts and detec- tion. Journal of Industrial Microbiology & Biotechnology 30(7):

383-406.

Shen, H. Z., Y. Huang, R. Wang, D. Zhu, W. Li, G. F. Shen, B. Wang, Y. Y. Zhang, Y.

C. Chen, Y. Lu, H. Chen, T. C. Li, K. Sun, B. G. Li, W. X. Liu, J. F. Liu and S. Tao

(2013). Global Atmospheric Emissions of Polycyclic Aromatic Hydrocarbons from

1960 to 2008 and Future Predictions.Environmental Science & Technology 47(12):

6415-6424.

Sippula, O., B. Stengel, M. Sklorz, T. Streibel, R. Rabe, J. Orasche, J. Lintelmann, B.

Michalke, G. Abbaszade,

C. Radischat, T. Gröger, J. Schnelle-Kreis, H. Harndorf and R. Zimmermann (2014).

Particle Emissions from a Marine Engine: Chemical Composition and Aromatic

Emission Profiles under Various Operat- ing Conditions. Environmental Science &

Technology 48(19): 11721-11729.

Smith, T. W. P., J. P. Jalkanen, B. A. Anderson, J. J. Corbett, J. Faber, S. Hanayama, E.

O‟Keeffe, S. Parker, L. Johansson, L. Aldous, C. Raucci, M. Traut, S. Ettinger, D.

Nelissen, D. S. Lee, S. Ng, A. Agrawal, J. J. Winebrake, M. Hoen, S. Chesworth and A.

Pandey (2014). Third IMO GHG Study 2014.International Maritime Organization

(IMO) London, UK. pp: 1-327.

Smith, V. H. and D. W. Schindler (2009). Eutrophication science: where do we go from

here? Trends in Ecology & Evolution 24(4): 201-207.

Stips, A., K. Bolding, D. Macías, J. Bruggeman and C. Eayrs (2016).Scoping report on the

potential impact of on-board desulphurisation on the water quality in SOx Emission

Control. pp: 1-61.

Strady, E., M. Harmelin-Vivien, J. F. Chiffoleau, A. Veron, J. Tronczynski and O.

Radakovitch (2015). Po- 210 and Pb-210 trophic transfer within the phytoplankton-

zooplankton -anchovy/sardine food web: a case study from the Gulf of Lion (NW

Mediterranean Sea). Journal of Environmental Radioactivity 143: 141-151.

Su, P. H., P. Geng, L. J. Wei, C. Y. Hou, F. Yin, G. T. Tomy, Y. F. Li and D. L. Feng

(2019). PM and PAHs emissions of ship auxiliary engine fuelled with waste cooking oil

biodiesel and marine gas oil. Iet Intelligent Transport Systems 13(1): 218-227.

Sun, Y., C. A. Miller, T. E. Wiese and D. A. Blake (2014). Methylated phenanthrenes are

more potent than phenanthrene in a bioassay of human aryl hydrocarbon receptor (AhR)

signaling. Environmental Toxicology and Chemistry 33(10): 2363-2367.

Takasaki, K., D. Tsuru, C. Takahashi and T. Takaishi (2018).Combustion Quality of low-

sulphur Marine Fuels after 2020 – will be better or worse? , Rostock.

Teuchies, J., T. J. S. Cox, K. Van Itterbeeck, F. J. R. Meysman and R. Blust (2020).The

impact of scrubber discharge on the water quality in estuaries and ports.Environmental

Sciences Europe 32(1): 103.

ICES | HP 2020 | 34

Thompson, B., T. Adelsbach, C. Brown, J. Hunt, J. Kuwabara, J. Neale, H. Ohlendorf, S.

Schwarzbach, R. Spies and K. Taberski (2007). Biological effects of anthropogenic

contaminants in the San Francisco Estuary.Environmental Research 105(1): 156-174.

Tiano, M., J. Tronczynski, M. Harmelin-Vivien, C. Tixier and F. Carlotti (2014).PCB

concentrations in plankton size classes, a temporal study in Marseille Bay, Western

Mediterranean Sea.Marine Pollution Bulletin 89(1-2): 331-339.

Tlili, S., J. Ovaert, A. Souissi, B. Ouddane and S. Souissi (2016). Acute toxicity, uptake and

accumulation kinetics of nickel in an invasive copepod species: Pseudodiaptomus

marinus. Chemosphere 144: 1729- 1737.

Turley, C. and J. P. Gattuso (2012).Future biological and ecosystem impacts of ocean

acidification and their socioeconomic-policy implications.Current Opinion in

Environmental Sustainability 4(3): 278-286.

Turner, D. R., M. Edman, J. A. Gallego-Urrea, B. Claremar, I.-M.Hassellöv, A. Omstedt

and A. Rutgersson (2018).The potential future contribution of shipping to acidification

of the Baltic Sea.Ambio 47(3): 368- 378.

Turner, D. R., I. M. Hassellöv, E. Ytreberg and A. Rutgersson (2017). Shipping and the

environment: Smoke- stack emissions, scrubbers and unregulated oceanic

consequences. Elementa-Science of the Anthropocene 5.

UN General Assembly (2015). A/RES/70/1 Transforming our world: the 2030 Agenda for

Sustainable De- velopment. Resolution adopted by the General Assembly on 25

September 2015. pp: 1-35.

United Nations (1982).United Nations Convention on the Law of the Sea (UNCLOS). pp: 1-

202.

United States (2003). Guidelines on on-board exhaust gas cleaning systems. Submitted by

the United States to the Sub-committee on ship design and equipment 47th session,

Agenda item 20, as document DE 47/20. London. International Maritime Organization.

pp: 1-7.

US EPA (2011). Exhaust Gas Scrubber Washwater Effluent. United States Environmental

Protection Agency. Office of Wastewater Management Washington, DC. pp: 1-46.

Ushakov, S., D. Stenersen, P. M. Einang and T. Ø. Ask (2020). Meeting future emission

regulation at sea by combining low-pressure EGR and seawater scrubbing.Journal of

Marine Science and Technology 25(2): 482-497.

Wang, W. X. (2002). Interactions of trace metals and different marine food chains. Marine

Ecology Progress Series 243: 295-309.

Wang, W. X., R. C. H. Dei and Y. Xu (2001).Cadmium uptake and trophic transfer in

coastal plankton under contrasting nitrogen regimes.Marine Ecology Progress Series

211: 293-298.

Verriopoulos, G. and S. Dimas (1988).Combined toxicity of copper, cadmium, zinc, lead,

nickel, and chrome to the copepod Tisbe holothuriae. Bulletin of Environmental

Contamination and Toxicology 41(3): 378-384.

Vondráĉek, J., L. Svihalkova-Sindlerova, K. Pencikova, S. Marvanova, P. Krcmar, M.

Ciganek, J. Neca, J. E. Trosko, B. Upham, A. Kozubik and M. Machala (2007).

ICES | HP 2020 | 35

Concentrations of methylated naphthalenes, anthracenes, and phenanthrenes occurring

in Czech river sediments and their effects on toxic events associated with carcinogenesis

in rat liver cell lines. Environmental Toxicology and Chemistry 26(11): 2308- 2316.

Xu, Y. and W. X. Wang (2001).Individual responses of trace-element assimilation and

physiological turno- ver by the marine copepod Calanus sinicus to changes in food

quantity.Marine Ecology Progress Series 218: 227-238.

Ytreberg, E., I.-M.Hassellöv, A. T. Nylund, M. Hedblom, A. Y. Al-Handal and A. Wulff

(2019). Effects of scrubber washwater discharge on microplankton in the Baltic Sea.

Marine Pollution Bulletin 145: 316- 324.

Ytreberg, E., A. Lunde Hermansson and I.-M.Hassellöv (2020). Deliverable 2.1 - Database

and analysis on waste stream pollutant concentrations, and emission factors. EMERGE:

Evaluation, control and Miti- gation of the EnviRonmental impacts of shippinG

Emissions, funded by European Union‟s Horizon 2020 research and innovation

programme under grant agreement No 874990. pp: 1-37.

Zhou, C., V. Vitiello, E. Casals, V. F. Puntes, F. Iamunno, D. Pellegrini, W. Changwen, G.

Benvenuto and I. Buttino (2016). Toxicity of nickel in the marine calanoid copepod

Acartia tonsa: Nickel chloride versus nanoparticles. Aquatic Toxicology 170: 1-12.

ICES | HP 2020 | 36

Phụ lục 1: Biên bản kỹ thuật của Nhóm Đánh giá Máy lọc khí

• RGSCRUB

• Bằng thư từ tháng 8 năm 2020

• Những người tham gia: Sonja Endres (Chủ tịch) và Johannes Teuchies

• Nhóm công tác: WGSHIP

1. Quan điểm của ICES về máy lọc khí - Đánh giá của Sonja Endres

Quan điểm này của ICES thể hiện một nỗ lực lớn nhằm tổng kết và đánh giá các tác động

tiềm tàng của việc lọc khí bằng nước biển trong vận chuyển đối với môi trường biển.Ngoài

ra, các tác giả so sánh các biện pháp giảm thiểu thay thế bao gồm các giải pháp thay thế

công nghệ và vận hành hiện tại và trong tương lai.

Báo cáo này là một bản tóm tắt tuyệt vời về hiện trạng nghiên cứu và phân loại toàn diện

các rủi ro tiềm ẩn của việc sử dụng máy lọc khí.Nó đã được nghiên cứu cẩn thận và viết một

cách dễ hiểu.Các mục tiêu của quan điểm này có mức độ phù hợp cao và được cả các nhà

hoạch định chính sách và ngành công nghiệp quan tâm.

Vì vậy, tôi chỉ có một số nhận xét nhỏ và tôi muốn bổ sung thêm một số ý kiến và nhận xét

sẽ được xem xét ngay trong văn bản:

Chương 1 Sử dụng máy lọc khí trên toàn cầu

- Lắp đặt máy lọc khí trên tàu: Các công ty vận tải cũng lo ngại về sự sẵn có của

nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh thấp trên thị trường. Số lượng hạn chế sẽ làm

tăng chi phí cho họ. Việc lắp đặt EGCS cũng tốn kém nhưng giả định chi phí giảm

cho HFO khiến nó trở thành giải pháp trung gian hấp dẫn trong khi tìm kiếm các

giải pháp thay thế lâu dài như LNG hoặc thậm chí metanol xem triển vọng vận

chuyển không phát thải

Chương 2 Hậu quả

- Một dự án xuyên ngành đang diễn ra có tên ShipTRASE do diễn đàn Belmont tài

trợ sẽ phân tích các khía cạnh môi trường, kinh tế và pháp lý của các cơ chế giảm

phát thải trên tàu như giới thiệu các ECA. Nó sẽ đánh giá hiệu quả của quy định

kiểm soát phát thải hiện hành (hoặc thiếu quy định này) ở các cấp độ khác nhau và

đánh giá các công cụ quản trị. Về chu trình sinh hóa, nó sẽ nghiên cứu tác động của

quá trình xả bụi đối với các hợp chất hữu cơ trong nước biển và nồng độ của các khí

hoạt động khí hậu trong đại dương bề mặt. Để biết thêm thông tin, vui lòng liên hệ

với Christa Marandino, GEOMAR hoặc Anna Rutgersson từ Đại học Uppsala.

Chương 3.3 Quy định, giám sát và thực thi

- Quy định pháp lý về các cấp độ khác nhau, tức là IMO, EU, các quốc gia riêng lẻ,

có thể giải quyết ô nhiễm không khí trên tàu bằng các phương pháp thiết lập tiêu

chuẩn khác nhau. Các tiêu chuẩn pháp lý sửa đổi hoặc mới có thể liên quan đến các

loại nhiên liệu, sử dụng công nghệ giảm thiểu trong quá trình vận hành tàu, các cơ

ICES | HP 2020 | 37

sở tiếp nhận tại cảng để xử lý chất thải và đóng tàu. Cần có sự hợp tác chặt chẽ giữa

khoa học, ngành và những người ra quyết định để đạt được các giải pháp bền vững

và có thể chấp nhận được sẽ được thực hiện và có thể được giám sát. Do công nghệ

phát triển nhanh nên quy định pháp luật cần phải linh hoạt để thích ứng với các lựa

chọn kỹ thuật sắp tới.

Chương 4 Kết luận

- MEPC nhất trí xác định Khu vực Đặc biệt Biển Baltic cấm xả chất lỏng từ các tàu

chở khách mới (từ tháng 6 năm 2019) và hiện có (từ tháng 6 năm 2021) ra biển.

Cho đến nay, xả thải từ máy lọc khí không được bao gồm (hãy sửa giúp tôi nếu tôi

sai) nhưng nên được coi là "nước thải" và do đó bị cấm ở Biển Baltic trong tương

lai.

- Triển vọng tương lai về vận chuyển không phát thải (Chiến lược IMO GHG 2050):

Vào tháng 4 năm 2018, MEPC đã thông qua chiến lược giảm phát thải khí nhà kính

từ tàu. Mục đích là giảm tổng lượng phát thải KNK hàng năm trong vận tải biển

toàn cầu ít nhất 50% vào năm 2050 so với năm 2008. Do đó, trong 25 năm tới, phần

lớn các công ty vận tải biển đang kỳ vọng thay thế các loại dầu nhiên liệu hiện tại

bằng các loại dầu thay thế sạch hơn, chẳng hạn như khí tự nhiên hóa lỏng (LNG)

hoặc metanol và trong một số trường hợp nhất định còn có động cơ điện. Hậu quả

của việc sử dụng nhiên liệu thay thế cần phải được điều tra trước để tránh những tác

dụng phụ, chẳng hạn như những tác dụng phụ có thể xảy ra khi sử dụng máy lọc

khí.

Nhận xét nhỏ:

Sử dụng µg * L-1 thay vì µg / L, tương tự đối với mg / L

2. Quan điểm của ICES về máy lọc khí - Bài đánh giá của Johannes Teuchies

Tôi tin rằng bài đánh giá này rất có giá trị và cung cấp một cái nhìn tổng quan về kiến thức

hiện có về máy lọc khí và tác động tiềm tàng của chúng đối với hệ sinh thái dưới nước. Số

lượng tàu lắp đặt máy lọc khí đang tăng lên nhanh chóng, nhưng pháp luật về xả nước rửa

còn hạn chế và không nhất quán giữa các quốc gia hoặc khu vực. Theo hiểu biết của tôi,

thông tin do ngành công nghiệp hoặc các công ty vận chuyển cung cấp (không có hoặc rất ít

ảnh hưởng từ nước rửa máy lọc khí) không hoàn toàn phù hợp với các kết quả khoa học gần

đây (ảnh hưởng của nước rửa của máy lọc khí được mong đợi, chủ yếu ở một số khu vực

nhất định).

Một số suy nghĩ, đề xuất:

- Đối với tôi, một vấn đề quan trọng liên quan đến tác động của máy lọc khí là sự

khác biệt về tổng lưu lượng chất gây ô nhiễm do máy lọc khí HFO + và MGO.Khi

đọc báo cáo ý kiến này và không quen thuộc với chủ đề, tác động chính của máy lọc

khí có thể được coi là "đánh đổi giảm ô nhiễm không khí nhưng lại làm tăng ô

nhiễm nước".Tuy nhiên, điều quan trọng đối với tôi là tổng lưu lượng chất gây ô

nhiễm ra môi trường (nước + không khí) đối với máy lọc khí HFO + cao hơn nhiều

so với MGO. Hơn nữa, người ta đã được báo cáo rằng, ngoài các dòng nước rửa

được tạo ra, lượng khí thải vào không khí cũng cao hơn đối với máy lọc khí HFO +

ICES | HP 2020 | 38

sau đó đối với MGO đối với một số chất gây ô nhiễm (ví dụ 1). Tôi tin rằng quan

điểm rộng hơn về tác động này rất quan trọng để đưa vào đánh giá rủi ro và có thể

có phần nào được chú ý hơn trong bài báo (trong phần giới thiệu chung, chương về

tải lượng hoặc các biện pháp giảm thiểu,….)?

- Như đã đề cập trong phần văn bản (chương 1.2.4) tác động của máy lọc khí đối với

dòng chảy N và sự phú dưỡng liên quan là rất thấp. Việc giữ N trong nước rửa là

hạn chế và tôi sẽ giả định rằng tổng dòng chảy ra của NOx (không khí + nước) là

tương tự giữa máy lọc khí HFO + và MGO (không phải đối với hầu hết các chất gây

ô nhiễm khác). Tôi tin rằng tác động của máy lọc khí đối với hiện tượng phú dưỡng

là rất hạn chế và tôi muốn đề xuất với sắc thái.

- Trong chương 1.2. 'Thành phần hóa học' sự khác biệt giữa OL và CL được thảo

luận. Sự khác biệt giữa OL và CL cũng tồn tại trong tải lượng (chương 1.3) và rõ

ràng từ Hình 5. Tôi đề nghị thảo luận ngắn gọn về vấn đề này cũng trong văn bản.

- Chương 2 „Hậu quả‟ cung cấp thông tin thú vị về các tác dụng có thể có của kim

loại, PAH, axit hóa, tác dụng hợp lực,… Tuy nhiên, nó khá chung chung. Thông tin

để trả lời câu hỏi liệu xả thải từ máy lọc khí có tác động tiêu cực đến hệ sinh thái

thủy sinh hay không và trong những trường hợp nào bị hạn chế (trong môi trường

thực tế, không dựa trên phòng thí nghiệm). Tôi đồng ý rằng đây là một câu hỏi khó

và thông tin còn hạn chế. Tuy nhiên, tôi đề nghị cố gắng cải thiện mối liên hệ giữa

các thông tin đã cho về tác dụng (độc tính, tích lũy sinh học, pH) và những thay đổi

dự kiến do máy lọc khí gây ra. Thông tin về các yếu tố pha loãng dự kiến và sự thay

đổi nồng độ có thể được bao gồm (ví dụ: tính toán cho một bến cảng trong nghiên

cứu của Teuchies và cộng sự, 2020).

- Ảnh hưởng của nước rửa đối với các điều kiện oxy hóa khử (chương 2.2.2) đối với

tôi là không rõ ràng lắm. Tôi đồng ý rằng axit hóa có thể ảnh hưởng đến tính linh

động của kim loại. Nhưng tôi không rõ điều này liên quan như thế nào đến các phản

ứng oxy hóa khử (xem các chú thích trong văn bản).

- Tôi đồng ý rằng các giới hạn hiện tại được đặt ra đối với các chất gây ô nhiễm trong

nước rửa là không đủ để bảo vệ hầu hết các hệ sinh thái thủy sinh tiếp nhận. Tuy

nhiên, tôi tin rằng việc xác định các giới hạn mới, tổ chức lấy mẫu và có một hệ

thống kiểm soát sẽ vô cùng khó khăn vì một số lý do (1) trong quá trình lấy mẫu,

chúng tôi phát hiện ra rằng nồng độ chất gây ô nhiễm đã dao động trên một tàu sử

dụng một loại nhiên liệu. Rất nhiều yếu tố sẽ ảnh hưởng đến nồng độ nước rửa và

tàu sẽ rất khó biết trong điều kiện nào chúng sẽ đáp ứng các tiêu chí và có thể sử

dụng máy lọc khí. (2) Tác động của việc xả thải sẽ phụ thuộc phần lớn vào điều

kiện của vùng nước tiếp nhận.(3) Để bảo vệ các hệ sinh thái thủy sinh tiếp nhận, tôi

tin rằng giới hạn xả thải (kim loại, PAH,…) sẽ thấp hơn nồng độ đo được trong hầu

hết các loại nước rửa của máy lọc khí. Miễn là các tàu có máy lọc sử dụng HFO,

nồng độ chất gây ô nhiễm trong nước rửa sẽ tăng cao.

Do đó, tôi không chắc sẽ có thể sửa đổi các giới hạn xả thải, một giải pháp. Lệnh

cấm máy lọc khí ở một số khu vực nhất định (ví dụ: sông, bờ biển, cửa sông, bến

cảng) có thể là bước đầu tiên. Tôi tin rằng cần phải làm rõ rằng việc sử dụng máy

ICES | HP 2020 | 39

lọc khí vòng hở như một công nghệ loại bỏ sẽ không góp phần giảm thiểu tác động

của phát thải lưu huỳnh cao (đó là mục tiêu của hướng dẫn về lưu huỳnh của IMO).

Lehtoranta, K .; Aakko-Saksa, P.; Murtonen, T.; Vesala, H.; Ntziachristos, L .; Rönkkö, T.;

Karjalainen, P.; Kuittinen, N.; Timonen, H., Phát thải Khối lượng hạt và Số lượng hạt

không bay hơi từ các động cơ hàng hải sử dụng nhiên liệu có hàm lượng lưu huỳnh thấp,

khí tự nhiên hoặc máy lọc khí. Environ. Sci. Technol. 2019, 53, (6), 3315- 3322.

ICES | HP 2020 | 40

3. Nhận xét của ngƣời đánh giá và phản hồi của tác giả

Ngƣời đánh giá # 1 Phản hồi của tác giả:

Quan điểm của ICES về máy lọc khí - Đánh

giá

Tôi tin rằng bài đánh giá này rất có giá trị và

cung cấp một cái nhìn tổng quan về kiến thức

hiện có về máy lọc khí và tác động tiềm tàng

của chúng đối với hệ sinh thái dưới nước. Số

lượng tàu lắp đặt máy lọc khí đang tăng lên

nhanh chóng, nhưng quy định về xả nước rửa

còn hạn chế và không đồng nhất giữa các quốc

gia hoặc khu vực. Theo hiểu biết của tôi, thông

tin do ngành công nghiệp hoặc các công ty vận

chuyển cung cấp (không hoặc rất ít ảnh hưởng

từ nước rửa máy lọc khí) không hoàn toàn phù

hợp với các kết quả khoa học gần đây (ảnh

hưởng của nước rửa máy máy lọc khí được

mong đợi, chủ yếu ở một số khu vực nhất

định).

Chúng tôi cảm ơn Người đánh giá

số 1 đã xem xét kỹ lưỡng và mang

tính xây dựng đối với tài liệu Cơ

sở về Quan điểm đối với máy lọc

khí. Các câu trả lời cho các câu

hỏi, nhận xét và đề xuất của Người

đánh giá số 1, sẽ được đưa ra bên

dưới và trong tài liệu “Quan điểm

của ICES về tài liệu cơ sở Máy lọc

khí

- sửa đổi ngày 12 tháng 9 năm

2020.docx”.

Một số suy nghĩ, đề xuất

- Đối với tôi, một vấn đề quan trọng liên

quan đến tác động của máy lọc khí là sự khác

biệt về tổng lưu lượng chất gây ô nhiễm do

máy lọc khí HFO + và MGO. Khi đọc báo cáo

ý kiến này và không quen thuộc với chủ đề, tác

động chính của máy lọc khí có thể được hiểu là

"đánh đổi giảm ô nhiễm không khí lại làm tăng

ô nhiễm nước". Tuy nhiên, điều quan trọng đối

với tôi là tổng lưu lượng chất gây ô nhiễm ra

môi trường (nước + không khí) đối với máy lọc

khí HFO + cao hơn nhiều so với MGO. Hơn

nữa, người ta đã được báo cáo rằng, ngoài các

dòng nước rửa được tạo ra, lượng khí thải vào

không khí cũng cao hơn đối với máy lọc khí

HFO + sau đó đối với MGO đối với một số

chất gây ô nhiễm (ví dụ 1). Tôi tin rằng quan

điểm rộng hơn về tác động này rất quan trọng

để đưa vào đánh giá rủi ro và có thể có phần

nào được chú ý hơn trong bài báo (trong phần

giới thiệu chung, chương về tải lượng hoặc các

biện pháp giảm thiểu,….)?

Chúng tôi thừa nhận lý do liên

quan đến máy lọc khí HFO + vs

MGO và sẽ thêm tài liệu tham

khảo được đề xuất. Tuy nhiên,

nhiều tàu sẽ không sử dụng MGO

mà có thể sử dụng các loại nhiên

liệu tuân thủ khác như hỗn hợp

nhiên liệu thế hệ mới, thường được

gọi là nhiên liệu hỗn hợp. Chúng

tôi tin rằng vấn đề này đã được giải

quyết trong tài liệu cơ sở theo 3.1.

“Nhiên liệu chưng cất, như Dầu

khí biển (MGO), Khí tự nhiên hóa

lỏng (LNG) hoặc nhiên liệu sinh

học, đã được báo cáo là không

chứa các kết hợp độc hại như dầu

nhiên liệu còn sót lại (Sippula và

cộng sự 2014, Corbin và cộng sự

2020, Su và cộng sự 2019) và tuân

thủ về phát thải vào không khí mà

không làm tăng tác động đến môi

trường biển. ”

- Như đã đề cập trong phần văn bản (chương Chúng tôi đồng ý rằng tác động

ICES | HP 2020 | 41

1.2.4) tác động của các bộ lọc đối với dòng

chảy N và sự phú dưỡng liên quan là rất thấp.

Việc giữ N trong nước rửa là hạn chế và tôi sẽ

giả định rằng tổng dòng chảy ra của NOx

(không khí + nước) là tương tự giữa máy lọc

khí HFO + và MGO (không phải đối với hầu

hết các chất gây ô nhiễm khác). Tôi tin rằng tác

động của máy lọc khí đối với hiện tượng phú

dưỡng là rất hạn chế và tôi muốn đề xuất với

sắc thái.

của máy lọc khí lên thông lượng N

có lẽ là tác động ít được khám phá

nhất, ví dụ: Ytreberg và cộng sự

2018 phát hiện ra rằng nước xả từ

máy lọc khí kích thích sự phát triển

của các cộng đồng vi sinh vật tự

nhiên. Tại Đại học Công nghệ

Chalmers, chúng tôi hiện cũng

đang xem xét khả năng phân tích

quang phổ của NO2 + NO3 trong

nước xả của máy lọc khí có thể bị

sai lệch do sự can thiệp của một

thứ gì đó trong nước của máy lọc

khí, vì chúng tôi đã quan sát thấy

sự kích thích tăng trưởng mà

không thể giải thích được bằng

thành phần dinh dưỡng và nguyên

tố vi lượng của nước của máy lọc

khí so với đối chứng. Tuy nhiên,

đây là kết quả chưa được công bố

và không thể được đưa vào làm cơ

sở cho Quan điểm. Đồng thời,

nước xả của máy lọc khí không

phải là nước tiêu chuẩn để phân

tích trong phòng thí nghiệm phân

tích, và miễn là nồng độ NO2 +

NO3 không quá cao thì không có

lý do gì để nghi ngờ chúng; bạn sẽ

chỉ ghi nhận nó nếu bạn chạy thử

nghiệm với các nhà sản xuất chính.

Do đó, chúng tôi đã chọn vẫn đề

cập đến Sự phú dưỡng như một

trường hợp, mà không hình dung

nó là mối đe dọa lớn nhất từ các

máy lọc khí. Tuy nhiên, trong ví dụ

Biển Baltic, khả năng đóng góp

vào hiện tượng phú dưỡng từ các

máy lọc khí có thể được quan tâm

nhiều hơn so với các môi trường

không phú dưỡng.

- Trong chương 1.2. 'Thành phần hóa học' sự

khác biệt giữa OL và CL được thảo luận. Sự

khác biệt giữa OL và CL cũng tồn tại trong tải

lượng (chương 1.3) và rõ ràng từ Hình 5. Tôi

đề nghị thảo luận ngắn gọn về vấn đề này cũng

trong văn bản.

Đã thêm văn bản bằng chữ in

nghiêng:

Mặc dù gần như tất cả 2000 tàu xả

nước la canh, nước đen và xám, tải

trọng kim loại và PAH từ 99 tàu

ICES | HP 2020 | 42

được trang bị máy lọc khí cao hơn

10-100 lần, hoàn toàn bị chi phối

bởi vòng hở.

- Chương 2 'Hậu quả' cung cấp thông tin thú

vị về các tác dụng có thể có của kim loại, PAH,

axit hóa, tác dụng hợp lực, ... Tuy nhiên, nó

khá chung chung. Thông tin để trả lời câu hỏi

liệu xả thải từ máy lọc khí có tác động tiêu cực

đến hệ sinh thái thủy sinh hay không và trong

trường hợp nào là hạn chế (trong môi trường

thực tế, không dựa trên phòng thí nghiệm). Tôi

đồng ý rằng đây là một câu hỏi khó và thông

tin còn hạn chế. Tuy nhiên, tôi đề nghị cố gắng

cải thiện mối liên hệ giữa các thông tin đã cho

về tác dụng (độc tính, tích lũy sinh học, pH) và

những thay đổi dự kiến do máy lọc khí gây ra.

Thông tin về các yếu tố pha loãng dự kiến và

sự thay đổi nồng độ có thể được bao gồm (ví

dụ: tính toán cho một bến cảng trong nghiên

cứu của Teuchies và cộng sự, 2020).

Đã thêm đoạn văn sau bằng chữ in

nghiêng:

Các mô phỏng trong môi trường

cảng ước tính mức độ ô nhiễm tăng

cao do xả thải của máy lọc khí. Mô

phỏng của cảng Antwerp cho thấy

sự gia tăng rõ rệt trong nước bề

mặt đối với naphthalene, với nồng

độ tăng 39% trong “kịch bản

THẤP” và 189% trong “kịch bản

CAO” và vanadi, tăng 9% trong

“kịch bản THẤP” và 46 % trong

“kịch bản CAO” (Teuchies et al.

2020). Kết quả mô hình hóa từ cửa

sông Scheldt đối với naphthalene

cho thấy nồng độ tăng 5,0% với

“kịch bản THẤP” và 25% với

“kịch bản CAO”. Ở cả cảng

Antwerp và cửa sông Scheldt, EQS

đối với nước mặt theo EU WFD

đều đã vượt quá đối với

fluoranthene, còn vượt qua mức xả

thải qua máy lọc khí. Niken, kẽm

và vanadi đều gần với EQS ở Cảng

Antwerp, và đối với niken và kẽm,

đóng góp xả thải của máy lọc khí

dự kiến sẽ gây ra vượt quá mức độ.

Ở cửa sông Scheldt, nồng độ được

mô hình hóa của pyrene trong

nước bề mặt cũng vượt quá EQS

theo EU WFD và vanadium gần

với EQS.

- Ảnh hưởng của nước rửa đối với quá trình

oxy hóa khử (chương 2.2.2) đối với tôi không

rõ ràng lắm. Tôi đồng ý rằng axit hóa có thể

ảnh hưởng đến tính linh động của kim loại.

Nhưng tôi không rõ điều này liên quan như thế

nào đến các phản ứng oxy hóa khử (xem các

chú thích trong văn bản).

Các điều kiện oxy hóa khử nói

chung được xác định ở các điều

kiện tiêu chuẩn và sẽ thay đổi theo

các điều kiện hóa lý thay đổi

ví dụ. với độ pH và nhiệt độ thay

đổi (ví dụ: Grundl và cộng sự

2011). Để giải thích đầy đủ về hóa

học oxy hóa khử nằm ngoài phạm

vi của tài liệu này, nhưng chúng tôi

ICES | HP 2020 | 43

đã thêm các tài liệu tham khảo mới

để tạo điều kiện đọc thêm cho bạn

đọc quan tâm.

Vv: độ linh động của kim loại.

Thêm văn bản in nghiêng: do tăng

tính di động sau khi tăng tính axit.

- Tôi đồng ý rằng các giới hạn hiện tại được

đặt ra đối với các chất gây ô nhiễm trong nước

rửa là không đủ để bảo vệ hầu hết các hệ sinh

thái thủy sinh tiếp nhận. Tuy nhiên, tôi tin rằng

việc xác định các giới hạn mới, tổ chức lấy

mẫu và có một hệ thống kiểm soát sẽ vô cùng

khó khăn vì một số lý do: (1) trong quá trình

lấy mẫu, chúng tôi phát hiện ra rằng nồng độ

chất gây ô nhiễm đã dao động trên một tàu sử

dụng một loại nhiên liệu. Rất nhiều yếu tố sẽ

ảnh hưởng đến nồng độ nước rửa và tàu sẽ rất

khó biết trong điều kiện nào chúng sẽ đáp ứng

các tiêu chí và có thể sử dụng máy lọc khí. (2)

Tác động của việc xả thải sẽ phụ thuộc phần

lớn vào điều kiện của vùng nước tiếp nhận. (3)

Để bảo vệ các hệ sinh thái thủy sinh tiếp nhận,

tôi tin rằng giới hạn xả thải (kim loại, PAH,…)

sẽ thấp hơn nồng độ đo được trong hầu hết các

loại nước rửa của máy lọc. Miễn là các tàu có

máy lọc khí sẽ sử dụng HFO, nồng độ chất gây

ô nhiễm trong nước rửa sẽ tăng cao.

Do đó, tôi không chắc sẽ có thể sửa đổi các

giới hạn xả thải, một giải pháp. Lệnh cấm máy

lọc khí ở một số khu vực nhất định (ví dụ:

sông, bờ biển, cửa sông, bến cảng) có thể là

bước đầu tiên. Tôi tin rằng cần phải làm rõ

rằng việc sử dụng máy lọc khí vòng hở như

một công nghệ loại bỏ sẽ không góp phần giảm

thiểu tác động của phát thải lưu huỳnh cao (đó

là mục tiêu của hướng dẫn về lưu huỳnh của

IMO).

Đồng ý về việc tăng chi phí cho

việc kiểm soát và giám sát tăng

cường, thêm văn bản in nghiêng:

Giảm thiểu hiệu quả các tác động

của máy lọc khí cần có các yêu cầu

và tiêu chuẩn nghiêm ngặt, các quy

trình giám sát và thực thi hiệu quả

trên diện rộng, điều này cũng đồng

nghĩa với việc tăng chi phí

Không, và người ta không đề xuất

rằng việc sửa đổi các giới hạn xả

thải sẽ giải quyết được vấn đề,

nhưng nếu các máy lọc khí vẫn

được tiếp tục sử dụng, thì cần phải

có các biện pháp thay thế khẩn cấp

như đã tóm tắt trong phần Kết

luận.

Lehtoranta, K .; Aakko-Saksa, P.; Murtonen,

T.; Vesala, H.; Ntziachristos, L .; Rönkkö,

T.; Karjalainen, P.; Kuit- tinen, N.;

Timonen, H., Phát thải Khối lượng hạt và Số

lượng hạt không bay hơi từ các động cơ

hàng hải sử dụng nhiên liệu có hàm lượng

Được thêm vào

ICES | HP 2020 | 44

lưu huỳnh thấp, khí tự nhiên hoặc máy lọc

khí.Environ. Sci. Technol. 2019, 53, (6),

3315-3322.

Ngƣời đánh giá # 2 Phản hồi của tác giả:

Quan điểm của ICES về máy lọc khí - Đánh giá

Quan điểm này của ICES thể hiện một nỗ lực lớn

nhằm tổng kết và đánh giá các tác động tiềm tàng

của việc lọc khí bằng nước biển trong vận chuyển

đối với môi trường biển. Ngoài ra, các tác giả so

sánh các biện pháp giảm thiểu thay thế bao gồm

các giải pháp thay thế công nghệ và hoạt động

hiện tại và trong tương lai.

Báo cáo này là một bản tóm tắt tuyệt vời về hiện

trạng nghiên cứu và phân loại toàn diện các rủi ro

tiềm ẩn của việc sử dụng máy lọc khí. Nó đã được

nghiên cứu cẩn thận và viết một cách dễ hiểu. Các

mục tiêu của quan điểm này có mức độ phù hợp

cao và được cả các nhà hoạch định chính sách và

ngành công nghiệp quan tâm.

Vì vậy, tôi chỉ có một số nhận xét nhỏ và tôi

muốn bổ sung thêm một số ý kiến và nhận xét sẽ

được xem xét ngay trong văn bản:

Cảm ơn!

Chương 1: Sử dụng cục bộ máy lọc khí

- Lắp đặt máy lọc trên tàu: Các công ty vận tải

cũng lo ngại về sự sẵn có của nhiên liệu có hàm

lượng lưu huỳnh thấp trên thị trường. Số lượng

hạn chế sẽ làm tăng chi phí cho họ. Việc lắp đặt

EGCS cũng tốn kém nhưng giả sử chi phí giảm

cho HFO khiến nó trở thành giải pháp trung gian

hấp dẫn trong khi tìm kiếm các giải pháp thay thế

lâu dài như LNG hoặc thậm chí metanol. xem

triển vọng vận chuyển không phát thải

Đồng ý, nhưng đã có một cuộc

điều tra của IMO trước năm

2018 để phân tích sự sẵn có của

nhiên liệu trước khi các quy

định nghiêm ngặt hơn được đề

xuất có hiệu lực vào năm 2020.

Nếu cuộc điều tra cho thấy

không có đủ nhiên liệu, IMO có

khả năng hoãn ngày có hiệu lực

đến năm 2025.

Chương 2 Hậu quả

- Một dự án xuyên ngành đang diễn ra có tên

ShipTRASE do diễn đàn Belmont tài trợ sẽ phân

tích các khía cạnh môi trường, kinh tế và pháp lý

của các cơ chế giảm phát thải trên tàu như giới

thiệu các ECA. Nó sẽ đánh giá hiệu quả của quy

định kiểm soát phát thải hiện hành (hoặc thiếu

quy định này) ở các cấp độ khác nhau và đánh giá

Cảm ơn thông tin của bạn. Như

đã thảo luận tại ADG, tuy nhiên

không thể đưa thông tin này vào

vì nó chưa được công bố. Nhưng

chúng tôi mong muốn được theo

dõi sự phát triển của nghiên cứu

ICES | HP 2020 | 45

các công cụ quản trị. Về chu trình sinh hóa, nó sẽ

nghiên cứu tác động của quá trình xả thải của

máy lọc khí đối với các hợp chất hữu cơ trong

nước biển và nồng độ của các khí hoạt động khí

hậu trong đại dương bề mặt. Để biết thêm thông

tin, vui lòng liên hệ với Christa Marandino,

GEOMAR hoặc Anna Rutgersson từ Đại học

Uppsala.

thú vị này!

Chương 3.3 Quy định, giám sát và thực thi

-- Quy định pháp lý về các cấp độ khác nhau, tức

là IMO, EU, các quốc gia riêng lẻ, có thể giải

quyết ô nhiễm không khí trên tàu bằng các

phương pháp thiết lập tiêu chuẩn khác nhau. Các

tiêu chuẩn pháp lý sửa đổi hoặc mới có thể liên

quan đến các loại nhiên liệu, sử dụng công nghệ

giảm thiểu trong quá trình vận hành tàu, các cơ sở

tiếp nhận tại cảng để xử lý chất thải và đóng tàu.

Cần có sự hợp tác chặt chẽ giữa khoa học, ngành

và những người ra quyết định để đạt được các giải

pháp bền vững và có thể chấp nhận được sẽ được

thực hiện và có thể được giám sát. Do công nghệ

phát triển nhanh nên quy định pháp luật cần phải

linh hoạt để thích ứng với các lựa chọn kỹ thuật

sắp tới.

Đồng ý.

Chương 4 Kết luận

- MEPC nhất trí xác định Khu vực Đặc biệt

Biển Baltic cấm xả chất lỏng từ các tàu chở khách

mới (từ tháng 6 năm 2019) và hiện có (từ tháng 6

năm 2021) ra biển. Cho đến nay, xả thải từ máy

lọc khí không được bao gồm (hãy sửa giúp tôi

nếu tôi sai) nhưng nên được coi là "nước thải" và

do đó bị cấm ở Biển Baltic trong tương lai.

Đây là một suy nghĩ mang tính

xây dựng, nhưng có thể khó đề

xuất vì nước thải đã được xác

định khá rõ và vấn đề máy lọc

khí đã được xử lý theo Phụ lục

VI.

- Triển vọng tương lai vận chuyển không phát

thải (Chiến lược IMO GHG 2050): Vào tháng 4

năm 2018, MEPC đã thông qua chiến lược giảm

phát thải khí nhà kính từ tàu. Mục đích là giảm

tổng lượng phát thải KNK hàng năm trong vận tải

biển toàn cầu ít nhất 50% vào năm 2050 so với

năm 2008. Do đó, trong 25 năm tới, phần lớn các

công ty vận tải biển đang kỳ vọng thay thế các

loại dầu nhiên liệu hiện tại bằng các loại dầu thay

thế sạch hơn, chẳng hạn như khí tự nhiên hóa

lỏng (LNG) hoặc metanol và trong một số trường

hợp nhất định còn có động cơ điện. Hậu quả của

Đồng ý

ICES | HP 2020 | 46

việc sử dụng nhiên liệu thay thế cần được điều tra

trước để tránh các tác dụng phụ, chẳng hạn như

những tác dụng phụ có thể gây ra khi sử dụng

máy lọc khí.

Nhận xét nhỏ:

Sử dụng µg * L-1 thay vì µg / L, tương tự đối với

mg / L

Đã thay đổi