Mô hình địa môi trường nghiên cứu cơ chế phát tán phóng xạ tới mô

trường

Có 3 loại mô hình thường được sử dụng để nhận thức đối tượng nghiên cứu trong lĩnh vực khoa học trái đất nói chung, địa chất môi trường nói riêng, cũng như mô tả định lượng sự biến đổi các tính chất địa chất, địa chất môi trường, đó là:

- Mô hình địa hóa môi trường: được thể hiện dưới dạng biểu đồ, sơ đồ hoặc mặt cắt; trên đó thể hiện các yếu tố địa chất - khoáng sản và các yếu tố môi trường liên quan;

- Mô hình “hình học mỏ”: sử dụng để thành lập các sơ đồ, bản đồ phân bố hàm lượng các nhân phóng xạ và các kim loại nặng cho từng vùng, từng khu vực nghiên cứu; là cơ sở khoanh định các khu vực ô nhiễm, khu vực có khả năng ô nhiễm và khu vực an toàn về phóng xạ và kim loại nặng trong môi trường nước, đất.

- Mô hình toán học: sử dụng toán xác suất thống kê, hàm ngẫu nhiên, các mô hình lan truyền, phương pháp Kriging…

Trong Luận án, tác giả đưa ra sơ đồ cấu trúc kết hợp các mô hình để giải quyết nhiệm vụ nghiên cứu của mình như sau (Hình 3.1).

Hình 3.1. Sơ đồ kết hợp các mô hình để đánh giá hiện trạng phóng xạ môi trường do tác giả phát triển

Để áp dụng mô hình hóa đối tượng nghiên cứu bằng mô hình địa môi trường cần thu thập, tổng hợp tài liệu địa chất khoáng sản và tài liệu phóng xạ

74

môi trường. Công tác thu thập tài liệu được tiến hành trên tất cả các tài liệu liên quan đến mỏ, điểm khoáng sản phóng xạ, mỏ khoáng sản chứa phóng xạ ở các khu mỏ nghiên cứu gồm [34]:

- Tài liệu địa chất: đặc điểm địa chất khu mỏ, đặc điểm đá chứa quặng, đá vây quanh; diện phân bố quặng trong không; các kết quả địa hóa (chủ yếu là vành phân tán địa hoá thứ sinh, nguyên sinh của các nhân phóng xạ); kết quả phân tích mẫu khoáng sản có chứa các nhân phóng xạ tự nhiên.

- Tài liệu địa vật lý: gồm vành đồng lượng suất liều gamma trên khu vực nghiên cứu; các dị thường, qui mô các dị thường, so sánh chúng với số liệu đo tại thân quặng, đới quặng; bậc dị thường phóng xạ và quan hệ của chúng với bậc nồng độ hoạt độ phóng xạ; kết quả phân tích các tham số vật lý…

- Tài liệu địa chất thuỷ văn - địa chất công trình gồm: đặc điểm địa chất thủy văn tầng chứa nước, mực nước thuỷ tĩnh, vị trí các điểm xuất lộ nước ngầm...; đặc điểm địa chất thuỷ văn, hệ thống sông suối, lưu lượng nước...; đặc điểm địa chất công trình của các loại đất đá, lớp đá chứa quặng, đá vây quanh quặng; các hiện tượng trượt lở đất, đá đổ...; kết quả phân tích mẫu nước.

- Các loại tài liệu khác gồm các báo cáo kết quả đánh giá tác động môi trường đã và đang thực hiện liên quan đến khu mỏ (nếu có); tài liệu về tai biến địa chất và môi trường; hệ thống cơ sở dữ liệu địa chất - khoáng sản và cơ sở dữ liệu môi trường; các tài liệu liên quan đến tiêu chuẩn môi trường, các văn bản pháp luật của nhà nước và quốc tế về môi trường.

Như vậy, mô hình địa môi trường là “một tổ hợp thông tin về địa chất, địa hóa, địa vật lý, thủy văn, kỹ thuật - công nghệ liên quan với hành vi địa hóa của các mỏ khoáng sản tương tự nhau về mặt địa chất có trước, trong và sau khi có các hoạt động thăm dò, khai thác và chế biến khoáng sản” [34].

Mô hình địa môi trường cho ta thông tin về biến đổi địa hóa tự nhiên liên quan với kiểu mỏ, các biến đổi địa hóa liên quan với quá trình hoạt động khoáng sản, các chất thải, các quá trình chế biến khoáng sản. Các dữ liệu bao gồm về cả chất rắn, nước và không khí. Từ các dấu hiệu trên, tác giả đưa ra sơ đồ cấu trúc mô hình địa môi trường như Hình 3.2.

75

Hình 3.2. Sơ đồ cấu trúc mô hình địa môi trường.

Trong nội dung của luận án, tác giả đã nghiên cứu cơ chế phát tán phóng xạ ra môi trường và đánh giá mức liều bức xạ tự nhiên cho người dân sinh sống tại khu vực mỏ khoáng sản đất hiếm (Mường Hum) và mỏ sa khoáng monazite (Bản Gié).

Phân tích tổng hợp tài liệu tại các khu mỏ, tác giả đã xác định được mức liều bức xạ tại các mỏ sa khoáng và đất hiếm.

3.2. Đánh giá ảnh hưởng của phóng xạ môi trường tại mỏ đất hiếm Mường Hum

3.2.1. Đánh giá sự phát tán các nhân phóng xạ ra môi trường

3.2.1.1. Đặc điểm môi trường nước

Nước trong vùng có độ pH dao động trong khoảng 6,8÷7,6, trung bình 7,1 đặc trưng cho môi trường trung tính. Thế oxy hóa khử Eh dao động trong khoảng (123÷145) mV, trung bình 126,2 mV, đặc trưng thế oxy hóa yếu (100 mV < Eh < 150 mV).

Như vậy, nước trong khu vực mỏ Mường Hum đặc trưng môi trường trung tính - oxy hóa yếu (6,5 < pH < 7,5; 100 mV < Eh < 150 mV) phân bố trong toàn khu vực. Đây là môi trường thuận lợi cho sự hòa tan các hợp chất urani

76

hóa trị +6. Trong điều kiện pH trung tính, thori không tan vào nước, thori trong nước chỉ tồn tại dưới dạng hạt lơ lửng, dễ tách loại khỏi nước bằng lắng lọc.

Kết quả phân tích nồng độ hoạt độ của Ra, U, Th, K trong các mẫu nước mặt của mỏ đều lớn hơn xấp xỉ hàng chục lần so với hàm lượng của chúng trong các mẫu nước mặt lấy ở ngoài vùng mỏ. Nồng độ hoạt độ của urani trong nước dao động từ (0,2÷0,6) Bq/m3, cao hơn so với hàm lượng của chúng được lấy ở ngoài khu mỏ (0,08÷0,31) Bq/m3; Nồng độ hoạt độ của thori trong nước dao động từ (0,01÷0,10) Bq/m3 cũng lớn hơn so với hàm lượng của chúng được lấy ở ngoài khu mỏ.

3.2.1.2. Đặc điểm môi trường đất

Hàm lượng các đồng vị phóng xạ trong đất phụ thuộc vào hàm lượng của chúng trong khoáng vật tạo đất, kích thước hạt và phụ thuộc vào môi trường địa hóa (chủ yếu là độ pH và thế oxy hóa khử). Kết quả phân tích mẫu đất khu vực mỏ Mường Hum, độ pH dao động từ 6,1÷8,5, trung bình 7,6 đặc trưng cho môi trường trung tính. Giá trị Eh dao động từ (187÷324) mV, đặc trung cho môi trường oxy hóa. Căn cứ vào độ pH và Eh, xác định được kiểu môi trường trầm tích vùng Mường Hum là kiểu môi trường trung tính – oxy hóa mạnh (6,5 < pH < 7,5; Eh > 150 mV). Đây cũng là môi trường thuận lợi cho sự hòa tan vận chuyển urani và các hợp chất U6+. Còn thori không hòa tan, trạng thái tự nhiên lơ lửng trong nước, có khả năng tạo ra các ion tổ hợp phức tạp và những ion đó dễ dàng bị hấp thụ bởi các khoáng vật tạo đá. Nồng độ hoạt độ của U trong các mẫu đất dao động từ (11,43÷50,12) Bq/kg, trung bình 48,54 Bq/kg; Hàm lượng Th trong các mẫu đất dao động từ (11,43÷3.350,12) Bq/kg, trung bình 1.832,54 Bq/kg.

3.2.1.3. Đặc trưng suất liều gamma

Kết quả đo suất liều gamma trên tuyến trước và sau khi thăm dò cho thấy: Suất liều gamma trong khu vực phân bố thân quặng có sự thay đổi sau khi thăm dò và trước khi thăm dò. Sau khi thăm dò, giá trị suất liều tăng khoảng (0,10,6) Sv/h, trung bình 0,3 Sv/h. Sự gia tăng này xảy ra trong nội tại khu vực thân quặng lộ ngay trên mặt đất và có các công trình thăm dò cắt qua.

77

Hình 3.3. Sự thay đổi suất liều gamma theo tuyến.

Kết quả nghiên cứu trường suất liều trước và sau thăm dò cho thấy:

+ Về giá trị: Về cơ bản, suất liều gamma môi trường sau thăm dò có sự thay đổi so với trước thăm dò. Sự sai khác không đồng đều mà tùy từng vị trí, từng khu vực thăm dò. Thường ở những vị trí có công trình khai đào, nền khoan trực tiếp phía trên thân quặng đất hiếm, giá trị suất liều tăng (0,10,6) Sv/h tương đương (0,885,26) mSv/năm. Tuy nhiên, những vị trí này chỉ mang tính cục bộ, không làm thay đổi diện mạo trường suất liều trong toàn khu vực.

+ Về quy mô: Nhìn chung, quy mô vùng thay đổi suất liều trước khi tiến hành thăm dò và sau khi kết thúc thăm dò là không lớn lắm, trong phạm vi khu vực thi công công trình thăm dò làm tăng suất liều gamma lên ít nhiều. Nói cách khác, về mặt tổng thể, quy mô vùng tác động chỉ thuộc phạm vi nội bộ khu vực thăm dò, khu vực làm nền khoan, san đường và đào công trình trên bề mặt thân quặng đất hiếm.

3.2.1.4. Đặc điểm phân bố nồng độ khí phóng xạ radon

Trên khu vực Mường Hum, nồng độ radon trong không khí từ (3÷848) Bq/m3. Tại khu vực xã Mường Hum, Nậm Pung có nồng độ radon

NRn > 100 Bq/m3, cực đại lên tới 876 Bq/m3. Diện tích có nồng độ radon trong không khí NRn > 60 Bq/m3 bao phủ gần hết toàn bộ khu mỏ đất hiếm Mường Hum. Hiện tại ở các khu vực này vẫn có nhà dân của xã Mường Hum, Nậm Pung sinh sống.

78

Hình 3.4. Sự thay đổi nồng độ khí phóng xạ radon theo tuyến.

Từ việc so sánh thành phần nồng độ radon trên một số mặt cắt chính cắt qua thân quặng đất hiếm đã tiến hành những công trình khoan, khai đào trong thời gian thi công thăm dò, có thể đánh giá sự tác động về thành phần nồng độ radon trên mỏ do hoạt động thăm dò như sau:

Thành phần nồng độ radon trung bình trong mỏ sau khi thăm dò có sự thay đổi so với trước khi thăm dò. Nồng độ radon trung bình sau thăm dò ở tại các khu vực phân bố thân quặng đất hiếm tăng lên từ (1030) Bq/m3, có nơi đạt đến 35 Bq/m3.

Tuy nhiên, mức độ thay đổi về nồng độ khí phóng xạ trong khu thăm dò không đáng kể. Hơn nữa, bản chất phóng xạ trong khu vực là thori nên thành phần khí chủ yếu là thoron, do đó chỉ thoát ra trong phạm vi các khu vực phân bố thân quặng và nhanh chóng bị phân hủy ngay khi thoát vào môi trường mà không có khả năng thoát xa khu mỏ.

3.2.1.5. Đặc điểm phát tán bức xạ gamma

Từ công thức (2.15) và (2.16) nêu trên, để thấy được sự suy giảm suất liều gamma ở các vị trí khác nhau trong môi trường không khí. Tính suất liều gamma do khối đất đá có quặng đất hiếm chứa urani gây ra tại các vị trí khác nhau so với ranh giới thân quặng. Hệ số làm yếu khối của suất liều gamma trong đất đá đối với quặng chứa U lấy bằng 0,028; Hệ số làm yếu khối của suất

79

liều gamma trong không khí đối với quặng chứa U lấy bằng 0,025 (theo bảng hệ số thực nghiệm nêu trên cho loại tinh thể NaI(Tl) đối với quặng chứa U),

mật độ đất đá trong thân quặng là 2,2 g/cm3 và mật độ không khí lấy là 0,03 g/cm3. Các giá trị hàm Kin được lấy trong bảng tra sẵn trong giáo trình

thăm dò phóng xạ [15]. Kết quả tính suất liều bức xạ gamma tại các vị trí khác nhau trong môi trường không khí đối với khối đất đá được đưa ra ở Hình 3.6.

Hình 3.5. Đồ thị suy giảm suất liều bức xạ gamma trên thân quặng chứa

NORM.

Từ đồ thị Hình 3.5 cho thấy: Với thân quặng hàm lượng tương đương 0,01% U3O8 thì chúng gây ra suất liều gamma trên mặt đất 52 R/h. Ở cách 1m, suất liều gamma còn khoảng 40 R/h (giảm 23% so với mặt đất). Ở cách ranh giới thân quặng 25m, suất liều gamma còn lại khoảng 1,3 R/h (chiếm 2,5% tỷ lệ bức xạ so với ranh giới thân quặng). Khi ở cách xa ranh giới thân quặng 33m, suất liều gamma còn  1 R/h (0,01 Sv/h) nằm trong khoảng độ nhạy của các thiết bị đo liều hiện tại. Nói cách khác, với những thân quặng có hàm lượng U3O8 ở mức 0,01% thì mức độ ảnh hưởng suất liều gamma trong môi trường không khí do chúng gây ra ở khoảng cách tối thiểu đến 30 m, tức là mức độ ảnh hưởng của nguồn đất đá chứa quặng từ các công trình hào đưa lên khoảng 50 R/h (tương đương mức liều chiếu ngoài khoảng 5 mSv/năm), ở xa khu vực khối đất đá chứa quặng 30 m thì suất liều còn ảnh hưởng không đáng kể (0,1 mSv/năm).

Với đặc điểm địa hóa môi trường kể trên đều là những đặc điểm môi trường thuận lợi cho sự vận chuyển urani, tổ hợp ion của urani với các anion khác nhau, còn thori không bị hòa tan mà bị hấp thụ bởi khoáng vật tạo đá.

Đồ thị suy giảm bức xạ gamma trên thân quặng đất hiếm chứa phóng xạ

0 20 40 60 80 100 120 0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 5000 5500 Khoảng cách đến nguồn(cm) T ỷ l ệ bứ c xạ ga m m a( % )

80

3.2.2. Kết quả đánh giá liều bức xạ tại tụ khoáng đất hiếm

3.2.2.1. Liều hiệu dụng chiếu ngoài trung bình năm do bức xạ gamma từ đất trên khu vực tụ khoáng

Nồng độ hoạt độ của các nhân phóng xạ tự nhiên trong mẫu đất, lương thực và nước lấy từ khu vực tụ khoáng đất hiếm Mường Hum được trình bày trong các Bảng 3, 4, 5 và 6 (Phụ lục 1).

Trong Bảng 3, S-01 và S-02 là các mẫu đất lấy từ thân quặng; S-03, S-04 và S-05 là các mẫu đất từ vườn của cư dân nằm trong bán kính từ 300 đến 500 m tính từ thân quặng đất hiếm; S-06, S-07 và S-08 là các mẫu đất từ ruộng lúa cách thân quặng đất hiếm 2 km (Hình 2.4).

Từ bảng 3, cho thấy trạng thái cân bằng phóng xạ đạt được sau 30 ngày trong điều kiện mẫu được nhốt vì nồng độ hoạt độ của các đồng vị con cháu

214Bi và 214Pb gần như giống với nồng độ đồng vị con cháu của 226Ra, và nó cũng giống như vậy đối với cặp 228Ac và 232Th (Bảng 3-Phụ lục 1).

Kết quả phân tích (Bảng 3) cho thấy nồng độ hoạt độ của tất cả các nhân phóng xạ được xác định trong mẫu đất lấy từ thân quặng (S-01, S-02) là khác biệt đáng kể so với trong mẫu đất lấy từ bên ngoài thân quặng (S-03, S-04, S-05). Kết quả xử lý thống kê bằng z-test cho thấy giá trị tuyệt đối của z đối với giá trị trung bình của nồng độ hoạt độ của các nhân 226Ra cũng như 232Th trong đất lấy từ thân quặng (S-01 và S-02) và lấy từ đất vườn và đất ruộng cách

xa thân quặng từ 500 m đến 2 km (S-06, S-07, S-08) đều cao hơn giá trị z-critical là 1,96 ở giới hạn =5%. Mặt khác, cũng với phép thống kê sử dụng

z-test cho thấy nồng độ hoạt độ của 226Ra và 232Th trong đất vườn của các hộ dân sống cách thân quặng từ 300 đến 500 m (Nậm Pung) là khác biệt (cao hơn) so với nồng độ hoạt độ các nhân 226Ra và 232Th trong đất ruộng và đất vườn của các hộ dân sống cách xa thân quặng 2 km (Sàng Ma Sáo). Điều này có nghĩa là liều hiệu dụng chiếu ngoài hàng năm đối với công chúng ở hai làng kể trên là khác nhau.

Dựa trên nồng độ hoạt độ của các nhân phóng xạ 40K, 226Ra và 232Th trong đất (Bảng 3) tại các khu vực cách thân quặng 300-500 m và 2 km đã xác định được suất liều hấp thụ gamma (Gy/h) cách mặt đất 1 m, liều hiệu dụng gamma chiếu ngoài hàng năm (mSv/năm), chỉ số nguy hiểm do chiếu ngoài và chiếu trong (Hex, Hin), xác suất nguy cơ ung thư trong khoảng thời gian sống (ELCR)

81

theo các công thức (2.22, 2.23, 2.24, 2.25, 2.26, 2.27, 2.28, 2.29, 2.30, 2.31,

2.32). Kết quả của những tính toán này được trình bày trong Bảng 4 (Phụ lục 1).

Từ Bảng 4 (Phụ lục 1) cho thấy, suất liều hấp thụ gamma (D) do các nhân phóng xạ trong đất gây ra ở độ cao 1m trong khu vực thân quặng đất hiếm trung bình là 3,92 Gy/h, (0,37÷13,19 Gy/h). Mức suất liều đo được trong nghiên cứu này có phần cao hơn so với mức liều hấp thụ được thông báo trước đây trên khu vực tụ khoáng với mức trung bình là 0,46 Gy/h, (0,05÷4,14 Gy/h) [59]. Sự khác biệt giữa các giá trị suất liều hấp thụ (D) có thể là do các vị trí lấy mẫu không trùng nhau trong hai công trình nghiên cứu. Thực tế cho thấy là thành phần hóa học của đất là không đồng nhất giữa các vị trí. Mặc dù vậy, kết quả của hai công trình đều có điểm chung là mức suất liều hấp thụ trên khu vực