Đặc Điểm Phân Bố Nồng Độ Khí Phóng Xạ Radon

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.

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.

Có thể bạn quan tâm!

Xem toàn bộ 162 trang tài liệu này.

+ 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.

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

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

120

100

Tỷ lệ bức xạ gamma(%

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.

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)

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 tụ khoáng đất hiếm Mường Hum là cao hơn so với mức suất liều hấp thụ gamma ở khu vực cách xa tụ khoáng.

Công trình khảo sát toàn diện về mức suất liều hấp thụ gamma từ đất của 63 tỉnh thành trên cả nước đã được thực hiện vào năm 2012 [92] cho thấy mức suất liều D trung bình của cả nước là (0,07±0,03) Gy/h, mức trung bình này thấp hơn 54 lần so với mức liều D trung bình đối với cư dân xung quanh khu vực tụ khoáng đất hiếm Mường Hum. Với suất liều gamma cao như vậy, khu vực mỏ quặng đất hiếm Mường Hum có thể được coi là khu vực có nền phông bức xạ cao (High Background Radiation Area) [115]. Trên thế giới đã phát hiện thấy một số khu vực có nền phông phóng xạ cao, chẳng hạn như Ramsar (miền bắc Iran), Kerala (một khu vực ven biển ở phía tây Ấn Độ) và Guarapari (một khu vực ven biển ở miền đông Brazil). Mức liều liều hấp thụ gamma ở Ramsar, Kerala và Guarapari được thông báo lần lượt là 29,7 Gy/h, 9,8 Gy/h và 4,0 Gy/h [60, 90, 115]. Các giá trị suất liều này là cao hơn nhiều so với giá trị suất liều gamma trung bình của thế giới là 51 nGy/h hoặc 0,45 mSv/năm [115]. Nền bức xạ gamma cao ở vùng Ramsar được cho là do nước khoáng nóng đẩy bùn có hàm lượng 226Ra cao từ dưới sâu lên bề mặt. Bức xạ gamma cao ở các khu vực Kerala và Guarapari được thông báo là do quặng khoáng monazite có chứa hàm lượng 232Th cao. Từ kết quả đo và tính suất liều gamma trên khu vực Mường Hum nhận thấy tụ khoáng đất hiếm cũng tạo ra mức liều gamma cao cho công chúng và vùng này có thể coi là “Vùng có nền phông bức xạ cao”.

Với mức suất liều gamma như trên đã tính được tổng liều hiệu dụng chiếu ngoài hàng năm (AEED) đối với công chúng sống cách tụ khoáng đất hiếm Mường Hum từ 300 đến 500 m cao trung bình 10,69 mSv/năm, dao động trong khoảng từ 2,24 đến 16 mSv/năm (Bảng 4-Phụ lục 1), tức là cao hơn 22 lần so với mức liều trung bình của thế giới là 0,48 mSv/năm [115].

3.2.2.2. Liều hiệu dụng chiếu trong trung bình năm đối với công chúng xung quanh khu vực tụ khoáng

Bảng 5 (Phụ lục 1) trình bày mức liều hiệu dụng chiếu trong trung bình năm tính theo biểu thức (2.17) đối với cư dân là người lớn sống xung quanh khu vực tụ khoáng đất hiếm. Kết quả cho thấy mức liều chiếu trong do ăn-uống của công chúng khu vực này là 0,22 mSv/năm và phóng xạ trong nước, cụ thể là 40K, đóng góp tới 92,7% vào tổng liều chiếu trong, 5,9% tổng mức liều là từ rau cải xanh (Brassica juncea) (Bảng 5-Phụ lục 1), phần đóng góp của các nhân phóng xạ thuộc chuỗi phóng xạ 238U và 232Th trong lương thực là rất nhỏ (<2%). Mức liều chiếu trong đối với công chúng xung quanh khu tụ khoáng đất hiếm Mường Hum là ngang bằng mức liều tương tự đối với công chúng ở một số nước khu vực châu Á như Bangladesh, India, Japan, Hàn Quốc Pakistan, Philippines, Trung Quốc, dao động trong khoảng từ (0,20÷0,34) mSv/năm [74]. Tại khu vực có nền phông bức xạ cao Kerala (Ấn Độ), mức liều chiếu trong qua đường tiêu hóa đối với công chúng cũng thấp, chỉ là 0,41 mSv/năm và phần đóng góp chủ yếu vào liều chiếu trong là từ nhân 40K [106]. Mức liều chiếu trong qua đường tiêu hóa đối với công chúng trưởng thành vùng đồng bằng Bắc Bộ được xác định ở mức trung bình là 0,32 mSv/năm, dao động trong khoảng từ (0,24÷0,42) mSv/năm [120]. Mức liều chiếu trong đối với công chúng thế giới được đánh giá là 0,29 mSv/năm [115]. Sở dĩ mức liều chiếu trong qua đường tiêu hóa đối với công chúng ở mọi nơi đều thấp như vậy là do nồng độ hoạt độ của các nhân phóng xạ tự nhiên-nguyên thủy (238U và 232Th) trong lương thực là thấp. Số liệu trong Bảng 3 (Phụ lục 1) cho thấy nồng độ hoạt độ của 226Ra và 232Th trong gạo, ngô, sắn và rau cải xanh sau khi nấu chín đều thấp hơn giới hạn phát hiện (MDA). Điều này được giải thích là hệ số vận chuyển (TF) của các nhân phóng xạ tự nhiên từ đất vào thực vật là rất thấp [67, 75]. Lưu Việt Hưng [87] đã xác định hệ số vận chuyển của 232Th và 238U từ đất Feralic Acrisol (đất đỏ) đặc trưng ở vùng núi Tây Bắc vào cây cải xanh

(Brassica juncea) và thông báo hệ số TF của 232Th và 238U vào rau, tương ứng là (0,029±0,001) và (0,017±0,003) [87]. Như vậy, có thể thấy mặc dù đất khu vực tụ khoáng đất hiếm Mường Hum có nền phông phóng xạ tự nhiên cao, nhưng công chúng tại đây là an toàn đối với liều chiếu trong, có nghĩa là việc sản xuất và tiêu thụ lương thực trên khu vực xung quanh mỏ không cần có biện pháp can thiệp.

3.2.2.3. Liều hiệu dụng chiếu trong hàng năm đối với công chúng xung quanh khu vực tụ khoáng đất hiếm Mường Hum do hít-thở khí radon (222Rn và 220Rn) Kết quả xử lý detector vết hạt nhân đưa ra trong Bảng 3 (Phụ lục 1) và được sắp xếp thành 3 nhóm. Nhóm thứ nhất, với số từ 1 đến 3 đại diện cho nồng độ radon trong không khí trong nhà tại thành phố Hà Nội, với mức trung bình 222Rn là 58 Bq/m3, (41÷74 Bq/m3). Giá trị 222Rn này cao hơn đến 2 lần so với giá trị 222Rn được ghi nhận trong những năm 90 của thế kỷ trước với (28±11) Bq/m3 (n = 208) [96]. Số lượng phép đo được thực hiện trong nghiên cứu này ít hơn nhiều so với số liệu đo trong những năm 1990, nhưng sự khác biệt về nồng độ hoạt độ khí radon trong nhà ở Hà Nội hiện nay so với thời kỳ trước là có cơ sở liên quan đến việc đô thị hóa ở Thủ đô với các nhà cao tầng, hạn chế lưu thông không khí làm hạn chế khả năng phát tán khí radon. Tuy nhiên mức nồng độ khí radon trong nhà ở Hà Nội có tăng lên nhưng vẫn là thấp

hơn so với giá trị tối đa được khuyến cáo là 100 Bq/m3 [123, 124].

Nhóm thứ hai gồm các detector từ số 4 đến số 16, đại diện cho khu vực có nồng độ 222Rn và 220Rn trong không khí trong nhà tại khu vực nghiên cứu, trong những ngôi nhà nằm cách thân quặng đất hiếm từ 1- 2 km, trung bình là 88 Bq/m3, (64÷130 Bq/m3). Nhóm thứ ba gồm các detector từ số 17 đến số 20, đại diện cho khu vực có nồng độ 222Rn và 220Rn trong không khí trong nhà của cư dân ở khoảng cách 300÷500 m từ thân quặng đất hiếm, và trung bình là 504 Bq/m3, (304÷896 Bq/m3). Các kết quả này cho thấy càng gần thân quặng đất hiếm thì nồng độ 222Rn và 220Rn trong không khí trong nhà càng cao.

Có bằng chứng về nguy cơ đối với sức khỏe khi tiếp xúc trong khoảng thời gian dài với radon và thoron cùng các con-cháu của chúng [123]. Để bảo vệ các thành viên của công chúng chống lại tác hại của bức xạ ion hóa và giảm nguy cơ bệnh tật đối với phổi do nồng độ Rn cao trong không khí nhà ở, Cơ quan bảo vệ môi trường của Mỹ (US EPA) đã quy định một mức gọi là Mức