Nghiên cứu tính toán phát tán thải phóng xạ dạng khí cho nhà máy điện hạt nhân Ninh Thuận

BỘ KHOA HỌC VÀ CÔNG NGHỆ
VIỆN NĂNG LƯỢNG NGUYÊN TỬ VIỆT NAM






BÁO CÁO TỔNG KẾT
ĐỀ TÀI KHOA HỌC CÔNG NGHỆ CẤP BỘ
NĂM 2009-2011





NGHIÊN CỨU TÍNH TOÁN PHÁT TÁN THẢI
PHÓNG XẠ DẠNG KHÍ CHO NHÀ MÁY ĐIỆN
HẠT NHÂN NINH THUẬN
(Mã số ĐT.01/09/NLNT)




Cơ quan chủ trì: Viện Nghiên cứu hạt nhân
Chủ nhiệm đề tài: ThS, NCVC Trương Ý

Lâm Đồng, tháng 08/2012
1

MỞ ĐẦU
Trong quá trình đô thị hóa, công nghiệp hóa và hiện đại hóa, bảo vệ môi trường
đã trở thành vấn đề được các nhà lập kế hoạch và ra quyết định quan tâm hàng đầu.
Đây là vấn đề bức xúc và cũng là nhiệm vụ hết sức quan trọng ở Việt Nam cũng như
các nước trên thế giới.
Ô nhiễm môi trường, sự cố môi trường, suy giảm tài nguyên sinh vật, thay đổi
khí hậu toàn cầu là hậu quả trực tiếp do tác động của các dự án, chính sách phát triển
không có sự quan tâm đúng mức về mặt môi trường. Vấn đề nghiên cứu, đánh giá tác
động môi trường đã và đang được quan tâm ở hầu hết các nước trên thế giới, nhiều
quốc gia như: Mỹ, Nhật, Ý, Anh, Pháp, Nga, v.v đã có những chương trình khá hoàn
chỉnh để cảnh báo môi trường và phương pháp luận, cũng như quy trình nghiên cứu
đánh giá tác động môi trường cho từng loại hình cơ sở và xây dựng báo cáo thường
niên. Cũng vì thế, ở Việt Nam để đảm bảo phát triển bền vững trong thời kỳ công
nghiệp hóa và hiện đại hóa này, Luật Bảo vệ Môi trường đã quy định các điều khoản
về đánh giá tác động môi trường. Ngoài ra, trong Nghị định của Chính phủ số
29/2011/NĐ-CP ngày 18/4/2011 quy định về “Đánh giá môi trường chiến lược, đánh
giá tác động môi trường, cam kết bảo vệ môi trường” cũng nêu rõ yêu cầu về đánh giá
tác động môi trường đối với các dự án phát triển.
Luật Năng lượng nguyên tử (NLNT) đã được Quốc hội nước Cộng hoà xã hội
chủ nghĩa Việt Nam khóa XII, kỳ họp thứ 3 thông qua ngày 3/6/2008 và có hiệu lực thi
hành từ ngày 1/1/2009, trong đó quy định nhà máy điện hạt nhân (NMĐHN) từ lúc phê
duyệt địa điểm đến khi đưa vào hoạt động cần được thẩm định, đánh giá về an toàn
bức xạ và hạt nhân. Vai trò của việc đánh giá là nhằm chứng minh cho khả năng có thể
chấp nhận được trong việc thiết kế và lựa chọn vị trí của cơ sở, đặc biệt là tính khả thi
trong việc thực hiện các biện pháp khắc phục sự cố khi có tình huống bất thường xảy
ra để bảo vệ nhân viên và dân chúng trong vùng.

Một trong những yếu tố quan trọng ảnh hưởng đến an toàn bức xạ đối với hoạt
động của NMĐHN là khả năng phát tán chất phóng xạ trong môi trường khí từ các
hoạt động bình thường cũng như khi xảy ra sự cố của nhà máy. Để phục vụ công tác
thẩm định an toàn bức xạ cho dự án NMĐHN Ninh Thuận, việc nghiên cứu tính toán
và xây dựng quy trình đánh giá phát tán chất phóng xạ trong không khí từ các hoạt
động của NMĐHN là rất cần thiết.
Trên cơ sở yêu cầu trên, Bộ Khoa học và Công nghệ đã giao cho Viện Nghiên
cứu hạt nhân triển khai thực hiện đề tài “Nghiên cứu tính toán phát tán thải phóng xạ
dạng khí cho nhà máy điện hạt nhân Ninh Thuận” nhằm đáp ứng các mục tiêu và nội
dung sau:
Mục tiêu:
Áp dụng các mô hình phân tán để dự báo phạm vi ảnh hưởng của thải phóng xạ
theo con đường lan truyền trong không khí tại 2 vị trí xây dựng NMĐHN tại tỉnh
Ninh Thuận.

2
Các nội dung chính:
1. Nghiên cứu lựa chọn áp dụng mô hình phát tán khí thải phóng xạ quy mô cục bộ
địa phương cho NMĐHN: thuật toán, yêu cầu của bộ số liệu đầu vào, v.v… và
một computer code được kiểm định, đánh giá thích hợp để sử dụng tính toán.
2. Thu thập các số liệu khí tượng, thủy văn, địa lý & địa hình của vùng xung quanh
vị trí NMĐHN tại tỉnh Ninh Thuận có ảnh hưởng đến quá trình vận chuyển và
khuếch tán các nhân phóng xạ trong không khí.
3. Bố trí thí nghiệm để xác định các thông số vận chuyển: tốc độ rơi lắng khô, rơi
lắng ướt và hệ số làm sạch do rơi lắng ướt (dùng các đồng vị phóng xạ tự nhiên
làm chỉ thị).
4. Nghiên cứu đánh giá sự phát tán khí thải phóng xạ quy mô cục bộ (50 km tính từ
chân ống thải) của NMĐHN trong điều kiện hoạt động bình thường và khi xảy
ra sự cố.
Ý nghĩa khoa học và thực tiễn:

Ý nghĩa khoa học: Các kết quả nghiên cứu của đề tài này sẽ là cơ sở giúp các cơ
quan chức năng trong việc khai thác năng lượng nguyên tử một cách an toàn; là căn cứ
để ban hành các quy định trong việc quản lý an toàn môi trường trong vùng phụ cận
các cơ sở hạt nhân.
Ý nghĩa thực tiễn: Góp phần vào báo cáo đánh giá tác động môi trường về mặt
phóng xạ của NMĐHN ở Ninh Thuận.
Đơn vị thực hiện chính: Trung tâm Môi trường
Thời gian thực hiện: 4/2009 – 3/2011
Kinh phí: 658 triệu đồng, từ NSNN
Trong khuôn khổ của bản báo cáo này, phương pháp luận sử dụng là dùng mô
hình phát tán thải khí Gauss và Lagrange để “Nghiên cứu tính toán phát tán thải phóng
xạ dạng khí cho nhà máy điện hạt nhân Ninh Thuận”. Ngoài phần Mở đầu và Kết luận,
bản báo cáo được trình bày thành 3 phần:
Phần I. Lý thuyết, tổng quan.
Phần II. Nghiên cứu, thực nghiệm.
Phần III. Kết quả nghiên cứu và thảo luận.
Ngoài các phần chính trên, báo cáo cũng kèm theo các báo cáo chuyên đề về: các
mô hình tính toán khuếch tán chất ô nhiễm, những đặc điểm khí tượng thủy văn chủ
yếu ở khu vực tỉnh Ninh Thuận, kết quả tính toán, kết quả thực nghiệm được viết dưới
dạng các phụ lục.
Do nhiều yếu tố khách quan và chủ quan, bản báo cáo này không thể tránh khỏi
những sai sót. Tác giả xin chân thành cảm ơn sự quan tâm theo dõi và mong nhận
được nhiều ý kiến chỉ giáo của Quý độc giả.
3

PHẦN I. LÝ THUYẾT, TỔNG QUAN
Các mô hình phân tán khí quyển có thể được áp dụng để dự báo và đánh giá phân
bố hàm lượng chất ô nhiễm trong môi trường không khí do một hay nhiều nguồn cố
định gây ra cho khu vực xung quanh. Việc nghiên cứu tính toán lan truyền chất ô
nhiễm trong không khí đã và đang được tiến hành ở các nước trên thế giới theo hai

hướng chính là điều tra khảo sát thực nghiệm và ứng dụng các mô hình toán học để
tính toán sự lan truyền ô nhiễm trong không khí.
1.1. Các nghiên cứu ở nƣớc ngoài [2, 8, 10, 11].
Việc nghiên cứu, tính toán lan truyền chất ô nhiễm trong không khí đã được tiến
hành vào những năm đầu của thế kỷ 20 ở một số nước công nghiệp phát triển trên thế
giới, sau đó đã phát triển mạnh từ khi máy tính điện tử ra đời.
Để đánh giá, kiểm soát và quản lý chất lượng môi trường, các nhà khoa học đã
xây dựng nhiều mô hình tính toán khuếch tán chất ô nhiễm trong không khí. Các mô
hình này càng ngày càng phát triển dựa vào các thiết bị đo những tham số khí tượng
mặt đất và cao không có liên quan đến quá trình khuếch tán.
Hiện nay trên thế giới có hơn 20 dạng mô hình tính toán ô nhiễm không khí,
nhưng có thể tập hợp thành 3 hướng chính: Mô hình thống kê kinh nghiệm, mô hình
thống kê thuỷ động (lý thuyết nửa thứ nguyên) và mô hình số trị.
Các mô hình thống kê kinh nghiệm và thống kê thuỷ động được áp dụng rộng rãi
để tính toán sự phân tán của khí và son khí thải vào khí quyển, các mô hình này có tính
đến ảnh hưởng của rất nhiều yếu tố khí tượng.
1.2. Các nghiên cứu trong nƣớc [29].
Trong những năm gần đây, việc sử dụng mô hình hóa để phục vụ cho công cụ
quản lý chất lượng môi trường không khí đã được một số cơ quan nghiên cứu và cơ
quan môi trường ở nước ta quan tâm với những mức độ khác nhau. Các mô hình toán
học được lựa chọn và áp dụng ở Việt Nam để tính toán lan truyền chất ô nhiễm là mô
hình Gauss (mô hình thống kê kinh nghiệm) và mô hình Berliand (mô hình thống kê
thuỷ động), trong đó mô hình Gauss được sử dụng rộng rãi nhất.
Đa số các mô hình được sử dụng ở nước ta là các chương trình phần mềm được
xây dựng dựa trên các phương trình, các mô hình phân tán có sẵn và được lập trình bởi
các chuyên gia trong và ngoài nước. Một số cơ quan đã và đang sử dụng các phần
mềm này là Trung tâm Kỹ thuật Hạt nhân Tp. Hồ Chí Minh, Viện Kỹ thuật Nhiệt đới
và Bảo vệ Môi trường, Trung tâm Môi trường Dầu khí, Sở Khoa học Công nghệ Tp.
Hồ Chí Minh, Viện Môi trường và Tài nguyên, v.v Hầu hết các phần mềm này đều
có bao hàm các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình khuếch tán khí quyển như các yếu tố

khí tượng, điạ hình, công trình lân cận, v.v…




4
1.3. Khuếch tán khí quyển.
1.3.1. Phƣơng trình vi phân của quá trình khuếch tán [13, 23, 29].
Khi mô tả bằng toán học, quá trình khuếch tán các chất ô nhiễm trong không khí
thường được đặc trưng bởi trị số hàm lượng chất ô nhiễm phân bố trong không gian và
biến đổi theo thời gian. Các trị số này phụ thuộc vào vận tốc gió trung bình trong
khoảng thời gian tính.
Dưới tác dụng của gió tự nhiên, các luồng khí phụt lên từ miệng ống thải sẽ bị
uốn cong theo chiều gió thổi. Chất ô nhiễm dần dần được khuếch tán rộng ra và được
gọi là vệt khí thải.
Phương trình vi phân của quá trình khuếch tán chất ô nhiễm dạng khí và dạng son
khí trong khí quyển được dùng làm cơ sở cho mọi công thức toán học biểu diễn quá
trình này là xuất phát từ phương trình cổ điển về dẫn nhiệt trong vật rắn.
Trong trường hợp dòng khí chảy rối, phương trình biểu diễn hàm lượng chất ô
nhiễm tại một điểm có tọa độ x, y, z có dạng như sau:







































z
C

k
zy
C
k
yx
C
k
x
C
zyx

(1.1)
Trong đó: C - hàm lượng chất ô nhiễm, g/m
3

 - thời gian, s
k
x
, k
y
, k
z
- hệ số khuếch tán rối theo phương x, y, z, tương ứng.
Để diễn giải phương trình vi phân trên, theo phương pháp Lagrange, đầu tiên ta
chọn điểm quan sát di động theo chiều của luồng khí thải (trục x trong hình 1.1). Từ
điểm này, người quan sát có cảm giác mặt đất chuyển động về phía ngược lại chiều
gió.
Từ phía đầu gió của nguồn phát thải, ta có thể giả thiết rằng hàm lượng ban đầu
của chất ô nhiễm C
o

= 0 (nếu C
o
 0 thì ta phải cộng vào kết quả tính toán để đánh giá
hàm lượng ô nhiễm được chính xác hơn). Tại sát ngay bên trên miệng ống thải ta quan
sát thấy hàm lượng là cực đại, sau đó càng ra xa ống thải theo chiều gió, luồng khí thải
càng nở rộng và hàm lượng chất ô nhiễm càng giảm dần do có hiện tượng hòa trộn bởi
khuếch tán rối.
Xét một khối thể tích hình hộp đơn vị có cạnh là x, y và z ở gần trục của
luồng khí thải và thiết lập sự cân bằng vật chất xảy ra trong khối hình hộp này với giả
thiết là chất ô nhiễm không được sản sinh ra, cũng không bị phân hủy tiêu hao trong
khí quyển, do đó ta có thể viết:

Lượng vật chất tích tụ
trong khối hình hộp
= 
Lượng vật
chất đi vào
- 
Lượng vật
chất đi ra

5

Lượng vật chất tích tụ trong đơn vị thời gian là vi phân theo thời gian của lượng
tích tụ, tức tích số của hàm lượng và thể tích. Như vậy ta có:
Cường độ tích tụ theo thời gian
 











C
zyx
C
VVC

(1.2)


Hình 1.1. Luồng khí thải từ nguồn điểm cao.
Ở đây không có dòng khí chuyển động đi vào cũng như đi ra khỏi khối hình hộp
vì khối hình hộp cùng với người quan sát chuyển động đúng theo vận tốc cục bộ của
gió.
Tuy nhiên, ở đây vẫn xảy ra sự chuyển động của dòng vật chất đi qua 6 mặt của
khối hình hộp do có hòa trộn bởi khuếch tán rối mà cường độ của nó trên một đơn vị
diện tích có thể xem là tỷ lệ thuận với biến thiên hàm lượng C theo phương pháp tuyến
n của tiết diện xem xét:

Dòng vật chất do hòa trộn trên đơn vị diện tích của
tiết diện xem xét trong đơn vị thời gian
n
C
k





(1.3)
Trong đó: k là hệ số tỷ lệ và cũng được gọi là hệ số khuếch tán rối, m
2
/s.

6
n - khoảng cách theo phương pháp tuyến của tiết diện xem xét, cụ thể
là x đối với tiết diện yz, y-xz và z-xy, m.
Dấu trừ trong biểu thức biểu thị dòng vật chất đi từ phía hàm lượng cao
sang phía hàm lượng thấp.
Áp dụng biểu thức trên đối với hai mặt của hình hộp trực giao với chiều x, ta có:

Lượng vật chất còn lại trong khối hình
hộp do hòa trộn rối theo phương x
zy
x
C
k
x
C
k
xxx




























(1.4)
Từ đó, ta thu được:
z
z
C
k
z
C

k
y
y
C
k
y
C
k
x
x
C
k
x
C
k
C
zzz
yyy
xxx





































































(1.5)
Mà
2
2

0
lim
x
C
k
x
x
C
k
x
C
k
x
xxx

























Tương tự như vậy đối với các số hạng thứ hai và thứ ba, cuối cùng ta có:
2
2
2
2
2
2
z
C
k
y
C
k
x
C
k
C













(1.6)
Tuy nhiên, từ các số liệu thực nghiệm người ta thấy rằng hệ số khuếch tán rối
trong khí quyển theo các phương x, y và z là không giống nhau, do đó ta thu được
dạng phương trình ban đầu ở trên.
Quá trình khuếch tán có thể diễn ra trong không gian một chiều, hai chiều hoặc
ba chiều. Nghiệm của phương trình được trình bày ở trên cho trường hợp một, hai
hoặc ba chiều có dạng:
Đối với bài toán một chiều:
 
















x
x
x
k
x
k
Q
C
2
2/1
2/1
)(
4
1
exp
2


(1.7)
Đối với bài toán hai chiều:
 
 


















yx
yx
yx
k
y
k
x
kk
Q
C
22
2/1
),(
4
1
exp
4


(1.8)

Đối với bài toán ba chiều:
7


 
 

















zyx
zyx
zyx
k
z
k
y

k
x
kkk
Q
C
222
2/12/3
),,(
4
1
exp
8


(1.9)
Trong đó Q là lượng phát thải chất ô nhiễm tại nguồn điểm tức thời, g/s.
1.3.2. Phân loại nguồn ô nhiễm theo mô hình tính toán [7].
Khi tính toán các chất ô nhiễm trong không gian, người ta phân chia nguồn thải
thành các loại sau:
- Về độ cao: Phân thành nguồn thấp và nguồn cao. Nguồn cao là nguồn được
phóng thích qua ống thải, đứng độc lập ở chỗ trống không bị các chướng ngại vật
như đồi núi hoặc nhà cửa che chắn xung quanh hoặc đứng trong quần thể các
công trình nhưng độ cao của nó vượt ra ngoài vùng bóng khí động do các vật cản
hoặc công trình nhà cửa xung quanh gây ra. Thông thường ống thải có độ cao lớn
hơn hoặc bằng 2,5 lần độ cao của các chướng ngại hoặc công trình lân cận thì
được xem là nguồn thải cao; Ngược lại với những điều vừa đề cập là nguồn thải
thấp.
- Về mặt hình thể: Phân thành nguồn điểm (chất ô nhiễm thoát ra từ một điểm là
miệng ống thải), nguồn đường (cửa mái thoát gió nhà công nghiệp, ô tô nối đuôi
nhau chạy trên đường) và nguồn mặt (bãi chứa thải bốc bụi, bốc hơi khí độc hại).

- Về phương diện nhiệt: Phân thành nguồn nóng và nguồn nguội.
1.3.3. Các yếu tố ảnh hƣởng đến quá trình khuếch tán chất ô nhiễm không khí.
1.3.3.1. Đặc điểm khí quyển [3, 5, 15, 20, 29].
Lớp khí quyển bao bọc Trái đất gồm chủ yếu là khí Nitơ chiếm 78%, oxy chiếm
21% và các loại khí trơ như agon, neon, heli, v.v… chiếm khoảng 1% theo thể tích.
Ngoài ra, trong khí quyển còn có CO
2
và hơi nước có tỷ lệ thay đổi khác nhau tùy từng
khu vực và mùa trong năm. Khí quyển Trái đất có đặc điểm phân tầng rõ rệt như được
trình bày trong hình 1.2.
• Lớp tiếp giáp với mặt đất được gọi là tầng đối lưu (troposphere) có bề dày
khoảng từ 10-12km ở các vĩ độ trung bình và khoảng từ 16-18 km ở các cực.
Tầng đối lưu hầu như hoàn toàn trong suốt đối với các tia bức xạ sóng ngắn của
Mặt trời, nhưng thành phần hơi nước trong tầng đối lưu hấp thụ rất mạnh bức xạ
sóng dài của mặt đất, do đó tầng đối lưu được nung nóng chủ yếu là từ mặt đất.
Từ đó sinh ra sự xáo trộn không khí theo chiều đứng, hình thành ngưng tụ hơi
nước và kéo theo là mây, mưa. Trong tầng đối lưu, nhiệt độ giảm theo chiều cao
trung bình từ 0,5-1
o
C/100 m.
• Bên trên tầng đối lưu là tầng bình lưu (stratosphere) ở độ cao từ 12-15 km trên
mặt đất. Trong tầng bình lưu có chứa một lượng nhỏ khí ôzon, nhờ đó các tia cực
tím trong thành phần bức xạ của Mặt Trời bị hấp thụ mạnh và vì thế nhiệt độ
không khí dừng lại không giảm nữa để rồi ở độ cao khoảng 20-25 km lại bắt đầu
tăng và đạt trị số  0
o
C ở độ cao khoảng 55 km.

8
• Bên trên tầng bình lưu là tầng giữa (mesosphere) trải từ độ cao 50-55 km đến 85

km. Trong tầng này nhiệt độ không khí giảm gần như theo tỷ lệ nghịch bậc nhất
với độ cao và đạt trị số  -100
o
C, đây là nhiệt độ thấp nhất của khí quyển ở độ
cao 85-90 km.
• Tầng nhiệt quyển (thermosphere): Đây là tầng trên cùng của khí quyển - lớp
không khí rất loãng với mật độ không khí khoảng 10
13
phân tử/cm
3
(so với 510
19

phân tử/cm
3
trên mặt biển). Nhiệt độ trong tầng nhiệt quyển tăng và đạt đến trị số
 1200
o
C ở độ cao 700 km.


Hình 1.2. Biến thiên nhiệt độ của khí quyển theo độ cao.
Không thể xác định một cách chính xác biên giới trên cùng của khí quyển vì khối
lượng đơn vị của không khí không ngừng giảm nhỏ theo chiều cao. Tại mặt đất khối
lượng đơn vị của không khí khô ở nhiệt độ 0
o
C là 1293 g/m
3
, trong khi đó ở độ cao 20
km chỉ còn 90 g/m

3
.
Mặc dù bầu khí quyển có độ cao rất lớn nhưng chỉ có tầng đối lưu là có ảnh
hưởng trực tiếp đến khí hậu của Trái đất. Tầng đối lưu tương đối không ổn định do
trong tầng này thường xuất hiện dòng chảy theo phương thẳng đứng dẫn đến các hiện
tượng ngưng tụ hơi nước và sinh ra mây, mưa. Vận tốc chuyển động của không khí
theo phương thẳng đứng thường không lớn, chỉ đạt khoảng 7 cm/s ở những vùng rộng
lớn. Gió trên mặt đất chủ yếu là chuyển động theo phương ngang.
9

1.3.3.2. Ảnh hưởng của các yếu tố khí tượng đối với quá trình khuếch tán.
Mức độ ô nhiễm không khí gần mặt đất được xác định bằng sự phân bố của các
chất ô nhiễm trong không gian và thời gian. Nó không chỉ phụ thuộc vào các thông số
nguồn thải mà còn phụ thuộc vào các điều kiện khí tượng, địa hình khu vực.
Ảnh hưởng của nhiệt độ.
Nhiệt độ không khí có ảnh hưởng tới sự phân bố hàm lượng chất ô nhiễm. Tính
năng hấp thụ và bức xạ nhiệt của mặt đất có ảnh hưởng đến sự phân bố nhiệt độ không
khí theo chiều cao, thường thì càng lên cao nhiệt độ không khí càng giảm. Gradient
nhiệt độ theo chiều đứng là khoảng 0,5-1
o
C/100 m. Trị số này thay đổi phụ thuộc vào
địa hình vùng khảo sát. Nếu trạng thái nhiệt của không khí có đặc tính ngược lại, tức là
nhiệt độ ở trên cao lớn hơn ở dưới thì được gọi là sự “nghịch nhiệt”. Sự nghịch nhiệt
này làm suy yếu sự trao đổi đối lưu, làm giảm sự khuếch tán chất ô nhiễm và làm tăng
hàm lượng của chúng trong không khí gần mặt đất. Các trường hợp biến thiên nhiệt độ
không khí theo chiều cao trên mặt đất được trình bày trên hình 1.3.

Hình 1.3. Các trường hợp biến thiên nhiệt độ không khí theo chiều cao trên mặt đất.
Khi có nghịch nhiệt, không khí trở nên rất ổn định và cản trở mọi chuyển động
thẳng đứng của từng bộ phận không khí do lực nổi gây ra. Độ ổn định do nghịch nhiệt
tạo ra còn làm hạn chế sự trao đổi năng lượng gió của lớp không khí sát mặt đất với

10
gió ở các lớp khí quyển trên cao và do đó làm cản trở quá trình khuếch tán các chất ô
nhiễm theo cả phương đứng lẫn phương ngang.
Nghịch nhiệt được hình thành do nhiều nguyên nhân khác nhau:
(1) Làm lạnh lớp không khí từ bên dưới;
(2) làm nóng lớp không khí từ phía trên;
(3) chuyển động của dòng không khí lạnh bên dưới không khí ấm;
(4) chuyển động của dòng không khí ấm bên trên lớp không khí lạnh.
Trong bốn nguyên nhân nêu trên thì nghịch nhiệt do nguyên nhân thứ nhất gây ra
chính là dạng nghịch nhiệt bức xạ mà thường xuất hiện quanh năm vào nửa đêm đến
sáng sớm, nhưng về mùa đông có thể kéo dài cả ban ngày khi năng lượng bức xạ mặt
trời không đủ sức phá vỡ lớp nghịch nhiệt. Nguyên nhân thứ hai thường xuất hiện ở
những vùng áp suất cao khi có lớp mây che phủ bầu trời và hấp thụ bức xạ năng lượng
mặt trời chiếu xuống. Trong vùng này có dòng chảy chậm của không khí hướng xuống
dưới và gió nhẹ. Khối không khí nặng chìm xuống dưới sẽ làm tăng nhiệt độ của bản
thân theo quá trình đoạn nhiệt và thường trở thành lớp không khí ấm hơn so với lớp
không khí ở phía dưới. Lớp nghịch nhiệt này thường có độ cao từ 400-500 m đến 4000
-5000 m trên mặt đất. Nguyên nhân thứ ba là trường hợp dòng không khí lạnh từ các
vùng đất cao vào ban đêm tràn xuống các thung lũng tạo thành lớp không khí lạnh nằm
bên dưới lớp không khí ấm dẫn đến hiện tượng nghịch nhiệt ở đáy thung lũng. Trường
hợp này nếu có ngưng tụ xảy ra thì lớp sương giá sẽ hình thành và làm cho ánh nắng
mặt trời vào ban ngày không thể xuyên qua được, lúc đó nghịch nhiệt có thể kéo dài

nhiều ngày và chỉ khi nào có gió mạnh hoặc bão nó mới bị quét sạch khỏi thung lũng.
Cuối cùng, nguyên nhân thứ tư thường xảy ra khi có dòng không khí từ phía khuất gió
của sườn núi thổi xuống chân núi. Dòng không khí này sẽ được ấm lên theo quá trình
nén ép đoạn nhiệt và nó len vào bên trên lớp không khí lạnh ở sát mặt đất dưới chân
núi gây ra nghịch nhiệt với cường độ mạnh và có thể kéo dài.
Trên cùng một địa điểm vào cùng một thời gian có thể có hai lớp nghịch nhiệt
cùng song song tồn tại: một lớp ở sát mặt đất đến độ cao 100-200 m và một lớp ở độ
cao từ 900-1000 m như được trình bày ở hình 1.4.
Tóm lại, nghịch nhiệt có thể hình thành và được tăng cường trong những điều
kiện sau đây:
• Thời tiết trong năm: về mùa đông nghịch nhiệt thường kéo dài do Mặt trời
không đủ sức làm ấm mặt đất để phá vỡ lớp nghịch nhiệt.
• Khả năng hấp thụ và tỏa nhiệt của mặt đất: Mặt đất trơ trụi không có cỏ cây sẽ
hấp thụ và nhả nhiệt nhanh hơn so với mặt đất có lớp thực vật che phủ do đó nó
tạo điều kiện thuận lợi cho việc hình thành nghịch nhiệt.
• Sương mù, mây - nhất là mây thấp, che kín bầu trời làm cho bức xạ mặt trời
không đủ sức làm ấm mặt đất.
11

• Sự di chuyển các khối không khí ấm hoặc lạnh từ sườn núi xuống đồng bằng
hoặc từ các triền đất cao xuống thung lũng.
Tất cả các dạng nghịch nhiệt trên, dù ở sát mặt đất hay ở trên cao đều cản trở sự
xáo trộn của khí quyển và do đó dẫn đến sự tích tụ các chất ô nhiễm, làm cho hàm
lượng chất ô nhiễm có thể tăng rất cao ở lớp sát đất, gây tác hại nghiêm trọng đến môi
trường sinh thái của khu vực.

Hình 1.4. Lớp nghịch nhiệt sát mặt đất và lớp nghịch nhiệt trên cao.
Ảnh hưởng của gió.
Gió hình thành từ các dòng chuyển động rối của không khí trên mặt đất, đây là
yếu tố khí tượng có ảnh hưởng lớn tới sự lan truyền các chất ô nhiễm. Gió không phải

là dòng chảy ổn định, hướng và tốc độ của nó luôn luôn thay đổi. Vì thế, cần có đầy đủ
số liệu về tần suất gió, vận tốc gió theo từng hướng, từng mùa trong cả năm của vùng
cần khảo sát. Vận tốc gió phụ thuộc vào chênh lệch áp suất khí quyển. Sự phân bố hàm
lượng chất ô nhiễm phụ thuộc vào các đặc trưng của gió nên hàm lượng của nó sẽ luôn
luôn biến đổi theo thời gian và theo khoảng cách. Đối với tầng khí quyển sát mặt đất
thì tốc độ gió ban ngày lớn hơn, ngược lại ở trên cao thì ban đêm lại có tốc độ lớn hơn.
Chuyển động của không khí gần mặt đất chịu tác động của lực ma sát bề mặt làm
cho vận tốc gió ở sát mặt đất có thể xem là bằng không và càng lên cao vận tốc gió
càng lớn dần, lúc đầu tăng nhanh về sau chậm dần.
Quy luật thay đổi theo chiều cao của vận tốc gió được thể hiện bằng biểu thức
sau:
)()(
1
zz
uu


(1.10)
với
1
0
01
0
0
lnln












z
zz
z
zz



12
Trong đó: u
(z)
- vận tốc gió ở độ cao z, m/s
u
(z1)
- vận tốc gió đã biết ở độ cao z
1
, m/s
z
o
- độ cao mà ở đó vận tốc gió được xem là bằng không, m
z, z
1
- lần lượt là độ cao cần tính vận tốc và độ cao có vận tốc đã biết,
m.
Thường người ta nhận z

o
=0,1 m - độ gồ ghề của mặt đất, nơi vận tốc gió có thể
xem là bằng không, lúc đó công thức trên có thể được viết thành:
)/ln(
)/ln(
01
0
)()(
1
zz
zz
uu
zz

(1.11)
Ở các trạm quan trắc khí tượng, vận tốc gió thường được đo ở trụ đo gió có độ
cao z
1
=10m, do đó để thuận tiện cho việc tính toán vận tốc gió ở độ cao z bất kỳ theo
số liệu gió của trạm khí tượng, người ta lập biểu đồ để tra hệ số  ứng với z
o
=0,1m và
z
1
=10m.
Ngoài quy luật biến đổi của vận tốc gió theo chiều cao bởi hàm logarit nêu trên,
bằng thực nghiệm Sutton cũng đưa ra quy luật biến đổi của gió theo hàm mũ như sau:

n
z

aa
zz
z
z
u
z
z
uu



















1
)(
)2/(

1
)()(
11
(1.12)
• Khi nhiệt độ giảm mạnh theo chiều cao, tức khí quyển không ổn định:
a = 0,20  n = 0,11
• Khi độ suy giảm nhiệt độ theo chiều cao nhỏ hoặc bằng không, tức điều kiện
khí quyển trung tính: a=0,25 n=0,14
• Khi có nghịch nhiệt vừa tức khí quyển ổn định: a = 0,33  n = 0,20
• Khi có nghịch nhiệt mạnh tức khí quyển ổn định mạnh: a = 0,50  n = 0,33
Theo số liệu của M.E. Berliand thì số mũ n thường được nhận n = 0,15  0,20.
Ngoài ra, theo kết quả nghiên cứu của Irwin J.S, vận tốc gió thay đổi theo chiều
cao bởi quy luật hàm mũ phụ thuộc vào độ gồ ghề của mặt đất z
o
và các cấp ổn định
của khí quyển theo thang Pasquill-Gifford, công thức có dạng:
n
z
z
uu







10
)10()(
(1.13)

Trong đó: u
(10)
- vận tốc gió ở độ cao 10 m.
z - độ cao cần tính vận tốc u
(z)
, m
Số mũ n trong công thức trên được cho ở bảng 1.1.

13


Bảng 1.1. Số mũ n trong kết quả nghiên cứu của Irwin J.S. [29]
Độ gồ ghề z
o

của mặt đất, m
Các cấp ổn định của khí quyển theo thang Pasquill - Gifford
A
B
C
D
E
F
0,01
0,10
1,00
3,00
0,05
0,08
0,17

0,27
0,06
0,09
0,17
0,28
0,06
0,11
0,20
0,31
0,12
0,16
0,27
0,37
0,32
0,34
0,38
0,47
0,53
0,54
0,61
0,69
A: Không ổn định mạnh
B: Không ổn định vừa
C: Không ổn định nhẹ

D: Trung hòa
E: Ổn định nhẹ
F: Ổn định vừa
Ảnh hưởng của độ ẩm và mưa.
Trong điều kiện khí hậu có độ ẩm lớn, các hạt bụi lơ lửng trong không khí có thể

liên kết với nhau tạo thành các hạt lớn hơn và rơi nhanh xuống bề mặt Trái đất. Mặt
khác, độ ẩm còn có tác dụng hóa học với các khí thải công nghiệp, ví dụ như các khí
SO
2
, SO
3
hóa hợp với hơi nước trong không khí tạo thành các axít H
2
SO
3
và H
2
SO
4

gây hiện tượng mưa axít. Mưa có tác dụng làm sạch môi trường không khí, các hạt
mưa kéo theo các hạt bụi và hòa tan một số chất trong không khí rồi rơi xuống đất, gây
ô nhiễm đất và nước.
Vào mùa khô, các chất thải phát ra từ nhà máy ít bị ảnh hưởng bởi biến đổi hóa
học mà chủ yếu do biến đổi lý học - son khí thải có kích thước lớn được lắng đọng
nhanh tại khu vực gần ống thải do tác dụng của trọng lực, còn các chất thải dạng khí
và dạng lơ lửng được khuếch tán nhanh, lan truyền trong môi trường không khí theo
hướng gió ra xa ống thải hơn và chúng có thời gian lưu khá dài trong tầng đối lưu.
1.3.3.3. Ảnh hưởng của địa hình đối với quá trình khuếch tán.
Trường hợp địa hình không bằng phẳng, lúc đó trên đường lan truyền luồng khí
thải gặp vật cản có dạng như núi đồi, vực sâu, thung lũng, v.v… trường vận tốc gió sẽ
bị thay đổi, độ rối của khí quyển bị ảnh hưởng và do đó luồng khí thải sẽ bị biến dạng,
kéo theo là sự phân bố hàm lượng chất ô nhiễm trong luồng khí thải cũng như trên mặt
đất bị thay đổi.
Các công trình, nhà cửa cũng có ảnh hưởng đến quá trình khuếch tán: Trong khu

công nghiệp, sự chuyển động của không khí cùng với các phần tử bụi và hơi khí chứa
trong nó khác ở các vùng trống trải. Nhà cửa, công trình sẽ làm thay đổi trường vận
tốc của không khí.
Nhìn chung, ảnh hưởng của địa hình đối với quá trình khuếch tán chất ô nhiễm là
rất đa dạng và phức tạp, không thể áp dụng một lý thuyết tổng quát nào bao trùm hết
mọi hình thái vật cản và tình huống có thể xảy ra mà chỉ giới hạn trong một số trường

14
hợp đơn giản và cần dựa vào nghiên cứu thực nghiệm cho từng trường hợp cụ thể là
chủ yếu.
1.3.4. Hình dạng của luồng khuếch tán chất ô nhiễm.
Tùy thuộc phân bố nhiệt độ theo chiều cao ta có ba cấp ổn định của khí quyển:
Không ổn định, trung tính và ổn định. Khí quyển trung tính làm lộ rõ quá trình rối cơ
học khởi đầu, trong khi đó khí quyển không ổn định làm tăng rối đối lưu, còn khí
quyển ổn định thì làm triệt tiêu rối cơ học. Hình dạng và sự phân bố hàm lượng của
luồng khí thải phụ thuộc vào các đặc tính của rối. Trên hình 1.5 giới thiệu sáu dạng
khác nhau của luồng khí thải phụ thuộc vào các điều kiện của khí quyển:
a) Khi khí quyển không ổn định, luồng khí thải sẽ có dạng uốn lượn. Dạng luồng
khí thải này thường có vào ban ngày khi Mặt trời đốt nóng mặt đất với cường độ
bức xạ lớn (hình 1.5.a)
b) Trong điều kiện khí quyển trung tính hoặc gần trung tính (khi trời có mây che
phủ làm cho bức xạ Mặt trời hướng vào mặt đất vào ban ngày và bức xạ hồng
ngoại từ mặt đất hướng vào không trung vào ban đêm đều bị giảm), luồng khí
thải sẽ có dạng hình nón. Góc mở của luồng khí thải hình nón thường cỡ 20
o

(hình 1.5.b).
c) Trong điều kiện khí quyển ổn định (nghịch nhiệt, gió nhẹ), luồng khí thải có
dạng hình quạt. Trong điều kiện này tính chất rối cơ học bị triệt tiêu theo chiều
đứng và nó chỉ phát triển được theo chiều ngang làm cho luồng khí thải có dạng

mỏng và xoè rộng trên mặt bằng như hình cái quạt (hình 1.5.c). Vào ban đêm khi
mặt đất được làm nguội do bức xạ hồng ngoại vào không trung ta thường bắt gặp
luồng khí thải hình quạt.
d) Khi khí quyển có sự phân tầng, ở phía dưới sát mặt đất trong phạm vi độ cao
ống thải có nghịch nhiệt còn ở phía trên vẫn có phân bố nhiệt độ bình thường
(đoạn nhiệt, siêu đoạn nhiệt hoặc dưới đoạn nhiệt) thì chất ô nhiễm sẽ tích tụ ở
gần mép trên của lớp nghịch nhiệt và tạo thành mặt dưới khá bằng phẳng của
luồng khí thải, còn ở phía trên chất ô nhiễm khuếch tán mạnh hơn (hình 1.5.d).
Trường hợp này thường xuất hiện vào chiều tối khi Mặt trời lặn và trời trong,
không mây.
e) Cũng tương tự như trường hợp d nhưng sự phân tầng ngược lại: lớp nghịch nhiệt
ở bên trên lớp siêu đoạn nhiệt - ta có bức tranh gần như đối xứng với hình dáng
luồng khí thải trong trường hợp d (hình 1.5.e). Đây là trường hợp bất lợi vì hàm
lượng chất ô nhiễm trên mặt đất sẽ tăng cao. “Xông khói” mặt đất thường xảy ra
vào buổi sáng khi Mặt trời hâm nóng mặt đất và các lớp không khí mỏng tuần tự
từ dưới lên nhưng chưa đủ để loại bỏ hoàn toàn lớp nghịch nhiệt đã hình thành
từ đêm hôm trước.
f) Khi cả ở bên trên và bên dưới ống thải đều có lớp nghịch nhiệt luồng khí thải sẽ
bị giới hạn ở giữa hai lớp nghịch nhiệt và chất ô nhiễm rất khó khuếch tán lên
trên lẫn xuống dưới - có thể xem như cái bẫy khói (hình 1.5.f).
15


Hình 1.5. Các dạng khác nhau của luồng khí thải.
1.4. Các mô hình tính toán khuếch tán chất ô nhiễm [7, 9, 13, 20, 29].
1.4.1. Các dạng mô hình.
Theo tài liệu của Tổ chức Khí tượng Thế giới (WMO) và Chương trình Môi
trường của Liên Hợp Quốc (UNEP) thì hiện nay trên thế giới có hơn 20 dạng mô hình
tính toán ô nhiễm môi trường không khí, nhưng có thể tập hợp thành 3 hướng chính
sau đây:

- Mô hình thống kê kinh nghiệm: dựa trên cơ sở lý thuyết Gauss. Các nhà toán
học đã có công phát triển mô hình này là Taylor (1915), Sutton (1925-1953),
Bosanquet & Pearson (1936), Turner (1961-1964), Pasquill (1962-1971),
Seilfeld (1975) và gần đây được các nhà khoa học môi trường của các nước
Mỹ, Anh, Pháp, Hungary, Ấn Độ, Nhật bản, Trung Quốc, v.v… ứng dụng và
hoàn thiện mô hình tính theo điều kiện của mỗi nước.
- Mô hình thống kê thủy động: hoặc lý thuyết nửa thứ nguyên (còn gọi là mô hình
K hay mô hình Berliand) - mô hình này được Berliand (Nga) hoàn thiện và áp
dụng ở Liên Xô cũ.

16
- Mô hình số trị: tức là giải phương trình vi phân bằng phương pháp số trị. Hướng
này chưa đạt được kết quả cụ thể.
(các công thức tính toán theo các mô hình được tình bày trong mục 1.1, Phụ lục 1)
1.4.2. Lớp biên khí quyển [1, 3, 12, 15, 17, 19].
Độ cao của lớp biên hay độ cao hòa trộn là tham số cơ bản đặc trưng cấu trúc của
tầng đối lưu thấp. Khi các chất ô nhiễm được phóng thích vào lớp hòa trộn, chúng
thường phân tán ngang và thẳng đứng do rối khí quyển và cuối cùng bị pha trộn hoàn
toàn trong lớp này nếu thời gian đủ lớn và không có sự lắng đọng đáng kể. Khi chất ô
nhiễm đạt đến biên trên của lớp hòa trộn thì sẽ dừng lại và không bay lên được nữa.
Như vậy, độ cao hòa trộn xác định giới hạn trên của quá trình khuếch tán các chất ô
nhiễm trong khí quyển. Độ cao hòa trộn có giá trị thấp nhất vào buổi sáng và tăng dần
lên theo thời gian trong ngày cho đến xế chiều là đạt trị số lớn nhất, sau đó giảm dần
(chi tiết được trình bày ở mục 1.2, Phụ lục 1).
1.4.3. Chiều cao hiệu dụng của ống thải [5, 10, 20].
Tại miệng ống thải, luồng khí thải bay ra có vận tốc nên có một động năng ban
đầu làm cho nó có xu hướng bốc thẳng đứng lên trên. Mặt khác, do nhiệt độ của khói
cao hơn nhiệt độ không khí xung quanh, luồng khí thải chịu tác dụng của “lực nổi” do
chênh lệch nhiệt độ gây ra. Cùng với các lực dâng, luồng khí thải còn chịu tác động
của lực gió nằm ngang, do đó đỉnh cao nhất của luồng khí thải sẽ nằm cách xa ống thải

một khoảng cách nhất định nào đó xuôi theo chiều gió. Khi đã đạt được độ cao ấy tức
là lúc động năng ban đầu của luồng khí thải đã bị triệt tiêu và nhiệt độ khói đã trở nên
cân bằng với nhiệt độ khí quyển do kết quả của quá trình hòa trộn với không khí xung
quanh, luồng khí thải sẽ giữ phương nằm ngang xuôi theo chiều gió. Sơ đồ khối của độ
cao hiệu dụng của ống thải được trình bày ở hình 1.6.





















U
W
H
H

o

H
e

L
d

V
g
X
u

Hình 1.6. Sơ đồ khối của độ cao hiệu dụng của ống thải.
17

Trên thế giới có rất nhiều công trình nghiên cứu về độ dâng của luồng khí thải khi
thoát ra khỏi miệng ống thải. Mỗi tác giả chỉ đề cập chi tiết đến một số thông số ảnh
hưởng. Các công trình nghiên cứu này đều dựa vào quan sát thực tế và thực nghiệm
hoặc kết hợp giữa lý thuyết và thực nghiệm. Cụ thể là các công thức tính toán của
Davidson W.F., Bosanquet-Carey & Halton, Holland J.Z., Briggs G.A., Berliand M.E.,
Andrayev P.I., Kliughin S.A., Ivanov IU.V., v.v… (các công thức tính toán được tình
bày trong mục 1.3, Phụ lục 1).
Nồng độ chất ô nhiễm trên mặt đất tỷ lệ nghịch với chiều cao hiệu dụng của ống
thải. Chiều cao hiệu dụng của ống thải càng cao thì nồng độ chất ô nhiễm trên mặt đất
càng nhỏ và ngược lại. Có nhiều tác giả đã đề xuất công thức xác định chiều cao hiệu
dụng của ống thải, nhưng khi tính theo các công thức khác nhau đã cho ra các giá trị
rất khác nhau, thậm chí có những phương pháp cho kết quả lệch nhau đến 2, 3 lần.
Điều này dẫn đến nếu các yếu tố khí tượng như nhau, nguồn thải như nhau nhưng sử
dụng công thức xác định chiều cao hiệu dụng của ống thải của các tác giả khác nhau sẽ

đưa đến nồng độ chất ô nhiễm trên mặt đất khác nhau. Vì vậy việc phân tích, so sánh
và lựa chọn công thức tính chiều cao hiệu dụng của ống thải khi tính toán khuếch tán
không khí để xác định hiện trạng và dự báo về ô nhiễm môi trường không khí là hết
sức cần thiết.
1.4.4. So sánh kết quả tính hàm lƣợng chất ô nhiễm trên mặt đất theo các công
thức của Bosanquet-Pearson, Sutton, Gauss và Berliand.
Để tiện so sánh, chúng tôi sử dụng các công thức của các tác giả trên để tính
khoảng cách hàm lượng đạt cực đại (x
M
), hàm lượng mặt đất cực đại (C
max
) và hàm
lượng mặt đất tại các vị trí có khoảng cách 2000, 3000, 4000, 6000 m tính từ chân ống
thải, với các tham số đầu vào như sau:
- Chiều cao ống thải: 150 m
- Đường kính trong của ống thải: 4,5 m
- Tải lượng chất thải: 4000 kg/h
- Vận tốc ban đầu của khí thải: 29,7 m/s
- Nhiệt độ khí thải: 138
o
C
- Nhiệt độ không khí: 27
o
C
- Vận tốc gió trung bình: 2,7 m/s
- Độ ổn định khí quyển: Trung hòa
- Chiều cao hiệu dụng của ống thải tính theo công thức của Davidson W. F. (công
thức P.1.29 ở Phụ lục 1 cho các trường hợp Bosanquet-Pearson, Sutton và
Gauss) và Công thức của Viện nghiên cứu kỹ thuật vệ sinh Moscow (công thức
P.1.45 ở Phụ lục 1 cho trường hợp Berliand).

Các công thức tính x
M
và hàm lượng mặt đất cực đại được trình bày chi tiết trong
các mục 1.1.1 và 1.1.2 của Phụ lục 1.
Kết quả tính toán được trình bày trong Bảng 1.2 và biểu diễn trên hình 1.7.

18
Bảng 1.2. So sánh kết quả tính toán theo các công thức của Bosanquet-Pearson,
Sutton, Gauss và Berliand
Công thức
x
M
(m)
Hàm lượng (mg/m
3
)
C
max

C(2000)
C(3000)
C(4000)
C(6000)
Bosanquet-Pearson
2200
0,628
0,618
0,585
0,480
0,312

Sutton
5600
1,089
0,045
0,461
0,891
1,080
Gauss
3200
0,772
0,486
0,766
0,727
0,527
Berliand
4400
0,996
0,536
0,878
0,989
0,934


Hình 1.7. Phân bố hàm lượng chất ô nhiễm tính toán theo các mô hình khác nhau.
Từ các kết quả được biểu diễn trên hình vẽ ta thấy rằng: 2 phương pháp
Bosanquet-Pearson và Gauss cho kết quả khá gần nhau, còn phương pháp Sutton cho
kết quả rất khác với Bosanquet-Pearson và Gauss. Về khoảng cách hàm lượng đạt cực
đại thì phương pháp Sutton đưa ra giá trị khá lớn so với các phương pháp khác.
Nếu lấy mô hình Gauss làm đại diện cho mô hình thống kê kinh nghiệm để so
sánh với mô hình thống kê thuỷ động (Berliand) thì: Về hình dạng, 2 đường cong này

khá giống nhau. Còn về khoảng cách hàm lượng đạt cực đại (x
M
), hàm lượng mặt đất
cực đại (C
max
) và hàm lượng mặt đất tại các vị trí có khoảng cách 2000, 3000, 4000m
tính từ chân ống thải thì các giá trị tính theo phương pháp Berliand lớn hơn tính theo
phương pháp Gauss từ 1,1-1,4 lần; riêng ở các khoảng cách lớn hơn 6000m thì có thể
lớn hơn 2 lần.
Như vậy, căn cứ vào các kết quả tính toán và phân tích trên, chúng ta có thể chọn
mô hình Gauss và mô hình Berliand để áp dụng cho việc tính toán phát tán chất ô
nhiễm trong khí quyển. Điều này cũng rất phù hợp với tình hình chung trên thế giới về
lĩnh vực nghiên cứu, tính toán dự báo ô nhiễm không khí.

19

PHẦN 2. PHƢƠNG PHÁP THỰC NGHIỆM
2.1. Nghiên cứu lựa chọn áp dụng mô hình phát tán khí thải phóng xạ quy mô cục
bộ địa phƣơng cho NMĐHN.
2.1.1. Khảo sát các mô hình phát tán khí quyển.
Hiện nay, trên thế giới tồn tại nhiều phần mềm phục vụ công việc đánh giá phát
tán các chất ô nhiễm trong khí quyển. Các phần mềm này rất tiện lợi trong việc phân
tích đánh giá tác động môi trường cho các dự án phát triển. Một số phần mềm đánh giá
phát tán chất ô nhiễm trong không khí được nghiên cứu gồm: ADMS 3, AERMOD,
ORION-WIN, PAL 2.1, CALPUFF, PUFF-PLUME, NAME, ATSTEP, RIMPUFF và
ACCIDENT.
2.1.1.1. Các mô hình phát tán khí quyển áp dụng cho trường hợp bình thường.
ADMS 3
ADMS 3 là mô hình phân tán ô nhiễm khí quyển tiên tiến để tính toán hàm lượng
các chất gây ô nhiễm trong khí quyển đã phát ra cả liên tục từ các nguồn điểm, đường,

khối và diện, hoặc không liên tục từ các nguồn điểm. Được phát triển bởi Ban Tư vấn
Nghiên cứu Môi trường Cambridge (CERC) của Anh Quốc hợp tác với Văn phòng
Khí tượng Anh Quốc, Công ty cổ phần trách nhiệm hữu hạn (Public Limited
Company) Điện Quốc gia (bây giờ là Công ty cổ phần trách nhiệm hữu hạn INNOGY
Holdings plc) và Trường Đại học Surrey. Phiên bản đầu tiên của ADMS được phát
hành vào 1993. Phiên bản 3 hiện thời được phát hành vào tháng hai năm 1999 và chỉ
chạy trong môi trường Microsoft Windows mặc dù nó vẫn còn có một FORTRAN
codebase. Phiên bản 4 được hoạch định để phát hành với các đặc tính bổ sung.
Mô hình bao gồm các thuật toán có tính đến: các hiệu ứng rửa trôi do các tòa nhà
lân cận trên đường đi của luồng thải; hiệu ứng do địa hình phức tạp; hiệu ứng do vị trí
nằm ven bờ biển; rơi lắng ướt, rơi lắng do lực hấp dẫn và rơi lắng khô; các thăng giáng
ngắn hạn về hàm lượng chất ô nhiễm; các phản ứng hóa học; phân rã phóng xạ và liều
gamma; độ dâng của luồng ô nhiễm là hàm theo khoảng cách; các phóng thích liên tục
và gián đoạn; trung bình theo thời gian từ phạm vi rất ngắn đến hàng năm.
AERMOD
Mô hình AERMOD được đặc biệt thiết kế để hỗ trợ cho chương trình quản lý của
Cục Bảo vệ Môi trường Hoa Kỳ (U.S. EPA). Mô hình gồm 3 thành phần: AERMOD
(Mô hình phân tán AERMIC), AERMAP (Công cụ địa hình của AERMOD) và
AERMET (Công cụ khí tượng của AERMOD).
Từ năm 1991, mô hình AERMOD đã được phát triển bởi Cơ quan Khí tượng và
Cục Bảo vệ Môi trường Hoa Kỳ. Một nhóm các nhà khoa học (gọi tắt là AERMIC) đã
hợp tác xây dựng mô hình AERMOD. AERMOD được sử dụng chính thức vào 9-12-
2005 sau 14 năm nghiên cứu và hoàn thiện.
Đây là mô hình phân tán khí quyển dựa vào cấu trúc rối và các khái niệm tỉ lệ của
lớp biên khí quyển, bao gồm việc xử lý nhiều nguồn tại mặt đất, nguồn điểm cao,

20
nguồn mặt và nguồn khối. Xử lý địa hình bằng phẳng hoặc phức tạp, nông thôn hoặc
thành thị và bao gồm các thuật toán đối với các hiệu ứng công trình. Sử dụng lý thuyết
phát tán Gauss cho các điều kiện khí quyển ổn định (độ rối thấp) và phát tán không

Gauss cho các điều kiện khí quyển không ổn định (độ rối cao). Các thuật toán về sự
suy giảm luồng thải do rơi lắng khô và ướt cũng được bao gồm trong mô hình.
ORION-WIN
Phần mềm máy tính ORION-WIN được viết và phát triển ở Tokai Works, JNC,
Japan nhằm phục vụ cho mô hình đánh giá hàm lượng các chất thải phát ra môi
trường, mật độ rơi lắng các nhân phóng xạ lên mặt đất, hàm lượng các chất thải xâm
nhập vào lương thực thực phẩm và đánh giá liều chiếu trong, liều chiếu ngoài đến dân
chúng do thải khí từ cơ sở hạt nhân. Phần mềm này rất thích hợp cho các cơ sở có ống
thải cao và tiện lợi trong việc phân tích đánh giá an toàn cho các cơ sở hạt nhân và
đánh giá liều dân chúng dựa trên lượng chất thải phóng xạ phóng thích từ ống thải.
PAL 2.1
Phần mềm PAL 2.1 được sử dụng để tính toán hàm lượng các chất ô nhiễm đối
với cả 3 loại nguồn (nguồn điểm, nguồn mặt và nguồn đường). PAL 2.1 có thể tính
được cho 99 chất ô nhiễm theo trục gió với khoảng thời gian là 1 giờ. Các thông số
đầu vào như số liệu khí tượng, tham số địa hình, tham số nguồn điểm và/hoặc đường
và mặt.
2.1.1.2. Các mô hình phát tán khí quyển áp dụng cho trường hợp ứng phó sự cố.
CALPUFF
Hệ thống CALPUFF là một công cụ mô hình hóa toàn diện, bao gồm các bộ xử
lý dữ liệu địa vật lý và khí tượng, một mô hình khí tượng, một mô hình phát tán phụt,
và các mođun xử lý sau. CALPUFF được sử dụng để mô hình hóa nhiều kịch bản chất
lượng không khí, bao gồm: Rơi lắng chất ô nhiễm, tác động trong phạm vi gần từ các
nguồn điểm, nguồn đường, nguồn mặt và nguồn khối, tác động do cháy rừng, đánh giá
tầm nhìn, nghiên cứu sự vận chuyển tầm xa.
PUFF-PLUME
PUFF-PLUME - Mô hình phát tán các hóa chất / nhân phóng xạ theo phân bố
Gauss bao gồm rơi lắng khô và ướt, nhập theo thời gian thực các dữ liệu quan trắc khí
tượng và dự báo, đánh giá liều do hô hấp và chiếu xạ bởi tia gamma, và các mô hình
phát tán kiểu chùm khói hoặc luồng khói.
NAME

NAME - Mô hình được sử dụng trong trường hợp ứng phó sự cố hạt nhân
(Nuclear Accident ModEl - NAME), là mô hình có quy mô từ cục bộ đến toàn cầu
được phát triển bởi Cơ quan Khí tượng Anh Quốc. Nó được sử dụng để: dự báo chất
lượng không khí, phát tán ô nhiễm không khí, và mưa a-xít; theo dõi những phát thải
phóng xạ và những phun trào tro núi lửa; phân tích các phóng thích chất ô nhiễm
không khí do sự cố và tham gia vào ứng phó trường hợp khẩn cấp; và phân tích tác
21

động môi trường dài hạn. Nó là một mô hình tích hợp bao gồm việc mô hình hóa phân
tán lớp biên.
ATSTEP
ATSTEP (Đức) - Mô hình lắng đọng và phát tán phụt Gauss được sử dụng trong
hệ thống hỗ trợ RODOS (Real-time On-line Decision Support) phục vụ cho việc quản
lý trong trường hợp khẩn cấp hạt nhân. RODOS đang được vận hành ở Đức bởi Cơ
quan Bảo vệ Bức xạ Liên bang (BfS), và vận hành thử nghiệm tại nhiều nước Châu Âu
khác. ATSTEP là mô hình phụt Gauss để dự đoán phát tán khí quyển, rơi lắng, bức xạ
gamma và liều do hoạt độ phóng xạ đã phóng thích trong trường hợp sự cố ở các
NMĐHN hoặc trong thời gian vận chuyển, và từ các bom bẩn.
RIMPUFF
RIMPUFF là mô hình phát tán phụt quy mô cục bộ được phát triển bởi Phòng thí
nghiệm Quốc gia Riso, Đan Mạch. Nó là một mô hình ứng phó trường hợp khẩn cấp
để hỗ trợ các cơ quan quản lý trong trường hợp khẩn cấp liên quan đến các phóng
thích chất hóa học, phóng xạ và sinh học vào khí quyển. RIMPUFF xây dựng từ các
công thức tham số hóa cho sự phát tán phụt, rơi lắng khô và ướt và liều bức xạ gamma.
Phạm vi áp dụng bao trùm các khoảng cách lên đến ~1000 km từ điểm phóng thích.
ACCIDENT
Mô hình phân tán khí quyển được áp dụng trong chương trình ACCIDENT cũng
là mô hình phát tán Gauss. Tuy nhiên chương trình này được áp dụng chủ yếu trong
việc mô hình hoá của bài toán đánh giá hậu quả phóng xạ gây ra do sự cố ở một lò
phản ứng.

Nhận xét:
Trong 10 phần mềm liên quan đến việc tính toán phát tán thải khí phóng xạ như
đã khảo sát ở trên, có 4 phần mền thường được áp dụng cho trường hợp phát thải
thông lệ, 6 phần mềm dùng cho các trường hợp sự cố. Chi tiết hơn xin xem Phụ lục 2.
2.1.2. Lựa chọn các mô hình phát tán khí quyển
Việc lựa chọn mô hình là khâu quan trọng trong tính toán mô phỏng. Môi trường
không khí, các chất ô nhiễm bị ảnh hưởng bởi các yếu tố khí tượng như hướng gió, vận
tốc gió, nhiệt độ không khí, độ ẩm, áp suất khí quyển, lượng mưa, độ che phủ của mây,
bức xạ mặt trời … Bên cạnh đó yếu tố địa hình cũng đóng vai trò quan trọng trong
việc hình thành, tích lũy, lan truyền các chất ô nhiễm.̣ Các mô hình cho phép tính toán
phân bố nồng độ dưới tác dụng của các yếu tố trên và đưa ra kết quả cho các nhà quản
lý để có thể đánh giá nguồn thải hay nhóm nguồn thải có hay không gây ra ô nhiễm
môi trường không khí xung quanh.
Để thực hiện nghiên cứu này, ngoài việc thu thập các thông số về khí tượng, địa
hình, việc điều tra số lượng ống thải đang hoạt động cùng với công nghệ thải cũng
phải được thực hiện: Chiều cao ống thải, đường kính ống thải, nhiên liệu sử dụng,
nhiệt độ, lưu lượng khí thải, số liệu quan trắc nồng độ chất ô nhiễm trong các ống thải.

22
2.1.2.1. ORION-WIN.
Phần mềm máy tính ORION-WIN được viết và phát triển ở Tokai Works, JNC,
Japan nhằm phục vụ cho mô hình đánh giá hàm lượng các chất thải phát ra môi
trường, mật độ rơi lắng các nhân phóng xạ lên mặt đất, hàm lượng các chất thải xâm
nhập vào lương thực thực phẩm và đánh giá liều chiếu trong, liều chiếu ngoài đến dân
chúng do thải khí từ cơ sở hạt nhân. Chương trình này rất thích hợp cho các cơ sở có
ống thải cao và tiện lợi trong việc phân tích đánh giá an toàn cho các cơ sở hạt nhân và
đánh giá liều dân chúng dựa trên lượng chất thải phóng xạ phóng thích từ ống thải.
Công thức phân tán khí quyển.
Mô hình luồng khí thải Gauss được áp dụng rộng rãi để tính toán sự phân tán của
khí và son khí thải vào khí quyển. Mô hình này có tính đến ảnh hưởng của rất nhiều

yếu tố khí tượng liên quan và sự phân tán vật chất phóng xạ ra môi trường khí quyển
có thể được mô tả theo quy luật phân bố Gauss trong cả hai hướng đứng và ngang.
Hình 2.1 minh họa sự di chuyển của luồng thải trong khí quyển từ một nguồn điểm.


Hình 2.1. Hệ tọa độ theo mô hình Gauss khi mặt phẳng x, y tương ứng với mặt đất hay
gốc O trùng với chân ống thải.
1. Đường trục của luồng thải
2. Gốc O của hệ tọa độ
Khi có sự phóng thích liên tục từ nguồn điểm trong một điều kiện nhất định thì
hàm lượng của chất ô nhiễm được biểu diễn bằng phương trình sau:
   




































2
2
2
2
2
2
2
exp
2
exp
2
exp
2

),,(
zzy
zy
HzHzy
U
Q
zyx



(2.1)
23

Trong đó:
),,( zyx

: Hàm lượng chất ô nhiễm phóng xạ trong khí quyển tại điểm
(x,y,z), Bq/m
3

Q : Tốc độ thải chất ô nhiễm phóng xạ của nguồn thải, Bq/s
U: Tốc độ gió tại độ cao của ống thải, m/s
H: Chiều cao hiệu dụng của ống thải, m
zy

,
: Hệ số khuếch tán ngang và đứng theo chiều gió, m
Để đánh giá liều thì cần phải tính hàm lượng các đồng vị phóng xạ tại mặt đất,
lúc đó z có thể được xem là bằng 0 và phương trình trên trở thành:



















2
2
2
2
2
exp
2
exp)0,,(
zy
zy
Hy
U
Q

yx



(2.2)
Cách diễn giải để suy ra các phương trình (2.1) và (2.2) xin xem mục 1.1.1.3 ở
Phụ lục 1.
Phương trình (2.2) được áp dụng để tính hàm lượng và liều trung bình của các
chất thải phóng thích trong cả một thời gian dài, thường là một năm. Ở đây hàm lượng
chất thải có thể được tính toán theo 3 phương cách khác nhau:
- Hàm lượng tức thời ngay tại một trục hướng gió
- Hàm lượng trung bình theo một hướng gió nào đó
- Hàm lượng trung bình theo hướng gió có tính đến ảnh hưởng của các hướng gió
lân cận
Các hiệu chỉnh trong quá trình phân tán chất thải.
Các hạt nhân được phóng thích từ nguồn thải sẽ bị thay đổi trong quá trình phân
tán theo chiều gió do các quá trình phân rã phóng xạ, mà có thể chuyển thành những
nhân mới trong luồng khí thải. Thêm vào đó, cả hạt nhân bố mẹ và con cháu có thể bị
mất đi trong quá trình lan truyền do tác động của lắng đọng hấp dẫn, rơi lắng khô và
rơi lắng ướt do mưa. Do đó phải đưa vào các hệ số hiệu chỉnh:
- Hiệu chỉnh do lắng đọng hấp dẫn.
- Hiệu chỉnh do rơi lắng khô.
- Hiệu chỉnh do rơi lắng ướt.
- Hiệu chỉnh do phân rã phóng xạ.
Các hệ số khuếch tán.
Các hệ số khuếch tán 
y
và 
z
được biểu diễn là hàm của khoảng cách và độ ổn

định của khí quyển.
Độ ổn định của khí quyển được phân thành 7 lớp theo tốc độ gió, tổng xạ và bức
xạ phản xạ.
Hệ số khuếch tán được tính theo các công thức của các tác giả sau:

24
- Công thức được đề xuất bởi Briggs.
- Đường cong được đề xuất bởi Pasquill và Meads.
Khi nguồn thải ở gần một toà nhà hoặc kết cấu phức tạp của các công trình thì
hiệu ứng bóng khí động có thể làm tăng độ dâng ban đầu của luồng khí thải. Để hiệu
chỉnh cho hiệu ứng này, các hệ số khuếch tán được tính toán theo công thức riêng.
Độ cao hiệu dụng của luồng khí thải.
Khi luồng khí thải thoát ra có một động năng đáng kể, nó có xu hướng tăng cao
so với độ cao của ống thải. Áp dụng các công thức tính độ dâng của luồng khí thải của
các tác giả sau:
- Công thức của Briggs.
- Công thức được áp dụng trong tài liệu IAEA Safety Series No.50-SG-S3.
Giá trị độ dâng nhỏ nhất trong các giá trị tính được từ các công thức trên sẽ được
sử dụng, vì giá trị đó dẫn đến hàm lượng cực đại của các chất thải được tập trung ở
vùng gần ống thải và sẽ thích hợp hơn trong đánh giá an toàn.
Trường hợp đặc biệt, khi nguồn thải ở gần các công trình cao hay địa hình phức
tạp thì các công thức trên không được áp dụng. Trong trường hợp này, phải thực hiện
các biện pháp thực nghiệm nhằm xác định được độ cao ống thải hiệu dụng để nạp trực
tiếp vào chương trình.
Kết quả do phần mềm ORION-WIN đưa ra.
 Về hàm lượng.
- Hàm lượng chất ô nhiễm trong không khí theo khoảng cách từ chân ống thải,
- Hàm lượng chất ô nhiễm lắng đọng trên mặt đất theo khoảng cách từ chân ống
thải,
- Hàm lượng chất ô nhiễm xâm nhập vào thực phẩm.

 Về tính toán liều.
- Liều chiếu ngoài:
+ Liều chiếu ngoài do đám mây phóng xạ.
+ Liều chiếu ngoài từ đất.
- Liều chiếu trong:
+ Liều xâm nhập qua đường hô hấp.
+ Liều xâm nhập qua đường ăn uống.
2.1.2.2. CALPUFF
CALPUFF là mô hình phát tán phụt Lagrange có thể mô phỏng những ảnh hưởng
của điều kiện khí tượng phức tạp trong quá trình vận chuyển chất ô nhiễm (Scire,
2000). CALPUFF đã được chấp nhận bởi EPA Hoa Kỳ như là một mô hình ưa thích