Определение возраста почвообразующих пород и почв с помощью радиоактивных изотопов

Явление естественной радиоактивности используется в геохронологии для определения возраста горных пород и почв. Датирование основано на измерении отношения содержания в образцах отдельных радиоизотопов к содержанию конечных стабильных продуктов их распада или соответствующих радиоактивных и стабильных изотопных аналогов. Значения этих отношений однозначно связаны с возрастом образцов.

Из имеющихся радиоактивных методов измерения возраста (урано-свинцовый, калиево-аргоновый, рубидиево-стронцевый, радиоуглеродный) лишь последний находит применение в определении возраста почв. Остальные могут быть использованы для датирования почвообразующих горных пород, так как нижнее предельное значение возраста, устанавливаемое этими методами исчисляется десятками миллионов лет, что на много порядков превышает фактический возраст любой почвы.

Ураново-свинцовый метод. В результате радиоактивного распада ²³⁸U, ²³⁵U и ²³²Th образуются конечные стабильные изотопы ²⁰⁶Pd, ²⁰⁷Pd, ²⁰⁸Pd. Отношение содержания любого из исходных нуклидов к содержанию соответствующего стабильного конечного изотопа является функцией возраста образца:

Калиево-аргоновый метод. ⁴⁰К распадается двумя способами - путем β-распада с образованием стабильного ⁴⁰Са (постоянная радиоактивного распада λ_β=4,72* 10^-10 год^-1) и К-захвата с образованием ⁴⁰Аr (λτ=0,585. 10^-10 год ^-1).

Рубидиево-стронциевый метод. При распаде ⁸⁷Rb образуется ⁸⁷Sr, что позволяет использовать эту пару изотопов в качестве геохронометра. Период полураспада ⁸⁷Rb составляет 47*10⁹ лет. Определение возраста основано на измерении в образцах содержания ⁸⁷Rb и ⁸⁷Sr и расчете их соотношения аналогично другим парам изотопов.

Радиоуглеродный метод. Радиоуглерод ¹⁴С образуется в атмосфере под действием нейтронов космического излучения по реакции 14N + n → ¹⁴C + протон. Радиоуглерод в воздухе относительно быстро окисляется до ¹⁴СО₂, который поглощается растениями и ассимилируется ими примерно в том же отношении со стабильным ¹²С, в котором они находятся в атмосфере. С момента гибели организма концентрация ¹⁴С в его останках уменьшается в соответствии с периодом полураспада. На этом и основано определение веществ органического происхождения. Отношение ¹⁴С/¹²С в образце, определяемое по интенсивности бета-излучения ¹⁴С, в сравнении с равновесным отношением этих изотопов в современном образце однозначно связано с возрастом.

Максимальное значение возраста, которое можно определить этим методом даже при самых совершенных условиях эксперимента, не выше 70 000 лет; минимальное составляет около 100 лет.

Радиоактивное загрязнение почвенного покрова

С этих позиций наиболее важными характеристиками являются концентрация радиоактивных веществ в почве, их биологическая доступность растениям, распределение в почвенном профиле и скорость самоочищения корнеобитаемого слоя почвы. В условиях непрерывного поступления загрязняющих веществ.

В отношении загрязнения почвенного покрова опасность могут представлять лишь долгоживущие антропогенные радионуклиды, которые характеризуются достаточно продолжительным временем их пребывания в почве, такие, как ⁹⁰Sr, ¹⁰⁶Ru, ¹²⁹I, ¹³⁷Cs, ¹⁴⁴Ce, ²²⁶Rа, ^2З2Тh, ^2З8U, ^2З9Pu.

По степени подвижности в почвах долгоживущие антропогенные радионуклиды образуют ряд ⁹⁰Sr > ¹⁰⁶Ru> ¹³⁷Cs> > ¹⁴⁴Се, ¹²⁹I> ²³⁹Рu. Скорость самоочищения почв от радионуклидов определяется скоростями их радиоактивного распада, вертикальной и горизонтальной миграции.

Поскольку антропогенные радионуклиды поступают, как правило, на поверхность почвенного покрова, их распределение в целинных почвах характеризуется резко выраженной неоднородностью по профилю. В районах с умеренным количеством атмосферных осадков на почвах, относительно тяжелых по механическому составу, основная часть наиболее значимых антропогенных радионуклидов в течение многих лет остается в верхнем 10-ти метровом слое целинных почв, а в пахотных - в пахотном слое. Скорость вертикальной миграции в таких почвах описывается уравнением диффузии с обобщенным (кажущимся) коэффициентом диффузии D, численные значения которого, например, для ⁹⁰Sr в зависимости от почвенных свойств варьируют в диапазоне 10^-7-10^-8 см²/с.

На легких (песчаных) почвах, особенно с промывным режимом, важную роль наряду с диффузией играет водный конвективный массоперенос. В таких почвах значительная часть многих радиоактивных веществ за 10-15 лет проникает до 40-50 см и может достичь уровня грунтовых вод, с которыми возможен горизонтальный перенос радионуклидов и поступление их в речную сеть.

Аккумуляция антропогенных радионуклидов преимущественно в поверхностном слое почвы способствует повышенной их миграции и выносу за пределы загрязненных ландшафтов с поверхностным водным стоком. В равнинных ландшафтах гумидной зоны годовой поверхностный и грунтовый сток ⁹⁰Sr составляет по многолетним данным 0,4% общего его запаса в почвенном покрове, при этом от 40 до 90% годового выноса приходится на период паводков. В горных районах ежегодный сток ⁹⁰Sr достигает 5% общего запаса. Вынос в реки ¹³⁷Сs составляет 0,05-0,25%. Однако для некоторых специфических почвенно-климатических условий приведенная последовательность может оказаться нарушенной: в легких песчаных почвах ¹³⁷Сs оказывается иногда более активным мигрантом чем ⁹⁰Sr. В целом, для большей части почв скорость выноса ⁹⁰Sr и ¹³⁷Cs из пахотного горизонта сопоставима со скоростью их радиоактивного распада. Период полуочищения пахотного слоя с учетом радиоактивного распада составляет примерно 0,4-0,7 периода полураспада этих радионуклидов, т. е. равен 10020 лет. Время пребывания в почвенном профиле других долгоживущих радионуклидов, таких, как ¹⁴С и ¹²⁹I (после их включения в состав гумуса), ²³⁹Рu составляет сотни лет.

Научно обоснованное нормирование содержания радиоактивных веществ в почвах требует учета почвенных свойств - способности почв к закреплению радионуклидов и их разбавлению в почвенном растворе, что в равной мере относится и к другим загрязняющим веществам. В этом плане к наиболее важным свойствам почвы следует отнести емкость поглощения и состав обменных катионов, а также рН, Eh, содержание гумуса, минералогический состав.

Поскольку тяжелые почвы характеризуются обычно большей емкостью поглощения, более высокими концентрациями ионов в почвенном растворе и содержанием гумуса по сравнению с легкими, в таких почвах радиоактивные вещества фиксируются более прочно почвенным поглощающим комплексом, а в почвенном растворе ионы радионуклидов в большей степени разбавляются ионами других химических элементов, из которых наиболее существенны ионы элементов, являющихся химическими аналогами радионуклидов. Прочная сорбция радионуклидов и повышенная конкуренция с ними ионов других элементов, и прежде всего элементов-аналогов за места сорбции на поверхности корней приводят к снижению их поступления в фитомассу, т. е. в продукцию растениеводства. Таким образом, тяжелые почвы по сравнению с легкими, с одной стороны, характеризуются повышенной буферностью к загрязняющим веществам и меньшим поступлением этих веществ в урожай, а с другой - повышенной способностью к их аккумуляции в верхней толще почвы. Иначе говоря, чем выше уровень плодородия почв, тем более высокие нагрузки радиоактивных и других загрязняющих веществ допустимы на такие почвы без превышения установленных предельно допустимых концентраций (ПДК) токсикантов в продукции растениеводства. Но зато эти почвы через какой-то период непрерывного действия источника загрязнения могут оказаться значительно более загрязненными по сравнению с менее плодородными почвами.