Во все компоненты биогеоценоза химические элементы или их соединения в том или ином соотношении поступают двумя путями — корневым или воздушным.
Атмосферный перенос различных веществ антропогенного происхождения служит одним из основных источников изменения их природного биогехимического уровня в ландшафтах. Но если по отношению к стабильным элементам компоненты биогеоценоза привыкли в процессе многовековой эволюции, и обладают некоторой толерантностью, то неоднозначной может быть их реакция на появление в жизненном пространстве искусственных радионуклидов или органических соединений — веществ до 20-го века незнакомых растительным компонентам и животным обитателям Природы.
Постоянный рост антропогенного воздействия на сибирские территории нашей страны в XX в. широко освещен в научной литературе. Оценки плотности выпадений микроэлементов для различных фоновых районов колеблются в широких пределах (нг/см2 в год): Co — 0,02-63, Cr — 17-690; Cu — 3,3-1300; Ni — 7,2-1400; Zn — 67-8900; Cd — 5-38 [Беус и др., 1976; Ровинский и др., 1994]. Как видно из приведенных значений, ориентиры весьма приблизительные. Естественно, данные для конкретных регионов или городов не могут считаться стабильными: они во многом связаны с колебаниями экономических показателей, развитием или спадом промышленного производства, транспорта, разработки месторождений полезных ископаемых, то есть с любым проявлением человеческой деятельности. Поэтому в дополнение к природным геохимическим барьерам появились многочисленные техногенные разновидности, включающие в себя даже бытовые социальные барьеры [Алексеенко, 2006]
В зависимости от высоты промышленных выбросов формируются локальные, региональные и глобальные выпадения, влияющие на микроэлементный состав почвенного покрова. Исследования показывают, что региональные, а тем более глобальные выпадения в целом не сопровождаются существенным увеличением концентраций металлов в почвах [Малахов, Махонько, 1990]. Однако постоянный рост в конце 20-го столетия антропогенного пресса на северные регионы от крупных индустриальных центров (особенно заметно он стал проявляться в 40-50-х гг.) служит причиной того, что дальний атмосферный перенос способен формировать импактные зоны, в которых техногенная составляющая по тяжелым металлам может достигать значений, присущих крупным городам [Mitchell, 1957; Barrie, 1986; Barrie et al., 1985; Виноградова, 1993; Виноградова, Егоров, 1996; Евсеев, Красовская, 1997; Шевченко и др., 1997].
Основными источниками глобального переноса тяжелых металлов и некоторых других малых элементов в Сибири служат Норильский комплекс, область Кузнецкого бассейна. Байкальский и Якутский регионы [Виноградова, Егоров, 1997]. Кроме того, существуют региональные и локальные источники, вклад которых в изменение геохимического фона той или иной области весьма значителен. Примером может служить Норильский ГМК, область регионального загрязнения от деятельности которого протягивается от восточных и центральных районов Ямало-Ненецкого АО до устья р. Лены [Белов, 1993].
Другим примером региональных источников может служить алмазное и золотодобывающее производства восточных регионов страны. Первое из них сопровождается поступлением в ландшафты таких элементов как Mn, Al, Ni, Ti, Sr и др., но особую опасность представляет собой таллий, содержание которого в водах обогатительных фабрик превышает ПДК в 800 раз. При добыче золота извлекается огромное количество Pb. As, V, Zn, Си, Мо, однако главное значение имеет ртуть. Например, в воде одной из рек (Якутия), в бассейне которой разрабатывается рассыпное золото, содержание ртути составляет 92 мг/л при ПДК для природных вод 0,5 мкг/л (СанПиН 2.1.4.559-96). В результате разработок угольных месторождений пыль, в которой отмечаются высокие концентрации Mg, S, Ti, Mn, Co, Zn, Cu и т. д., разносится на большие расстояния [Копылов и др., 1993].
Разработка углеводородных месторождений сопровождается не только весьма распространенными явлениями разлива нефтепродуктов, но и выносом природных радионуклидов на дневную поверхность с пластовыми водами [Hartman, Reznicek, 1986; Ахмедов и др., 1998]. В буровых растворах и загрязненных нефтью почвах обычно отмечаются повышенные концентрации Cd, Zn, Mn, и даже через 20 лет брошенные буровые площадки представляют собой источники загрязнения тундровых экосистем тяжелыми металлами [Лавриненко, Лавриненко, 1998]. Тяжелые металлы могут поступать в почвенно-растительный покров и в результате аварийного разлива нефти, что очень часто случается как на самих нефтепромыслах, так и на нефтетрубопроводах. Рекультивационные мероприятия при этом часто проводятся простым выжиганием нефти, то есть процессом, сходным с лесными пожарами и ведущим к расширению ореолов загрязнения. Все эти инциденты в той или иной степени способствуют распространению радионуклидов в сибирских ландшафтах.
В нашей практике экогеохимических исследований нередко отмечались случаи «точечного» загрязнения компонентов биогеоценоза, однако широко проявленного на достаточно ограниченной территории. Например, около п. п. Самбург и Тарко-Сале (Пуровский район Ямало-Ненецкого АО) в разрезах лишайников, сфагновых мхов и торфов нередко отмечались ураганные содержания свинца — 500-600 и более мг/кг в воздушно-сухом веществе [Щербов, Страховенко, 2002], тогда как обычное его содержание на севере Западной Сибири колеблется в пределах 10-50 мг/кг. Интересно, что вдали от поселков такого высокого загрязнения практически не отмечалось. Возможной причиной высоких содержаний свинца в растительных компонентах можно признать произвольный розлив автомобильного топлива: 70 % всех выбросов свинца в атмосферу связано с использованием этилированного бензина. Хотя содержание свинца в атмосферных осадках в непромышленных зонах Сибири существенно ниже, чем в европейской части России (0,05-0,3 и 4,5-7,3 мкг/л соответственно), сбрасывать со счетов этот источник нет оснований, тем более, что существуют более высокие оценки также и ртутного загрязнения Сибири [Ягольницер и др., 1995]. К тому же и охотничий промысел в этой проблеме играет заметную роль — в водно-болотные угодья нашей страны ежегодно попадает до 1400 т свинца [Снакин, 1998]. При работах в Ямало-Ненецком АО в одной пробе торфа, отобранного вдали от населенных пунктов, нами была обнаружена охотничья дробь.
Несмотря на солидный промышленный потенциал Сибири, она не может быть отнесена к регионам с высокой техногенной нагрузкой в силу ее огромных пространств и несравненно слабее развитым промышленным комплексом, чем в европейской части России и в развитых странах. Вместе с тем некоторые ее районы загрязняются достаточно ощутимо. Например, в отдельных областях Западной Сибири выбросы вредных веществ в атмосферу промышленными объектами составляют (тысяч тонн в год): Томская — 230, Алтайский край — 383, Новосибирская — 421, Омская — 461, Кемеровская — 1221, Тюменская — 2982 [Шойхет и др., 1994]. Следует полагать, что антропогенное воздействие на ландшафты Сибири в целом находится на уровне приведенных показателей. По крайней мере, один только пример ртутного загрязнения [Ягольницер и др., 1995] может свидетельствовать в пользу такого предположения. Наше изучение микроэлементов в донных отложениях озер показало, что за двадцатый век поступление As, Cd, Zn, Pb и Hg на площадь Алтайского края увеличилось в 1,4-1,8 раза [Щербов и др., 2003]. а этот регион нельзя отнести к промышленно нагруженным. Забегая немного вперед, отметим, что именно эта группа элементов наиболее активно вовлекается в атмосферную эмиссию при лесных пожарах. Свидетельства темпов промышленного развития Сибири за последние 25 лет позволяют утверждать, что антропогенная нагрузка на этот огромный регион вряд ли существенно увеличится в ближайшем будущем. Поэтому приведенные выше значения могут служить ориентировочными в течение долгого времени.
К антропогенному воздействию на ландшафты Сибири необходимо добавить радиационный фактор: вся ее территория (как и все Северное полушарие Земли) в 1949-1963 гг. находилась под энергичным радиоактивным прессом [Израэль, 2006; Махонько, Павлова, 1997; Плутоний…, 1994].
Причиной этого послужили испытания ядерного оружия в атмосфере, проводившиеся Советским Союзом, Соединенными Штатами Америки, Великобританией, Францией и Китаем [Новоземельский…, 2000]. На территории СССР действовало два испытательных полигона. На Семипалатинском полигоне с 1949 по 1962 г. произведено 124 открытых (наземных и воздушных) взрывов, на Новоземельском — 90 испытаний. Кроме того, на обоих полигонах и в других регионах страны (преимущественно в Сибири) вплоть до 1990 г. производились подземные взрывы, некоторые из них иногда заканчивались выбросом на поверхность искусственных радионуклидов. Несмотря на существенную разницу количества взрывов на полигонах СССР, по суммарному энерговыделению с учетом подземных испытаний на Новоземельский приходится 94 %, на Семипалатинский — 5,5 % [Дубасов. Думик, Зеленцов и др., 1994; Израэль, 2000; и мн. др.].
Радиационной проблеме посвящено огромное количество монографиий, статей, тематических конференций и совещаний. Достаточно упомянуть две Международных конференции, проведенных в Москве «Радиоактивность при ядерных взрывах и авариях» (2000) и «Радиоактивность после ядерных взрывов и аварий» (2006). Регулярно проводятся Международные конференции в Томске под общим названием «Радиоактивность и радиоактивные элементы в среде обитания человека». В г. Семей (Семипалатинск) Республики Казахстан начиная с 2000 г. проведено семь Международных научно-практических конференций «Тяжелые металлы и радионуклиды в окружающей среде». Все совещания и конференции перечислять не имеет смысла: проблема серьезная и, по-видимому, нескончаемая (напомним Фукусиму). И Сибирь в этом отношении — не исключение. На ее территории действуют предприятия ядерного цикла в Томске и Красноярске, существуют пункты захоронения ядерных отходов. В районах Западной Сибири, примыкающих к Уралу, до сих пор ощущается радиоактивное загрязнение от аварии на химкомбинате «Маяк» в Челябинской области.
Поступавшие в атмосферу радиоактивные продукты после выпадения на земную поверхность сформировали глобальный фон. Он проявлен неравномерно: в высоких широтах несколько ниже, чем в средних, и максимальные его значения приходятся на 40-50° с. ш. [Израэль, 2006]. В различных местах Северного полушария наблюдаются разных форм и размеров площади, на которых зафиксированная активность долгоживущих изотопов цезия и стронция превышает фоновые уровни, что свидетельствует о локальных радиоактивных выпадениях [Любашевский и др., 1993; Болтнева и др., 1977].
К началу 1974 г. поступление в атмосферу долгоживущих радиоактивных изотопов практически стабилизировалось и в последующие годы новых выбросов, способных сколько-нибудь заметно изменить запасы 137Cs в почвенно-растительном покрове нашей страны, не отмечалось до апреля месяца 1986 г., когда произошла Чернобыльская авария. Ее итогом был выброс в тропосферу радиоизотопов с активностью одного МКи (106). Радиоактивные осадки распространились по всему Северному полушарию, но наиболее загрязненными оказались европейские регионы [Махонько и др., 1990]. Конечно, следы этих выпадений отражают распределения радиоактивных осадков только одного дня и не отражают реальной картины, поскольку их выброс в атмосферу продолжался некоторое время до закрытия аварийного блока. В некоторых из обследованных регионов основным источником радиоактивного загрязнения на рубеже XX и XXI вв., по-видимому, следует считать не ядерные испытания, а Чернобыльскую аварию. Об этом свидетельствуют работы на Северном Урале и прилегающих к нему территориях [Нифонтова, 2003]. Попытаемся обосновать наше предположение.
Нашими работами на юге Западной Сибири в верхних горизонтах черноземов доля «чернобыльской» компоненты 134Cs редко превышала 30% [Гавшин и др., 2000]. В 2000 г., т. е. спустя 14 лет после Чернобыльской аварии, определение 134Cs в 12 пробах дернового горизонта почв из некоторых центральных наслегов Республики Саха (Якутия) показало его активность от 0,14 до 0,19 Бк/кг. Учет периодов полураспада 137Cs (30 лет) и 134Cs (2,04 года) при пересчетах на время выпадения показывает, что среднее количество «чернобыльского» радиоцезия в почвах составляет 74,6 %. В некоторых пунктах отбора проб его доля достигала 100 %. Во мхах и лишайниках (10 определений) среднее значение несколько ниже — 40 %, но в одном случае расчетами установлено около 100 %, а в одной пробе лесной подстилки — 72 % [Сухоруков и др., 2000].
Есть данные о значительном повышении активности радиоцезия и радиостронция в мохово-лишайниковом покрове приарктических районов Урала и Западной Сибири после 1986 г. [Нифонтова, 2000]. Нами показано, что и плутониевое загрязнение Сибири также существует в различных регионах [Щербов и др., 2013]. Естественно, источниками плутония (одного из самых сильных токсикантов), как и других долгоживущих искусственных радионуклидов, в ландшафтах Сибири служили ядерные испытания на Семипалатинском и Новоземельском полигонах, так называемые «мирные» взрывы, авария на ЧАЭС, а также деятельность Красноярского ГХК, Томского СХК, и «Челябинска-40» (или ПО «Маяк»).
Определенный вклад в радиоактивное загрязнение Сибири внесли подземные взрывы, основная часть которых из 500 произведенных в СССР, была выполнена на ее территории или в непосредственной близости от нее — на Новоземельском или Семипалатинском ядерных полигонах [Дубасов и др., 1994]. Некоторые испытания заканчивались аварией, что приводило к выводу на земную поверхность радиоактивных продуктов. Траектории распространения радиоактивных облаков, как правило, оказывались непредсказуемыми, примером чего может служить характер переноса воздушных масс от одного из взрывов на Семипалатинском полигоне. При этом радиоактивные следы от испытаний на обоих полигонах имеют причудливую траекторию и обнаруживаются на огромных пространствах.
Даже при отсутствии аварийных ситуаций сквозь рыхлые горные породы могут просачиваться дочерние продукты радиоактивного распада инертных газов. Радиоизотопы 89,90Kr и 137Хе, имеющие короткий период полураспада, в результате ядерных превращений переходят в атомарные 90Sr и 137Cs, которые коагулируют с атмосферными аэрозолями. Количество этих радионуклидов невелико и особой опасности в экологическом аспекте они не представляют [Махонько, Павлова, 1997]. Кроме того, возможные сейсмические подвижки земной коры в районах скважин с подземными взрывами способны нарушить затампонированный ствол и дать выход радионуклидам на земную поверхность. Но и при ненарушенных стволах по сейсмическим причинам радионуклиды, содержащиеся в образованных взрывами резервуарах, могут мигрировать с подземными водами по зонам разрывных нарушений [Чомчоев и др., 1993]. По мнению многих исследователей, все эти данные вызывают необходимость придания статуса радиоактивных отходов всем местам проведения подземных ядерных взрывов [Мясников и др., 2000].
В некоторых районах наших исследований получены свидетельства заметного загрязнения компонентов биогеоценоза, возникшего значительно позже окончания открытых испытаний (после 1962 г.) на ядерных полигонах СССР [Щербов, 2005]. Так в районе Телецкого озера (Республика Алтай, пос. Артыбаш) мхи, выросшие на крыше дома, крытой шифером после 1980 г., содержат радиоцезий с активностью до 598 Бк/кг, а на поваленном в 2000 г. дереве — до 40 Бк/кг. Аналогичное явление отмечено в районе Новосибирского Академгородка (60 Бк/кг). В одном из песчаных карьеров Ямало-Ненецкого АО подобные растения, начало роста которых относится не ранее чем к 1984 г. (карьер образован в 1983 г), загрязнены 137Cs в верхних интервалах талломов заметно выше, чем в нижних — 97-183 и 7-83 Бк/кг, соответственно. В песках, на которых произрастали мхи, этот радионуклид не обнаружен. Отметим, что обычно во мхах Сибири радиоцезий концентрируется в нижних частях растений. Напрашивается вывод об атмосферном поступлении радионуклида в отмеченные регионы значительно позже прекращения активных испытаний ядерных устройств на полигонах СССР и США. Во всех этих случаях, по-видимому, следует искать «чернобыльскую» причину, тем более что для севера Западной Сибири она доказана [Нифонтова, 2000].
Конечно, интересны источники поступления в атмосферу искусственных радионуклидов в настоящее время. Несомненно, это ветровая эрозия, растительность и лесные пожары. Деятельность человека скорее увеличивает, чем уменьшает действие этих факторов. Например, распахивание огромных территорий, уничтожение лесных массивов хищническими вырубками или пожарами повышают эрозионные свойства почвенного покрова, в той или ной степени загрязненного искусственными радионуклидами. Эоловые ли водные миграционные процессы способствует дополнительному радиоактивному загрязнению новых площадей. Транспирация элементов из растительного покрова также служит причиной атмосферного переноса радионуклидов (как, впрочем, и других загрязнителей).
Заметный вклад в радиоактивное загрязнение Сибири, особенно ее восточных районов, внесли ядерные испытания на Лобнорском ядерном полигоне в Китае, проводившиеся с 1964 по 1980 г. [Челюканов, Савельева., 1991]. Нельзя сбрасывать со счетов и различные аварии на ядерных предприятиях (Чернобыль, химические комбинаты в Красноярске и Томске, космические аппараты, подводные лодки и т. д.). Например, после Чернобыльской аварии суммарная активность 134Cs и 137Cs в моховолишайниковом покрове Среднего Урала возросла в 20-40 раз [Нифонтова, 1997]. В травянистой растительности этого региона концентрация изотопов цезия возросла на порядок, но в течение трех лет уменьшилась до первоначальных уровней [Нифонтова, Куликов, 1990].
Отметим и нефтегазовую проблему. При добыче, транспортировке и переработке нефти и газа в окружающую среду поступают естественные радионуклиды из цепочек распада 238U, 232Th и 40К [Екидин и др., 2005]. В местах аварийных разливов нефти и захоронения буровых шламов отмечается возникновение радиоактивных аномалий. Так, на одном из месторождений Ямало-Ненецкого АО повышение гамма-фона достигло 5600 мкР/час [Московченко, 1998]. Кроме того, добыча нефти сопровождается выносом на дневную поверхность долгоживущих изотопов Ra226,228 с продуктами их распада (куда входит и радон), активность которых достигает сотен ГБк [Кузнецов, Угаров, 1996]. На тонну добытой нефти в окружающую среду поступает 57 пБк изотопов радия, и радиоэкологическое воздействие нефтепромыслов на окружающую среду в тысячи раз превышает воздействие АЭС [Новоземельский…, 2000; Поляков, 1996]. Освоение нефтегазовых месторождений сопровождается уничтожением мохово-лишайникового покрова, что также повышает эрозионные свойства почв. Радионуклиды, находящиеся в составе мелкозема, переносятся на новые площади.
Наши исследования искусственных радионуклидов базируются главным образом на проблеме радиоцезия, в значительно меньшей степени уделено внимание радиостронцию и изотопам плутония. Объясняется это не только дороговизной определения двух последних радионуклидов, но и их различным воздействием на человека. Долгое время считалось, что основную радиационную опасность для живых организмов при проведении ядерных испытаний представляет собой 90Sr. Однако на Втором европейском конгрессе Ассоциации по радиационной защите (Венгрия, 1972 г.) было показано, что с точки зрения нежелательных генетических и соматико-стохастических последствий облучения, 137Cs в 7-15 раз опаснее, чем 90Sr [Моисеев, Рамзаев. 1975]. Многочисленными работами [Павлоцкая, 1997; Battarbee, 1993; и др.] в почвах установлена более высокая миграционная способность 90Sr, чем у 137Cs, что иллюстрируется их распределением в почвенных профилях что подтверждено и нашими исследованиями [Страховенко и др., 2004] в различных регионах Сибири на рубеже прошлого и нынешнего веков. Однако в ряде стран встречены случаи обратного соотношения: подвижность радиоцезия оказалась повышенной [Evans, Dekkerp, 1967; Бархударов и др., 1973; Моисеев, Рамзаев, 1975; и др.]. Это различие, скорее всего, обязано как многообразию типов почв, так и времени прохождения радиоактивных облаков над той или иной территорией.
Радиоактивная загрязненность, отмечаемая многочисленными авторами во всех регионах Северного полушария Земли после прекращения открытых испытаний на полигонах СССР и США, подтверждена и нашими исследованиями в различных районах Сибири на рубеже XX и XXI вв. К настоящему времени от глобальных выпадений, аварий на предприятиях ядерного цикла и других источников, как отмечалось выше, доступными для изучения остаются радиоактивные изотопы цезия и стронция, период полураспада которых составляет 30 лет, а также плутоний. Активность радиоактивных стронция и цезия прекращения открытых испытаний на ядерных полигонах — основных поставщиках искусственных радионуклидов в атмосферу, сократилась к настоящему времени уже более чем вдвое и со временем вообще исчезнет. Оговоримся, если не будет новых аварий типа Чернобыля или Фукусимы. Изотопы плутония, этого очень опасного радионуклида (период полураспада 24 тыс. лет), еще долгое время будут находиться в биосфере. Поэтому проблема плутония заслуживает отдельного рассмотрения.
Аварии на предприятиях ядерного цикла случались неоднократно. Например, 6 апреля 1993 г. на Сибирском химическом комбинате (г. Северск Томской области) произошел инцидент, в результате которого за пределами комбината образовалась зона радиоактивного загрязнения площадью около 100 км2. В настоящее время на территории СКХ расположено 50 хранилищ жидких и твердых радиоактивных отходов с суммарной мощностью 125 млн Ки [Булатов, Чирков, 1994].
Исследования показали [Носов и др., 1993; Кузнецов и др., 2000; и др.], что качественный состав и соотношение искусственных радионуклидов, поступающих в речную систему Енисея со сбросами от Красноярского ГХК (г. Железногорск), значительно отличаются от состава глобальных выпадений. В элювиальных отложениях часто наблюдаются так называемые «горячие частицы», в составе которых обнаружены радиоактивные изотопы цезия, европия, кобальта, плутония и америция с общей удельной активностью в сотни, а иногда более миллиона Бк [Ковалев и др., 2002; Сухоруков и др., 2004; и др.].
До Чернобыльской катастрофы авария на химкомбинате «Маяк» 29 сентября 1957 г. считалась самой значительной — активность ее радиоактивных выбросов оценивается в 20 млн. В зоне радиоактивного загрязнения оказалась площадь Челябинской и Тюменской областей в 23 000 км2 с населением около 270 тыс. человек. В радиоактивных выбросах важная роль принадлежит плутонию.
Есть примеры участия плутония и в аварийных выбросах подземных испытаний. Например, превышение глобального уровня по 239,240Pu в районе взрыва с условным названием «Кратон-3» в Якутии составило в среднем 175 раз. Восточные и северные районы по загрязнению искусственными радионуклидами от Чернобыльской аварии существенно отличаются от юга Западной Сибири. При этом различие ощущается и по соотношению изотопов плутония. Как нам представляется, это явление можно отнести к следующим обстоятельствам. Исследованиями в районе подземного ядерного взрыва «Кратон-3» в Якутии показано, что в водах р. Мархи вблизи объекта активность плутония-238 в 30 раз выше активности 239+240Pu [Артамонова, 2012]. Однако, примеры подобных взрывов в Красноярском крае (низкое значение активности Pu-238 на всех объектах) свидетельствуют об исключительности «мархинской» аварии [Жорняк и др., 2013].
Источниками плутония могут служить также различные аварии на космических аппаратах и морских судах, а аэрозольные частицы, содержащие плутоний, могут месяцами и даже годами находиться в атмосфере. Дополнительным источником плутония в ландшафтах Сибири могут служить атомные батареи медицинского назначения, источники света для маяков, бакенов, створных знаков и других компактных ядерных установок с термоэмиссионными преобразователями [Плутоний…, 1994]. Вполне реально предположить плутониевое загрязнение от разрушения таких устройств и отмеченных выше атомных взрывов в различных местах Сибири: подземные взрывы проводились в разнообразных целях, поэтому технологические устройства и сами заряды, различались по составу радионуклидов и химических элементов.
Таким образом, антропогенное загрязнение Сибири тяжелыми металлами, отличающееся от фонового уровня, носит в основном региональный характер, связанный с неравномерным распределением на ее территории промышленных центров. Не исключаются и локальные факторы типа охотничьего промысла или автотранспорта. Радиоактивное загрязнение от многочисленных источников распространено практически по всей ее площади. Для искусственных радионуклидов в целом характерна преимущественно широтная зональность распределения, на которую наложена отчетливая контрастность, проявляющаяся на глобальном, региональном и локальном уровнях. Как будет показано ниже, на этом фоне повсеместно отмечается и микроуровень, когда, например, разница удельной активности 137Cs в поверхностном слое почв или в лишайниках на расстоянии 2-3 м друг от друга может различаться в два раза.
В отличие от тяжелых металлов, выброс которых в атмосферу имеет более или менее равномерный характер, поступление искусственных радионуклидов дискретно, то есть зависит от каждого из взрывов ядерных устройств на двух испытательных полигонах СССР — Семипалатинском и Новоземельском или от Чернобыля. В связи с этим в компонентах биогеоценоза радиоцезий и радиостронций распределены по площади или в вертикальном разрезе компонентов биогеоценоза в зависимости от их ударного поступления в составе радиоактивных выпадений. Эта зависимость отчетливо выражена в широтном распределении долгоживущих искусственных радионуклидов (90Sr, 137Cs и 239+240Pu). Самым ярким примером такого характера распределения радиоцезия в компонентах биогеоценоза может служить различная удельная активность радиоцезия в лишайниках одного и того же вида в северных и южные регионах Западной Сибири.
Главными депонентами радиоактивных изотопов и тяжелых металлов, выпадающих из атмосферы, в различных ландшафтах служат целинные почвы, донные отложения замкнутых водоемов, торфяные залежи, мхи и лишайники, в меньшей степени, хвоя, листва и кора деревьев, травы и кустарники. Конечно, процессы естественного распада, миграции и биологического выведения радионуклидов в течение длительного времени изменили их первоначальное распределения в различных экосистемах. Поэтому считается, что современный уровень активности радиоизотопов в компонентах биогеоценоза есть искаженное свидетельство уровня былых загрязнений. Однако приведенные выше данные позволяют предположить, что существуют факторы, которые часто не учитываются при ретроспективном определении доз радиационного воздействия на население.
Попавшие в компоненты лесного биогеоценоза тяжелые металлы и искусственные радионуклиды от различных источников не могут не реагировать на геохимические изменения растительно-почвенного покрова, неизменно происходящие при лесных пожарах. Этим проблемам посвящены наши исследования.