Помоги проекту - поделись книгой:
Между тем наиболее крупномасштабные в СССР исследования некоторых проблем радиационной экологии рыб и водных растений в условиях естественной среды были проведены в 1969–1970 гг. на значительно менее удобном для этих целей озере проточного типа. Ни название этого озера, ни его географическое положение в опубликованных статьях также не указываются.
Ключевые исследования, анализ которых рождает много интересных вопросов, были опубликованы в двух статьях А. И. Ильенко [10, 11], а также в его книге [12], обобщающей работы автора не только по озерной биоэкологии, но и по зооэкологии в районах, несомненно находившихся рядом с изучавшимся озером (это видно по одновременным срокам взятия проб воды, вылова рыб и отлова и отстрела животных и птиц).
В 1969 г. А. И. Ильенко опубликовал большой обзор «Радиоэкология пресноводных рыб» [13] (сдан в печать в начале 1968 г.), но в этом обзоре еще нет никаких данных о собственных исследованиях, выполненных на озере, назовем его «X», которые мы обсудим ниже. Следует полагать, что этот обзор стал результатом методической и теоретической подготовки перед началом основных экспериментов. Первая, очень краткая статья по изучению озера «X» была опубликована уже в 1970 г. [10]. Название статьи «Накопление стронция-90 и цезия-137 пресноводными рыбами» и краткое описание методики говорит о том, что изучавшееся озеро (рыбы отлавливались летом 1969 г.) было загрязнено стронцием и цезием. Поскольку статья опубликована в разделе «Краткие сообщения», то в ней не следовало ожидать детального описания методов. Однако даже в столь кратком сообщении появились следующие количественные данные: концентрация Sr90 в воде озера «X» составляла 0,2 мккюри на литр; концентрация Cs137 в воде – 0,025 мккюри на литр; в озере обитало лишь четыре вида рыб – плотва (Rutilus rutilus L.), язь (Leuciscus idus L.), окунь (Perca fluviatus L.), щука (Esox lucius L.).
Для изучения концентрации радиоизотопов вылавливались только плотва и щука (щука питается плотвой). Цезий находится в основном в мышцах, стронций – в костях. Всего для анализа на содержание Cs137 и Sr90 было выловлено летом 1969 г. 44 плотвы и 32 щуки.
Прежде всего следует обратить внимание на то, что концентрация стронция, которая в 10 раз превышала концентрацию цезия, была также выше предельно допустимых доз стронция в воде, пригодной для питья или рыбного промысла по принятым в СССР стандартам [14]. По санитарным нормам, принятым в СССР и вошедшим во все основные руководства и в «Медицинскую энциклопедию» (1968), предельно допустимые концентрации стронция-90 в воде открытых водоемов и источников водоснабжения не должны превышать 3·10-11 кюри на литр, то есть они почти в 5 000 раз ниже тех, что были в изучавшемся озере. В экспериментальных водоемах, безусловно, можно эту дозу увеличить, но 0,2 мккюри на литр – это намного больше, чем необходимо только для экспериментальных целей.
Из статей А. И. Ильенко [13] и Г. М. Пархоменко [14] следует, что еще в 1960–1961 гг. Ильенко экспериментально изучал распределение Sr90 и Cs137 у рыб, обитавших в водоеме, загрязненном этими изотопами. В этом случае автор имел вдвое меньшую концентрацию стронция, но почти в четыре раза большую концентрацию цезия. Но то был экспериментальный водоем, в который был добавлен и радиоактивный фосфор. В опытах других авторов для экспериментальных целей применяются намного меньшие концентрации.
Однако в работе, опубликованной Ильенко в 1970 г., нет никаких данных, позволяющих судить о размерах озера. Вылов 32 щук и 44 штук плотвы не является достаточно надежным индикатором. На Урале (в Челябинской, Свердловской и других областях) имеется 5 тыс. км2 различных водоемов, которые используются для промышленного лова рыбы, и средняя промысловая продуктивность уральских озер равна 16–25 кг рыбы на гектар. Но щуки обычно составляют от 2 до 6 % улова [15]. У Ильенко щуки были по 3–6 кг, плотва – мелкая рыба. По грубым подсчетам, он за лето выловил около 150 кг щук. Для целей экологических исследований вылов не может быть выше промышленного, поэтому предварительно можно допустить, что озеро, упоминаемое в статье, было площадью не меньше 100 га, но его реальные размеры могли быть и значительно больше.
Через два года Ильенко опубликовал более обстоятельную работу [11] по исследованиям в этом же районе и того же озера. По поводу местоположения объекта нет никаких сомнений, так как в ней есть ссылка на работу 1970 г. как на предварительное сообщение об одном и том же исследовании. Однако в этой более подробной работе изучалось распределение по пищевым цепям только Cs137, но не Sr90. Из книги Ильенко, опубликованной позже [12], очевидно, что стронций в последующих опытах в этом озере уже не изучался, только цезий. Причины такой избирательности не ясны и научно не обоснованы, так как оба изотопа имеют и в составе растений, и в рыбах совершенно разную локализацию и разный тип обмена. Странным является и то, что Ильенко ни в новой статье, ни в книге не упоминает вообще, что в этом озере кроме цезия был в воде и радиоактивный стронций. Все изложено так, будто Cs137 был единственным радиоактивным изотопом.
Раздела «Методика» в статье нет совсем, а характеристика озера и объяснение того, как попал в него радиоактивный цезий, представляют собой очевидную, хотя, по-видимому, и вынужденную фальсификацию. (К сожалению, с фактами явных фальсификаций нам придется встретиться еще много раз.) Рыбы (щука и плотва) отлавливались с июня 1969 г. по декабрь 1970-го. (Предварительное сообщение 1970 г. касается вылова только летом 1969 г.) Во введении [11. С. 174] автор указывает, что озеро было непроточным и что концентрация цезия в нем колебалась по сезонам в результате искусственно изменяемого содержания. Как это понимать, не ясно, но, по-видимому, следует предполагать, что Cs137 добавляли извне именно в 1969 и 1970 гг. (о вариациях концентрации цезия в сообщении 1970 г. ничего не сказано). Характер вариаций цезия в воде, а также в теле плотвы и щук приведен Ильенко в виде графика, который мы здесь воспроизводим (рис. 2).
Рис. 2. Содержание Cs137в воде водоема (1) и его концентрация в пище плотвы (2) и мышцах плотвы (3) и щуки (4) [11].
На графике видно, что концентрация Cs137 менялась в воде озера практически каждый месяц. За период с июня по сентябрь 1969 г. концентрация цезия равномерно росла с 0,005 до 0, 02 мккюри/л, то есть увеличилась в 4 раза. Если верить введению, это было связано с постоянным внесением цезия в озеро. Однако осенью концентрация продолжала расти и достигла максимума в декабре (0,04 мккюри/л). Непонятно, зачем нужно было увеличивать содержание изотопа к зиме, когда озера замерзают и практически замирает биологическая активность рыб. К весне (апрель) концентрация цезия в воде озера резко снизилась (в 8 раз), но увеличилась в мае, затем упала немного в июле 1970 г. и снова возросла вдвое (до 0,04 мккюри/л) в августе, но к декабрю снизилась до 0,01. Такие резкие колебания, если бы они были экспериментальными, не поддаются никаким логическим объяснениям, а для непроточного озера они вообще невозможны. Озеро, как видим, было достаточно крупным (несколько квадратных километров). В таком озере можно повысить концентрацию изотопа внесением извне, но, судя по формулам Ровинского [9], неожиданного резкого снижения в 8 раз за 2–3 месяца весной 1970 г. в непроточном озере не могло произойти. Даже если допустить, что это произошло за счет биомассы (что сомнительно для особенно резкого снижения в декабре – марте, когда озеро покрыто льдом и температура воды 3–4 °C), то снижение к декабрю 1970 г. тоже никак нельзя объяснить ростом биологического связывания. Цезий мог исчезать в таких количествах из озера только в результате обновления воды, типичного для проточного озера. Безусловно, существовал внешний мощный источник загрязнения озера Cs137 (и соответственно стронцием), действие которого не было регулярным, а зависело, по-видимому, от климатических факторов (осадков, стока грунтовых вод и т. д.). Имел место и процесс обновления воды, то есть озеро было проточным, о чем Ильенко не мог сказать. Ведь если есть проточность (это относится и к Sr90), то возникает вопрос: куда? Сток из проточных озер северной части Челябинской области (район Кыштыма) и из Свердловской области идет через систему небольших рек в мощную Обь и в арктические моря. Сток из южной части Челябинской области и из других мест на Южном Урале идет в Каспийское море. В обоих случаях по путям стока протяженностью в тысячи километров происходит биологическое и химическое связывание стронция и цезия. Сообщать об этом виде загрязнения радиоактивностью рек большой протяженности нельзя по цензурным причинам.
Ответить на вопрос, куда делся стронций, тоже нетрудно. Первую работу Ильенко сделал быстро, летом 1969 г. Были взяты пробы воды, определена ее активность (0,2 мккюри/л для Sr90 и 0,025 для Cs137). Потом два-три месяца шел вылов рыб и определение концентрации стронция в костях и цезия в мышцах. Результаты были быстро обработаны в Москве (А. Ильенко работает в Институте эволюционной морфологии и экологии животных Академии наук СССР), сданы в журнал и опубликованы уже к середине 1970 г. С сентября по декабрь 1970 г. не было вылова рыб, а в декабре (более сложный подледный лов) были пойманы только щуки (очевидно, несколько штук).
В декабре 1970 г. группа, продолжавшая работу (по объему измерений и технических операций она требует большого коллектива сотрудников, Ильенко, безусловно, был только руководителем), обнаружила резкий подъем концентрации цезия (и, конечно, стронция), но вылов рыб не носил систематический характер, и к анализу биомассы приступили только с лета 1970 г., когда первая статья уже была опубликована. Весной начался резкий спад концентрации изотопов. (Уровень протока весной всегда растет за счет таяния снега.) Но ведь озеро уже было названо непроточным, а для непроточных озер Ровинский уже раньше доказал иную динамику концентрации стронция во времени. Да и по одному только цезию очевидно, что озеро было проточным, а динамика стронция не могла совпадать с динамикой цезия – разное поведение этих изотопов давно известно. Это опровергало искусственный характер загрязнения. Если дать кривые по двум изотопам в одной работе, то это ясно покажет, что никакого «периодического искусственно сменяемого содержания цезия» не могло быть. Стронцием пришлось пожертвовать ради возможности публикации, в паре эти изотопы слишком усложняли картину, да и распределение их по компонентам водоемов очень разное и уже достаточно хорошо изучено в модельных опытах. Содержание стронция в таком озере постепенно снижалось бы в течение двух лет.
О размерах озера автор не приводит никаких данных, но о них можно судить по количеству выловленных щук. Щуки – хищники, поэтому их количество лимитируется наличием тех рыб, которыми они питаются. В условиях исследуемого озера щуки питались исключительно плотвой, и вообще в озере было только четыре вида рыб, из которых три – хищники.
В озерах Урала и Сибири чаще всего видовой состав рыб более разнообразный [15], но есть и озера бедные, в которых преобладают как раз плотва, окуни и щуки. А. И. Ильенко изучал в течение двух лет пищевые цепочки между растительным и животным миром озера и внутри рыбного биоценоза. При таких исследованиях вылов щук не должен был нарушать нормальный баланс между хищниками и их пищей, то есть общее стадо щук в озере не должно подвергаться существенным изменениям. Всего за два года наблюдений А. И. Ильенко выловил более 100 щук весом 3–5 кг и несколько щук весом 10–15 кг. Наличие в уловах столь крупных щук свидетельствует о том, что озеро не было объектом промыслового использования в течение многих лет и это позволило части щук достигнуть таких размеров. Таким образом, общий вес щук, выловленных Ильенко, составляет около 400–450 кг. В сборнике «Биологическая продуктивность водоемов Сибири» (1969), из которого мы уже упоминали одну статью по Уралу [15], приводится состав рыбы в озерах разного типа. В водоемах Свердловской и Челябинской областей действительно преобладают озера, в которых доминируют только плотва, окунь и щука. Озера, расположенные южнее, имеют более богатую растительность и более сложный видовой состав рыб, иногда до 36 разных видов (чир, рипус, сиг, лещ, сазан, судак и др.). Продуктивность озер с богатым составом рыб выше, чем с бедным. Продуктивность зависит и от глубины озера, которой мы в данном случае не знаем. Во многих водоемах продуктивность составляет всего 10 кг на гектар, в проточных озерах – от 16 до 25 кг на гектар. В уловах (и в балансе озера бедного типа, где обитают лишь 3–4 вида, таким было озеро в опытах Ильенко) удельный вес плотвы составляет 80–83 %, окуня – 3—10, щуки – 2–6 %. Если для щук взять среднее значение 4 %, то для обычного бедного озера это составляет только около 1 кг на гектар. Ильенко в 1970 г. выловил более 300 кг щук, что говорит об озере, размер которого не меньше 300 га, то есть не меньше 3 км2. Но при популяционных исследованиях и анализе пищевых цепочек должен применяться еще более осторожный подход, чем при промышленном использовании озер. Нужно быть полностью уверенным, что вылов ста щук ни в коей мере не нарушил баланса в озере (плотва вылавливалась в меньшем количестве по отношению к ее запасам в озерах). Эколог работает, не меняя равновесия, поэтому Ильенко должен был быть уверен, что 100 щук – это не больше 5—10 % их популяции. Но стадо в 1 000—2 000 щук в озерах бедного типа может быть лишь при размерах озера около 10 км2. Таким образом, как и в случае «экспериментальных» озер в работе Ровинского, опыты Ильенко велись в озере, представлявшем собой географическую единицу, а не маленький водоем. Выше мы рассчитали только возможный минимальный его размер.
Что касается количества радиоизотопов в озере, то если предположить, что озеро было мелководным (как большинство озер Урала), тогда увеличение концентрации Cs137 с 0,01 до 0,08 мккюри на литр с сентября по декабрь 1969 г. требует для озера такого размера попадания около 5 000 кюри. Для двух других повышений в 1970 г. тоже нужно внести около 5 000 кюри. Но ведь концентрация Sr90 была еще выше (0,2 мккюри). Следовательно, только в воде озера было не менее 20 000 кюри Sr90. Это количество, безусловно, не экспериментального, а промышленного уровня. И это только в воде! Донные отложения, ил и биомасса (водоросли и планктон) накапливают намного большие количества радиоизотопов, обеспечивая биологическую очистку воды. На рис. 2 показана динамика концентрации Cs137 в пище плотвы (планктон, водоросли). Динамика достаточно активная, что говорит о наличии в озере обмена воды. Но в августе 1970 г. концентрация в пище рыб была 38 мккюри/кг. По расчетам А. Ильенко, «абсолютное количество Cs137 в пище рыб значительно превышает содержание изотопа в воде (в 520—4 200 раз, в среднем в 1 300 раз)» [11. С. 175]. По стронцию никаких данных по пище рыб не приводится, но, судя по данным из работы Ровинского, количество изотопа в донных отложениях и в иле (биомасса не учитывалась) в десятки раз выше (в абсолютных величинах), чем в воде.
В мышцах рыб концентрация цезия была на уровне 5—10 мккюри/кг, концентрация стронция в костях в 5—10 раз выше, что, безусловно, делает рыб этого озера непригодными для использования человеком в пищу.
Если приводимые Ильенко абсолютные величины радиоактивности в пище рыб достаточно обоснованны, то мы получим только для Cs137, с учетом его динамики (три резких повышения за два года), фантастически высокое значение – 10 000 000 кюри, что равноценно 10 т радия. А ведь еще был и стронций в значительно больших количествах. Такие количества, измеряемые мегакюри, содержатся в реакторах, и не существует никакой реальной возможности для того, чтобы Ильенко, даже с группой неназванных сотрудников, мог проводить с подобными количествами радиоактивности какие-либо биологические эксперименты. Во всех этих расчетах не учитывались донные отложения, которые, по данным Ровинского, фиксируют большую часть радиоактивности.
Наши расчеты, конечно, очень приблизительны, так как нет данных по динамике стронция. В 1969 г. Ильенко указал концентрации стронция в 10 раз выше, чем цезия. Если озеро проточное (а это следует из динамики изотопов), то объемы сброшенной в озеро радиоактивности следует увеличивать. Неясно, с какого года в озеро начался сброс радиоактивных отходов, но явно до 1969 г. В июне 1969 г., когда Ильенко проводил измерения по цезию, концентрация его в щуках была примерно такой же, как и в июне 1970 г. Несколько парадоксально то, что мышцы щуки содержат почти во всех измерениях (кроме двух) большую концентрацию цезия, чем мышцы плотвы, которая служит пищей для щук. Концентрация цезия в мышцах крупных щук (10–12 кг) была в два раза выше, чем концентрация цезия в щуках весом 3–5 кг. Период полувыведения цезия из организма млекопитающих 150 дней [16]. У рыб обмен, безусловно, идет медленнее, особенно если учесть периоды зимнего покоя. Высокий уровень цезия в мышцах щук в начале измерений в июне 1969 г. говорит о том, что накопление его началось задолго до 1969 г. и, очевидно, в предыдущие годы концентрация изотопов в компонентах водоема была еще выше, что и отразилось на конечном звене пищевой цепи (щуки), и в большей мере на крупных (старых), чем на средних по размерам рыбах.
Все эти данные (точные размеры озера, суммарные количества вносимых изотопов, местоположение озера, необходимое для учета климата, и многие другие детали) обязательно должны были быть указаны самим автором. Без них вся работа теряет экологическую ценность – все, что сообщается в статье, было в основном известно по прежним опытам в небольших водоемах и в искусственных условиях. Именно уникальность условий и большие размеры озера имеют ценность в работах А. И. Ильенко, но эту уникальность автор старательно скрывает, а иногда и фальсифицирует описание реальных условий опыта. Из дополнительного анализа этих работ совершенно очевидно, что загрязнение озера либо явилось результатом серьезной аварии, либо связано с промышленным сбросом радиоактивных отходов в озеро каким-то крупным местным атомным предприятием типа завода по переработке отходов реакторов. Последнее, однако, маловероятно для 1969–1970 гг., так как правила сброса радиоактивности во внешнюю среду в этот период стали очень строгими и миллионы кюри стронция и цезия, безусловно, не могли просто выливаться в воду ближайшего озера. Более вероятна гипотеза о загрязнении озера и территории вокруг него в результате аварии, которая влечет за собой естественный сброс активности в сток и через грунтовые воды.
При таком источнике загрязнения можно объяснить и колебания цезия в воде: весной 1970 г. тающие снега резко снизили удельную активность воды, с апреля по август она росла за счет поступления грунтовых, более радиоактивных вод. Осень 1969 г. могла быть сухой, осень 1970 г. – с обилием дождей, поэтому поверхностный сток в реки и озера мог снизить активность.
В пользу гипотезы о том, что радиоактивность озера и ее колебания были непосредственно связаны с загрязнением окружающей озеро территории (бассейна озера), свидетельствует один бесспорный факт: А. И. Ильенко с группой сотрудников в то же самое время (летом и осенью 1969 и 1970 гг.) проводил обширные исследования по распределению тех же радиоизотопов стронция и цезия у сухопутных животных и птиц, собирая, вылавливая и отстреливая их сотнями. Вести две такие большие программы одновременно и непрерывно реально только на рядом расположенных территориях.
Млекопитающие в зоне уральского радиоактивного загрязнения
Обсуждение жизни наземных и почвенных животных, долгие годы обитавших в условиях радиоактивного биоценоза, логически следовало бы начинать с низших живых систем: почвенных червей, муравьев, улиток, насекомых и т. д., а потом уже переходить к амфибиям, пресмыкающимся, птицам и млекопитающим. Возможно, следовало бы дать еще раньше обзор по радиоэкологии растений. Но я начал с рыб и перехожу теперь к млекопитающим, так как данная работа – это не просто обзор по радиационной ботанике или зоологии, а анализ определенного события. Поэтому в первую очередь надо рассмотреть те факты и исследования, которые лучше раскрывают природу уральской ядерной катастрофы. После этого и данные по насекомым или почвенным водорослям станут более понятными. Будет ясно, почему исследования проводились при необычно выбранных дозах радиоактивности и с серьезными отклонениями от логически правильной экспериментальной методики, которая неизбежно применялась бы при плановых исследованиях.
Уральский радиоактивный биоценоз является, по-видимому, наиболее обширным в мире, но он отнюдь не единственный. Загрязнения больших территорий радиоактивными изотопами происходили и в других странах – частично как последствия неудачных испытаний атомных бомб. Примерами масштабных загрязнений могут служить: выброс радиоактивности от подземного испытания в штате Невада в США, о котором я буду говорить особо; загрязненный радиоактивностью участок в 16–17 га, возникший недалеко от Окриджской национальной лаборатории (Oak Ridge National Laboratory, штат Теннесси), на месте осушенного в 1956–1958 гг. озера, в которое сбрасывались радиоактивные отходы, и др. Эти районы стали в последующие годы экспериментальной базой для десятков радиоэкологических исследований, в которых прослеживалось влияние поглощения изотопов на растения и животных и так называемые пищевые цепочки. Объектами исследования были и высшие, и низшие животные, растения и микроорганизмы, а результаты публиковались в обычных журналах с подробнейшим описанием методик, источника загрязнения, его истории и многих других деталей, которые отсутствуют в публикациях советских авторов о работах, проводившихся в районе Южного Урала.
Надо сказать, что при подготовке таких публикаций советские авторы, например в области биохимии или физиологии, уже давно следуют определенным международным стандартам в описании методов и условий исследований, обеспечивающим их воспроизводимость. Отсутствие такой открытости (а иногда и явная методическая псевдоинформация – суррогат) весьма заметно в работах тех исследовательских групп, которые изучали именно уральское радиоактивное загрязнение. Поэтому, прежде чем начать рассмотрение советских исследований, авторы которых имели дело с млекопитающими, я отмечу несколько работ по тем же проблемам, выполненных и опубликованных в США, но несколько раньше [17, 18, 19], которые можно использовать для сравнения методик. Эти работы по результатам загрязнений в штате Невада и в других районах взяты мною случайно из десятков других просто для того, чтобы показать, что исследования в этой области были начаты давно и первые публикации о пищевых цепочках млекопитающих в условиях радиоактивной среды относятся к самому началу 60-х годов. Возможно, именно это и явилось одним из сильнейших стимулов, побудивших советских авторов, работающих в условиях значительно более обширной и разнообразной радиоактивной экологии, начать публикации собственных данных. В конце концов, и в засекреченных лабораториях научные работники не лишены исследовательских амбиций, связанных с приоритетом того или иного открытия.
Первая работа, на которую я хотел бы обратить внимание, выделив ее из общего потока советской научной литературы по радиационной экологии, была опубликована в 1967 г. уже знакомым нам по предыдущей главе А. И. Ильенко и его коллегой Г. Н. Романовым [20]. Авторы приводят данные по сезонным и возрастным изменениям накопления Sr90 у одного только вида полевых мышей – темной полевки (
Ильенко и Романов не дают никаких сведений о том, где именно проводилось исследование, а взятый ими объект исследования – темная полевка водится почти на всей территории СССР.
Важно отметить, однако, информацию авторов о том, что их наблюдения проводились в 1964–1965 гг. На загрязненных участках смертность мышей была выше, чем на контрольных, причем мыши, рожденные в начале лета, были ослаблены к зимовке и их смертность во время зимовки была выше, чем у мышей, рожденных на той же территории в конце лета.
В другой статье [21] Ильенко дал схему участка, на котором производился отлов мышей, и показал распределение на нем зон с разной активностью (от 1,8 до 3,4 мкюри/м2) загрязнения почвы (эта же схема воспроизведена в его книге [12. С. 37]) и с разным содержанием Sr90 в растениях. Я привожу их здесь (рис. 3), так как весьма хаотическое мозаично-причудливое распределение зон с разной активностью явно свидетельствует о том, что разнос активности по данной территории происходил случайно, а не по какой-либо экспериментальной схеме.
Рис. 3.
А. Среднее содержание Sr90 (мккюри/г сухого вещества) в растениях в вольере:
Б. Загрязнение почвы в вольере по Sr90 (мкюри/м2):
Площадь участка была равна 1 га, дата произошедшего загрязнения не указана, говорится только, что мыши уже давно жили в этой радиоактивной среде. Однако на другой схеме участка Ильенко дает его ботаническую характеристику: молодой березовый лес, под пологом которого имеется 5 разных типов травяного покрова. На участке были размещены 50 ловушек для отлова мышей. Распределение Sr90 в растениях и мышах соответствовало его концентрации в почве, что не является неожиданным – это можно было бы предсказать заранее.
Странным является одно методическое обстоятельство – отсутствие данных об активности загрязнения почвы не на квадратный метр, а на определенную глубину. Sr90 при поверхностном внесении прочно фиксируется самыми верхними слоями почвы. Поэтому и способ внесения, и глубина загрязнения являются важными экологическими факторами. Небольшое увеличение глубины внесения уменьшает поверхностное излучение и меняет характер выноса стронция растениями – с большей глубины усиливается вынос деревьями, с меньшей – травяными растениями. Кроме того, значения 1,8–3,4 мкюри/м2 почвы для 1964–1965 гг. не могут быть типичными для 1962-го или 1963 г. Поэтому следовало бы дать дозы первичного загрязнения. Уже по данным о поглощении растениями – 0,25 мккюри/г сухого вещества на участках с почвой, имеющей 3,4 мкюри, и 0,10 мккюри на участках с 1,8 мкюри, видна условность значений почвенного загрязнения. Хотя автор не дает абсолютных данных об объеме растительной массы на квадратный метр, но и без того известно, что растительная масса (только трава) может составлять на 1 м2 до 1 кг сырого и 100 г сухого веса. Но ведь и деревья выносят из почвы Sr90. Сухой вес деревьев, даже молодых, измеряется килограммами на квадратный метр. Таким образом, в растениях по сумме радиоактивности деревьев и травы загрязнение получается даже больше, чем в почве (около 3—10 мкюри/м2). Из этого очевидно, что значения почвенного загрязнения определялись для какого-то верхнего слоя, а не для всей массы почвы на этих участках.
В этих первых работах участок площадью 1 га, на котором велись наблюдения, был отгорожен забором от остальной территории, так как динамика накопления стронция у мышей определялась в периодически отрезаемых у мышей кусочках хвоста, после чего мышей снова выпускали. Таким образом каждая мышь (из общего числа около трехсот) находилась под наблюдением в течение двух лет, что давало возможность вести учет смертности мышей и делать выводы о ее связи с накоплением Sr90 в скелете. Схема опыта требовала изолированной территории, но если бы на этой ограниченной площадке внесение изотопа было действительно экспериментальным, то любой экспериментатор, следуя правилам полевых опытов, разбил бы всю территорию на ряд одинаковых по размеру и изолированных квадратов с разной активностью (например, 0,1; 1,0; 2,0; 3,0; 4,0 мкюри). Создавать хаотическое расположение загрязненных зон и с активностью в сравнительно близких пределах (1,8–3,4 мкюри) при проведении запланированной работы было нелепо. Такое распределение изотопа можно объяснить лишь тем, что эта территория была уже загрязненной до начала исследований.
Через год А. И. Ильенко опубликовал новую работу [22], в которой накопление стронция определялось у девяти различных видов мелких млекопитающих. Задачей опыта было сравнение уровня Sr90 в скелете разных видов. В этом случае автору не требовалось наблюдать одних и тех же животных по несколько раз. Выловленных ловушками животных убивали и стронций-90 определяли в бедренных костях. Поэтому участки наблюдения не были огорожены. В каком году велись эти измерения, не сообщается, но, поскольку статья была сдана в журнал в середине 1967 г., можно предположить, что эта работа проводилась сразу после предыдущей, то есть в 1965–1966 гг. Схемы распределения радиоактивности по участкам не даются, но это были уже совсем другие участки, так как животных отлавливали в зонах с плотностью загрязнения 0,6; 1,0 и 2,5 мкюри/м2. Общий размер территории, загрязненной стронцием-90, не указан, но площади для вылова животных были, безусловно, больше 1 га, так как было выловлено (и забито для измерений) 1 066 особей девяти разных видов. Поскольку определялась и связь уровня стронция в костях с типом питания, то вылов 1 066 особей не должен был существенно нарушить популяционное равновесие в данной среде. Если вылов составил около 10 % животных данного биоценоза, то для общего числа животных всех видов, находившихся под наблюдением, минимальные размеры загрязненной территории должны были быть в пределах 100–200 га. Характер растительности на этой территории и ее локализация не указаны.
Из данного исследования можно сделать два вывода, которые необходимо принять во внимание. Во-первых, загрязнение стронцием было, по-видимому, в поверхностном слое почвы, так как минимальное накопление в скелете зафиксировано у обыкновенного хомяка, который питается подземными частями растений и семенами. Во-вторых, недалеко от данной территории имелись и «чистые» биоценозы. Это следует из того, что среди мигрирующих видов попадались особи, почти не имевшие в скелете Sr90. Автор связывает этот факт с возможным их недавним перемещением с «чистых» территорий. Несомненно поэтому, что и обратный переход «грязных» радиоактивных животных в «чистые» зоны был также возможен.
Территория, на которой велись эти наблюдения, очевидно, имела иной состав почвы, так как концентрация Sr90 в растениях была в 10 раз выше, чем та, которая указана в предыдущей работе (вынос Sr90 сильно зависит от типа почв). Участки с разным уровнем загрязнения были неодинаковы по размеру и, несомненно, относились к разным типам биоценозов, так как видовой состав животных на участках разный. Самым большим был участок с высокой концентрацией загрязнения (2,5 мкюри/м2). На нем выловлено восемь видов, среди них 108 бурозубок вида
Все это опять же указывает на случайный характер загрязнения, а не на заранее планируемый эксперимент. Кроме того, для общего загрязнения такой территории (с учетом стронция в растениях) минимально необходимо около 4 000 кюри Sr90. При экспериментальной работе, планируемой заранее, можно было для получения тех же выводов ограничиться 2–3 га или даже меньшими участками. Загрязнение на сотни лет 100–200 га неогороженной территории нельзя считать разумным, тем более что мигрирующие виды млекопитающих, птицы, насекомые, семена и пыльца растений вызывают вторичный разнос стронция на значительно большие расстояния.
В 1969 г. В. Е. Соколов и А. И. Ильенко опубликовали обзор по радиоэкологии позвоночных [23], в котором приведены и их собственные, ранее не публиковавшиеся экспериментальные данные не только по Sr90, но и по Cs137. Однако в нем не описана методика опытов и нет ссылок на какие-либо ранее опубликованные работы, где можно было бы найти и методику. (В обобщающей книге [12] Ильенко снова приводит эти же данные, но ссылается на тот же самый обзор.)
По Sr90, наряду с таблицами, которые были уже приведены в ранее цитированных экспериментальных статьях, Соколов и Ильенко приводят (на рис. 4, с. 249) данные о численности четырех разных видов мышей на участках с разным уровнем загрязнения (от 1 до 3 мкюри/м2). Но это опять новая территория (площадь участков не указана), так как она отличается от ранее изученных участков характером растительности. Рассмотрены три типа растительного покрова: опушка леса (3 мкюри/м2), заросли бурьяна (2 мкюри/м2) и луг с кустарником (1 мкюри/м2). И в этом случае совершенно очевидно, что использовалась для опытов уже ранее загрязненная территория, так как при изучении плотности популяции в зависимости от уровня загрязнения (а это было задачей опыта) обязательно следовало проверить разные уровни и в каждом биоценозе, то есть иметь не три разных, а девять участков, по три в каждой экологической системе. Впервые в этой статье появляется территория, загрязненная Cs137, и на участках с тремя уровнями Cs137 определено содержание этого изотопа у шести разных видов мышей. Никаких методических деталей не приводится, но совершенно очевидно, что все три участка имели разную растительность и экологию, так как они были неоднородны по видовому составу: на первом можно было отлавливать только два вида мышей, на втором и третьем четыре вида. Уровень загрязнения участков Cs137 измерялся уже не в милликюри, а в микрокюри (7,85; 5,30 и 4,45 мккюри/м2), то есть был примерно в 500 раз ниже максимального загрязнения Sr90. Была ли это та же территория, где имелся и стронций, или другая, не ясно. Проводить раздельное определение радиоактивности стронция и цезия очень легко, так как оба изотопа имеют разный тип радиоактивности (бета– и гамма-излучение). О том, что загрязнение цезием также не было экспериментальным, можно догадаться по слишком близким уровням загрязнения на разных участках. Для запланированных опытов обязательно выбирались бы условия с большими различиями.
При первичных процессах распада урана в ядерных реакторах (а также при атомных взрывах) образование стронция и цезия не отличается столь существенно. Поэтому при загрязнении территории от случайных локальных выпадений, связанных с испытаниями атомного оружия, или при промышленных загрязнениях свежими отходами реактора содержание в почве Sr90 и Cs137 не могло бы различаться в 300–500 раз. Цезий является аналогом калия, и этот изотоп (Cs137) менее прочно фиксируется в биомассе (и, по-видимому, в почвах). Поэтому можно было бы ожидать снижения соотношения цезий/стронций на загрязненной территории во времени, но не очень быстрого. Однако при обработке отходов перед их захоронением Cs137 часто выделяется, так как он имеет гамма-излучение и поэтому может быть использован в радиологической аппаратуре. Благодаря более длительному периоду полураспада цезиевые источники облучения удобнее, чем кобальтовые, а для каждого источника, приспособленного, например, для медицинских целей и необходимого любой больнице, требуются тысячи кюри гамма-излучателя. Возможно, что гамма-излучение цезия находит и какое-либо другое практическое применение кроме медицинского. Если в индустриальных атомных центрах используются процессы выделения не только плутония и урана, но и цезия, то захораниваемые отходы должны содержать намного больше стронция, чем цезия. То, что и в озере «X», и в почве соотношение стронций/цезий варьировало от 10 до 300, может быть истолковано лишь в пользу предположения, что загрязнение было связано именно с выбросом отходов от разных циклов производства продуктов атомной промышленности. Весьма вероятно, что в связи с очень низкими уровнями содержания цезия в изучавшихся биоценозах (в пределах 4–8 мккюри/м2) радиобиологический (и генетический) эффект облучения цезием животных и растений был слишком слабым и часто просто игнорировался. Несмотря на бета-излучение стронция, наличие в среде этого изотопа в концентрациях, превышавших концентрацию цезия в 200–300 раз, а также более прочная фиксация стронция в биологических структурах делали именно этот радиоактивный изотоп доминирующим радиобиологическим фактором, оказывавшим и на растения, и на животных заметный физиологический, генетический и популяционно-экологический эффект. Это подтверждается и данными Ильенко [12], изучавшего многочисленные морфологические и физиологические изменения у животных, обитавших в районах с уровнем стронция в 1–3 мкюри/м2. Потому-то столь высокие дозы не должны были бы применяться для изучения пищевых цепочек. Но, по-видимому, у авторов не было выбора.
Если учесть данные по Cs137и новые данные о зависимости плотности популяций от уровня Sr90и типа биоценоза, то общее число выловленных ловушками разных видов мышей увеличивается до 1 500. При этом надо допустить, что это только часть популяции, не нарушающая баланс в нормальных пищевых цепях. (Я условно считаю, что это 10 % от всей популяции, хотя может быть и ниже.)
По данным Н. А. Никитиной [24], изучавшей динамику перемещений разных видов мышей и других грызунов в различных районах СССР, «плотность населения» основного вида в лесах Урала – красной полевки (
По цезию-137 годом позже А. И. Ильенко и Е. А. Федоров [26] публикуют отдельную статью. Методического раздела в этой статье опять нет, но авторы признают во введении, что цезий был не единственным радиоактивным изотопом на загрязненной территории. «…Исследования проводились на экспериментальных участках, загрязненных радиоактивными веществами (моделирующими промышленное загрязнение), в составе которых находился и цезий-137» (с. 1371, подчеркнуто мною. –
Плотность загрязнения участков по цезию составляла 4–8 микрокюри на 1 м2. Плотность загрязнения другими изотопами, однако, не указана. Целью работы являлось изучение пищевых цепей и концентрации Cs137 в теле 22 видов животных. Работа проводилась с еще большим размахом, чем все предыдущие, и кроме мелких млекопитающих отстреливались и крупные, такие как косуля (
В том же году (1970) А. И. Ильенко публикует более обстоятельную статью [27], из которой явно следует, что и те участки, которые изучались в 1967–1969 гг. по распределению стронция, и те районы, которые упоминаются в статьях [23, 26] как загрязненные Cs137, представляют собой общую территорию.
В животных учитывалась одновременно концентрация и Sr90, и Cs137, причем по значениям концентрации в пище, скелете и мышцах, приводимым в таблицах, видно повторение данных, которые раньше уже публиковались.
Загрязнение по Sr90 составляло от 0,6 до 2,5 мкюри/м2 – то же самое значение, что и в работе [22], но без деления на участки. Деление территории на участки с разной активностью (0,6; 1,0 и т. д.) было возможно для мелких грызунов (мышей разных видов) и растений. Мыши не мигрируют далеко от своих норок, растения стоят неподвижно. Но при определениях радиоактивности у косуль и оленей и других далеко мигрирующих млекопитающих или птиц возможность такой дифференциальной дозиметрии уже нереальна. Это лишний раз указывает на то, что работа не планировалась заранее, так как при экспериментальных условиях неравномерное распределение активности по территории создает большие неудобства для изучения пищевых цепей, особенно животных-хищников, семьи которых обычно имеют свою «охотничью» территорию, определенный ареал, соответственно границам которого и нужно было бы создавать ту или иную степень радиоактивного загрязнения.
Автор, безусловно, понимал существование методических трудностей, и поэтому значения концентрации стронция в скелете, приводимые в этой работе, даны в усредненной «суммарной» форме для разных видов животных. При работе с мышами радиоактивность, как мы видели, определялась для каждой особи отдельно.
По цезию Ильенко указывает уровень загрязнения 4,6 мккюри/м2 (а не от 4 до 8, как в более ранней статье Ильенко в соавторстве с Е. А. Федоровым [26]), но показатели по животным и растениям часто взяты из таблиц, опубликованных в той же статье при совсем иной методической интерпретации. Например, концентрация Cs137 в мышцах темной полевки в обеих работах составляла 2,8 мккюри/кг в теле и 5,4 в пище, у косули 0,4 в теле, и отстреляны для определения цезия те же пять косуль. По другим животным автор усредняет прежние данные, разбитые на группы, но все же по птицам (сорока, скворец, полевой воробей и др.) количество отстрелянных животных и концентрация цезия идентичны. Для определения стронция было отстреляно одиннадцать косуль.
Во введении автор ясно говорит о том, что территория была загрязнена стронцием и цезием. Судя по цифрам, определение цезия и стронция часто велось независимо, иногда больше животных забивалось для определения цезия, иногда для определения стронция. Поэтому не исключено, что общее количество косуль, отстрелянных для анализов, шестнадцать. Идентичны цифры в обеих работах и при анализе цезия в лягушках и у пушных (горностай и колонок).
Таким образом, из сопоставления этих данных видно, что территория, достаточно большая для нормального обитания нескольких тысяч животных разных видов, среди которых имелось большое стадо косуль (отстрел шестнадцати животных без нарушения баланса), была загрязнена стронцием (от 0,6 до 2,5 мкюри/м2) и цезием (уровень загрязнения в 500–600 раз ниже). По критическому виду (косули) можно допустить, что площадь загрязненной территории составляла 50—100 км2, гектарами ее уже не измеришь. Чтобы получить тот уровень стронция, который указан в этих работах, нужно распределить по такой площади около 500 000 кюри. При учете стронция в растениях количество кюри поднимается до миллиона – это, безусловно, индустриальные величины, а не экспериментальные. Ни одному экспериментатору ни в одной стране мира не позволят загрязнять стронцием десятки квадратных километров в концентрациях, намного превышающих «индикаторные» и вызывающих множество морфологических изменений, повышенную смертность животных и ряд других негативных последствий.
Упомянутые выше авторы обычно ничего не говорят ни о месте проведения опыта, ни об общих площадях. Однако методические фальсификации в публикациях при их сравнении совершенно очевидны. Помимо того что Ильенко в трех своих работах [22, 26, 27], опубликованных в 1968–1970 гг., повторяет одни и те же данные, но в разном контексте и давая разные объяснения о характере загрязнения территории, эти объяснения к тому же иногда противоречивы. Из работы [27] очевидно, что загрязнение территории цезием сопутствовало загрязнению стронцием. Остается необъясненным, для чего при «опытах» создавалась слишком большая разница в дозировках загрязнений по стронцию и цезию. О том, как возникло загрязнение, нет ни слова. В то же время в совместной статье Ильенко и Федорова [26], где речь идет только о цезии, сказано, что загрязненные участки «были заложены для отработки методов дозиметрического контроля объектов внешней среды (Korsakov et al., 1969)».
Таким образом, авторы утверждают, что загрязнение осуществила другая группа исследователей, занимавшихся дозиметрией. Однако знакомство с работой, на которую дается ссылка (Korsakov et al., 1969), вызывает большое сомнение в том, что Ильенко и Федоров видели, что именно там было опубликовано. По-видимому, они ознакомились с ней случайно по реферату или каким-то другим непрямым способом. Дело в том, что ссылка на статью дается как на иностранную публикацию и название статьи дается по-английски. Между тем статья Ю. Д. Корсакова, И. Я. Попылко и И. А. Терновского [28] была опубликована в Вене, но на русском языке. Международные агентства ООН, а таковым является Агентство по атомной энергии (МАГАТЕ) со штаб-квартирой в Вене, опубликовавшее труды симпозиума, признают русский язык рабочим и публикуют русские доклады без перевода. Авторы статьи являются сотрудниками Института атомной энергии им. И. Курчатова в Москве. Их работа, если верить всем их описаниям, была действительно экспериментальной и состояла в индикаторном загрязнении территории смесью радиоактивных продуктов из реактора, «выдержанных после окончания облучения в реакторе в течение 200–350 дней». То есть использовались реакторные отходы после почти года хранения. Среди радиоактивных изотопов были и Cs137, и Sr90, и ряд других (церий-144, цирконий-95, рутений-106 и др.).
Перечисленные радиоактивные вещества распылялись над достаточно большой территорией (включавшей и деревни с их жителями и сельскохозяйственным производством), но при плотности загрязнения 1 кюри/км2. В этом случае на 1 м2 приходится 1 мккюри смеси изотопов. В какой части СССР проводилась работа, не указано. Но ведь у Ильенко и Федорова только по цезию активность была в 4–8 раз выше, а по стронцию в 1 000—2 500 раз выше, чем указано в докладе Корсакова для международного симпозиума. Поскольку в работах Ильенко и Федорова проводились затем детальные анализы активности органов и тканей, то нет оснований сомневаться в приводимых ими высоких уровнях загрязнения. Следовательно, либо их территория не имела ничего общего с территорией, загрязнявшейся «экспериментально» группой Корсакова, либо Корсаков с сотрудниками фальсифицировали реальные данные загрязнения, чтобы придать своей работе экспериментальный характер.
Ильенко приводит в итоговой статье [27] и свои первые данные по определению радиоактивности в рыбах (плотва, щука и др.) [10], которые мы уже разбирали, – измерения первого года, проводившиеся летом 1969 г. Поскольку работы по анализу радиоактивности у животных продолжались с 1969 г. в возрастающем объеме, то очевидно, что то озеро «X», по поводу которого строились различные предположения в предыдущем разделе, находилось в одном территориальном массиве с участками леса, луга и других биоценозов, загрязненных стронцием и цезием. Так как их площади измеряются десятками квадратных километров, то наиболее вероятно, что именно сток с поверхности и через грунтовые воды и являлся причиной колебаний радиоактивности в воде озера.
В тот же период, когда проводились все эти обширные и требующие больших затрат времени и большого числа технических помощников экспериментальные работы, А. И. Ильенко и А. Д. Покаржевский осуществляли еще одну серию исследований – по влиянию различных биоценозов на концентрирование стронция-90 мелкими млекопитающими (пять видов мышей и бурозубка) [29]. Эта работа была напечатана в 1972 г., но выполнялась в июне – июле 1968-го и в июне – августе 1969 г. (Июнь – август 1969 г. – это, как мы видели, и начало исследований стронция и цезия в рыбах озера «Х» [10].)
В новой публикации впервые сообщается: «…загрязнение участков произведено за несколько лет до начала наших исследований, и к моменту нашей работы Sr90 был полностью аккумулирован биоценозами и вовлечен в круговорот веществ» [29. С. 1219].
В то же время речь в ней идет опять о новой территории с совсем другими уровнями загрязнения стронцием. На ней были выбраны пять участков с плотностью загрязнения 3, 21; 1, 23; 0, 44; 0, 37; 0, 14 мккюри/м2. Итак, здесь загрязнения измеряются в микрокюри, то есть уровни активности почвы в 1 000—2 000 раз ниже, чем те, что фигурируют в других работах Ильенко. А цели исследования в основном те же. Участки имели различные почвы, различную растительность и в то же время различную радиоактивность. Это опять же свидетельствует о случайном загрязнении, так как при экспериментальном загрязнении сравнение разных биоценозов должно проводиться в условиях одинаковых или близких уровней загрязнения. Авторы дают подробную ботаническую характеристику участков, сообщают, какие виды растений на них преобладали, описывают рельеф местности и т. д. Хотя размеры участков не приведены, из описаний видно, что они достаточно велики, по крайней мере не меньше 5—10 га каждый. Один из них (№ 3) представляет собой «берег озера». Вариации типов почв (серая лесная на участке № 1, песчаный склон – участок № 3 и чернозем – участки № 2, 4 и 5) свидетельствуют о географической величине всей зоны. Кроме того, необходима была достаточная пространственная изоляция этих участков, чтобы не допустить перехода мигрирующих видов (бурозубка) с одного участка на другой. Если допустить наличие в том районе, где проводили работы Ильенко и его сотрудники, обширного индустриального загрязнения, случившегося за несколько лет до начала опытов с млекопитающими, то эта серия участков с активностью намного ниже, чем указана в других работах той же группы авторов, могла находиться, по-видимому, на периферии основной загрязненной зоны или даже являлась следствием так называемого вторичного загрязнения [28], возникающего в результате ветрового переноса пыли или семян и других продуктов. Пылевой перенос, создающий вторичное загрязнение, как было показано в этой работе, особенно заметен весной и поздней осенью, когда растительный покров отсутствует, но уже или еще нет снежного слоя.
(Однако, как мы увидим в дальнейшем, эти же участки появляются в исследованиях с птицами, но уже с уровнями загрязнения в милликюри на 1 м2, а не в микрокюри). В русских текстах такая ошибка встречается довольно часто. В начале 50-х годов в СССР перешли с принятых международных сокращений единиц радиоактивности на русские: mСi стало мкюри, а µСi – мккюри. Две буквы «к» подряд в случае мккюри создавали у машинистки, корректора или наборщика впечатление опечатки, и если мкк повторяется много раз, то и мк они могли заменить на мкк. Если же в тексте чаще встречается мк, то возникает желание исправить мкк на мк. Автор, читая корректуру, зачастую пропускает эту весьма существенную ошибку.)
Челябинская область Урала. Зона радиоактивного загрязнения
Осень – зима 1957 г. – время уральской катастрофы
В предыдущих разделах я говорил об Урале как о месте всех упомянутых исследований, главным образом, по косвенным свидетельствам. Прежде всего, видовой состав животных был типичным для районов Среднего и Южного Урала и Западной Сибири [15, 25, 30, 31, 32]. То же самое можно сказать и о видовом составе растений – смесь западносибирских, уральских и европейских видов указывает на зону между Европой и Азией в климатическом поясе Южного Урала (некоторые степные виды и участки чернозема наряду с лесной и другими видами почв). Южный Урал получает мало осадков, и это отражается на растительности и почвах. Однако по ареалам распределения разных видов растений и животных можно только примерно определить географическую зону, но не установить точную локализацию. Между тем, в отличие от норм, принятых практически во всех иностранных публикациях по радиоэкологии, ни в одной из ранее упоминавшихся работ и во всех других, которых мы еще коснемся, кроме одной, географическое положение исследуемых районов не указано, хотя экологические принципы обязательно требуют этого. От географического положения, климата и ряда других факторов зависят и многие биологические показатели. Sr90 и Cs137 совсем по-разному поглощаются растениями и животными в различных географических условиях. На этот процесс влияют: количество осадков, тип почв, состав почв, температура, продолжительность зимы и многое другое. Отсутствие этих данных снижает ценность исследований, но, по-видимому, местоположение загрязненных участков нельзя было указать по цензурным причинам.
Однако, не сообщив место проведения исследований даже в своей книге [12], в сравнительно недавней публикации Ильенко с соавторами [33] названа, наконец, та область Урала, где производился отлов животных. Очевидно, это произошло по случайному недосмотру и авторов, и цензуры. На сей раз задача опыта состояла в определении возможной адаптации нескольких видов мышей (все те же виды, что и раньше) к радиоактивному облучению в результате их длительного обитания в загрязненном Sr90 биоценозе. Проблема достаточно интересная, и ею занимались и генетики, о которых я буду писать позже. В ходе работ исследователи должны были ответить на вопрос, не происходит ли при обитании в радиоактивной среде отбор более радиорезистентных линий мышей. (Более высокая смертность мышей на загрязненных территориях была показана раньше этим же автором, и вопрос о возможности отбора возник вполне логично.)
Для ответа на этот вопрос мыши, отлавливаемые на радиоактивных участках и на «чистых», подвергались дополнительному внешнему облучению разными дозами. Ожидалось, что популяции мышей, прошедшие через много поколений и жившие много лет в радиоактивной среде, будут менее чувствительны.
При такой работе обязательно указание на то, сколько же лет жили мышиные популяции в радиоактивном биоценозе.
В данном случае мыши разных видов отлавливались с нескольких контрольных «чистых» участков и с участков, загрязненных Sr90 (уровни 1,2 и 0,2 мкюри/м2). Это уровни уже иные, не те, что раньше, но и работа велась на несколько лет позже, поэтому активности могли измениться. (Дозы 1,8–3,4 мкюри/м2 были определены для опытов 1964–1965 гг.) В новой работе авторы пишут: «…осенью 1970 и 1971 гг. были проведены специальные исследования на группах красных полевок и лесных мышей, выловленных из популяций грызунов, проживавших в течение 14 лет на участках, искусственно загрязненных стронцием-90…» [33. С. 573]. 14 лет – это до начала исследований, то есть до осени 1970 г. Следовательно, территория была «искусственно загрязнена» осенью 1957 г. Здесь надо напомнить, что осенью 1970 г. Ильенко еще продолжал интенсивную работу по изучению распределения радиоактивности в озере «Х» [11].
Вылов мышей проводился, по словам авторов, в Подмосковье и в Челябинской области, два вида мышей из шести отлавливались в районах Среднего Урала (это Свердловская область). Облучение животных, выловленных в Челябинской области и на Среднем Урале, проводилось после доставки живых мышей в Москву, где имелись специальные установки для внешнего облучения и виварий для наблюдений за динамикой смертности после облучения.
За те 14 лет, в течение которых мыши жили на загрязненной территории, как пишут авторы, в этой зоне «сменилось более 30 поколений грызунов». У одного вида наблюдались слабые адаптационные изменения, у другого их не было. Важно, однако, другое. За 14 лет действительно сменяется 30–35 поколений мышей. Но если индивидуальная самка в поисках пищи мигрирует не очень далеко от своей норки, то новое потомство, вырастая и приобретая независимость, должно мигрировать от места рождения на большие расстояния. Изучение расстояний перемещений грызунов разных видов [24] показывает, например, что красная полевка, питающаяся семенами, очень подвижна и уходит от гнезда на расстояния до 500 м. При расселении же новых выводков у других видов мышей миграция происходит на расстояния до 1 000 и более метров. В голодные сезоны мышиные миграции могут происходить на десятки километров. За 14 лет неизбежны были голодные сезоны, и в работе О. В. Лишина [25] дается для Урала динамика популяций лесных мышей по годам, из которой видно наличие резких колебаний, вызванных для красной полевки недостатком пищи. Изучая адаптацию, Ильенко должен был быть совершенно уверен в том, что все 30–35 поколений, обитавших на радиоактивной территории, действительно жили на этой территории, несмотря на расселение новых поколений и пищевые миграции. Для 30 поколений минимальный радиус зоны в этом случае должен быть не менее 30 км. Если относиться с доверием к цели опыта, то загрязненная зона по каждому из двух уровней радиации составляет не менее 1 000—1 500 км2.
Сравнивать радиочувствительность мышей из радиоактивного биоценоза на Урале с «контролем» из Московской области, безусловно, нельзя, так как вмешивается резкое различие климатических факторов, создающее разные расы мышей того же вида. Московские мыши, по-видимому, использовались просто для сравнения видовых различий чувствительности к облучению. В этом случае, судя по приводимой авторами таблице, сравнивались шесть видов мышей. Из радиоактивной среды подвергались сравнительному изучению только два вида – красные полевки и лесные мыши из Челябинской области. На Среднем Урале (Свердловская область) вылавливались обыкновенные полевки и мыши-малютки, которые также входят только в группу для сравнительной радиорезистентности, а не в группу, жившую в радиоактивном биоценозе.
По сумме всех уже рассмотренных данных можно, таким образом, дать предварительную характеристику зоны исследований, о которой мы говорили в предыдущих разделах. Эта зона располагается в Челябинской области, занимает площадь не менее 1 500 км2 и включает несколько озер. Радиоактивное загрязнение этой зоны Sr90, Cs137 и меньшими количествами других изотопов произошло осенью 1957 г. Уровень загрязнения измеряется миллионами или десятками миллионов кюри. От этого главного района загрязнения с активностью в пределах 1–4 мкюри/м2 вторичный разнос активности почвенной и пылевой эрозией распространился полосами в разных направлениях, захватив часть соседней Курганской области и юг Челябинской (черноземные почвы), но в этих районах уровни загрязнения уже были намного ниже. Иногда эвакуация населения проводилась, по-видимому, и из районов вторичного загрязнения, и эти районы становились свободными для радиационно-экологических исследований. Но при очень слабых уровнях вторичного или третичного загрязнения эвакуации населения не было, что позволяло некоторым исследователям [28] проводить наблюдения и за распределением радиоизотопов в системе «сельскохозяйственное производство – люди».
Птицы в радиоактивном биоценозе и разнос радиоактивности по разным странам
Я уже упоминал две работы, в которых кроме накопления Sr90 и Cs137 млекопитающими изучалось и накопление этих изотопов птицами, обитающими в радиоактивных биоценозах [26, 27]. Птицы – это особая группа животных в так называемых пищевых цепочках: разные виды питаются семенами деревьев и полевых растений, почвенными, летающими и ползающими насекомыми, млекопитающими и даже трупами животных. Водоплавающие птицы кормятся рыбой, амфибиями и многими другими продуктами озер и прудов.
Комплексное изучение флоры и фауны радиоактивного биоценоза обязательно включает и птиц. Но ведь многие виды птиц в СССР прилетают весной из южных краев, а осенью снова улетают на зимовку в разные страны – на берега Средиземного моря, в Среднюю Азию, Турцию и Крым, Иран и Северную Африку, оставаясь там на много месяцев. Далеко не каждая из них возвращается назад – 20–30 % может погибнуть по разным причинам. Не каждая птица возвращается на то же самое место, откуда она улетела предыдущей осенью. Особенности миграций и консерватизма, а также маршруты перелетов изучаются многими методами, среди которых главный – метод кольцевания.
«Горячая» зона опасного загрязнения охватывала в 1957 г., может быть, не более 2 000 км2, но охота на птиц была запрещена по всему Среднему и Южному Уралу. Цезий в мышцах в первые годы мог достигать высоких уровней концентрации у некоторых групп, и стронций в костях мог быть очень опасным – кости молодых птиц часто поедаются вместе с мясом.
Но ведь в других странах и в южных районах СССР, куда прилетали зимовать уральские стаи, охота не запрещалась. Я не думаю, что люди в этих краях, съев, например, дикую утку с озера «X», подвергали себя слишком большой опасности, но все же правительству СССР следовало разработать международную программу наблюдения за перелетом радиоактивных птиц и систему предупреждения. Вначале никто об этом, очевидно, не подумал, а потом решили, что уже слишком поздно. Если та или иная насыщенная радиоактивностью птица перенесла длительный перелет на юг, перезимовала и не погибла, то не погибнет и охотник, принесший ее своей семье на ужин. Именно у птиц кроветворение наиболее активно, и они относятся к самым чувствительным к радиации видам животных. А о так называемых отдаленных эффектах радиации в 1958–1963 гг. в СССР еще почти не знали – это была одна из проблем запрещенной в то время хромосомной генетики.
Первая подробная работа по изучению птиц в радиоактивном биоценозе была опубликована также А. И. Ильенко в 1970 г. [34]. Отдельной методической части в этой статье нет, но при объяснении природы загрязнения автор пишет: «На участках, искусственно загрязненных Sr90 уровнями 1,8–3,4 мкюри/м2 и Cs137 с плотностью 4–8 мккюри/м2, имитирующих промышленное загрязнение, отстреливали птиц…» Как видим, это все тот же биоценоз (1,8–3,4 мкюри/м2), в котором раньше отлавливали мышей. Но ведь этот биоценоз является радиационно опасным, и жившие в нем мыши имели сокращенную продолжительность жизни и обнаруживали анатомические и физиологические изменения, связанные с высоким уровнем радиации. Хорошо известно, что в тех случаях, когда уровень загрязнения территории вызывает резкие нарушения жизнедеятельности животных, такие участки мало пригодны для изучения экологических взаимосвязей. В приводимой автором таблице Sr90 указывается в микрокюри на грамм костной ткани, а цезий в микрокюри на килограмм мышц. Вариации концентрации между видами были очень большими, но выражены в несколько странной форме (сырой вес х 10-2). Эта единица измерения не совсем обычна – для чего и какие именно величины умножать на 10-2, мне не ясно. Если приведенные в таблице числа следует делить на 100, то было бы проще привести их в пикокюри, то есть в единицах, которые в тысячу раз меньше, чем микрокюри. Именно пикокюри являются обычными для других радиационно-экологических работ. Но, по-видимому, в пикокюри полученные авторами показатели были бы слишком высокими, и это сразу обратило бы на себя внимание. Для профессионалов-радиоэкологов я привожу здесь эту таблицу полностью. По стронцию у некоторых видов концентрация радиоактивности в костях, безусловно, очень высокая и может вызывать с течением времени радиационные повреждения в костном мозге – наиболее чувствительной к излучению ткани.
Эта таблица и список латинских названий других птиц, обследованных в дальнейшем (см. на с. 55), могут быть интересны для тех орнитологов, которые пожелали бы проследить за судьбой перелетных видов и найти этих птиц со Sr90 в скелете где-нибудь в долине Нила или на островах Греции и Югославии. Конечно, не все из 21 вида птиц, приведенных в таблице, относятся к группе перелетных. Некоторые зимуют на Урале, другие улетают, но не так далеко – на Кавказ, к Каспийскому или Черному морям, в Туркмению или Узбекистан. Дат проведения дозиметрии в этой работе нет, но именно в ней впервые достаточно четко сказано, что территория была одновременно загрязнена и стронцием, и цезием. По стронцию уровни загрязнения точно такие же, как и в двух предыдущих работах [20, 21], по цезию идентичны с активностью, указанной в работе Ильенко и Федорова [26]. Опять дается ссылка на Корсакова и др. [28], но я уже отмечал, что это, несомненно, фальсификация. У Корсакова загрязнения были в тысячи раз ниже и район загрязнений охватывал жилые поселки и деревни, для которых дозы из работ Ильенко были бы слишком опасными.
* Концентрация стронция-90 с иттрием-90 в скелете мелких грызунов и птиц (127 шт.), добытых в районе отстрела сов.
** Концентрация цезия-137 в теле мелких грызунов, пойманных в районе охотничьих участков хищных птиц.
Странным является одно обстоятельство. В работе Ильенко и Федорова также брались в анализах по цезию семь видов птиц (сорока, скворец, тетерев, полевой воробей, лесной конек, обыкновенная овсянка, серая неясыть), и это был один и тот же опыт, так как все показатели по этим птицам из работы [26] повторяются в статье Ильенко [34], опубликованной в том же году. Только в этой статье публикуются данные по двадцати одному виду, а не по семи, и в загрязненной местности присутствуют стронций и цезий, а не один только цезий. Однако по семи видам для цезия (концентрация в скелете и в пище) показатели абсолютно идентичны. Но Ильенко и Федоров в своей работе [26] точно указывают даты отстрела – июнь 1968 г., и следует предполагать, что значения 4–8 мккюри цезия на 1 м2 относятся к 1967–1968 гг., а 1,8–3,4 мкюри стронция на 1 м2 [20, 21] зафиксированы в 1964 г.! К 1968 г. эти показатели неизбежно должны быть уже иными – четыре года не могут пройти без изменений концентрации стронция в среде. Следовательно, никакой реальной дозиметрии среды после 1964 г. по стронцию, возможно, не было, и автор берет старые, уже не соответствующие действительности показатели. Но может быть, исследователи передвинули экспериментальную зону поближе к центру загрязнения, где и через четыре года еще сохранялась та же плотность загрязнения?
В этой, еще начальной работе по птицам было отстреляно около двухсот птиц. Без нарушения баланса это можно сделать в июне с нескольких квадратных километров. Судя по атласам птиц [35, 36], все эти виды встречаются на Урале и большинство из них характерно для смешанных лесов. Но некоторые более типичны для сельскохозяйственных территорий и даже для городов. Ильенко пишет, что все виды были отстреляны в лесном биоценозе. Однако виды
Среди перечисленных видов нет ни одного характерного для влажных районов или открытых водоемов, что может показаться удивительным, поскольку в районах Южного Урала много озер. Недоумение по этому поводу, однако, исчезает через четыре года, когда А. И. Ильенко и И. А. Рябцев публикуют специальную работу по водоплавающим птицам [37], замысел которой весьма оригинален и посвящен консерватизму возвращения птиц весной на то же озеро, с которого они улетали предыдущей осенью.
Метод исследования был очень прост. Птицы, обитающие на радиоактивном озере, содержат в костях стронций-90. Если отлавливать или отстреливать возвращающихся весной птиц на этом же озере, то те экземпляры, которые имеют в костях стронций-90, считаются вернувшимися на прежнее место. «Чистые» птицы – это пришельцы из других мест, «иммигранты». Для таких опытов удобен именно стронций; цезий, концентрирующийся в мышцах, является аналогом калия и теряется с мочой за счет обмена веществ, очень активного именно в мышцах птиц в тех южных районах, где они проводят несколько зимних месяцев. Стронций, как аналог кальция, фиксируется в костях и не обновляется.
Методику и результаты этой интересной научной работы лучше всего дать в виде прямого цитирования самой статьи. «Настоящая работа, – пишут авторы, – выполнена на экспериментальном водоеме, искусственно загрязненном стронцием-90 (Ровинский, 1965). Этот изотоп прочно фиксируется в костной ткани и не выводится из нее продолжительное время. Степень гнездового консерватизма определялась по числу особей, имеющих в скелете стронций-90, и по количеству радиоизотопа в костной ткани птиц. Эти показатели дают возможность определить птиц, гнездившихся или выросших на изучаемом водоеме, и отражают продолжительность их контакта с гнездовой территорией в годы, предшествующие исследованиям. Водоплавающих птиц отстреливали ранней весной 1970–1972 гг., во время их прилета с зимовок. Отстрел производили на временных незагрязненных водоемах до вскрытия загрязненного пруда и на нем после того, как он очищался ото льда. Отстреливали в основном селезней.
В районах наших исследований в течение многих лет не было антропогенных воздействий на животных (охота, рыболовство, выжигание лугов, сенокошение, пастьба скота и т. п.), что очень важно для формирования местных популяций водоплавающих.
Число селезней и уток со стронцием-90 в скелете неодинаково (см. таблицу). Подавляющее большинство самок содержит радиоизотоп в скелете, тогда как селезни с изотопом в костной ткани составляли от 11 до 73 % от общего числа обследованных. Селезни, которые не имеют в скелете стронций-90, несомненно, появляются на данном водоеме впервые» [37. С. 308].
Поделиться книгой: