Атомная катастрофа на Урале

Число «загрязненных» уток разных видов до и в начале гнездования

Работа, связанная с отстрелом птиц, началась весной 1970 г. Вспомним, что этой же весной А. И. Ильенко занимался еще взятием ежемесячных проб воды на радиоактивность из озера «X» и выловом там щук и плотвы, взятием проб водорослей и биомассы. В это же время велась работа и по другим проектам. То, что все эти одновременно проводимые исследования велись в одном и том же районе и в них было занято много технического персонала, не вызывает сомнений. (В СССР не принято включать лаборантов и техников в соавторы публикуемых исследований, но иногда вежливые научные сотрудники выражают благодарность «за техническую помощь», чего не было в обычаях Ильенко и его соавторов – слишком большой список пришлось бы приводить.) Но почему же в этом случае отстреливались птицы с озера, которое ранее изучал Ровинский [9], а не с озера «X»? То, что озеро «X» отлично от озера, обследованного Ровинским, ясно по динамике в них радиоактивности. В озере «X» радиоактивность резко колебалась (тип проточного водоема), в озерах, о которых мы узнали еще в 1965 г. из работы Ровинского, активность с 1960 г. была стабильной (см. рис. 1). Несомненно, что именно это и позволяло «узнать» прилетающих птиц по какому-то более или менее определенному уровню радиоактивности Sr90 в скелете, тогда как на озере «X» могли быть птицы с сильно варьирующими концентрациями изотопов и в скелете, и в мышцах.

Ф. Я. Ровинский, как я отмечал, не приводил реальные уровни загрязнения радиоизотопами двух озер, а давал относительные величины в логарифмах. Под его наблюдением были два озера, оба географических размеров (11,3 и 4,5 км2). Ильенко называет одно из этих озер «прудом», но это, очевидно, для цензуры. На каком пруду можно отстрелять более ста водоплавающих птиц? Однако, вопреки собственным принципам, отражавшимся во всех предыдущих работах, А. И. Ильенко и И. А. Рябцев не приводят никаких числовых значений содержания стронция в костях птиц в микрокюри. В других работах по птицам [26, 34, 38] всегда давались реальные уровни стронция в костях. Ильенко и Рябцев определяли Sr90 в птицах из этого водоема, но показали в таблицах лишь его присутствие, а не уровень. Это снижает ценность их работ с точки зрения исследования строго «локального» консерватизма, так как Ровинский изучал два озера, а не одно. К тому же в этой же географической зоне было и третье озеро с наличием стронция, и все это известно из опубликованных данных. Как же могли авторы узнать птиц, вернувшихся именно на то, «свое» озеро, с которого они улетели предыдущей осенью? При правильном научном подходе это можно было сделать лишь по уровню стронция в костях, который мог быть различным в птицах, обитающих в разных озерах. Нужно было измерять активность перед отлетом и после прилета, и время для этого было, так как исследование велось в 1970–1972 гг. Могу только предположить, что уровень стронция-90 в костях у птиц в озере, данные по которому получил Ровинский, был еще очень высок, что не позволяло Ровинскому дать реальные значения в 1964 г., когда он сдавал в печать свою работу, и это же помешало дать абсолютные значения Ильенко и Рябцеву. И через десять лет после «плато» на кривой, показанной на рис. 1, загрязненность озер стронцием-90 была еще слишком велика.

Вызывает недоумение и «отстрел птиц на временных незагрязненных водоемах до вскрытия (ото льда) загрязненного пруда и на нем, после того как он очищался ото льда». Почему велся отстрел на более южных водоемах? То, что они находились южнее, очевидно из того, что они очищались ото льда раньше. В Челябинской области сотни больших и малых озер, общая площадь водоемов там более 60 000 га. Загрязненная зона расположена к северу от Челябинска, но и южнее есть множество больших и мелких озер. Нет никаких гарантий, что птицы с этих озер обязательно полетят дальше на север: как отделить временно приземлившихся от тех, которые вернулись на свое южночелябинское озеро и останутся там на лето? Соотношение «грязных» и «чистых» птиц на озерах южнее «грязной» зоны неизбежно иное, чем в самой «грязной» зоне. Да и дальше к северу, в Свердловской и других областях, есть множество озер, для которых именно озера «грязной» зоны будут промежуточными «южными» местами временных остановок.

Я могу выдвинуть только гипотезу для объяснения этих методических аномалий. По-видимому, существует отнюдь не научная программа систематического уничтожения мигрирующих птиц, обитающих в сильно загрязненной местности. Отстрел ведется и весной, и летом, и осенью, для того чтобы уменьшить разнос активности в другие районы СССР и в другие страны. Достигнуть полной ликвидации перелетных птиц нельзя, так как у них нет абсолютного консерватизма и каждый год озера «грязной» зоны заселяются снова. Но при таких условиях постановка проблемы как научной теряет смысл.

Авторы подтверждают сведения о том, что в районе их исследований в течение многих лет были запрещены охота, рыбная ловля, сенокошение, выпас скота и т. д., то есть что, по сути, это была зона эвакуации, где прежде охотились, ловили рыбу, пасли скот, косили сено и т. д., а следовательно, и жили люди.

Избегая публикации реальных показателей радиоактивности (в микрокюри или в импульсах в минуту), авторы все же должны были сравнивать уровень активности в костях у самцов и самок разных видов. Эти данные они приводят в «относительных величинах», столбиками. У всех исследованных видов концентрация Sr90 больше у самок, причем у трех видов различие очень велико (в 10–15 раз). Ильенко и Рябцев считают, что «это явление, очевидно, связано с более длительным пребыванием самок на гнездовой территории, загрязненной изотопом. Селезни первыми покидают места размножения. В конце весны они совершают промежуточные миграции».

Такое объяснение не кажется мне убедительным – оно могло бы оправдать небольшие различия, но не в 10–15 раз. Ведь озера, изучавшиеся Ровинским, были загрязнены в 1957 или 1958 г. Sr90 как изотоп, депонируемый в костях на много лет, накапливается за несколько лет до определенного «плато», и у птиц, которые много лет совершают путешествия, захватывающие данный водоем, это «плато» может быть достигнуто. Большая разница может быть лишь у очень молодых птиц, что, очевидно, и было характерно для данного района при систематических отстрелах загрязненных стронцием особей. Такой систематический отстрел перелетных птиц можно оправдать, так как он предупреждает серьезный разнос опасной активности. Однако это обстоятельство мешает проведению правильно планируемых научных экспериментов, и выводы из цитированной работы могли быть гораздо интереснее, если бы авторам не приходилось скрывать многие реальные условия проведения опытов.

В 1975 г. А. И. Ильенко, И. А. Рябцев и Д. Е. Федоров опубликовали более обширную работу по той же проблеме, но для «сухопутных» перелетных птиц [38]. Смысл этих опытов – изучение консерватизма при возвращении с мест зимовок шестнадцати видов птиц, обитавших в районе, загрязненном Sr90. Птицы отстреливались на тех же пяти участках, которые уже были охарактеризованы в работе А. И. Ильенко и А. Д. Покаржевского, опубликованной в 1972 г. [29]. Либо в этой работе 1972 г., либо в той, которая касается птиц и опубликована в 1975 г., допущена серьезная ошибка при указании загрязнения территории. В работе, опубликованной в 1972 г., показатели загрязнения на 1 м2 (3,21; 1,23; 0,44; 0,37; 0,14) даны в микрокюри, а в напечатанной в 1975 г. те же самые числовые значения даны в милликюри, то есть показывают в 1 000 раз более высокую степень загрязнения. Сопоставляя данные о содержании Sr90 в пище и скелете по двум сходным видам из работы 1975 г. с первой работой Ильенко по птицам [34] (лесной конек и дубровник), в которой загрязнение дано в милликюри (1,8–3,4), можно сделать вывод о том, что ошибка была допущена в публикации 1972 г. и загрязнение пяти участков измерено там в милликюри. Это, однако, не меняет нашего вывода в конце раздела по млекопитающим о наличии зон вторичного загрязнения, так как на участках № 4 и № 5 уровни загрязнения все же были намного ниже, чем при большинстве исследований основного района.

Методическая несостоятельность всей дозиметрии в этих работах, однако, очевидна из самого простого факта. В 1972 г. все эти показатели (3,21; 1,23 и т. д.), да еще со статистически рассчитанными возможностями отклонений (например, 0,14 ±0, 001 и т. д.), даны как характерные для обитающих там животных, отстрел и отлов которых проводились в 1968–1969 гг. Для птиц ясно указано, что их отстрел проводился в апреле – июне 1973 г., то есть через 5 лет! За это время только в результате радиоактивного распада стронция активность среды должна была уменьшиться примерно на 10 %. А ведь кроме радиоактивного распада идут процессы выноса и вымывания, поверхностной эрозии и т. д. Как же можно приводить здесь цифры пятилетней давности даже без поправки на радиоактивный распад? Такая элементарная методическая безграмотность лишь подчеркивает, сколь небрежно была поставлена вся дозиметрия во время этих исследований.

Всего для проведения этой работы было отстреляно 469 птиц шестнадцати видов. Список видов и их латинские названия даны ниже для тех специалистов, которые пожелали бы поискать радиоактивных птиц в местах зимовки перечисленных видов в различных районах за пределами СССР.

Перелетные птицы, которых Ильенко с соавторами [38] исследовали в радиоактивном биоценозе:

• лесной конек (Enhtus trivialis),

• желтая трясогузка (Motacilla flava),

• дубровник (Emberiza aureola),

• обыкновенная овсянка (Е. citrinella),

• камышовая овсянка (E. schoeniclus),

• зяблик (Fringilla coelebs),

• чечевица (Carpodacus erythinus),

• иволга (Oriolus oriolus),

• чекан черноголовый (Saxicola torguata),

• чекан луговой (S. rubetra),

• дрозд рябинник (Turdus pilaris),

• сорокопут жулан (Lanius cristatus),

• большая синица (Parus major),

• буроголовая гаичка (Р. montanus),

• грач (Corvus frugitegus).

Как и следовало ожидать, разные виды птиц обладают разной степенью консерватизма – тенденции возврата после зимовки на одни и те же места. У консервативных видов процент «иммигрантов» невелик (14–25 %), у менее консервативных «иммигранты» из других мест составляют до половины популяции.

Сама по себе идея о накоплении Sr90 и Cs137 в организме различных видов птиц в разные периоды года и в зависимости от типа пищи была уже ранее изучена в условиях загрязненного биоценоза возле Окриджской лаборатории в штате Теннесси [39]. Там в 1959 г. почва была гораздо больше загрязнена цезием-137, чем стронцием-90. В штате Теннесси климат более мягкий, чем в Челябинской области, и плотность популяции птиц на гектар (в США она измерялась на акр) в средней части США явно выше. По данным этой работы, она составляла 20 птиц на акр. Ильенко с сотрудниками отстреляли только для одного из опытов около пятисот птиц, причем отнюдь не всех типичных для области видов, и только часть популяций каждого вида. На выбранных ими пяти участках обитали, таким образом, тысячи птиц, и каждый участок находился на значительном расстоянии от другого. Все это опять-таки говорит о десятках квадратных километров загрязненных территорий.

Конечно, на Среднем и Южном Урале есть десятки других видов мигрирующих и перелетных птиц, судьба которых в зимнее время может быть проверена за пределами СССР. Можно было бы изучить и консерватизм прилета на места зимовки. Но, разумеется, это нельзя сделать без кооперации с советскими орнитологами и без уверенности в том, что не осуществляется программа ежегодного «профилактического» отстрела птиц в загрязненных районах.

Почвенные животные в зоне уральского радиоактивного загрязнения

Среди сотен разнообразных публикаций по радиоэкологии растений и животных, которые можно найти в научных журналах и сборниках, выходивших в СССР после 1965 г., сравнительно легко отобрать те, где описаны исследования в районе уральской радиоактивной зоны. Для тех исследований, где радиоактивная микроэкология создавалась искусственно, все методики подробно описаны, уровни загрязнений там обычно намного ниже и имеют определенную закономерность, применяемые для экспериментов смеси радиоизотопов более разнообразны и часто содержат короткоживущие изотопы. Во многих случаях указаны и районы, где они проводились.

Эксперименты, проводившиеся в зоне уральского радиоактивного загрязнения, обычно привязаны к тем уровням радиоактивности, которые мы уже встречали в работах Ильенко, Федорова, Соколова и др. Почти во всех публикациях можно найти указание на то, что радиоактивное загрязнение в «экспериментальных целях» было проведено за 6, 7, 10, 11, 14 и т. д. лет до начала экспериментов, и это загрязнение по датам опытов можно отнести либо к концу 1957-го, либо к началу 1958 г. Если «экспериментальное загрязнение» можно датировать более поздним сроком, то оно обычно намного ниже и поэтому имеет черты вторичного распространения радиоактивности. Место проведения опытов не указывается. Характеристика участков не приводится, а дается ссылка на ранние публикации Ильенко или на какую-либо другую работу из тех, что были упомянуты мною в предыдущих разделах.

Следовало ожидать, что как только обширный район радиоактивного загрязнения на Урале будет открыт для экологических исследований, этим воспользуются научные учреждения всех направлений и там начнутся многолетние наблюдения не только за млекопитающими, птицами и рыбами в загрязненных озерах, но и за всеми группами животного и растительного мира. Так в действительности и произошло. Однако я не собираюсь подробно освещать здесь все научные результаты, полученные в этой уникальной экологической зоне. Это задача большой академической монографии. Моя цель – раскрыть как раз то, что не было опубликовано в разнообразных статьях и книгах по радиоэкологии рыб, мышей, зайцев, оленей, птиц, комаров, муравьев, лягушек или растений. Этим и определяется мой избирательный подход к анализу имеющейся информации.

Иногда приходится обращать внимание и на первый взгляд не относящиеся к Уральскому региону публикации, в которых только очень опытный читатель может заметить странные особенности. Примером тому служит хотя бы отчет о прошедшем в начале 1971 г. в Тбилиси симпозиуме по миграции радионуклидов в почвах и растениях. Он был опубликован в «Вестнике Академии наук СССР» [40] и содержит краткие рефераты разнообразных докладов, по которым трудно сделать какие-либо выводы, имеющие отношение именно к зоне Урала. Очень много исследований, о которых было доложено на симпозиуме, носят явно экспериментальный характер, и в них есть указания на районы Белоруссии, Прибалтики, Грузии и другие, весьма далекие от Урала. И все же мне показалось странным, что пять докладов, в которых исследования касались распределения и фиксации в почвах Sr90 и Cs137 и в которых не было указано место их проведения, были выполнены сотрудниками Института биофизики Министерства здравоохранения СССР. Западный читатель, может быть, и не обратит на это внимания, но для советского человека, знающего о том, что этот институт, находящийся в Москве, является секретным и подчинен особому, «третьему» Управлению Министерства здравоохранения, такой факт свидетельствует о многом. Спецуправление министерства, которое возглавляет генерал-лейтенант медицинской службы А. И. Бурназян, ведает общесоюзной «закрытой» системой клиник, больниц и научных учреждений, обслуживающих атомную промышленность. В подчинении А. И. Бурназяна был и тот радиобиологический лагерно-тюремный институт, в котором до 1955 г. работал Н. В. Тимофеев-Ресовский. В 1960 г., или несколько позже, А. И. Бурназян получил Ленинскую премию (о чем не сообщалось в печати) за участие в разработке методов лечения лучевой болезни. Почему вдруг институт Министерства здравоохранения, входивший в это управление, стал столь серьезно интересоваться радиоизотопами в почвах? И почему на симпозиуме не было ни одного доклада по почвенной радиоэкологии от самого крупного в СССР центра исследований почв – Института почвоведения Академии наук СССР?

Первая обстоятельная работа по радиоэкологии почвенных насекомых и других почвенных животных в зоне уральского загрязнения также была опубликована в 1971 г. М. С. Гиляровым и Д. А. Криволуцким [41], работавшими в тесном контакте с А. И. Ильенко, Е. А. Федоровым и Г. Н. Романовым, которым в конце опубликованной работы авторы выражают благодарность за помощь в организации исследований. Методического раздела в этой публикации нет, однако авторы сообщают, что местом проведения исследований был загрязненный участок, ранее использованный А. И. Ильенко и Г. Н. Романовым для изучения влияния стронция-90 на мышей [20, 21]. Ильенко и Романов, как уже упоминалось, работали на этом участке в 1963–1964 гг., когда плотность загрязнения варьировала от 1,8 до 3,4 мкюри/м2. Гиляров и Криволуцкий изучали сравнительную динамику состояния разных почвенных животных на радиоактивном и контрольном участках в 1968–1969 гг., но они приводят абсолютно те же показатели активности почвы. Это опять-таки говорит о том, что биологам не было позволено самостоятельно проводить дозиметрию радиоизотопных загрязнений. Прибывающие сюда исследователи из «открытых» институтов получали, по-видимому, старую дозиметрическую карту территориального загрязнения. Невозможно было не понимать, что такая карта требует ежегодного пересмотра и ревизии, но задача территориальной дозиметрии зависела от других, более секретных служб, которые не считали необходимыми ежегодные коррективы на радиоактивный распад, эрозию и вынос с растениями. Посторонние же исследователи считали, что лучше пользоваться старой дозиметрической картой, чем не иметь вообще никакой. Самостоятельного опыта дозиметрии у них не было, и исследования сводились лишь к учету динамики различных почвенных животных.

Публикуемые результаты, которые я не могу привести здесь детально, показывают, что данный уровень загрязнения (1,8–3,4 мкюри/м2) вызывал существенную гибель почвенной фауны. Меньше страдали жуки-хищники, их число на загрязненном участке снижалось только до 66 % от контроля. Жуки, их личинки и другие насекомые, питающиеся растениями (фитофаги), страдали больше – их численность падала до 56 % от контроля. Сапрофаги – почвенные животные, питающиеся органическими продуктами почвы (наиболее высокая концентрация стронция), вымирали почти полностью, их число падало до 1 % от контроля (группы: Aranea, Mollusca, Lithoblidae, Geophilidae, Lumbricidae, Diplopoda).

Во всех случаях наибольшая гибель наблюдалась у обитателей самого верхнего слоя почвы, который, по-видимому, был наиболее сильно загрязнен. Можно было бы ожидать в подобной публикации и данных о концентрации стронция по разным уровням почвы, но и такие измерения не были разрешены зоологам.

Почти полная гибель определенных групп почвенных животных в данной зоне говорит о том, что уровень загрязнения там был слишком высоким и поэтому не должен был использоваться для опытов по изучению пищевых цепей у различных групп животных. Весь баланс пищевых взаимоотношений был, безусловно, нарушен слишком высокими дозами радиоактивности. Но почти все опыты по пищевым цепям у наземных млекопитающих и птиц, которые были рассмотрены ранее, проводились именно в этом биоценозе. У исследователей не было выбора. Продолжение этих исследований с некоторыми дополнительными наблюдениями было описано в 1972 г. Д. А. Криволуцким с соавторами [42] в немецком журнале в ГДР. Хотя в эту статью включены и наблюдения 1970 г., уровень почвенной активности все еще оставался без изменений (1,8–3,4 мкюри/м2). (По ошибке авторы иногда пишут 1,8–3,4 мккюри.)

Особенно детально в работе Гилярова и Криволуцкого [41] изучено влияние радиоактивного загрязнения на динамику популяций различных видов клещей – подсчеты были сделаны более чем для двадцати различных родов и видов этих насекомых. Среди клещей, как известно, многие виды являются паразитами млекопитающих и переносчиками различных заболеваний. Хотя динамика популяций клещей оказалась не столь сильно угнетенной в радиоактивной среде, было бы тем не менее естественным определить, влияет ли данный уровень радиоактивного загрязнения на пораженность млекопитающих клещами. Такую работу провел А. И. Ильенко в те же летние месяцы 1968–1969 гг. и в том же районе, но на участках с несколько иной степенью загрязненности стронцием-90 (от 0,6 до 2,5 милликюри на 1 м2) [43]. Гиляров и Криволуцкий упоминают о своем сотрудничестве с Ильенко, и вся эта группа приехала в район загрязнения из одного и того же московского института. Почему же динамика популяций клещей в почве изучалась при одних уровнях активности, а пораженность клещами животных при других? В этом нет никакой научной логики.

Но для Ильенко эта работа являлась в тот период небольшим дополнением к исследованиям млекопитающих в разных экосистемах, и подсчет клещей на теле животных не был главной задачей. Это было практическое направление, дополнявшее данные Гилярова и Криволуцкого, а тот факт, что условия проведения опытов иные, не принимался во внимание.

Почвенные зоологи Института эволюционной морфологии и экологии Академии наук СССР в 1971–1973 гг., продолжая свои исследования в том же районе (ссылка на [41] и [42]), проанализировали роль почвенных животных в миграции кальция и стронция в биоценозе [44]. Для этого необходимы были определения радиоактивного стронция на различных биологических уровнях, а без правильно поставленной дозиметрии выполнение такой задачи невозможно. Поэтому Криволуцкий сотрудничает в этой работе не с зоологом Гиляровым, а с А. Д. Покаржевским, который, как и Е. А. Федоров, имел к Институту морфологии в Москве только косвенное отношение. Методического раздела в этой подробной публикации опять-таки нет, есть лишь ссылка на прежние работы [41, 42], в которых, между прочим, описания методики тоже нет, а есть отсылка к работам Ильенко [20, 21]. Мы уже отмечали, что из-за почти полной гибели некоторых родов и видов почвенных животных этот район не был пригоден для правильно спланированных экологических исследований миграции стронция. Пищевые связи были нарушены.

Миграция стронция и кальция прослеживалась от почвы и почвенных животных к летающим насекомым, грызунам, лягушкам, крупным млекопитающим (копытные виды не указаны) и птицам (виды тоже не указаны). По каждой группе животных даны суммарные значения накопления стронция-90 и кальция, причем биомасса и количество изотопов рассчитывались на гектар. Поскольку в опыте присутствовали и копытные (косули и олени), то очевидно, что общая площадь загрязненной зоны была достаточно большой. На этот раз, несмотря на ссылки на источники, где «характеристика участков была ранее приведена» [41, 42], авторы провели расчеты суммарной радиоактивности в разных компонентах биоценоза. В почве она составляла 32 кюри/га (3,2 мкюри/м2), причем это относилось только к 5 см поверхностного слоя. Растения содержали 5 кюри на гектар, растительный опад и подстилка – 4,3 кюри. На долю различных животных приходились микрокюри, так как масса сухого вещества разных видов измерялась в расчете на гектар килограммами и граммами (масса слоя почвы в 5 см на гектар – 250 000 кг, растений – 100 000 кг). В сноске к основной таблице авторы указывают, что естественный распад Sr90 в данном биоценозе был 0,8 кюри на гектар за год, но это значение теоретически можно было получить путем простого расчета. Каким было снижение активности за год от всех причин, действующих в биоценозе, не указано, так как такие определения по всей зоне, очевидно, не проводились. Я намеренно говорю здесь о «зоне», имея в виду географические размеры, так как данная работа, безусловно, выходила за рамки тех сравнительно ограниченных участков, которые выбирались раньше для анализа только почвенных животных. Показатели 1,8–3,4 мкюри/м2 не совпадают с приводимыми в 1974 г., и описание участка иное. В публикациях 1971–1972 гг. говорится об участке «березового леса», а в публикации 1974 г. – о «лесостепном участке», то есть об экологической зоне совсем другого порядка.

По данным таблицы о суммарном содержании стронция-90 в различных группах животных на гектар можно судить о размерах зоны. Биомасса копытных (косули) и птиц (суммарно) рассчитана на гектар по работе Д. А. Криволуцкого и С. А. Шиловой [45]. На сухой вес биомасса копытных составляла только 0,3 кг/га, птиц – 0,05 кг/га.

Если сухой вес одного оленя с рогами, костями и шкурой минимально равен 50–60 кг, то для отстрела 20 оленей с их полным уничтожением на изучаемой территории необходимо 40 000 гектаров [27]. Но, как мы уже упоминали, Ильенко изучал пищевые цепочки и не должен был серьезно менять популяционное равновесие между видами. Поэтому на всей территории должно было остаться не менее 90 % исходного стада животных. 40 000 га – это 400 км2. Для экспериментальной «пробы», требующей отстрела около 1 000 птиц, нужна примерно такая же территория, если с гектара можно собрать лишь 50 граммов сухого птичьего веса.

Если подсчитать общее количество Sr90 в изученном биоценозе, то по данным основной таблицы оно составляет около 43 кюри/га (4,3 милликюри/м2). Это уже далеко за пределами диапазона 1,8–3,4 мкюри/м2, указанного Ильенко для его опытов 1963–1964 гг. При этом значение 4,3 милликюри/м2 рассчитано лишь на слой почвы толщиной 5 см. Но на рисунках распределения стронция в данном районе (см. рис. 1) видно, что оно крайне хаотично, и поэтому данные, приводимые Криволуцким и Покаржевским [44], явно сильно усредненные. Они свидетельствуют о том, что на всей этой обширной территории площадью в сотни квадратных километров были и есть в настоящее время участки со значительно более высокими уровнями радиоактивного загрязнения, чем указано в рассмотренных ранее работах.

Несколько изолированно Криволуцкий обсуждает свои данные по влиянию радиоактивного загрязнения почвы на муравьев [46], хотя в статье говорится, что «изучение населения муравьев явилось составной частью исследований на тех же экспериментальных участках». Муравьи были устойчивы к облучению и в березовом лесу – с плотностью загрязнения стронцием 1,8–3,4 милликюри/га число муравьев практически не менялось (изучалось пять видов муравьев). Но если во всех других работах с почвенными животными и насекомыми в этой серии принимался во внимание только стронций, то по муравьям определялось и влияние Cs137 и его накопление в муравьях. При этом дается ссылка, что участок с содержанием Cs137 был тем же, на котором выполнялась работа Ильенко и Федорова [26]. Активность цезия была почти в 1 000 раз ниже, чем стронция (5 мккюри/м2), причем все описание дано так, будто цезий был единственным изотопом на загрязненном участке площадью 200 м2. Но мы уже видели из анализа материалов по млекопитающим, что Cs137 был изотопом, который сопутствовал Sr90 на этой же территории, только в меньших количествах (очевидно, из-за слабой фиксации).

Работа по муравьям была опубликована в 1972 г., а сдана в печать в 1971-м. Когда именно проводился подсчет муравьев, не сообщается. Однако можно предположить, что он начался в 1968 г. вместе с подсчетом на этом же участке других беспозвоночных. Но если в прежних работах общий срок действия облучения на почвенных животных не указан и не сообщается дата первичного загрязнения территории (хотя с методической точки зрения это было бы очень важно), то по муравьям этот пробел ликвидирован. Авторы сообщают, что муравьи жили в условиях «длительного радиоактивного загрязнения (около 10 лет)». Такой срок, как и ранее по млекопитающим, проецируется на 1957-й или 1958 г.

Отдельно следует отметить небрежность авторов или фальсификацию ими данных по цезию в этой работе. Плотность загрязнения биоценоза цезием-137 указана равной 0,005 милликюри/м2 (то есть 5 мккюри/м2). Но в таблице с данными о накоплении цезия разными видами муравьев и с активностью, выраженной в микрокюри на грамм живого веса, показатели варьируют от 3 до 17. В дождевых червях было также около 4,4 мккюри цезия на грамм живого веса, а их масса составляет больше грамма на 1 м2. На 10 м2 леса, по данным авторов, приходилось примерно по одному муравейнику, в каждом больше 20 000 муравьев (если верить приводимым цифрам). В самих муравейниках Cs137 тоже варьировал. В почве гнезда № 1 Cs137 составлял 11 мккюри/г, в куполе гнезда – 50 мккюри/г. В другом муравейнике почва содержала 150 мккюри/г, а купол гнезда – 110 мккюри/г. Эти значения никак не согласуются с общим загрязнением 5 мккюри/м2. Может быть, в муравейниках цезий фиксировался с первого года (1958), а в почве участка подвергался вымыванию? Объяснение найти трудно. Если к этому добавить, что в английском резюме к статье милликюри перепутаны с микрокюри, то остается только пожелать, чтобы авторы серьезнее и внимательнее относились к единицам измерениям радиоактивности в публикациях по радиоэкологии.

То, что все эти работы проводились в зоне Южного Урала, мы предположили на основании их комплексности с работами Ильенко и других. Однако такой вывод можно сделать и по видовому составу ряда животных, особенно клещей. В Европейской части СССР, например, наиболее широко известен и интенсивно изучается иксодовый клещ Ixodes Ricinus, который поражает и мышей полевок. Этот вид не был обнаружен в районе проведения наблюдений Ильенко и Криволуцкого с сотрудниками. Но ареал этого вида клещей ограничен Уральскими горами, и он не распространен на Южном Урале [47]. В районе Свердловска (Средний Урал) находят единичные экземпляры, но на Южном Урале этого клеща нет. Это исключает Европейскую часть СССР как зону опытов. Но в восточной части СССР лесостепные зоны с березовыми рощами типичны именно для Южного Урала. Восточнее, в Сибири, и южнее, в Средней Азии, меняются и виды почвенных беспозвоночных, и растительный состав. Методом исключения можно было бы назвать три региона: Башкирскую АССР, Челябинскую и Курганскую области, на которых сходятся зоогеографические возможности данного биоценоза. Все они входят в Южно-Уральскую зону.

Деревья в зоне уральского радиоактивного загрязнения

В предыдущих разделах мы видели, что во многих случаях отлов и отстрел радиоактивных животных проводился в лесных зонах. «Участок березового леса», «смешанная лесостепная зона», «концентрация изотопов в опаде листьев и лесной подстилке» и тому подобные характеристики внешних условий свидетельствовали о том, что в районе радиоактивного загрязнения было много лесных участков. Деревья, как многолетние растения, более чувствительны к длительному хроническому воздействию радиации, чем полевые растения, – это известно из многих исследований по радиоэкологии. Много наблюдений в этом направлении проводилось на особом лесном гамма-поле Брукхейвенской национальной лаборатории в США (Brookhaven National Laboratory) в 1960–1964 гг. [48]. Среди деревьев лиственные породы намного (в 10–20 раз) устойчивее хвойных, так как периодический листопад противодействует слишком высокой аккумуляции дозы внешнего облучения или накоплению поступающего из почвы радиоизотопа. При дозах около 2 рентген в день рост сосны сильно угнетается, а пяти-шестилетнее облучение 6 или 7 рентгенами в день убивает сосновый лес. Так называемая поглощенная доза – рад (rad) является эквивалентом рентгена. При загрязнениях среды, например, Sr90 с плотностью изотопа 0,1 мкюри/м2 поглощенные за несколько лет дозы измеряются килорадами (тысячами рад) и в делящихся клетках растущих частей сосны обнаруживаются многочисленные хромосомные аномалии [49]. Дозы загрязнений в 2 мкюри/1 м2 угнетают рост сосны в первый же год и могут вызвать гибель насаждений при хроническом многолетнем воздействии [50]. Вполне очевидно поэтому, что хвойные леса в тех зонах, которые служили «экспериментальным» биоценозом для изучения животных в течение 10–14 лет в работах А. И. Ильенко, Д. А. Криволуцкого и др., неизбежно подверглись вымиранию еще до того, как в этой зоне в 1964–1965 гг. начались широкие экологические эксперименты. Дозы 1,8–3,4 мкюри/м2 или другие, в пределах 1–4 мкюри/м2, были летальны для сосновых лесов, и вряд ли можно ожидать сообщений об этом в тех или иных публикациях. Как мы увидим в последующих разделах, в зоне уральского загрязнения работала и группа генетиков во главе с академиком Н. П. Дубининым. В своей автобиографии Н. П. Дубинин упоминает, что в 1970 г. он докладывал в Президиуме Академии наук СССР об итогах одиннадцатилетних экспериментов на участке леса и луга, «которые были заражены высокими концентрациями радиоактивных веществ… В этих условиях часть видов погибла, часть длительно продолжает страдать, их популяция уменьшилась по объему, а часть видов эволюционировала в сторону создания более радиоустойчивых форм» [51. С. 330].

Эти признания и факты лишний раз подтверждают то, что я уже несколько раз подчеркивал в предыдущих разделах, а именно что все основные дозы загрязненной среды, в которых проводились исследования с животными, были слишком высокими для сохранения нормального биоценоза. При хроническом воздействии на флору и фауну они вызвали такое множество глубоких радиобиологических и генетических повреждений, что неизбежно меняли и сам биоценоз, и взаимоотношения между видами. Потому-то маловероятно, что эти высокие дозы загрязнений создавались экспериментально, тем более что загрязнения Sr90 – это на сотни лет.

О характере накопления стронция и цезия в деревьях есть несколько публикаций, которые по ряду признаков можно считать написанными по результатам исследований, проведенных в загрязненных районах Южного Урала. Однако они проводились либо на периферии загрязненных пространств, либо на участках вторичного загрязнения ветровой почвенной или снеговой эрозии, так как плотность загрязнений радиоизотопами лесных насаждений без их серьезного повреждения в течение многих лет наблюдений должна быть намного меньше тех, что мы встречали в публикациях о распределении и концентрации изотопов в животных.

Для Челябинской области типичны смешанные леса, и если в районах сильного загрязнения сосна, ель и другие виды хвойных гибли в 1959–1963 гг. от хронического внутреннего и внешнего облучения, то на погибших лесных участках деревья, безусловно, спиливали и выравнивали площадки бульдозерами, оставляя очищенные от деревьев места для развития кустарников и так называемой рудеральной растительности, значительно более устойчивой к облучению.

Экологические исследования распределения изотопов по компонентам разных лесных биоценозов проводились при значительно меньших уровнях радиоактивных загрязнений, и связать те или иные работы с районом Южного Урала можно либо по видовому составу растений, либо по срокам радиоактивного загрязнения, проецируемым на 1957–1958 гг., либо по ссылкам на то, что исследования проводились на участках, ранее уже охарактеризованных А. И. Ильенко. (У Ильенко тоже были участки для наблюдений с разными уровнями активности.) Такие догадки приходится строить именно потому, что, несмотря на научную необходимость указания географической локализации любых достаточно обширных радиоэкологических исследований, в публикациях советских авторов это обычно не делается, особенно если это район непредвиденного, а не экспериментального загрязнения. Указание на географическое местоположение является элементарным требованием к научной статье такого типа, так как в разных климатических зонах, при разных уровнях осадков, при разной длительности зимы и неоднородности других факторов меняются радиочувствительность растений и интенсивность концентрирования изотопов, сроки распада лесной подстилки, доступность изотопа из почвы, смываемость загрязнений с поверхности листьев и многое другое.

Если взять для примера работу Р. М. Алексахина с соавторами «К вопросу о прогнозировании кумулятивного накопления Sr90 в древесных растениях» [52], опубликованную в 1970 г., то у меня есть все основания считать, что их исследования проводились в периферическом районе уральского загрязнения, где уровень активностей был ниже среднего.

Эта работа была представлена для публикации в 1969 г. Авторы следили за накоплением Sr90 в древесине березового леса (средний возраст деревьев 30 лет) и соснового леса (средний возраст деревьев 50 лет). Для исследования было важно, чтобы деревья не повреждались облучением, и поэтому дозы загрязнений весьма низкие. Но для сравнительной работы методически важно, чтобы и в березовый лес, и в сосновый были внесены одинаковые концентрации радиоизотопа. Между тем Sr90 в березовом лесу содержался на уровне 0,28 мккюри/м2, а в сосновом – на уровне 0,015 мккюри/м2, то есть в 20 раз меньше! Измерения радиоактивности в деревьях в березовом лесу были начаты через два года и закончены через одиннадцать лет после загрязнения. В сосновом лесу измерения были начаты тоже через два года, но закончены через пять лет. Годы измерений ни в том ни в другом случае не указаны. Однако можно допустить, что если статью отправили в журнал в 1969 г., то эксперименты могли быть закончены либо в начале 1969-го, либо в конце 1968 г. Загрязнение, которое имело место одиннадцать лет назад, проецируется на конец 1957-го или начало 1958 г. Опыты с сосной начались, по-видимому, позже и в зоне вторичного загрязнения. Это и объясняет более короткий срок наблюдений и очень слабую активность загрязнения.

Но в обоих случаях авторы, безусловно, не сами производили загрязнения, так как именно первый год важен для многих определений (смыв с листьев, фиксация в лесной подстилке и т. д.), – в любых действительно экспериментальных загрязнениях лесных биоценозов все эти детали процессов первого года тщательно изучаются. В каком районе СССР проводились эти наблюдения, при наличии какого уровня осадков, при каком климате и т. д. – все эти географические экологически важные детали не указываются. (Те же авторы, Р. М. Алексахин и М. А. Нарышкин, в некоторых других работах по радиоэкологии древесных насаждений упоминают местоположение того или иного леса и приводят больше деталей. Например, в книге, вышедшей в 1977 г., в описании распределения Sr90 в еловом лесу, растущем на дерново-подзолистой почве, авторы сообщают: «Исследования проведены в Малинском лесничестве Краснопахровского лесхоза Московской области» [52а. С. 33]. Когда же работы проводились на «серых лесных почвах», «выщелоченных черноземах» и т. д. и по уже знакомым нам показателям эти участки напоминают уральскую зону, – тогда, несмотря на значительно более обширный характер исследований, местоположение лесов уже не указывается.)

Если уже после публикации каких-то данных обнаруживаются серьезные ошибки в вычислениях, то в научном мире принято печатать так называемые поправки – обязательно под тем же заголовком – в конце одного из следующих выпусков того же журнала под рубрикой «Errata». В статье Алексахина с соавторами [52] я подозревал наличие ошибки в дозиметрии – слишком уж низкими были уровни загрязнения 0,015 мккюри/м2. Такой уровень в лесных биоценозах при экспериментальных исследованиях должен был создавать серьезные трудности при измерениях активности. Однако никаких поправок к этой статье не появилось. Только случайно в 1977 г. мои подозрения о наличии ошибки подтвердились. В США готовился специальный том с обобщенными данными по радиоэкологии. В него предполагалось включить и некоторые данные из работ Алексахина и его сотрудников. У них запросили согласие на использование их данных. Ответ был положительный. Однако в имеющейся у меня копии письма советских экологов от 8 сентября 1977 г. сказано следующее:

«Мы согласны на публикацию нашей экспериментальной работы в вашем сборнике… Однако мы хотим обратить внимание на опечатку при публикации нашей статьи на русском языке. На стр. 1192 при характеристике содержания радиоактивности в почве экспериментальных участков необходимо цифры, показывающие радиоактивность в микрокюри, заменить на те же цифры, но выраженные в милликюри…

Искренне ваши,

Р. М. Алексахин и М. А. Нарышкин».

Мне показалось странным и то, что в статье не указаны латинские видовые названия сосны и березы, – это опять-таки элементарное правило биоэкологических исследований. Разные виды, например, березы имеют разную скорость роста и, несомненно, различные параметры накопления радиоизотопов. Очевидно, видовые названия были достаточно специфичными и по ним можно было узнать локализацию загрязнения. В СССР имеется, например, более 50 разных видов березы, для Европы, Кавказа, Урала, Сибири и т. д. типичны разные виды. В предгорьях Урала разные виды березы типичны для разной высоты над уровнем моря, в нижней части горного района растет В. verrucosa, выше – В. pubescens, еще выше – В. torticosa и еще выше – B. pubescens [53].

В том же 1970 г. Р. М. Алексахин с соавторами опубликовали обзор по лесной радиоэкологии [54], в котором, на основании печатных источников, отметили, что миграции изотопов в лесу «наиболее интенсивно происходят в начальный, относительно короткий период после выпадения радиоактивных частиц». В зависимости от климата находится и период полуочищения крон от поверхностного загрязнения, который длится от двух недель до нескольких месяцев. Это лишний раз подтверждает, что в предыдущей работе авторы не сами создавали радиоактивный биоценоз, а прибыли на место загрязнения с двухгодичным опозданием.

Периферические участки уральского радиоактивного загрязнения использовались, по-видимому, и для цитогенетических исследований хромосомных аномалий в точках роста сосны на участках с загрязнениями 0,1 и 0,15 мкюри/м2. Эти исследования, упоминаемые в обзоре Н. П. Дубинина и др. [49], без ссылки на публикацию соответствующей статьи с данными о методике, проводились в молодом сосновом лесу, содержавшем намного больше Sr90, чем тот сосновый лес, в котором работала группа Алексахина. Но и эти уровни были в 10–30 раз ниже тех, при которых А. И. Ильенко изучал поведение животных в березовом биоценозе. При 0,1 и 0,15 мкюри/м2 авторы наблюдали множество хромосомных аномалий в клетках меристемы сосны, и по их расчетам кумулятивная доза измерялась за ряд лет килорентгенами, то есть была в пределах доз, угнетающих сосновые насаждения [48]. Генетикам и цитологам не нужны большие территории, и можно было бы допустить, что это исследование было действительно экспериментальным от начала и до конца.

Однако весьма необычным и неожиданным является признание авторов о том, что «цитогенетические исследования проводились только через 6 лет после опыления деревьев стронцием-90» (с. 186). Очевидно, что и эти исследователи прибыли на место загрязнения леса с большим опозданием, поэтому все их данные об уровне загрязнения территории и поглощенных дозах являются весьма условными. Хотя динамика хромосомных аномалий изучалась по сезонам года (зима, весна, лета, осень), ни вид сосны, ни географическая локализация соснового леса не указаны. Только вскользь упомянуто, что «опыты проводились в зоне умеренного климата». Между тем в советских обзорных описаниях опытов иностранных ученых, проводивших радиоэкологические эксперименты, обычно указываются и точное географическое местоположение, и видовые названия деревьев. Видовые названия травянистых растений в радиоэкологических публикациях дают и советские авторы, так как в этом случае было бы просто нелепо говорить о ромашках, пырее и т. д. без дополнительных видовых прилагательных. Для лесных пород с более узкими ареалами распространения конкретных видов латинские названия, как правило, не приводятся.

Интересно отметить, что если А. И. Ильенко и другие авторы, работавшие с животными на обширных территориях, загрязненных радиоизотопами на уровне 1,8–3,4 мкюри/м2, считали этот уровень допустимым для радиоэкологических исследований и анализа пищевых цепочек между растениями и разными видами животных, то для радиоэкологов, изучавших лесные насаждения, подобные дозы являются примерами резких изменений всех взаимоотношений на загрязненной территории. Оценивая уровни лучевого поражения лесных пород в условиях радиоактивного загрязнения, Ф. А. Тихомиров [50] ссылается на работы А. И. Ильенко по изучению мышей в березовом биоценозе с уровнем активности от 1,8 до 3,4 мкюри/м2 как на пример нарушенной экологии. Ф. А. Тихомиров, как мы увидим из разбора следующей работы, тоже вел некоторые исследования в зоне Южного Урала. У Ильенко, по его оценке, повышенная активность среды приводила к угнетению роста березового леса и гибели молодых деревьев. Лес разрежался, и в результате этого в несколько раз увеличивался рост трав, что приводило к обильному размножению мышей. Ослабленные деревья легко поражались древесными насекомыми-вредителями, и это привлекало к ним насекомоядных птиц, тогда как количество птиц, обитающих в верхней кроне леса, резко уменьшилось. Все это, несомненно, сильно нарушало нормальные пищевые и экологические связи, и потому обширные экологические работы в этой чрезмерно радиоактивной местности имеют ограниченное научное значение.

Заканчивая этот раздел, нельзя не отметить весьма важное обстоятельство, а именно то, что данные по изучению радиоэкологии лесных биоценозов в зоне уральского загрязнения составили материал доклада [55], вошедшего в труды 4-й Международной Женевской конференции ООН по мирному использованию атомной энергии, которая состоялась в 1971 г. Доклад опубликован в одиннадцатом томе Трудов Женевской конференции в 1972 г., но, как это принято для конференций ООН, доклады от СССР печатаются на русском языке, и, по-видимому, именно из-за этого на него никто не обратил внимания и не подверг его серьезному обсуждению. Все три автора этого доклада уже упоминались в разных разделах нашего обзора: Ф. А. Тихомиров, Р. М. Алексахин и Е. А. Федоров. Доклад посвящен миграции радионуклидов в лесах и действию излучений на лесные насаждения. Почти все показатели в имеющихся в нем таблицах отражают прежде всего динамику Sr90 в течение одиннадцати лет, но год начала опытов не указан. Доклад был сделан в 1971 г., но в нем приводятся, по-видимому, фактические данные за 1958–1969 гг.

Материалы для такого рода международных конференций должны быть представлены в организационный комитет чуть ли не за год, к тому же на подготовку текста по уже законченным исследованиям и на прохождение двойной (для зарубежных публикаций) цензуры в СССР тоже требовалось время. Для международной конференции, на которой осуществляется так называемый одновременный перевод докладов на три других официальных языка ООН (английский, французский и испанский), советские авторы не могли предоставить текст без описания методики. Поэтому для заграницы они подготовили краткое объяснение того, как производилось загрязнение участков леса (размеры участков не даются) радиоактивными изотопами. (Календарные сроки опять-таки не указаны, но поскольку наблюдения по четырем видам леса велись одиннадцать лет, то первичное загрязнение могло быть либо в 1957-м, либо в 1958 г.).

Загрязнение лесных участков происходило сверху, и в таких случаях принято выражать взаимодействие радиоактивных выпадений с деревьями в количественной форме в виде так называемого коэффициента задерживания, который показывает, какая доля радиоактивности оседает на кроне и листьях деревьев и какая достигает земли.

Я считаю целесообразным привести обширную цитату из самого доклада, включая таблицу.

«Величина этого коэффициента зависит от типа и возраста древостоя, сезонных и метеорологических условий, а также физико-химической формы выпадающих нуклидов. По нашим наблюдениям, коэффициент задерживания варьирует в зависимости от конкретных условий в следующем диапазоне:

Таким образом, древесная растительность характеризуется более высокой задерживающей способностью в отношении радиоактивных выпадений по сравнению с травянистой (для которой коэффициент задерживания составляет в среднем 25 %). Это обусловлено большой биомассой крон, их лучшей расчлененностью и большим отношением поверхности листьев и хвои к их весу, благодаря чему древесный ярус выполняет роль фильтра, способного задерживать значительное количество радиоактивной пыли. Так как сухие радиоактивные выпадения поступают на земную поверхность в относительно небольших весовых количествах, недостаточных для полного насыщения крон, то коэффициент задерживания радиоактивных выпадений ярусом древесных растений, по-видимому, можно принять равным степени сомкнутости крон, за исключением лиственных лесов в период, когда деревья лишены листьев. Задерживающая способность древесного яруса в этом случае оказывается примерно в 3 раза ниже…» [55. С. 678].

Первый способ загрязнения леса (опрыскивание крон) является, безусловно, экспериментальным. Период полураспада у Sr89 равен 55 дням, и авторы приводят данные своих наблюдений, в которых распределение радиоизотопа изучалось в течение 220 дней.

Второй и третий способы загрязнения леса «выпадением частиц» (содержащих, как надо понимать, радиоактивные изотопы, концентрация которых, однако, не указывается) уже не поддаются столь простому пониманию. То, что частицы были разных размеров – «до 50 мкм», а затем «до 100 мкм», не является обязательно экспериментальным методом – и при ветровом разносе более крупные частицы (до 100 мкм) должны выпадать на поверхность раньше, чем более мелкие.

Четвертый и пятый способы загрязнения леса «выпадением вторичных (почвенных) частиц, поднятых с поверхности земли ветром», как это совершенно очевидно, не могут быть экспериментальными. Ветровая эрозия – дело сезонное, пылевые бури бывают не каждый год. Как уже отмечалось в работе Корсакова с соавторами [28], вероятность ветрового разноса радиоактивности с почвой наиболее велика осенью и весной, когда почвы, и особенно сельскохозяйственные участки, оголены. В обсуждаемой работе ветровая эрозия почвы (возможная обычно лишь при сильных ветрах) произошла весной – это видно по указанию «до распускания листьев». Если бы разнос радиоактивной почвы происходил осенью, то авторы написали бы: «после опадения листьев». Среди всех пяти вариантов березовый лес без листьев является единственным, сравнивать его с вечнозеленой сосной нельзя. При нормальных экспериментальных условиях следовало бы сравнить березу с листьями и без листьев. Общая зона ветровой эрозии была географических масштабов, так как сосна росла на подзолистой почве, березовый лес – на черноземе. И лес, и ветровая эрозия были реальными и достаточно обширными, что позволило авторам наблюдать так называемый опушечный эффект:

«При ветровом переносе радиоактивные частицы наиболее эффективно улавливаются опушечными деревьями. По нашим наблюдениям, количество радионуклидов, оседающих в кронах опушечных деревьев, в 2–5 раз выше, чем выпадения на прилегающие безлесные участки: “опушечный эффект” прослеживается на расстоянии 15–20 м от кромки леса» [55. С. 677–678].

После ветрового загрязнения лесов радиоактивной почвой наблюдения велись также одиннадцать лет – как и в тех опытах, в которых происходили «выпадения» каких-то других, неизвестных радиоактивных частиц. Поэтому ветровой ураган, загрязнивший сосновый и березовый лес радиоактивной почвой, и первичное загрязнение произошли в близкие сроки. Судя по резюме доклада, в первичное загрязнение среди радиоизотопов входили Sr90, Cs137, Zr95, Ce144, но дальнейшая динамика радиоизотопов в лесах прослеживается авторами только по Sr90, радиационное действие которого в основном и принимается во внимание.

Настоящие дозы загрязнения не указаны по большинству опытов, кроме первого со Sr89 (1 милликюри/м2). Для других опытов иногда упоминается: «в пересчете» на милликюри на 1 м2, что означает искусственный математический пересчет с реальной активности на какую-то более или менее равномерную. Но уже так называемый опушечный эффект говорит о том, что загрязнение было неравномерным. Поэтому в таблицах миграции стронция по годам даны в основном относительные величины (% от начального загрязнения).

Важно, однако, отметить, что загрязнение леса (и в случае березы, и в случае сосны) было в некоторых районах настолько высоким, что приводило к быстрому отмиранию деревьев. Опять-таки лучше всего и здесь процитировать авторов:

«Специфика лучевого повреждения леса в случае выпадений состоит в том, что при поступлении радионуклидов в составе относительно крупных частиц (до 100 мкм) повреждение листьев, хвои и тканей апикальной меристемы проявляется, в первую очередь, в нижней и верхней частях крон, особенно с наветренной стороны. Верхние побеги сохраняют свою жизнеспособность при отмирании до 95 % кроны, при этом апикальная меристема главного побега, хотя она и относится к наиболее радиочувствительным тканям дерева, остается неповрежденной. Это обусловлено относительно быстрым очищением верхушечных побегов под действием ветра и атмосферных осадков. В отличие от этого при внешнем гамма-облучении древесных растений от точечных источников сначала повреждается апикальная меристема, и усыхание кроны начинается с верхушечного побега» [55. C. 683].

Описываемый быстрый летальный эффект выпадения неких частиц соответствует действию на сосновый лес хронической активности порядка 0—25 рентген в день (6–7 рентген в день внешнего облучения убивают сосну в течение 5–6 лет [48]). Из приведенной цитаты видно, что и частицы первичного загрязнения разносились ветром, а не каким-либо искусственным путем (отмечается наибольшее поражение крон «с наветренной стороны»).

При анализе других разделов доклада видно, что изучалось намного больше различных вариантов загрязнения, чем упомянуто во вводной части. А о других типах загрязнения (или уровнях) авторы проговариваются как бы случайно, без приведения каких-либо количественных данных. Упоминается, например, что береза была в семь раз устойчивее к облучению, чем сосна. Это дает понять, что березовый лес был тоже угнетен (от вторичного выпадения почвы). При этом авторы указывают на то, что разница в устойчивости березы и сосны может меняться по сезонам (зимой сосна чувствительнее в 20 раз!). По случайному упоминанию другой работы одного из авторов (Тихомирова) видно, что на некоторых участках леса концентрация стронция в почве достигала 6–9 мкюри/м2. Это соответствовало мощности поглощенной дозы 10–15 рад в сутки и вызывало гибель молодых деревьев на третий год. При 3 мкюри/м2 березовый лес повреждается, но выживает (такой уровень наиболее типичен для многих экспериментов Ильенко). Авторы упоминают о работе Ильенко с мышами, но из этого упоминания не ясно, проводил ли Ильенко свои опыты в том же самом березовом лесу. Однако из книги Тихомирова по лесной радиоэкологии [50] совершенно очевидно, что первые публикации Ильенко связаны именно с этим экологическим комплексом.

Несмотря на более высокую устойчивость березы к облучению, в работе авторов встречаются и участки, на которых радиоактивность оказалась почти летальной и для березы. Об этом говорится очень кратко в двух абзацах:

«В качестве иллюстрации комбинированного действия этих факторов рассмотрим изменения в составе напочвенного травяного покрова после выпадения на лес долгоживущих радионуклидов. В насаждениях, где сосна погибла от облучения, а береза сильно повреждена (усохло 30 % деревьев), биомасса травяного покрова возросла в 3–5 раз. Одновременно изменился и видовой состав сообщества. По данным Е. Г. Смирнова, через 2–3 года после выпадения доминирующим видом в составе сообщества становится вейник наземный (Calamagrostis epigeis) – растение, способное к вегетативному размножению от корневищ, защищенных от β-излучения слоем почвы. Этот вид достаточно широко распространен и под пологом контрольного насаждения. С течением времени доминирующими становятся также такие растения, как Chamaenerium angustifolium, Centaurea scabiosa, Cirsium setasum – светолюбивые высокорослые виды-пионеры с мощной корневой системой, вытесняющие хотя и радиоустойчивые, но относительно низкорослые растения Eragaria vesca, Cares precox и некоторые другие» [55. С. 685].

«Способность древостоев к восстановлению после повреждения ионизирующими излучениями зависит от типа леса и степени повреждения. В условиях наших экспериментов лиственные насаждения – береза и осина – сохраняют способность к восстановлению путем образования корневой или пневой поросли при полном усыхании крон деревьев. Так, на участке, где в результате радиоактивных выпадений погибло 70 % подроста и около 30 % деревьев березы верхнего яруса, через 1,5 года появилась обильная пневая поросль, вполне жизнеспособная и развивающаяся в течение последующих многих лет. При неполном повреждении древесных растений они восстанавливаются через 8—10 лет даже после усыхания 95 % кроны. Так как верхушечные побеги в этом случае, как правило, остаются неповрежденными, деревья после восстановления кроны по внешнему виду не отличались от нормальных» [55. С. 688].

Хотя в докладе отсутствует географическая локализация проведенных экологических исследований, в нем есть (в отличие от других публикаций) видовое название березы – Betula verrucosa. В СССР встречается более 50 видов берез, и В. verrucosa типична как раз для Южного Урала, где по мере увеличения высоты над уровнем моря меняется видовой состав берез: В. verrucosa – в нижней части гор, выше последовательно сменяют друг друга В. pubescens, В. Torticosa, В. humilis [53].

О географической локализации можно догадаться, сопоставляя эту работу с другими, которые мы обсуждали выше. Из них известно, например, что один из участников этой многолетней работы, Е. А. Федоров, в 1964–1970 гг. проводил совместные исследования и с А. И. Ильенко в Челябинской области. Федоров был также близким сотрудником В. М. Клечковского (см. [56]), которому еще в 1958 г. была поручена организация экспериментальной станции в Челябинской области.

В 1951–1957 гг. Евгений Алексеевич Федоров, как и я, работал в Московской сельскохозяйственной академии им. К. А. Тимирязева на кафедре биохимии и агрохимии, которой сначала руководил профессор А. Шестаков, а после его смерти в 1954 г. профессор В. М. Клечковский. В полном списке моих научных работ есть две опубликованные в 1956 г. в соавторстве с Е. А. Федоровым. Как я уже упомянул выше, В. М. Клечковскому было поручено создание в Челябинской области (с базой и в Свердловской области) специальной экспериментальной станции для изучения радиационных эффектов произошедшего там загрязнения среды на растения и экологию вообще.

Естественно, что В. М. Клечковский в первую очередь предлагал работу на станции своим молодым сотрудникам. Некоторые отказались из-за секретности, другие приняли предложение. Среди согласившихся был и Е. А. Федоров, и после этого он «исчез» из науки на много лет: после 1957 г. в течение 10 лет не было никаких открытых публикаций Е. А. Федорова. Только в 1968 г. его имя появилось вместе с В. М. Клечковским, но лишь в тезисах доклада [56], полностью так и не опубликованного. Первая обстоятельная публикация Е. А. Федорова появилась в 1970 г. в соавторстве с А. И. Ильенко [26]. Но в качестве научной организации, предоставившей эту статью для публикации, указано только место работы А. И. Ильенко. В двух докладах на Женевской конференции ООН (вторая работа на этой конференции посвящена распределению радиоизотопов в сельскохозяйственных цепочках, и имя Е. А. Федорова стоит в ней на первом месте) указаны только страна, Министерство высшего образования и Государственный комитет по атомной энергии. Какая лаборатория, какой институт – не сообщается. Поскольку название станции до сих пор государственная тайна, то и мне оно не известно, данными секретного характера я не интересовался, а размышлял лишь над тем, что было опубликовано в так называемой открытой печати.

С профессором Всеволодом Клечковским я сохранил близкую дружбу до конца его жизни. Он умер в 1972 г., незадолго перед этим отпраздновав свое семидесятилетие. Крупных ученых в СССР чествуют широко и торжественно. В. М. Клечковский, как академик, имел право на пышный юбилей и награждение орденом. На этом юбилее присутствовал и Е. А. Федоров, но не помню, чтобы я с ним о чем-либо беседовал. Я был тогда только что уволенным с работы диссидентом, Е. А. Федоров же занимал высокий административный пост. Через два года я приехал из Обнинска в Москву на печальную церемонию – похороны В. М. Клечковского, которого всегда считал своим вторым учителем в науке (свою научную работу я начинал в области физиологии растений под руководством профессора П. М. Жуковского в 1947–1950 гг.). Не помню, видел ли я на этих похоронах Е. А. Федорова, было очень много людей, и я мог его не заметить. Возможно, его и не было в тот день в Москве. Обнинск расположен от Москвы всего в 100 км, Урал же значительно дальше[2].

Сам В. М. Клечковский в 1958–1971 гг. напечатал десятки научных работ, но только в одном случае он поставил свое имя под кратким рефератом [56] работы, основанной на материалах уральского загрязнения. Остальные его публикации были связаны с работой в Москве, действительно имевшей характер экспериментальной. В. М. Клечковский принадлежал в науке к школе академика Д. Н. Прянишникова. Людей этой школы всегда отличала высокая требовательность к методике исследований и ко всем деталям экспериментов. Поставить свою подпись под работой, в которой не было описания воспроизводимой методики и всех условий эксперимента, В. М. Клечковский, безусловно, не мог.

На женевских конференциях по мирному использованию атомной энергии обсуждаются десятки проблем. Только 11-й том, в котором опубликованы два доклада Е. А. Федорова и др., имеют отношение к радиоэкологии. По другим радиоэкологическим докладам, судя по текстам, задавались вопросы, проводилась какая-то дискуссия. Тексты дискуссий печатаются после текста доклада. Доклады русских авторов принято делать на русском языке, но для слушателей обеспечивается высококачественный синхронный перевод. Доклад по лесной радиоэкологии, который я разбирал выше, неизбежно, если его слышишь или читаешь, вызывает множество вопросов методического и принципиального характера. Удивительно, что не было задано ни одного вопроса. При подобных обстоятельствах русские шутливо спрашивают: «А где же был председатель?» Я бы задал этот вопрос несколько иначе: «А кто же был председателем этой радиоэкологической сессии?» Ответ можно найти в том же томе, перед началом раздела по экологии: председательствовал на сессии сэр Джон Хилл[3].

Полевые растения в зоне уральского радиоактивного биоценоза и исследования радиационной генетики растений

Помимо обычных луговых участков луговые растения активно развивались в тех местах, где происходила радиационная гибель лесных насаждений. Этот процесс представляет так называемую смену популяций и изучается радиационной генетикой. Поэтому естественно, что многие работы с полевыми растениями в этом радиоактивном районе были проведены группами радиационных генетиков. Их не интересовали пищевые цепочки или видовая специфичность выноса из почвы разных изотопов. Значительно большее внимание было уделено сравнительной радиочувствительности, динамике хромосомных аномалий и возможному популяционному отбору более радиоустойчивых форм.