Текст книги "Атомная катастрофа на Урале"

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 (Microtus agresis L.), обитавшей в естественных условиях на участках, загрязненных Sr⁹⁰ в дозах от 1,8 до 3,4 мкюри/м². Этот уровень загрязнения (от 1,8 до 3,4 мкюри/м²) я подчеркнул специально, так как по нему мы найдем много других работ, выполненных другими авторами и с другими объектами, но в данной радиоэкологической системе. Другие дозы загрязнений (промышленные загрязнения такого рода имеют хаотически-случайный характер) также будут встречаться и повторяться в сериях разных работ.

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: 1 – 0, 25; 2 – 0, 20; 3 – 0, 15; 4 – 0, 10.

Б. Загрязнение почвы в вольере по Sr⁹⁰ (мкюри/м²):1 —3, 4; 2 – 2, 7; 3 – 2, 1; 4 – 1, 8.

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 Sorex caecutiens и 40 бурозубок вида Sorex araneus. Эти животные питаются в основном дождевыми червями почвы и мигрируют на большие расстояния. На других участках вид Sorex caecutiens уже не попадался в ловушки. Второй участок был, по-видимому, лесным, так как среди отловленных на нем лишь четырех видов преобладали лесные мыши (Apodemus sylvaticus). Их было поймано 308 особей, тогда как на участке с максимальным загрязнением – 30, а на слабо загрязненном участке – 45 (данные по концентрации в растениях приводятся только для участка с максимальным загрязнением).

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 (Clethrionomy rutilus Pall) варьирует от 20 до 80 животных на гектар. Ильенко ставил до 48 ловушек на гектар. При изучении динамики мышей в лесах и других районах Урала используются те же типы ловушек, и попадание в них мышей – явление статистическое, в среднем на 100 ловушек в сутки попадает 1–2 особи [25]. Учет этих данных позволяет говорить о возможной площади загрязненной территории в сотни гектаров, и это только минимальная величина. Таким образом, последовательное рассмотрение проведенных одного за другим исследований свидетельствует об увеличении зоны загрязнения, где велись эти исследования, до величины близкой к 1 км². Но и это, как мы увидим, далеко не предел ее площади.

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. – Ж. М.).

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 (Capreolus capreolus), и редкие пушные звери: колонок (Mustela sibiricus) и горностай (Marminea), а также несколько видов птиц. По животному составу легко установить, что работа проводилась либо в Западной Сибири, либо на Урале, так как некоторые из перечисленных видов в Европейской части СССР не встречаются. Горностай – животное настолько редкое и со столь уникальной шкуркой, что мехом горностаев обычно только по краям обшивали в старину царские мантии. Однако главный индикатор территориальных размеров – безусловно, косуля. Наблюдения велись годами, и должна была быть уверенность, что все животные мигрируют в пределах радиоактивной территории. Отстрел пяти косуль свидетельствует о том, что на данной территории было по меньшей мере стадо из 30–40 особей. Пищевой ареал одной косули летом не менее 40–80 га, а зимой, когда толстый слой снега затрудняет питание и животные в основном объедают лишайники с деревьев, косули мигрируют на много километров. 1 км² – это 100 га, поэтому очевидно, что общая территория загрязнения цезием измеряется уже тысячами гектаров.

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.