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.