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. . 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 . Дозы загрязнений в 2 мкюри/1 м² угнетают рост сосны в первый же год и могут вызвать гибель насаждений при хроническом многолетнем воздействии . 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» [. 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» , 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» [. 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  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:

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 .

В том же 1970 г. Р. М. Алексахин с соавторами опубликовали обзор по лесной радиоэкологии , 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. , 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 . 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  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 , 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…» [. 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 , 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» [. 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» [. 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 ). 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  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» [. 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» [. 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 .

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. ), 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 . 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.

Сам В. М. Клечковский в 1958–1971 гг. напечатал десятки научных работ, но только в одном случае он поставил свое имя под кратким рефератом  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.