CC BY
36
УДК 504.4.06:007
МОДЕЛИРОВАНИЕ ВЗАИМОСВЯЗИ БИОИНФОРМАЦИОННЫХ И ФИЗИКО-ХИМИЧЕСКИХ МЕТОДОВ ЭКОЛОГИЧЕСКОГО КОНТРОЛЯ ВОДНЫХ ОБЪЕКТОВ РАЙОНОВ НЕФТЕДОБЫЧИ
С.С. БЕДНАРЖЕВСКИЙ, В.С. БЕДНАРЖЕВСКИЙ, Н.Е. БЕЛОВ,
Е.С. ЗАХАРИКОВ, Д.И. КУЗНЕЦОВ*
Ключевые слова: биотестирование, нефтедобыча, водные объекты
Интенсивное развитие нефтегазового комплекса ведет к нарушению естественного равновесия экосистем, деградации природных ландшафтов. Существующая система оценки состояния почв и водных объектов в нефтедобывающих районах, основанная на химическом анализе загрязняющих веществ и сравнении полученных результатов с нормативами ПДК или исходным (фоновым) их содержанием, не дает целостного представления о качестве окружающей природной среды. В последнее время все более широкое применение находят методы биологического тестирования, основанные на регистрации реакции живых тест-объектов на суммарное содержание токсикантов в исследуемых средах [1]. Методы биотестирования являются достаточно оперативными и эффективными средствами интегральной оценки степени воздействия неблагоприятных факторов на природные комплексы [2]. Постановлением Правительства Ханты-Мансийского автономного округа - Югры от 29 июня 2003 г. №302-п биотестирование включено в перечень обязательных методик анализа при определении исходной (фоновой) загрязненности природной среды, проектированию и ведению системы экологического мониторинга в границах лицензионных участков недр на территории Ханты-Мансийского автономного округа. Использование биотестирования и комплекса физико-химических методов исследований позволяет проводить системный анализ экологического состояния объектов окружающей среды в районах добычи углеводородного сырья.
Существует много биотестовых методов определения острой и хронической токсичности природных сред [3]. Наибольшую популярность для практического применения завоевали экспресс-методики, использующие современное аппаратное обеспечение, в силу своей оперативности, точности и надежности. К их числу относится экспресс-метод биотестирования с использованием в качестве тест-объекта инфузории-туфельки (Paramecium caudatum). Она имеет короткий цикл размножения, обеспечивающий быстрое нарастание численности популяции, весьма чувствительна к различным загрязнителям (тяжелые металлы, СПАВ, фенолы и др.). Несмотря на историю применения тест-объекта Paramecium caudatum ряд теоретических и практических вопросов остаются недостаточно изученными. В частности не изучена взаимосвязь между результатами биотестирования объектов окружающей среды с допустимой, умеренной и высокой степенью токсичностью и данными их химического анализа; не выявлены приоритетные загрязняющие вещества, вносящие наибольший вклад в степень токсичности поверхностных и грунтовых вод участков с исходной загрязненностью природной среды на территориях нефтедобычи. Исследования по экологическому мониторингу объектов окружающей среды в районах нефтедобычи с применением биотестирования являются весьма важной и актуальной проблемой.
Цель работы — проведение комплексной экологической оценки качества водных объектов (поверхностных и грунтовых вод) с исходной (фоновой) загрязненностью в районах нефтедобычи на территории Западной Сибири с применением биотестирования (тест-объект инфузория Paramecium caudatum) и физикохимических методов исследования.
Методы исследования. При проведении экспериментальных исследований изучалось экологическое состояние поверхностных и грунтовых вод в районах нефтедобычи с применением биотестирования и общепринятых аттестованных физикохимических методик анализа [9]. Токсичность определялась с использованием тест-объекта инфузории туфельки (Paramecium caudatum) по ФР.1.31.2005.01881 [5]. В поверхностных водах изучались следующие загрязняющие вещества и параметры: рН, взвешенные вещества (КВВ), сухой остаток, УЭП, биологическое потребление кислорода (БПК5), Zn, Mn, Cr, Ni, Fe, Pb, Hg, ионы
* СурГУ, 628400, г. Сургут,Пр-т Ленина, 1 (3462)762812
аммония ^Н+), фосфаты (РО43-), сульфаты (8042-), хлориды (С1-), СПАВ, нефтепродукты, фенолы. Всего проанализировано 503 пробы.
В грунтовых водах исследовались следующие загрязняющие вещества и параметры: рН, сухой остаток, удельная электропроводность (УЭП), 7п, Мп, Сг, N1, Бе, РЬ, Н§, ионы аммония (КИ4+), фосфаты (РО43-), сульфаты (8042-), хлориды (С1-), нефтепродукты, фенолы. Всего было проанализировано 182 пробы. Перечень исследуемых компонентов взят в соответствии с методическими рекомендациями по применению требований к определению исходной (фоновой) загрязненности компонентов природной среды, проектированию и ведению системы экологического мониторинга в границах лицензионных участков недр на территории ХМАО - Югры [6,7]. Исследованные пробы поверхностных и грунтовых вод были отобраны на территориях автономного округа не подверженных антропогенному, техногенному воздействию (фоновые пробы).
Математическая обработка данных производилась по общепринятой методике для статистической обработки медикобиологических данных [4,8] с применением пакета программ Статистика 6.0. Пробы поверхностных и грунтовых вод для исследований по анализируемым показателям отбирались по ГОСТ Р 51592-2000, ГОСТ 17.1.5.05-85, ГОСТ 17.4.4.02-84. При отборе проб поверхностных вод были использованы устройства регламентированные ГОСТ 17.1.5.04-81.
Результаты. Изучение экологического состояния грунтовых вод. В результате математической обработки исходных данных получена модель, описывающая взаимосвязь между результатами физико-химических исследований и биотестирования проб с допустимой, умеренной и высокой степенями токсичности:
у=0,44745-0,036894Х1+
0,000419Х2+0,000048Хз+7,739530Х4+0,088247Х5+0,068105Хб+ 4,331474Х7-3,985918Х8-0,007685Х9-1211,084451Хю-0,003493Хп-0,099695Х12-0,000725Х13-0,000665Х14-0,070733Х15-0,003099Х16, где у - данные биотестирования, выраженные в виде индекса токсичности; Х1-рН;Х2-сухойостаток;Х3-УЭП;Х4-
РЬ;Х5^п;Х6-Мп;Х7-Сг;Х8-№;Х9-Ре;Х10-И^Хп-ОТ4+;Х12-Р043--;Х13-8042-;Хм-СГ;Х15- нефтепродукты; Х16 - фенолы.
Полученные результаты позволяют отклонить гипотезу об отсутствии линейной взаимосвязи между результатами физикохимических анализов (Х1...Х16) и данных биотестирования грунтовых вод с допустимой, умеренной и высокой степенями токсичности (у). Расчетное значение Б-критерия Фишера Б (16,165) = 6,44 больше табличного значения равного 1,69 для уровня значимости а<0,000001, что говорит о высокой степени достоверности (с вероятностью близкой к 1) установленной взаимосвязи. Коэффициент множественной корреляции между двумя блоками данных составил 0,62. В результате проведения пошаговой множественной регрессии, отбрасываем незначимые факторы и получаем следующую математическую модель: у=0,40886+7,4419Х14-0,0065Х9-0,02869Х1,гдеХ1-рН;Х9-Бе;Х14-С1-.
Коэффициент множественной корреляции составил 0,60. Таким образом, математическая обработка данных физико-химических исследований и биотестирования проб грунтовых вод с допустимой, умеренной и высокой степенями токсичности выявила статистически значимую линейную зависимость между этими двумя блоками данных. Из 16 показателей, которые определялись физикохимическими методами при оценке экологического состояния грунтовых вод, определены компоненты (pH, Бе, хлориды), вносящие наибольший вклад в суммарный индекс токсичности. Отдельно была произведена математическая обработка данных для выявления статистически значимой зависимости между результатами физико-химических исследований и биотестирования проб грунтовых вод, имеющих допустимую степень токсичности. После обработки данных получаем математическую модель связывающую результаты физико-химических исследований и биотестирования проб с допустимой степенью токсичности: у=0,17492+0,00968Х1+0,00029Х2-0,00014Х3-3,33710Х4+0,39646Х5+0,02497Х6+9,63576Х7-14,22363Х8+0,00053Х9-1401,60057Х10-0,00380Х11-0,07085Х12-
0,00031Х13+0,00008Х14-0,03868Х15-0,00389Х16, где у - данные биотестирования, выраженные в виде индекса токсичности; Х1-рН;Х2-сухойостаток;Х3-УЭП;Х4-РЬ;Х5^п;Х6-Мп;Х7-Сг;Х§-№;Х9-Ре;Х10-Щ;Хп^Н4+;Х12-Р043--;Х13-8042-;Х14-СГ; Х15 -
нефтепродукты; Х16 - фенолы.
Полученные результаты позволяют отклонить гипотезу об отсутствии линейной взаимосвязи между результатами физикохимических анализов (Х1.Х16) и данных биотестирования поверхностных вод с допустимой степенью токсичности (у). Расчетное значение Б-критерия Фишера Б (16,131) = 3,44 больше табличного значения равного 1,69 для уровня значимости а<0,00004, что говорит о высокой степени достоверности (с вероятностью близкой к 1) установленной взаимосвязи. Коэффициент множественной корреляции между двумя блоками данных составил 0,54. В результате проведения пошаговой множественной регрессии, отбрасываем незначимые факторы и получаем следующую математическую модель: у = 0,23314 - 1377,39215Хю - 0,00397Х16 - 13,00817Х8 + 9,87116Ху, где Х7 - Сг; Х8 - N1; Хю - ^; Х16 - фенолы. Коэффициент множественной корреляции составил 0,52.
Таким образом, математическая обработка результатов физико-химических исследований и биотестирования проб грунтовых вод с допустимой степенью токсичности выявила статистически значимую линейную зависимость между двумя блоками данных и определила из 16 определяемых показателей компоненты (Сг, N1, Н§, фенолы), вносящие наибольший вклад в суммарный индекс токсичности. На следующем этапе работы была произведена математическая обработка данных физикохимических исследований и биотестирования проб грунтовых вод, имеющих умеренную и высокую степени токсичности. В результате получена следующая математическая модель: у = 0,78428 - 0,05275Х1 - 0,00280Х2 + 0,00140Х3 + 5,13849Х4 --0,87882Х5 + 0,00262Х6 - 6,22218Ху + 10,38088Х8 - 0,01183Х9 --305,55310Хю + 0,01060ХП - 0,08438Х12 - 0,12188Х13 + +0,05400Х14 + 4,85455Х15 - 0,00619Х16, где у - данные биотестирования, выраженные в виде индекса токсичности; Х1 - рН; Х2 -сухой остаток; Х3 - УЭП; Х4 - РЬ; Х5 - 7п; Х6 - Мп; Х7 - Сг; Х8 -N1; Х9 - Бе; Х10 - Hg; ХП - NH4+; Х12 - Р043--; Х13 - 8042-; Х14 - С1-; Х15 - нефтепродукты; Х16 - фенолы.
Исходя из полученных результатов можно отклонить гипотезу об отсутствии линейной взаимосвязи между результатами физико-химических анализов (Х1...Х16) и данных биотестирования грунтовых вод с умеренной и высокой степенями токсичности (у). Расчетное значение Б-критерия Фишера Б (16,17) = 3,86 больше табличного значения равного 2,37 для уровня значимости а<0,004, что говорит о высокой степени достоверности установленной взаимосвязи. Коэффициент множественной корреляции между двумя блоками данных составил 0,89. После проведения пошаговой множественной регрессии и отбраковки незначимых факторов получаем следующую математическую модель: у=1,14110+5,46427Х4-0,12300Х1-0,00895Х9,гдеХ1-рН;Х4- РЬ; Х9 -Бе. Коэффициент множественной корреляции незначительно уменьшился и составил 0,83.
Таким образом, в результате математической обработки результатов физико-химических исследований и данных биотестирования грунтовых вод, с умеренной и высокой степенями токсичности, получена статистически значимая линейная зависимость между этими двумя информационными блоками. Из 16 показателей, определяемых физико-химическими методами, выявлены компоненты (рН, РЬ, Бе), вносящие наибольший вклад в суммарный индекс токсичности при изучении экологического состояния грунтовых вод.
Экологические исследования качества поверхностных вод. В результате математической обработки исходных данных получена модель, связывающая результаты физико-химических исследований и биотестирования проб с допустимой, умеренной и высокой степенями токсичности:
у = 0,0726 - 0,0112Х1 + 0,0015Х2 - 0,0001Х3 + 0,0000Х4 + +0,0391Х5 + 0,0802Х6 - 0,1201Ху - 0,0586Х8 + 2,5655Х9 --2,7960Х10 + 0,0032Х11 - 30,5803Х12 + 0,0098Х13 + 0,0525Х14 --0,0004Х15 + 0,0002Х16 + 1,6336Х17 + 0,2686Х18 - 0,0191Х19, где у
- данные биотестирования, выраженные в виде индекса токсичности; Х1 - рН; Х2 - взвешенные вещества; Х3 - сухой остаток; Х4
- УЭП; Х5 - БПК5; Х6 - РЬ; Х7 - Zn; Х8 - Мп; Х9 - Сг; Х10 - N1; Хп
- Бе; Х12 - Щ; Х13 - NH4+; Х14 - Р043--;Х15 - 8042-; Х16 - С1-; Х17 -СПАВ; Х18 - нефтепродукты; Х19 - фенолы. В соответствии с произведенными расчетами можно заключить, что гипотеза об отсутствии линейной связи между данными биотестирования (у) и результатами физико-химических анализов (Х1...Х19) не может быть отклонена. Расчетное значение Б-критерия Фишера Б (19,483) = 1,09 меньше табличного значения равного 1,42 для уровня значимости а<0,35, что говорит об отсутствии взаимосвя-
зи между данными биотестирования и физико-химических исследований.
Следовательно, зависимость между результатами исследований качества поверхностных вод физико-химическими методами и биотестированием (допустимая, умеренная и высокая степени токсичности) статистически не значима.
В этой связи была изучена корреляционная зависимость между данными физико-химических исследований и блоком данных полученных биотестированием с допустимой степенью токсичности. В результате математической обработки получена следующая математическая модель: у=0,0277+0,0109Х1-
-0,0046Х2+0,0000Хз-0,0000Х4+0,0187Х5-0,2064Хб-
-0,1093Х7-0,0129Х8+2,1411Х9-2,7596Хю--0,0041Хп+123,0252Х12+0,0096Х1з+0,0159Х14+0,0002Х15+ +0,0001Х16+0,9473Х17-0,0394Х18-0,0330Х19, где у - данные биотестирования, выраженные в виде индекса токсичности; Х1-рН;Х2-взвешенныевещества;Х3-сухойостаток;Х4-УЭП;Х5-БПК5; Х6-РЬ; Х^п; Х8-Мп; Х9-С1-; Хю-№; Хц-Бе; Xl2-Hg; Хп^Н/; Х14-РО43--; Х15-8042-; Х16-С1-; Х17-СПАВ; Х18 - нефтепродукты; Х19 - фенолы. Полученные результаты позволяют отклонить гипотезу об отсутствии линейной взаимосвязи между результатами физико-химических анализов (Х1...Х19) и данных биотестирования поверхностных вод с допустимой степенью токсичности (у). Расчетное значение Б-критерия Фишера Б (19,393) = 2,01 больше табличного значения, равного 1,57 для уровня значимости а<0,007, что говорит о высокой степени достоверности установленной взаимосвязи. Коэффициент множественной корреляции между двумя блоками данных составил 0,30.
В результате проведения пошаговой множественной регрессии, отбрасываем незначимые факторы и получаем математическую модель: у = 0,10757 + 0,01001Х13 - 0,03213Хщ где Х13 -КН4+; Х19 - фенолы. Коэффициент множественной корреляции составил 0,29. По итогам проведенной математической обработки данных физико-химических исследований и биотестирования проб поверхностных вод с допустимой степенью токсичности получена статистически значимая линейная зависимость между двумя блоками данных и выявлены из 19 определяемых показателей компоненты (ионы аммония, фенолы), вносящие наибольший вклад в суммарный индекс токсичности.
Следующий этап работ был направлен на выявление статистически значимой зависимости между данными физикохимических исследований и блоком данных полученных биотестированием проб поверхностных вод, имеющих умеренную и высокую степени токсичности. В результате математической обработки получена следующая математическая модель: у = =0,5544 - 0,0111Х1 - 0,0446Х2 - 0,0009Х3 + 0,0002Х4 + 0,0793Х5 + +0,5335Х6 - 0,1871Ху + 0,07232Х8 - 1,2287Х9 + 1,4546Хш + +0,0179Хц + 332,6213Х12 + 0,0030Х13 + 0,0068Х14 + 0,0006Х15 --0,0008Х16 - 0,4109Х17 + 0,4806Х^ - 0,0170Х19, где у - данные биотестирования, выраженные в виде индекса токсичности; Х1 - рН; Х2 - взвешенные вещества; Х3 - сухой остаток; Х4 -УЭП; Х5 - БПК5; Х6 - РЬ; Х7 - Zn; Х8 - Мп; Х9 - Сг; Хш - N1; Хп -Бе; Х12 - Щ; Х13 - NH4+; Хм - РО43--; Х15 - S042-; Х16 - С1-; Х17 -СПАВ; Х18 - нефтепродуктах; Х19 - фенолы. Гипотеза об отсутствии линейной связи между данными биотестирования (у) и результатами физико-химических анализов (Х1...Х19), не может быть отклонена. Расчетное значение Б-критерия Фишера Б (19,70) = 1,12 меньше табличного значения, равного 1,54, для уровня значимости а<0,35. Это говорит об отсутствии взаимосвязи между данными биотестирования и результатами физикохимических исследований качества поверхностных вод с умеренной и высокой степенями токсичности.
Для выявления причин различия результатов корреляционного анализа поверхностных вод с умеренной и высокой степенями токсичности (нет значимых факторов) и проб с аналогичной токсичностью грунтовых вод (значимые факторы РЬ, Бе, pH), были рассчитаны средние значения данных химического анализа по этим показателям (рис. 1-3).
Из рис. 1 видно, что среднее содержание свинца для поверхностных вод с умеренной и высокой степенями токсичности составило 0,009 мг/дм3, железа (рис. 2) - 2,56 мг/дм3, что, значительно меньше в 3 раза (свинец - 0,025 мг/дм3) и в 2 раза (железо
- 4,86 мг/дм3) для аналогичных проб грунтовых вод, что перевело эти токсиканты в разряд незначимых факторов.
содержание свинца
0,03 0,025 0,02 / 0,015 0,01 0,005 0
1 (умеренная и высокая)
2 (допустимая) 3 (допустимая, умеренная и
[□грунтовые ВОДЫ1 п поверхностные ВОДЫ1 |
Рис. 1. Средние значения содержания свинца в пробах поверхностных и грунтовых вод сгруппированных по степени токсичности: 1 - умеренная и высокая; 2 - допустимая; 3 - допустимая, умеренная и высокая.
содержание железа
6 5 4
| 3 2 1 0
1 (умеренная и высокая)
3 (допустимая, умеренная и
[□грунтовые воды1 □ поверхностные Б'
Рис. 2. Средние значения содержания железа в пробах поверхностных и грунтовых вод сгруппированных по степени токсичности: 1 - допустимая; умеренная и высокая; 2 - допустимая; 3 - умеренная и высокая.
1 (умеренная и высокая)
(допустимая, умеренная и высокая)
□ грунтовые воды1 □ поверхностные воды1 I
Рис. 3. Средние значения рН в пробах поверхностных и грунтовых вод сгруппированных по степени токсичности: 1 - допустимая; умеренная и высокая; 2 - допустимая; 3 - умеренная и высокая
Пробы поверхностных вод с умеренной и высокой степенями токсичности имеют среднее значение рН=5,58 (рис. 3), что незначительно отличается от рН=6,0 (нейтральная среда). Поэтому поверхностные воды не оказывают токсического действия на тест-объект (корреляция отсутствует). Пробы аналогичной группы грунтовых вод имеют среднее значение рН=4,72 (кислая среда), что негативно повлияло на тест-объект (корреляционная связь значима) и подтверждает правильность выводов полученных в итоге математической обработки данных.
Для блоков данных проб поверхностных и грунтовых вод с допустимой степенью токсичности (рис. 3) средние значения рН равны 6,02 и 5,73 соответственно, что указывает на нейтраль -ность этих сред. Аналогичная картина наблюдается для проб с допустимой, умеренной и высокой степенями токсичности, что также согласуется с результатами корреляционного анализа выявившего отсутствие значимой корреляционной связи токсичности этих групп проб и рН.
Литература
1. Биоиндикация и биомониторинг: Сб. ст. АН СССР, Ин-т эволюции, морфологии и экологии животных им. А.Н. Северцо-ва, Нац. ком. биологов Сов. Союза / Отв. ред. Д.А. Криволуцкий. М.: Наука, 1991. 288 с.
2. Биосенсоры: основы применения / Под ред. Д. Тернера. М.: Мир, 1992. 197 с.
3. Бурдин К.С. Основы биологического мониторинга. М.: Изд-во Московского университета, 1985. 158 с.
4. Гланц С. Медико-биологическая статистика. Пер. с англ. М.: Практика, 1998. 459 с.
5. Методика определения токсичности проб вод (природ-
ных, хозяйственно-питьевых, промышленных сточных) экспресс-методом с применением прибора «биотестер»,
ФР.1.31.2005.01881. Спб., 2005 г. 17 с.
6. Методические рекомендации по применению Требований к определению исходной (фоновой) загрязненности компонентов природной среды, проектированию и ведению системы экологического мониторинга в границах лицензионных участков недр на территории ХМАО. Ханты-Мансийск: ГП «Полиграфист», 2004. 92 с.
7. Постановление Правительства ХМАО от 29 июля 2003г. № 302-П «Об утверждении требований к определению исходной (фоновой) загрязненности компонентов природной среды, проектированию и ведению системы локального экологического мониторинга в границах лицензионных участков недр на территории ХМАО».
8. Системная компьютерная биология / Под ред. акад. Н.А.Колчанова, СО РАН, 2008.
9. Фомин Г. С. Вода. Контроль химической, бактериальной и радиационной безопасности по международным стандартам: Энциклопедический справочник. М.: Протектор, 2000. 848 с.
УДК 616.831 -005.1.-615.22. -053.86/. 89
ЭХОКАРДИОГРАФИЧЕСКИЕ ФАКТОРЫ РИСКА КАРДИОЭМБОЛИ-ЧЕСКИХ ИНСУЛЬТОВ У БОЛЬНЫХ С ФИБРИЛЛЯЦИЕЙ ПРЕДСЕРДИЙ ПОЖИЛОГО ВОЗРАСТА
В.И ШЕВЕЛЁВ, С.Г.КАНОРСКИЙ*
Ключевые слова: чреспищеводная эхокардиография, фибрилляция
Среди цереброваскулярных заболеваний острые нарушения мозгового кровообращения являются важнейшей медикосоциальной проблемой. Частота выявляемости кардиоэмбологен-ных осложнений у пациентов неврологического профиля с каждым годом растёт, что связано с улучшением диагностики, обусловленной применением новых современных методов и высоким уровнем подготовки специалистов [1,4]. Наряду с широко используемой в настоящее время методикой трансторакальной эхокардиографии, одним из наиболее информативных методов исследования сердца является чреспищеводная эхокардиография, обеспечивающая оптимальную визуализацию ЛП и его ушка независимо от анатомических особенностей пациента и сопутствующей патологии [6,8]. При помощи допплер-эхокардиографии измеряется скорость кровотока в ушке ЛП, а выявление эффекта спонтанного контрастирования используется для установления степени стаза крови и риска тромбоэмболии [7]. Известно, что эхогенность движущейся крови повышается при снижении скорости её передвижения, поэтому высокие степени градации эффекта спонтанного контрастировавния в ЛП и его ушке тесно связаны с образованием тромбов их полостях и являются маркерами высокого риска эмболических осложнений [3].
Материал и метод. Обследовано 710 пациентов (454 мужчины и 256 женщин) с неревматической фибрилляцией предсердий (ФП) в возрасте от 65 до 80 лет.
Трансторакальную и чреспищеводную эхокардиографию выполняли на ультразвуковых аппаратах «А1ока 5500» (Япония) и «Асшоп 128 ХР/10» (Германия) с помощью мультичастотных датчиков 3,5 МГц и 5,0 МГц по стандартной методике [2]. При исследовании левого предсердия и его ушка определяли наличие тромбов в их полостях и эффект спонтанного контрастирования, измеряли максимальную линейную скорость кровотока в ушке левого предсердия. Выраженность спонтанного контрастирования левого предсердия определяли в соответствии с критериями
Э. Ба1кт и соавт. (1994) [5]: 0 - отсутствие спонтанного контрастирования; 1 степень - минимальное движение эхогенных частиц в ушке левого предсердия при максимальном усилении, но без фоновых помех; 2 степень - незначительное движение частиц, различимое без усиления, и более выраженный эхогенный рисунок; 3 степень - эхогенный рисунок в виде водоворота в течение всего сердечного цикла; 4 степень - очень медленный поток в виде водоворота в ушке ЛП и в самой полости ЛП.
Максимальную скорость потока крови в ушке ЛП определяли путем импульсно-волновой допплер-эхокардиографии в
МУЗ Горбольница №2 «КМЛДО», г.Краснодар Кубанский ГМУ. 350012, г.Краснодар, ул. Кр. Партизан, 6/2, отделение УЗД. Т.: (861) 222-98-62
значение pH
