Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Обзор литературы 11
1.1. Формирование химического состава воздушной среды долговременных пилотируемых орбитальных станций 11
1.2. Расчетные методы установления ПДК вредных веществ, загрязняющих воздушную среду долговременных ос 18
1.3. Логнормальная модель распределения измеренных концентраций вредных веществ, загрязняющих воздушную среду и формирование вероятностного подхода при их оценке и гигиеническом нормировании 24
Глава 2. Материалы и методы исследований 32
2.1. Химический состав воздушной среды МКС 32
2.2. Статистические исследования и методы статистического анализа 35
2.3. Экспериментальные токсикологические исследования на лабораторных животных 37
Глава 3. Результаты проведенных исследований 43
3.1. Вероятностно-статистическая модель распределения концентраций вредных химических веществ в воздухе ОС 43
3.2. Математические модели ускоренного нормирования химических веществ, основанные на установленных количественных зависимостях и частных уравнениях для веществ 2, 3 и 4 классов опасности 51
3.3. Апробация надежности разработанной математической системы прогнозирования ориентировочных безопасных уровней воздействия для веществ, загрязняющих воздушную среду пилотируемых орбитальных станций 67
3.3.1. Сравнительный анализ сопоставимости расчетных ОБУВПКА с экспериментально обоснованными нормативами ПДКПКА 68
3.3.2. Экспериментальное обоснование надежности математической модели 75
Заключение 106
Выводы 110
Список сокращений 111
Список литературы 113
Список работ, опубликованных автором по теме диссертации 127
Приложения .130
- Формирование химического состава воздушной среды долговременных пилотируемых орбитальных станций
- Вероятностно-статистическая модель распределения концентраций вредных химических веществ в воздухе ОС
- Сравнительный анализ сопоставимости расчетных ОБУВПКА с экспериментально обоснованными нормативами ПДКПКА
- Экспериментальное обоснование надежности математической модели
Формирование химического состава воздушной среды долговременных пилотируемых орбитальных станций
Первые исследования по установлению гигиенических нормативов для коротких по продолжительности полётов (до 10 суток) в небольших по объёму пилотируемых кабинах космических летательных аппаратов были проведены специалистами авиационной и корабельной токсикологии под руководством профессора В.В.Кустова и академика Л.А.Тиунова в начале 60-х годов ХХ столетия [Кустов В.В., 1961]. На начальном этапе, обеспечения пилотируемых полетов, основное внимание уделялось изучению состава газообразных продуктов жизнедеятельности человека, выделяемых с выдыхаемым воздухом [Кустов В.В. и др., 1971; Колосова Т.С. и др., 1971], мочой, калом, потовыми и сальными железами кожи [Кустов В.В. и др., 1967]. Проведена оценка токсикологических свойств антропотоксинов и их значение для формирования загрязнения воздушной среды гермозамкнутых кабин космических летательных аппаратов [Кустов В.В., Тиунов Л.А., 1971; Колосова Т.С. и др., 1971].
Изучение авторами особенностей биологического действия продуктов жизнедеятельности и определению степени их опасности при остром и хроническом воздействии на организм [Кустов В.В., Тиунов Л.А., 1969; Аксель-Рубинштейн В.З., Никулин В.П., 1987; Нефедов Ю.Г., 1989] позволили оценить роль продуктов жизнедеятельности человека в формировании искусственной атмосферы космических летательных аппаратов (наряду с другими источниками выделения токсических веществ) и установить степень опасности наиболее значимых из них и обосновать методические подходы к гигиеническому регламентированию токсикологически значимых веществ (углекислый газ, окись углерода, ацетон уксусная кислота), которые образуются в организме и используются в биосинтетических процессах. Проведенные исследований [Савина В.П., Соломин Г.И., Кузнецова Т.И., 1964, 1980] позволили установить безопасные уровни содержания оксида углерода, аммиака, ацетона, уксусной кислоты в искусственной атмосфере обитаемых отсеков космических летательных аппаратов при полете продолжительностью до 10 суток.
Исследованиями [Вебер Т.В., 1963] был расширен спектр химических веществ продуктов жизнедеятельности человека и показано, что в составе метаболитов человека детектируется более 400 химических веществ, представляющие 22 класса химических соединений. Из них с выдыхаемым воздухом в окружающую среду поступает 149 веществ, с мочой – 183, с фекалиями – 196, с поверхности кожи – 271 вещество и показано, что высокую токсикологическую значимость для формирования воздушной среды замкнутых систем представляют: аммиак, метан, водород, индол, скатол, амины, органические кислоты, ацетон, меркаптаны, сернистый водород, этиловый спирт и другие соединения. Выделение из организма продуктов жизнедеятельности подвержено определённым колебаниям и зависит от целого ряда факторов, таких как: режим и калорийность питания, физическая нагрузка, гипоксия, гипероксия, микроклиматические факторы, в частности нагревающий микроклимат [Савина В.П. и др., 1980]. По результатам проведённых исследований были установлены предельно-допустимые концентрации, которые включали перечень приоритетных токсичных метаболитов, выделяемых человеком в процессе жизнедеятельности: диоксид углерода, аммиак, ацетон, уксусная кислота, жирные кислоты. Химико-аналитическими исследованиями в наземных аналогах модулей долговременных орбитальных станций (ДОС), при моделировании длительных полётов был установлен второй мощный источник загрязнения воздушной среды химическими веществами - газовыделение из полимерных материалов [Соломин Г.И. 1980].
В конструкциях, оборудовании и научной аппаратуре обитаемых отсеков МКС применяется до 300 наименований неметаллических материалов. Основным недостатком которых, с точки зрения воздействия на здоровье человека, является выделение летучих химических соединений [Савина В.П., Кузнецова Т.И., 1980; Соломин Г.И., 1980; Беклемышев В.И. и др., 2010; Мухамедиева Л.Н. и др., 2003, 2006, 2011, 2016].
Исследования расширили перечень химических веществ (ксенобиотиков), подлежащих гигиеническому нормированию. Значительный вклад продуктов газовыделения из полимерных материалов в суммарную загрязнённость среды ДОС определил необходимость проведения специальных экспериментальных исследований по изучению процессов миграции химических веществ из полимерных материалов. Анализ перечня использованных материалов (декоративно-отделочных, теплоизоляционных, лакокрасочных, резины, изоляции проводов и кабелей и т.п.) включал более 400 наименований. Номенклатура неметаллических материалов (НМ) была крайне разнообразной и включала полиамиды и полиимиды, фторопласты, стеклопластики, полистролы, фенолформальдегиды, эпоксиды, поливинилхлориды, полиолефины и кремнийорганические полимеры. Методом газовой хроматографии в продуктах газовыделения из применяемых неметаллических материалов был детектирован широкий спектр химических соединений [Соломин Г.И., 1980, 1985]. Санитарно-химические испытания материалов показали, что в ведущая роль принадлежит низкомолекулярным соединениям, количество которых превышает 100 наименований. Наиболее часто определяются химические соединения, относящиеся к ряду предельных и непредельных углеводородов, кетонов, альдегидов, аренов, различных спиртов и других классов химических веществ. Анализ результатов отбора проб воздуха в модулях ОС «Мир» показал влияние всей совокупности использованных материалов на формирование газовой среды обитаемых гермоотсеков.
Одним из факторов, влияющих на расширение спектра химических веществ детектируемых в воздухе ОС при длительной эксплуатации, является старение НМ. Среди факторов, способствующих старению, различают внутренние и внешние. К внутренним относят состав и структуру полимера, молекулярную массу, наличие внутренних дефектов, релаксацию. Более существенное влияние на старение НМ оказывают внешние факторы: температура, влажность, содержание кислорода в воздухе, световая и проникающая радиация, механические и электрические нагрузки. Многочисленные исследования изменения качественного и количественного состава газовыделений в процессе старения показали, что длительная эксплуатация НМ в условиях космического полета сопровождается деструкцией полимерной матрицы всех материалов, используемых в ДОС, с выделением высокотоксичных мономерных остатков макромолекул (цианиды, амиды, фураны, полиароматические углеводороды и др.), либо веществ, имеющих по нескольку ненасыщенных связей – диолефинов (октадекадиен и гексадекадиен). Прогнозируется, что при дальнейшем увеличении сроков старения материалов, величина суммарного показателя загрязнения и токсичность воздушной среды МКС, будут определяться продуктами деструкции матрицы полимеров, за счет содержания веществ 2 и 3 классов опасности [Соломин Г.И. и др., 1998; Мухамедиева Л.Н. и др., 2012, 2016]. Химический состав газовыделения из НМ был исследован в токсикологических экспериментах на лабораторных животных. Установлены ПДКпка, которые представлены в ГОСТ Р 50804-95. По результатам исследований создана научная основа токсиколого-гигиенического регламентирования применения полимерных материалов, обоснованы требования к отбору материалов и методология проведения санитарно-гигиенической оценки материалов, оборудования и научной аппаратуры, предназначенных для применения в ПКА [Соломин Г.И., 1980].
В 1976 году под руководством В.П. Савиной в ГНЦ РФ ИМБП был разработан метод отбора и сохранения воздушных проб, отобранных в пилотируемом космическом аппарате (ПКА) с последующим их анализом на Земле (пробозаборник АК-1). Метод позволил впервые в мире проанализировать химический состав воздушной среды корабля «Союз-22» в полете [Савина В.П. и др., 1978]. С этого года начался период накопления экспериментального материала по формированию химического состава воздушной среды ДОС в реальных условиях космического полёта. Первые исследования химического состава воздушной среды ОС “Салют-6” показали, что уровень загрязненности среды станции химическими веществами значительно выше по сравнению с зафиксированной в макетных испытаниях, что обусловлено наличием многочисленных постоянных источников, влияющих на формирование многокомпонентного химического состава среды (Рисунок 1).
Вероятностно-статистическая модель распределения концентраций вредных химических веществ в воздухе ОС
Экспериментальное подтверждение гипотезы о том, что в воздухе ОС, распределение концентраций ЛОС подчиняется логнормальным закону, как и в воздухе рабочей зоны и населённых мест, основано на анализе более 21 000 концентраций веществ, детектированных в процессе многолетнего мониторинга качественного и количественного состава воздушной среды на МКС с 2001 по 2019 годы. Проверка статистической гипотезы проводилась в соответствии с Р 50.1.037-2002 «Прикладная статистика. Правила проверки согласия опытного распределения с теоретическим».
Характер распределения исследовался для 40 химических соединений, постоянно идентифицируемых в воздухе МКС (Таблица 6). Критерием для включения химического вещества в статистический анализ являлись концентрации и частота обнаружения в пробах воздуха, доставленных с МКС. В анализ были включены химические вещества, которые обнаруживались более чем в 50 % от общего количества отобранных проб на борту, что позволяет отнести их к постоянно идентифицируемым химическим соединениям.
С помощью программы Statistica Statsoft ver.8 для каждого химического вещества были рассчитаны следующие характеристики распределения: среднее арифметическое и медиана; а также характеристики рассеяния: стандартное отклонение, коэффициенты асимметрии и эксцесса. Установлены значения перцентилей, которые соответствуют среднему арифметическому значению для каждого исследуемого химического соединения.
Прежде, чем приступить к оценке характера распределения и вычислению специальных статистических показателей, из исходной совокупности были исключены концентрации, не подчиняющиеся общей закономерности распределения, так называемые «выбросы». «Выбросами» считались необычно высокие значения измеренных концентраций, превышающие среднюю величину выборки в 500 и более раз. Анализ данных показал, что количество идентифицированных выбросов не превышало 1-2 значений в каждом распределении и исключение выбросов из выборки не приводило к искажению результатов статистических расчётов.
После исключения «выбросов», из полученной совокупности концентраций формировался вариационный ряд. Так как, анализируемая концентрация вещества является непрерывной случайной величиной, то при построении вариационного ряда распределения, весь диапазон измеренных значений концентраций был разложен на (k) интервалов одинаковой длины h = (xmax– xmin)/k, где (k) рассчитано по формулам Стерджесса, Скотта и Фридмана Диакониса [Куприенко Н.В., 2009]. Графическое представление данных помогает визуально оценить характер распределения измеренных концентраций, поэтому, полученные вариационные ряды измеренных концентраций химических веществ были представлены в виде гистограмм. Для этого на оси абсцисс откладывались частотные интервалы на каждом из которых был построен прямоугольник высотой, равной относительной частоте, делённой на длину интервала (h). На примере толуола, представлена таблица вариационного ряда (Таблица 7) и типичная гистограмма распределения измеренных концентраций вредных веществ в воздухе ОС (Рисунок 5).
Визуальный анализ гистограммы толуола характеризуется явно ненормальной плотностью распределения измеренных концентраций с выраженной положительной асимметрией. Более "длинная" часть кривой плотности распределения лежит правее медианы, что указывает на сдвиг измеренных концентраций в сторону меньших значений.
Среднее арифметическое значение совокупности измеренных концентраций толуола составляет 0,457 мг/м3, а медиана равна 0,285 мг/м3. Следовательно, среднеарифметическое значение не совпадает с медианой (50-й перцентиль) и соответствует 70-му перцентилю. Таким образом, за период мониторинга с 2001 по 2019 гг., измеренная концентрация толуола в 30 % случаев была выше среднего арифметического значения, а в 70 % случаев ниже, что подтверждает не нормальность распределения, т.к. при нормальном распределении процент измеренных концентраций выше или ниже среднего значения должен быть одинаковым.
Аналогичная картина наблюдалась при анализе других химических веществ, постоянно обнаруживаемых в воздушной среде МКС. Расчёт основных статистических показателей исследуемых распределений проводился с использованием пакетов прикладных программ Statistica Statsoft version 8.0 и STATGRAPHICS Centurion XVI version 16.1.11. Установлено, что коэффициент асимметрии эмпирических распределений положительный, что указывает на сдвиг распределений в сторону меньших значений. Логарифмирование значительно сокращает асимметрию, и практически во всех случаях приводит ее в 95% доверительный интервал нормального распределения ( 1). Практически во всех анализированных эмпирических распределениях, эксцесс значительно выше +2, что характеризует плотность распределения островершинностью, но логарифмирование сильно уменьшает значение эксцесса и в 92 % случаев приводит в 95% доверительный интервал нормального распределения ( 2). Квартильный анализ указывает на неравномерное распределение квартилей. Во всех распределениях, расстояние от верхнего квартиля до максимального значения (область верхних 25%) превышает межквартильное расстояние (т.е. 50% выборки), что указывает на правую асимметрию. Сравнивая Рисунок 5 и Рисунок 6, очевидно, что после логарифмирования значений измеренных концентраций толуола, полученное распределение характеризуется выравниванием симметрии плотности распределения относительно медианы. Подобная картина наблюдается и в остальных проанализированных распределениях измеренных концентраций вредных веществ в воздушной среде МКС.
Сравнительный анализ сопоставимости расчетных ОБУВПКА с экспериментально обоснованными нормативами ПДКПКА
Разработанные математические модели расчета ОБУВпка, построены на теоретических предпосылках, подтвержденных экспериментально при выполнении данной работы:
- логнормальный характер распределения измеренных концентраций вредных веществ в воздухе ОС,
- наличие высокой корреляционной взаимосвязи между величинами ПДКр.з., ПДКа.в. и официально утвержденными нормативами ПДКпка,
- уравнения прямолинейной регрессии, описывающие статистическую взаимосвязь между экспериментально установленными нормативами ПДКпка (из ГОСТ Р 50804-95) и ПДКр.з. и ПДКа.в.
Следует заметить, что для подобных моделей расчетного нормирования пока не существует общепринятых в токсикологии методов оценки их погрешности. Однако, аналогичные модели широко используются в практике нормирования атмосферного воздуха и воздуха рабочей зоны [Смирнов В.Г., 2003; Бидевкина М.В., 2017].
В наших исследованиях, в качестве надежного способа проверки адекватности математической модели, выбран непосредственный анализ сопоставимости расчетных ОБУВпка с экспериментально обоснованными нормативами ПДКпка, представленных в ГОСТ Р 50804-95.
Получение устойчивых и близких значений в серии расчетов ОБУВпка, служит обоснованием надежности математической модели. Разумеется, в силу ряда причин и обстоятельств, неизбежно сопутствующих такой проверке, подобную проверку адекватности моделей тоже нельзя считать безупречной, однако в исследованиях прикладного характера она представляется наиболее надежной и целесообразной.
Основной порядок проверки адекватности нашей математической модели расчета ОБУВпка заключается в следующем:
-расчет величины ОБУВпка для вредных химических соединений, загрязняющих воздушную среду ОС.
-сравнение теоретических (расчетных) значений ОБУВпка с соответствующими экспериментальными значениями ПДКпка для этих же веществ, взятыми из ГОСТ Р 50804-95.
Сущность проверки адекватности математической модели заключается в сопоставлении теоретических (расчетных) и экспериментальных величин нормативов. Если подобная проверка дает удовлетворительные результаты, а именно, расчётные и экспериментальные величины нормативов различаются не более чем на порядок, то подтверждается пригодность модели для практического использования [Уланова И.П., Саноцкий И.В., Халепо А.П., Сидоров К.К., 1967; Заугольников С.Д., Лойт А.О., Иваницкий А.М., 1967; Люблина Е.И., 1969; Заугольников С.Д., 1978].
Сравнительным анализом между рядами экспериментально установленных ПДКпка и их расчетными величинами установлена высокая сопоставимость значений расчетных величин ОБУВпка, которые достаточно близки с экспериментально обоснованными ПДКпка (Таблица 11).
Так, в 84% (56 веществ) установлено либо полное совпадение результатов, либо величины ОБУВпка и ПДКпка различались менее чем в 5 раз. Из них, в 67% (45 веществ) различия были менее чем в 3 раза. В 16% (11 веществ) расчетные и экспериментально обоснованные величины различались более чем в 5 раз. Из них только для 5 веществ (бутановая, гексановая, пентановая кислота, 2-бутанон и амилацетат) величины нормативов различались на порядок (более чем в 10 раз). Учитывая, что величины расчетных ОБУВпка для данных веществ получились ниже, чем ПДКпка из ГОСТ Р 504805-95, можно заключить, что предлагаемая система прогнозирования имеет тенденцию к занижению нормативов, что не повышает токсикологический риск, а наоборот снижает его. Также стоит отметить, что отличия расчетных от экспериментальных величин нормативов более чем на порядок наблюдается только для веществ, относящихся к соединениям 3 и 4 классов опасности. Для веществ 2-го класса опасности, отклонения не превышали более чем в 5 раз.
На Рисунке 19 представлена характеристика связи между расчетными ОБУВпка и экспериментально установленными ПДКпка из ГОСТ Р 504805-95 для веществ 2 – 4 классов опасности.
Проведенный анализ показал сильную положительную связь между расчётными величинами ОБУВпка и ПДКпка (r = 0,86, p 0,05, n = 67) изученных веществ. Показано, что среди исследованных величин нормативов в 84% случаев (56 из 67) различие между ОБУВпка и ПДКпка составило не более чем в 5 раз. В том числе, в 67% случаев различие составило не более чем в 3 раза. Для более подробной характеристики надежности математической модели, аналогичный анализ был проведен для веществ разделенных по классам опасности. Анализ характеристики связи между расчетными ОБУВпка и экспериментально установленными величинами ПДКпка для химических соединений 2 класса опасности (Рисунок 20) показал сильную положительную связь между величинами нормативов (r = 0,79, p 0,05, n = 19).
Показано, что среди исследованных величин нормативов высокотоксчиных соединений в 90% случаев (17 из 19 случаев) различие между ОБУВпка и ПДКпка составило не более чем в 3 раз. Для двух веществ (моноэтанолэтилендиамин и фтористый водород) различие составило 5 и 6 раз соответственно.
Анализ характеристики связи между расчетными ОБУВпка и экспериментально установленными величинами ПДКпка для соединений 3 класса опасности (Рисунок 21) также показал сильную положительную связь между величинами нормативов (r = 0,84, p 0,05, n = 26).
Экспериментальное обоснование надежности математической модели
Для проведения экспериментальных исследований по установлению недействующих и пороговых концентраций по классической экспериментальной схеме (в соответствии с МУ № 4681-88) были выбраны химические вещества постоянно загрязняющие воздушную среду пилотируемых орбитальных станций и представляющие токсикологическую значимость в условиях долговременных ОС, а также являются представителями различных классов химических соединений и классов опасности: дихлорэтан (2 класс опасности / хлорсодержащие у.в.), изобутанол (3 класс опасности / спирты) и изопропилбензол (4 класс опасности / ароматические у.в.). Данные описательной статистики и динамика измеренных концентраций для 1,2-дихлорэтана, изобутанола и изопропилбензола в воздухе МКС за период 2001 – 2019 гг. представлены на Рисунке 23.
1,2-дихлорэтан, изобутанол и изопропилбензол являются типичными представителями химических веществ загрязняющих воздушную среду долговременных ОС. Им присущи основные особенности формирования загрязнения такие как, эпизодические всплески, логнормальный характер распределения, соответствие среднеарифметического значения 70-му (+7) перцентилю распределения, постоянное количественное обнаружение в пробах воздуха на ОС. В Таблице 13 представлены краткие сведения о физико-химических свойствах выбранных веществ.
Общие принципы регламентирования вредных химических веществ предусматривают исследование качественных и количественных изменений, возникающих в организме, в процессе длительного (хронического) поступления химических веществ. Поэтому, гигиенически обоснованными могут быть лишь те концентрации химических веществ, которые не вызывают нарушения гомеостаза организма. Исходя из этого принципа гигиенического нормирования вредных веществ в хронических санитарно-токсикологических экспериментах изучено биологическое действие 1,2-дихлорэтана, изобутанола и изопропилбензола на лабораторных животных (крысы). Исследования были направлены на установление пороговых и недействующих концентраций данных веществ. В экспериментах использовалось физиологические, биохимические, клинические и патоморфологические методы исследования с изучением ряда интегральных и специфических показателей, характеризующих состояние как целостного организма, так и отдельных его систем и органов. Результаты экспериментов позволили установить недействующие концентрации и провести сравнительный анализ с расчетными значениями ОБУВпка.
Лимитирующий показатель вредности – рефлекторно-резорбтивный. Устанавливаем формулы для проведения расчета ОБУВпка, согласно Таблице № 10. 1,2-Дихлорэтан относится к 2 классу опасности, поэтому используем формулы № 1 и 2 (Таблица 10). Рефлекторно-резорбтивный показатель является лимитирующим при нормировании 1,2-дихлорэтана, поэтому используем формулы № 5 и 7 (Таблица 10). При наличии среднесуточных и максимально-разовых ПДК для атмосферного воздуха, наиболее надежные и достоверные величины дают величины среднесуточные/среднесменные ПДК, учитывающие длительность и непрерывность воздействия. Соответственно для расчета по формулам, выбираем значения среднесуточных ПДКа.в. (1 мг/м3) и среднесменных ПДКр.з. (10 мг/м3). Проводим расчеты по выбранным формулам:
1,2-дихлорэтан относятся к хлорированным углеводородам жирного ряда. По характеру токсического действия вызывает дистрофические изменения в печени, почках и других паренхиматозных органах. В организме дихлорэтан подвергается частичной биотрансформации с образованием продуктов, выделяющихся преимущественно с мочой (С-карбоксиметилцистеин, тиодиуксусной и хлоруксусной кислот) и с выдыхаемым воздухом, как в неизменённом состоянии, так и в виде конечного продукта трансформации - С02. Основным путём выведения дихлорэтана из организма является лёгочный - с выдыхаемым воздухом. Срок нахождения дихлорэтана в организме животных непродолжительный (от нескольких часов до суток), что делает маловероятным возможность кумуляции, особенно при действии вещества в низких концентрациях.
Исходя из литературных данных по параметрам токсичности 1,2-дихлорэтана, данных о биотрансформации в организме физико-химических свойств и расчётной величины ОБУВпка (1.7 мг/м3), резорбтивное действие вещества исследовали в хроническом эксперименте при воздействующих концентрациях 10, 2 и 0.5 мг/м3. Токсикологические процессы, происходящие в организме при воздействии 1,2-дихлорэтана, исследовали по показателям, характеризующим органную токсичность вещества: нейротоксичность, гепатотоксичность и нефротоксичность. Динамику «прореагировавших» показателей, характеризующих состояние конкретного органа мишени, исследовали в хронических (120 суток) экспериментах, моделируя непрерывное ингаляционное воздействие.
Оценка общего состояния и массы тела животных. Внешний вид, блеск шерстных покровов, опрятность, отсутствие внешних признаков болезни и динамику массы тела экспериментальных животных оценивали при воздействии 1,2 - дихлорэтана во всех испытанных концентрациях. Животные внешне были здоровы, не агрессивны и не проявляли особых признаков беспокойства. Отставание в приросте веса тела экспериментальных животных наблюдалось при воздействии изученных концентраций ксенобиотика, начиная с шестидесятых суток воздействия. Однако, статистически значимое (р 0.05) снижение веса, по сравнению с контролем, наблюдалось только у группы крыс, подвергавшихся воздействию дихлорэтана в концентрации 10 мг/м3, которое сохранялось к 15 суткам восстановительного периода. Динамика веса животных после воздействия дихлорэтана в концентрациях 0.5 и 2.0 мг/м3 соответствовала значениям контрольной группы.
Оценка нейротоксичности. Нейротоксический эффект 1,2 - дихлорэтана оценивали по динамике ориентировочной реакции [МР № 2166-80 по методу Е.С.Балыниной] и суммационно – пороговому показателю [Сперанский С.В., 1975].
Динамику ориентировочной реакции оценивали на 60-е и 120-е сутки эксперимента, а также на 30-е сутки восстановительного периода (Таблица 14). К 60 суткам воздействия дихлорэтана, значимой динамики в изменении ориентировочно-исследовательских реакций у экспериментальных групп животных (по сравнению с контролем) не наблюдалось. Биоэффект дихлорэтана (р 0.05) наблюдался к 120 суткам эксперимента, в виде уменьшения количества «заглядываний», при воздействии дихлорэтана в концентрациях 2 и 10 мг/м3, более выраженный при воздействии дихлорэтана в концентрации 10 мг/м3, что свидетельствует об угнетении ориентировочно -исследовательской реакции животных и нейротоксическом эффекте токсиканта с преобладанием процессов торможения ЦНС. Ориентировочно - исследовательские реакции у животных при воздействии дихлорэтана в концентрациях 0,5 мг/м3, на протяжении всего эксперимента были в пределах значений группы контроля.