natgillin/translations-raw huggingface dataset:
I de følgende tabeller henvises der til GHS — Globally Harmonized System of Classification and Labelling of Chemicals. Den tilsvarende EU-klassificering er forordning (EF) nr. 1272/2008. Ved akut toksicitet (inhalation) gennemføres kategori 5 ikke ved forordning (EF) nr. 1272/2008 (9).
In the following tables reference is made to GHS (Globally Harmonised System of Classification and Labelling of Chemicals (GHS). The EU equivalent is Regulation (EC) No 1272/2008. In the case of Acute Inhalation Toxicity, the Regulation (EC) No 1272/2008 (9) does not implement Category 5.
Akut Toxicitet (Inhalation):
Acute Inhalation Toxicity:
Fremgangsmåde med startkoncentration på 100 ppm/4 t for gasser
Test Procedure with a starting concentration of 100 ppm/4h for gases
3 ♂ + 3 ♀, eller 6 dyr af det mest modtagelige køn til hvert trin
3 ♂ + 3 ♀, or 6 animals of the more susceptible sex are used per step
0-6: antal moribunde eller døde dyr/testet koncentration
0-6: Number of moribund or dead animals/tested concentraion
GHS: Globally Harmonized Classification System
GHS: Globally Harmonized Classification System
∞: ikke klassificeret
∞: unclassified
Test ved ≥ 20000 ppm/4t: se Guidance Document 39 (8)
Testing at ≥ 20000 ppm/4h: see Guidance Document 39 (8)
Tillæg 2b
Appendix 2b
Fremgangsmåde med startkoncentration på 500 ppm/4 t for gasser
Test Procedure with a starting concentration of 500 ppm/4h for gases
Tillæg 2c
Appendix 2c
Fremgangsmåde med startkoncentration på 2500 ppm/4 t for gasser
Test Procedure with a starting concentration of 2500 ppm/4h for gases
Tillæg 2d
Appendix 2d
Fremgangsmåde med startkoncentration på 20000 ppm/4 t for gasser
Test Procedure with a starting concentration of 20000 ppm/4h for gases
Fremgangsmåde, som skal følges for hver startkoncentration for dampe (mg/l/4h)
Procedure to be followed by each of the starting concentrations for vapour (mg/l/4h)
Tillæg 3a startkoncentration er 0,5 mg/l
Appendix 3a Starting concentration is 0,5 mg/l
Tillæg 3b startkoncentration er 2,0 mg/l
Appendix 3b Starting concentration is 2,0 mg/l
Tillæg 3c startkoncentration er 10 mg/l
Appendix 3c Starting concentration is 10 mg/l
Tillæg 3d startkoncentration er 20 mg/l
Appendix 3d Starting concentration is 20 mg/l
Fremgangsmåde med startkoncentration på 0,5 mg/L/4 t for dampe
Test procedure with a starting concentration of 0,5 mg/L/4h for vapours
Test ved 50 mg/L/4 t: se Guidance Document 39 (8)
Testing at 50 mg/L/4h: see Guidance Document 39 (8)
Tillæg 3b
Appendix 3b
Fremgangsmåde med startkoncentration på 2 mg/4 t for dampe
Test procedure with a starting concentration of 2 mg/L/4h for vapours
Test ved 50 mg/L/4 t: se Guidance Document 39 (8)
Testing at 50 mg/L4h: see Guidance Document 39 (8)
Tillæg 3c
Appendix 3c
Fremgangsmåde med startkoncentration på 10 mg/L/4 t for dampe
Test procedure with a starting concentration of 10 mg/L/4h for vapours
3 ♂ + 3 ♀, eller 6 dyr af det mest modtagelige køn til hvert trin
3 ♂ + 3 ♀, or 6 animals of the more susceptible sex are used pers step
Tillæg 3d
Appendix 3d
Fremgangsmåde med startkoncentration på 20 mg/L/4 t for dampe
Test procedure with a starting concentration of 20 mg/L/4h for vapours
Test ved 50 mg/L/4 t se Guidance Document 39 (8)
Testing at 50 mg/L/4h: see Guidance Document 39(8)
Fremgangsmåde, som skal følges for hver startkoncentration for aerosoler (mg/l/4h)
Procedure to be followed by each of the starting concentrations for aerosols (mg/l/4h)
Tillæg 4a startkoncentration er 0,05 mg/l
Appendix 4a Starting concentration is 0,05 mg/l
Tillæg 4b startkoncentration er 0,5 mg/l
Appendix 4b Starting concentration is 0,5 mg/l
Tillæg 4c startkoncentration er 1 mg/l
Appendix 4c Starting concentration is 1 mg/l
Tillæg 4d startkoncentration er 5 mg/l
Appendix 4d Starting concentration is 5 mg/l
I de følgende tabeller henvises der til GHS — Globally Harmonized System of Classification and Labelling of Chemicals. Den tilsvarende EU-klassificering er forordning (EF) nr. 1272/2008. Ved akut toksicitet (inhalation) gennemføres kategori 5 ikke ved forordning (EF) nr. 1272/2008 (9).
In the following tables reference is made to GHS (Globally Harmonised System of Classification and Labelling of Chemicals (GHS). The EU equivalent is Regulation (EC) No 1272/2008. In the case of Acute Inhalation Toxicity the Regulation (EC) No 1272/2008 (9) does not implement Category 5.
Tillæg 4a
Appendix 4a
Fremgangsmåde med startkoncentration på 0,05 mg/L/4 t for dampe
Test procedure with a starting concentration of 0,05 mg/L/4h for aerosols
Test ved 12,5 mg/L/4 t: se Guidance Document 39 (8)
Testing at 12.5 mg/L4h: see Guidance Document 39 (8)
Tillæg 4b
Appendix 4b
Fremgansmåde med startkoncentration på 0,5 mg/L/4 t for aerosoler
Test procedure with a starting concentration of 0,5 mg/L/4h for aerosols
Tillæg 4c
Appendix 4c
Fremgansmåde med startkoncentration på 1 mg/L/4 t for aerosoler
Test procedure with a starting concentration of 1 mg/L/4h for aerosols
Tillæg 4d
Appendix 4d
Fremgangsmåde med startkoncentration på 5 mg/L/4 t for aerosoler
Test procedure with a starting concentration of 5 mg/L/4h for_aerosols
0-6: antal moribunde eller døde dyr/testet koncentration
0-6 : Number of moribund or dead animals/tested concentraion
Test ved 12,5 mg/L/4 t: se Guidance Document 39 (8)
Testing at 12.5 mg/L/4h: see Guidance Document 39 (8)
Kapitel C.10 affattes således:
Chapter C.10 is replaced by the following:
SIMULERINGSFORSØG VEDRØRENDE AEROB SPILDEVANDSRENSNING: C.10.A: AKTIVEREDE SLAMENHEDER — C.10.B: BIOFILM
SIMULATION TESTAEROBIC SEWAGE TREATMENT: C.10-A: ACTIVATED SLUDGE UNITS — C.10-B: BIOFILMS
C.10.A:.
C.10-A:
Aktiverede slamenheder
Activated Sludge Units
Denne testmetode svarer til OECD Test Guideline (TG) 303 (2001).
This Test Method is equivalent to OECD Test Guideline (TG) 303 (2001).
I 1950'erne opdagede man, at nye overfladeaktive stoffer forårsagede omfattende skumdannelse i spildevandsrensningsanlæg og i floder.
In the 1950s it was realised that the newly introduced surfactants caused excessive foaming in waste water treatment plants and in rivers.
De blev ikke fuldstændigt elimineret i den aerobe behandling, og i visse tilfælde begrænsede de elimineringen af andre organiske stoffer.
They were not fully removed in the aerobic treatment and in some cases limited the removal of other organic matter.
På den baggrund blev der indledt mange undersøgelser af, hvordan overfladeaktive stoffer kunne fjernes fra spildevand, og om nye industrifremstillede kemikalier kunne indgå i spildevandsrensning.
This instigated many investigations into how surfactants could be removed from waste waters and whether new chemicals produced by industry were amenable to waste water treatment.
Til det blev der anvendt to modelenheder, der repræsenterede de to hovedtyper af aerob biologisk spildevandsrensning (aktiveret slam og nedsivningsfiltrering).
In order to do this, model units were used representing the two main types of aerobic biological waste water treatment (activated sludge and percolating, or trickling, filtration).
Det ville have været umuligt og meget dyrt at distribuere alle nye kemikalier og overvåge store rensningsanlæg, selv på lokalt plan.
It would have been impractical and very costly to distribute each new chemical and to monitor large-scale treatment plants, even on a local basis.
Aktiverede slamenheder
Activated sludge units
Størrelsen på forsøgsenhederne er et kompromis. De skal på den ene side være store nok til mekanisk drift og produktion af et tilstrækkeligt volumen af prøver, uden at det påvirker driften, og på den anden side må de ikke være så store, at det stiller for store krav til plads og materialeforbrug.
The size of the apparatus is a compromise; on the one hand, it must be large enough for successful mechanical operation and for the provision of sufficient volume of samples without affecting the operation, while on the other hand it should not be so large that it demands excessive space and materials.
To typer forsøgsenheder, der anvendes hyppigt og med tilfredsstillende resultat, er Husmann-enheder (2) og Porous Pot-enheder (porøse krukker) (3) (4), der først blev anvendt i forsøg med overfladeaktive stoffer. Begge disse typer er beskrevet i denne testmetode.
Two forms of apparatus which have been extensively and satisfactorily used are the Husmann units (2) and Porous Pot units (3)(4), first used in the study of surfactants; these are described in this Test Method.
Andre typer har også været anvendt med tilfredsstillende resultater, f.eks. Eckenfelder (5).
Others have also been used satisfactorily, e.g. Eckenfelder (5).
På grund af de relativt høje omkostninger og den store arbejdsindsats, der kræves for at udføre denne simuleringstest, blev der parallelt med disse gennemført enklere og billigere screeningstest, som er beskrevet i kapitel C.4 A-F i dette bilag (6).
Because of the relatively high cost and effort of applying this simulation test, simpler and cheaper screening tests, now embodied in chapter C.4 A-F of this Annex (6) were investigated in parallel.
Erfaringer med mange overfladeaktive stoffer og andre kemikalier har vist, at de stoffer, der bestod screeningstestene (let bionedbrydelige), også blev nedbrudt i simuleringstesten.
Experience with many surfactants and other chemicals has shown that those which passed the screening tests (readily biodegradable) also degraded in the simulation test.
Nogle af de stoffer, der ikke bestod screeningstestene, bestod testene for iboende bionedbrydelighed (kapitel C.12 (7) og C.19 (8) i dette bilag), men kun nogle fra denne gruppe blev nedbrudt i simuleringstesten, hvorimod de kemikalier, der ikke bestod testene for iboende bionedbrydelighed, ikke blev nedbrudt i simuleringstestene (9) (10) (11).
Some of those failing the screening tests passed the inherent biodegradability tests (chapters C.12 (7) and C.19 (8) of this Annex) but only some of this latter group were degraded in the simulation test, while those chemicals which failed tests for inherent biodegradability did not degrade in the simulation tests (9)(10)(11).
I visse tilfælde er det tilstrækkeligt at gennemføre simuleringstests under et enkelt sæt driftsbetingelser. Resultaterne udtrykkes som den procentvise eliminering af testkemikaliet eller af opløst organisk kulstof (DOC).
For some purposes simulation tests carried out under a single set of operating conditions are sufficient; the results are expressed as a percentage removal of the test chemical or of dissolved organic carbon (DOC).
En sådan test beskrives i denne testmetode.
A description of such a test is given in this test method.
I modsætning til den foregående version af dette kapitel, der kun beskrev én type forsøgsenheder til behandling af syntetisk spildevand i koblet tilstand, der anvendte en forholdsvis grov slamoverløbsmetode, giver denne tekst mulighed for en række variationer.
However, unlike the previous version of this chapter, which described only one type of apparatus treating synthetic sewage in the coupled mode using a relatively crude method of sludge wastage, this text offers a number of variations.
Alternativer til typen af forsøgsenheder, virkningsmåde samt spildevands- og slambortskaffelse beskrives.
Alternatives to the type of apparatus, mode of operation, sewage and sludge wastage removal are described.
Denne tekst ligger tæt op ad teksten i ISO 11733 (12), der blev nøje gennemgået i forbindelse med forberedelsen. Metoden har dog ikke været underkastet en ringtest.
This text closely follows that of ISO 11733 (12), which was carefully scrutinised during its preparation, though the method has not been subject to a ring test.
Til andre formål skal koncentrationen af testkemikaliet i udløbet kendes mere præcist, og der er derfor behov for en mere omfattende metode.
For other purposes the concentration of the test chemical in the effluent is required to be known more accurately and for this a more extensive method is needed.
Overløbsprocenten for slam skal f.eks. kontrolleres mere præcist hele døgnet og i løbet af hele testperioden, og enhederne skal fungere ved forskellige overløbsprocenter. For at opnå en fyldestgørende metode bør testene ligeledes gennemføres ved to eller tre forskellige temperaturer.
For example, the sludge wastage rate must be more precisely controlled throughout each day and throughout the period of the test, and units have to be run at a number of wastage rates.
Anvendelsen af Monod-kinetik, der beskrives i tillæg 6 som et eksempel, er begrænset til kemikalier, der forekommer i en koncentration på 1 mg/l og derover, men dette er efter nogle forskeres opfattelse endnu ikke dokumenteret.
The application of Monod kinetics, given in Appendic 6 as an example, is limited to chemicals present at 1 mg/l and above, but in the opinion of some even this remains to be substantiated.
Tillæg 7 omhandler test ved koncentrationer, der mere realistisk afspejler koncentrationerne i spildevand. Disse test og testene i tillæg 6 er dog anført i tillæg og ikke som separate testmetoder.
Tests at concentrations more truly reflecting those found in waste waters are indicated, in Appendix 7, but such tests, and those in Appendix 6, are included in Appendices instead of being issued as separate Test Methods.
Det har været meget mindre fokus på modeller med nedsivningsfiltre. Det skyldes sandsynligvis, at de er mere besværlige og ikke så kompakte som modeller baseret på aktiveret slam.
Much less attention has been given to model percolating filters, perhaps because they are more cumbersome and less compact than activated sludge plant models.
Gerike et al. har udviklet nedsivningsfiltre og anvendt dem i koblet tilstand ((15). Disse filtre var relativt store (højde 2 m, volumen 60 l), og hvert filter krævede en spildevandsmængde på helt op til 2 l/h. Baumann et al. (16) simulerede nedsivningsfiltre ved at sætte strips af »polyesterfleece« ind i rør på 1 m (14 mm indvendig diameter), efter at stripsene havde været nedsænket i koncentreret aktiveret slam i 30 minutter. Testkemikaliet blev som eneste C-kilde i en opløsning af mineralsalte hældt ned i det lodrette rør, hvorefter den biologiske nedbrydning blev vurderet ud fra målinger af DOC i udløbet og CO2 i den udledte gas.
Gerike et al developed trickling filter units and operated them in the coupled mode ((15). These filters were relatively large (height 2 m; volume 60 l) and each required as much as 2 l/h of sewage. Baumann et al (16), simulated trickling filters by inserting polyester “fleece” strips into 1 m tubes (14 mm int. diameter) after the strips had been immersed in concentrated activated sludge for 30 min. The test chemical as sole C source in a mineral salts solution was fed down the vertical tube and biodegradation was assessed from measurements of DOC in the effluent and CO2 in the issuing gas.
Biofiltre er blevet simuleret på en anden måde (15). De indre overflader af roterende rør, der var skråtstillet i en spids vinkel i forhold til vandret, blev tilført spildevand (ca. 250 ml/h) med og uden testkemikaliet.
Biofilters have been simulated in another way (15); the inner surfaces of rotating tubes, inclined at a small angle to the horizontal, were fed with sewage (about 250 ml/h) with and without the test chemical, and the collected effluents analysed for DOC and/or the specific test chemical.
Denne metode er udviklet til at bestemme elimineringen og den primære og/eller ultimative biologiske nedbrydning af vandopløselige organiske kemikalier ved hjælp af aerobe mikroorganismer i et kontinuerligt drevet testsystem, der simulerer processen for aktiveret slam.
This method is designed to determine the elimination and the primary and/or ultimate biodegradation of water-soluble organic chemicals by aerobic micro-organisms in a continuously operated test system simulating the activated sludge process.
Et let biologisk nedbrydeligt organisk materiale og det organiske testkemikalie forsyner mikroorganismerne med kulstof og energi.
An easily biodegradable organic medium and the organic test chemical are the sources of carbon and energy for the micro-organisms.
To kontinuerligt drevne testenheder (anlæg med aktiveret slam eller porøse krukker) køres parallelt under identiske betingelser, der vælges, så de passer til testens formål.
Two continuously operated test units (activated sludge plants or porous pots) are run in parallel under identical conditions which are chosen to suit the purpose of the test.
Normalt er den gennemsnitlige hydrauliske retentionstid seks timer, og den gennemsnitlige slamalder (slamretentionstid) er 6-10 dage.
Normally the mean hydraulic retention time is 6 h and the mean sludge age (sludge retention time) is 6 to 10 days.
I hyppigt udtagne prøver af udløbet bestemmes først og fremmest det opløste organiske kulstof eller det kemiske iltforbrug (COD). Ligeledes bestemmes ud fra specifikke analyser koncentrationen af testkemikaliet (hvis påkrævet) i spildevandet fra den enhed, der får tilført testkemikaliet.
In frequently taken samples of the effluents, the DOC, preferably, or chemical oxygen demand (COD) is determined, together with the concentration of the test chemical (if required) by specific analysis, in the effluent from the unit receiving the test chemical.
Det antages, at forskellen mellem koncentrationerne af DOC eller COD i udløbet fra test- og kontrolenhederne skyldes testkemikaliet eller dets organiske metabolitter.
The difference between the effluent concentrations of DOC or COD in the test and control units is assumed to be due to the test chemical or its organic metabolites.
Forskellen sammenlignes med koncentrationen af DOC eller COD i indløbet, der skyldes det tilførte testkemikalie, med henblik på at bestemme elimineringen af testkemikaliet.
This difference is compared with the influent concentration of DOC or COD due to the added test chemical in order to determine the elimination of the test chemical.
Bionedbrydning kan normalt adskilles fra bioadsorption ved omhyggeligt at undersøge kurven for elimineringstid og bekræftes normalt af en test for umiddelbar bionedbrydning, hvor der anvendes et akklimatiseret inokulum fra den enhed, der får tilført testkemikaliet.
Biodegradation may normally be distinguished from bioadsorption by careful examination of the elimination-time curve and may usually be confirmed by applying a test for ready biodegradation using an acclimatised inoculum from the unit receiving the test chemical.
OPLYSNINGER OM TESTKEMIKALIET
INFORMATION ON THE TEST CHEMICAL
Testkemikaliets renhed, vandopløselighed, flygtighed og adsorptionsegenskaber skal være kendt, for at resultaterne kan fortolkes korrekt.
The purity, water solubility, volatility and adsorption characteristics of the test chemical should be known to enable correct interpretation of results to be made.
Normalt kan flygtige og uopløselige kemikalier ikke testes, medmindre der træffes særlige forholdsregler (se tillæg 5).
Normally volatile and insoluble chemicals cannot be tested unless special precautions are taken (see Appendix 5).
Den kemiske struktur, eller i det mindste den empiriske formel, skal også kendes for at kunne beregne de teoretiske værdier og/eller kontrollere parametrenes målte værdier, f.eks. teoretisk iltforbrug (ThOD), opløst organisk kulstof (DOC) og kemisk iltforbrug (COD).
The chemical structure, or at least the empirical formula, should also be known in order to calculate theoretical values and/or to check measured values of parameters, e.g. theoretical oxygen demand (ThOD), dissolved organic carbon (DOC) and chemical oxygen demand (COD).
Oplysninger om testkemikaliets toksicitet over for mikroorganismer (se tillæg 4) kan bruges ved valg af hensigtsmæssige testkoncentrationer og kan være afgørende for korrekt fortolkning af lave værdier for bionedbrydning.
Information on the toxicity of the test chemical to micro-organisms (see Appendix 4) may be useful for selecting appropriate test concentrations and may be essential for the correct interpretation of low biodegradation values.
TÆRSKELVÆRDIER
PASS LEVELS
I den første anvendelse af denne simuleringstest (kontroltest) i forbindelse med primær bionedbrydning af overfladeaktive stoffer skal der fjernes over 80 % af det specifikke kemikalie, inden det overfladeaktive stof må markedsføres.
In the original application of this simulation (confirmatory) test to the primary biodegradation of surfactants, a removal of more than 80 % of the specific chemical is required before the surfactant may be marketed.
Hvis værdien 80 % ikke opnås, kan denne simuleringstest (kontroltest) anvendes, og det overfladeaktive stof kan markedsføres, hvis over 90 % af det specifikke kemikalie er elimineret.
If the value of 80 % is not attained, this simulation (confirmatory) test may be applied and the surfactant may be marketed only if more than 90 % of the specific chemical is removed.
For kemikalier er der generelt ikke tale om at bestå/dumpe, og derfor kan den opnåede værdi for eliminering benyttes i forbindelse med omtrentlige beregninger af den sandsynlige koncentration i miljøet, der kan bruges i vurderinger af risici fra kemikalier.
With chemicals in general there is no question of pass/fail and the value of percentage removal obtained can be used in proximate calculations of the probable environmental concentration to be used in hazard assessments posed by chemicals.
Resultater har en tendens til at følge et mønster med alt eller intet.
Results tend to follow an all or nothing pattern.
I en række forsøg med rene kemikalier viste den procentvise eliminering af DOC sig at være over 90 % i mere end tre fjerdedele og over 80 % i mere end 90 % af de kemikalier, der viste sig at have en signifikant værdi for bionedbrydelighed.
In a number of studies of pure chemicals the percentage removal of DOC was found to be > 90 % in more than three quarters and > 80 % in over 90 % of chemicals which showed any significant degree of biodegradability.
Der er relativt få kemikalier (f.eks. overfladeaktive stoffer) til stede i spildevand i de koncentrationer (ca. 10 mg C/l), der anvendes i denne test.
Relatively few chemicals (e.g. surfactants) are present in sewage at the concentrations (about 10 mg C/l) used in this test.
Nogle kemikalier kan være hæmmende ved disse koncentrationer, mens kinetikken for eliminering af andre kemikalier kan være forskellig ved lave koncentrationer.
Some chemicals may be inhibitory at these concentrations, while the kinetics of removal of others may be different at low concentrations.
En mere præcis vurdering af nedbrydningen kunne gennemføres ved hjælp af modificerede metoder, hvor man benytter realistisk lave koncentrationer af testkemikaliet, og de indsamlede data kunne bruges til at beregne kinetiske konstanter.
A more accurate assessment of the degradation could be made by using modified methods, using realistically low concentrations of the test chemical, and the data collected could be used to calculate kinetic constants.
De nødvendige forsøgsteknikker er imidlertid endnu ikke fuldt validerede, og de kinetiske modeller, der beskriver reaktionerne med hensyn til bionedbrydning, er heller ikke udarbejdet (se tillæg 7).
However, the necessary experimental techniques have not yet been fully validated and neither have the kinetic models, which describe the biodegradation reactions, been established (see Appendix 7).
For at sikre, at forsøget gennemføres korrekt, bør kemikalier, hvis opførsel kendes, jævnligt testes sideløbende med undersøgelsen af testkemikalier.
To ensure that the experimental procedure is being carried out correctly, it is useful occasionally to test chemicals whose behaviour is known simultaneously when test chemicals are investigated.
Sådanne kemikalier omfatter adipinsyre, 2-phenylphenol, 1-naphthol, diphensyre, 1-naphthoesyre osv. (9) (10) (11).
Such chemicals include adipic acid, 2-phenyl phenol, 1-naphthol, diphenic acid, 1-naphthoic acid, etc. (9)(10)(11).
FORSØGSRESULTATERNES REPRODUCERBARHED
REPRODUCIBILITY OF TEST RESULTS
Der har udarbejdet langt færre rapporter om simuleringstest end om test for let bionedbrydelighed.
There have been far fewer reports of studies of simulation tests than of tests for ready biodegradability.