natgillin/translations-raw huggingface dataset:
Milani D, Day KE, McLeay DJ, Kirby RS (1996).
Milani, D., Day, K. E., McLeay, D. J., Kirby, R. S. (1996).
Suedel BC and Rodgers JH (1994).
Suedel, B. C., a Rodgers, J. H. (1994).
Naylor C and Rodrigues C (1995).
Naylor, C., a Rodrigues, C. (1995).
Environmental Toxicology and Chemistry 11:1485-1494.
Environmental Toxicology and Chemistry 11: 1485 – 1494.
The well established carbon dioxide (CO2) method (1), based on Sturm’s original test (2) for assessing biodegradability of organic chemicals, by the measurement of the carbon dioxide produced by microbial action, has normally been the first choice for testing poorly soluble chemicals and those which strongly adsorb.
Zvyčajne bola prvou voľbou na testovanie slabo rozpustných chemikálií a chemikálií, ktoré silne adsorbujú, osvedčená metóda (1) oxidu uhličitého (CO2) založená na Sturmovom pôvodnom teste (2) na hodnotenie biodegradovateľnosti organických chemikálií meraním oxidu uhličitého vytváraného mikrobiálnym pôsobením.
It is also chosen for soluble (but not volatile) chemicals, since the evolution of carbon dioxide is considered by many to be the only unequivocal proof of microbial activity.
Vyberá sa aj v prípade rozpustných (ale nie prchavých) chemikálií, lebo uvoľňovanie oxidu uhličitého mnohí považujú za jediný jednoznačný dôkaz mikrobiálnej činnosti.
Removal of dissolved organic carbon can be effected by physico-chemical processes — adsorption, volatilisation, precipitation, hydrolysis — as well as by microbial action and many non-biological reactions consume oxygen; rarely is CO2 produced from organic chemicals abiotically.
Rozpustený organický uhlík možno odstrániť fyzikálno-chemickými procesmi (adsorpciou, vyparením, zrážaním, hydrolýzou), ako aj mikrobiálnym pôsobením, pričom mnohé nebiologické reakcie spotrebúvajú kyslík. V zriedkavých prípadoch sa CO2 z organických chemikálií tvorí abioticky.
The test chemical, normally at 20 mg C/l, as the sole source of carbon and energy, is incubated in a buffer-mineral salts medium which has been inoculated with a mixed population of micro-organisms.
Testovaná chemikália, zvyčajne v koncentrácii 20 mg C/l, sa ako jediný zdroj uhlíka a energie inkubuje v tlmivom médiu s obsahom minerálnych solí, ktoré bolo inokulované zmiešanou populáciou mikroorganizmov.
The test is performed in sealed bottles with a headspace of air, which provides a reservoir of oxygen for aerobic biodegradation.
Test prebieha v hermeticky uzavretých fľašiach s priestorom nad kvapalinou obsahujúcim vzduch, ktorý predstavuje rezervoár kyslíka pre aeróbnu biodegradáciu.
Suspend the concentrated sludge in mineral medium to yield a concentration of 3-5 g suspended solids/l.
Koncentrovaný kal sa suspenduje v minerálnom médiu s cieľom získať koncentráciu 3 – 5 g suspendovaných tuhých látok/l.
Thereafter aerate until required.
Následne sa prevzdušňuje podľa potreby.
Sturm RN (1973).
Sturm, R. N. (1973).
Larson RJ (1979).
Larson, R. J. (1979).
Larson RJ, Hansmann MA and Bookland EA (1996).
Larson, R. J., Hansmann, M. A., a Bookland, E. A. (1996).
Carbon dioxide recovery in ready biodegradability tests: mass transfer and kinetic constants, Chemosphere 33: 1195-1210.
Carbon dioxide recovery in ready biodegradability tests: mass transfer and kinetic constants, Chemosphere 33: 1195 – 1210.
ISO 9439 (1990; revised 1999).
ISO 9439 (1990; revidované 1999). Kvalita vody.
Gledhill WE (1975).
Gledhill, W. E. (1975).
Weytjens D, Van Ginneken I and Painter HA (1994).
Weytjens, D., Van Ginneken, I., a Painter, H. A. (1994).
Chemosphere 28: 801-812.
Chemosphere 28: 801 – 812.
Ennis DM and Kramer A (1975).
Ennis, D. M., a Kramer, A. (1975).
Ennis DM, Kramer A, Jameson CW, Mazzoccki PH and Bailey PH (1978).
Ennis, D. M., Kramer, A., Jameson, C. W., Mazzoccki, P. H., a Bailey, P. H. (1978).
Boatman RJ, Cunningham SL and Ziegler DA (1986).
Boatman, R. J., Cunningham, S. L., a Ziegler, D. A. (1986).
Struijs J and Stoltenkamp J (1990).
Struijs, J., a Stoltenkamp, J. (1990).
Safety 19: 204-211.
Safety 19: 204 – 211.
Birch RR and Fletcher RJ (1991).
Birch, R. R., a Fletcher, R. J. (1991).
Chemosphere 23: 507-524.
Chemosphere 23: 507 – 524.
Birch RR, Biver C, Campagna R, Gledhill WE, Pagga U, Steber J, Reust H, and Bontinck WJ (1989).
Birch, R. R., Biver, C., Campagna, R., Gledhill, W. E., Pagga, U., Steber, J., Reust, H., a Bontinck, W.
Chemosphere 19: 1527-1550.
Chemosphere 19: 1527 – 1550.
Battersby NS (1997).
Battersby, N. S. (1997).
Battersby NS, Ciccognani D, Evans MR, King D, Painter HA, Peterson DR and Starkey M (1999).
Battersby, N. S., Ciccognani, D., Evans, M. R., King, D., Painter, H. A., Peterson, D. R., a Starkey, M. (1999).
Chemosphere 38: 3219-3235.
Chemosphere 38: 3219 – 3235.
Struijs J, Stoltenkamp-Wouterse MJ and Dekkers ALM (1995).
Struijs, J., Stoltenkamp-Wouterse, M. J., a Dekkers, A. L. M. (1995).
Biodegradation 6: 319-327.
Biodegradation 6: 319 – 327.
Among the Test Methods relating to environmental fate, the Bioconcentration: Flow-through Fish Test (chapter C.13 of this Annex (49)) and the Bioaccumulation in Sediment-dwelling Benthic Oligochaetes (53) were published in 1996 and 2008 respectively.
Pokiaľ ide o testovacie metódy týkajúce sa environmentálneho osudu, Biokoncentrácia: prietokový rybí test [kapitola C.13 tejto prílohy (49)] bola uverejnená v roku 1996 a Bioakumulácia pri bentických máloštetinavcoch žijúcich v sedimente [kapitola C.51 tejto prílohy (53)] bola uverejnená v roku 2008.
The extrapolation of aquatic bioaccumulation data to terrestrial organisms like earthworms is difficult, if possible at all.
Extrapolácia údajov o vodnej bioakumulácii na suchozemské organizmy, ako sú dážďovky, je zložitá, resp. nemožná.
Model calculations based on a test chemical’s lipophilicity, e.g. (14) (37), are currently used for the assessment of bioaccumulation of chemicals in soil, as e.g. in the EU Technical Guidance Document (19).
Modelové výpočty založené na lipofilite testovanej chemikálie, napr. (14) (37), sa v súčasnosti využívajú na hodnotenie bioakumulácie chemikálií v pôde, ako napríklad v technickom usmerňovacom dokumente EÚ (19).
The need for a compartment-specific test method has already been addressed, e.g. (55).
Potrebe testovacej metódy špecifickej pre kompartmenty už bola venovaná pozornosť, napr. (55).
Such a method is especially important for the evaluation of secondary poisoning in terrestrial food chains (4).
Takáto metóda je dôležitá najmä pre hodnotenie sekundárnej otravy v suchozemských potravinových reťazcoch (4).
Several national test methods address the issue of bioaccumulation in organisms other than fish e.g. (2) and (72).
Problému bioakumulácie v organizmoch iných ako ryby sa venuje niekoľko testovacích metód na vnútroštátnej úrovni, napr. (2) a (72).
A method on the measurement of bioaccumulation from contaminated soils in earthworms (Eisenia fetida, Savigny) and potworms has been developed by the American Society for Testing and Materials (3).
Metódu merania bioakumulácie pri dážďovkách a červoch čeľade Enchytraeidae (Eisenia fetida, Savigny) z kontaminovanej pôdy vypracovala Americká spoločnosť pre testovanie a materiály (American Society for Testing and Materials) (3).
An internationally accepted method for the determination of bioaccumulation in spiked soil will improve the risk assessment of chemicals in terrestrial ecosystems e.g. (25) (29).
Medzinárodne uznávaná metóda na stanovenie bioakumulácie v obohatenej pôde prispeje k lepšiemu hodnoteniu rizík chemikálií v suchozemských ekosystémoch, napr. (25) (29).
By bioturbation of the soil and by serving as prey these animals can have a strong influence on the bioavailability of chemicals to other organisms like invertebrates (e.g. predatory mites and beetles; e.g. (64)) or vertebrate (e.g. foxes and gulls) predators (18) (62).
Tieto zvieratá vzhľadom na bioturbáciu pôdy a skutočnosť, že bývajú častou korisťou, významne ovplyvňujú biodostupnosť chemikálií pre iné organizmy, ako sú dravce patriace do skupiny bezstavovcov [napr. dravé roztoče a chrobáky, napr. (64)] alebo stavovcov (napr. líšky a čajky) (18) (62).
Some species of terrestrial oligochaetes currently used in ecotoxicological testing are described in Appendix 5.
Niektoré druhy suchozemských máloštetinavcov, ktoré sa v súčasnosti využívajú v ekotoxikologickom testovaní, sú opísané v dodatku 5.
Tests for measuring the bioaccumulation of a chemical in terrestrial oligochaetes have been performed with heavy metals (see e.g. (63)) and persistent, organic chemicals having log Kow values between 3,0 and 6,0, e.g. (40).
Testy na meranie bioakumulácie chemikálie pri suchozemských máloštetinavcoch boli vykonané s ťažkými kovmi [pozri napr. (63)] a perzistentnými, organickými chemikáliami s hodnotami log Kow od 3,0 do 6,0, napr. (40).
Such tests also apply to:
Takéto testy sa vzťahujú aj na:
Toxicity of the test chemical to the species used in the test should be known, e.g. an effect concentration (ECx) or lethal concentration (LCx) for the time of the uptake phase (e.g. (19)).
Toxicita testovanej chemikálie pre živočíšny druh použitý v teste by mala byť známa, napr. účinná koncentrácia (ECx) alebo letálna koncentrácia (LCx) počas fázy absorpcie [napr. (19)].
The selected concentration of the test chemical should preferably be about 1 % of its acute asymptotic LC50, and at least 10-fold higher than its detection limit in soil by the analytical method used.
Vybratá koncentrácia testovanej chemikálie by podľa možnosti mala predstavovať približne 1 % jej akútnej asymptotickej LC50 a mala by byť najmenej desaťkrát vyššia ako jej detekčný limit v pôde pri použitej analytickej metóde.
If available, preference should be given to toxicity values derived from long-term studies on sublethal endpoints (51) (52).
Prednostne by sa mali použiť hodnoty toxicity získané z dlhodobých štúdií o subletálnych parametroch, pokiaľ sú k dispozícii (51) (52).
If such data are not available, an acute toxicity test will provide useful information (see e.g. (23)).
Ak takéto údaje nie sú dostupné, užitočné informácie prinesie test akútnej toxicity [pozri napr. (23)].
An elimination phase provides information on the rate at which the test chemical is excreted by the test organisms (e.g. (27)).
Fáza eliminácie poskytuje informácie o rýchlosti, ktorou testovacie organizmy vylučujú testovanú chemikáliu [napr. (27)].
If a steady state has not been reached during the uptake phase, the determination of the kinetic parameters – kinetic bioaccumulation factor BAFk, uptake and elimination rate constant(s) – should preferably be based on simultaneous fitting of the results of the uptake and elimination phases.
Ak sa v priebehu fázy absorpcie nedosiahol rovnovážny stav, stanovenie kinetických parametrov – kinetického bioakumulačného faktora BAFk, konštánt rýchlosti absorpcie a eliminácie – by podľa možnosti malo byť založené na súbežnej úprave výsledkov z fáz absorpcie a eliminácie.
The concentration of the test chemical in/on the worms is monitored throughout both phases of the test.
Koncentrácia testovanej chemikálie v/na červoch sa monitoruje v priebehu oboch fáz testu.
For aquatic oligochaetes it is assumed that after the initial 4-24 h of the elimination phase, most of the contaminated gut content has been replaced by clean sediment e.g. (46).
Pri vodných máloštetinavcoch sa predpokladá, že po prvých 4 – 24 hodinách fázy eliminácie sa väčšina kontaminovaného obsahu tráviaceho traktu nahradí čistým sedimentom, napr. (46).
Similar findings have been reported for earthworms in studies on the accumulation of radiolabelled cadmium and zinc (78).
Podobné zistenia boli zaznamenané aj pri dážďovkách v štúdiách akumulácie rádiooznačeného kadmia a zinku (78).
In the non-purged enchytraeids, the concentration of this first sample of the elimination phase may be considered as the tissue concentration after gut purge.
Pri nevyprázdnených Enchytraeidae možno koncentráciu tejto prvej vzorky fázy eliminácie považovať za koncentráciu v tkanive po vyprázdnení tráviaceho traktu.
To account for dilution of the test item concentration by uncontaminated soil during the elimination phase, the weight of the gut content may be estimated from worm wet weight/worm ash weight or worm dry weight/worm ash weight ratios.
Na zohľadnenie zriedenia koncentrácie testovanej látky nekontaminovanou pôdou počas fázy eliminácie možno hmotnosť obsahu tráviaceho traktu odhadnúť na základe pomeru čerstvej hmotnosti a hmotnosti popola alebo pomeru suchej hmotnosti a hmotnosti popola pri červoch.
Amorim M (2000).
Amorim, M. (2000).
Beek B, Boehling S, Bruckmann U, Franke C, Joehncke U, Studinger G (2000).
Beek, B., Boehling, S., Bruckmann, U., Franke, C., Joehncke, U., Studinger, G. (2000).
Springer-Verlag Berlin Heidelberg: 235-276.
Springer-Verlag Berlin Heidelberg: 235 – 276.
Belfroid A, Sikkenk M, Seinen W, Van Gestel C, Hermens J (1994).
Belfroid, A., Sikkenk, M., Seinen, W., Van Gestel, C., Hermens, J. (1994).
Belfroid A, Van Wezel A, Sikkenk M, Van Gestel C, Seinen W & Hermens J (1993).
Belfroid, A., Van Wezel, A., Sikkenk, M., Van Gestel, C., Seinen, W., a Hermens, J. (1993).
Safety 25: 154-165.
Safety 25: 154 – 165.
Belfroid A, Meiling J, Drenth H, Hermens J, Seinen W, Van Gestel C (1995).
Belfroid, A., Meiling, J., Drenth, H., Hermens, J., Seinen, W., Van Gestel, C. (1995).
Safety 31: 185-191.
Safety 31: 185 – 191.
Bell AW (1958).
Bell, A. W. (1958).
Bligh EG and Dyer WJ (1959).
Bligh, E. G., a Dyer, W. J. (1959).
Bouche M (1972).
Bouche, M. (1972).
Bruns E, Egeler Ph, Moser T, Römbke J, Scheffczyk A, Spörlein P (2001a).
Bruns, E., Egeler, Ph., Moser, T., Römbke, J., Scheffczyk, A., Spörlein, P. (2001a).
Bruns E, Egeler Ph, Römbke J Scheffczyk A, Spörlein P (2001b).
Bruns, E., Egeler, Ph., Römbke, J., Scheffczyk, A., Spörlein, P. (2001b).
Hydrobiologia 463: 185-196.
Hydrobiologia 463: 185 – 196.
Conder JM and Lanno RP (2003).
Conder, J. M., a Lanno, R. P. (2003).
J. Soils Sediments 3: 13-20.
J. Soils Sediments 3: 13 – 20.
Connell DW and Markwell RD (1990).
Connell, D. W., a Markwell, R. D. (1990).
Chemosphere 20: 91-100.
Chemosphere 20: 91 – 100.
Didden WAM (1993).
Didden, W. A. M. (1993).
Didden W (2003).
Didden, W. (2003).
De Boer J, Smedes F, Wells D, Allan A (1999).
De Boer, J., Smedes, F., Wells, D., Allan, A. (1999).
Dietrich DR, Schmid P, Zweifel U, Schlatter C, Jenni-Eiermann S, Bachmann H, Bühler U, Zbinden N (1995).
Dietrich, D. R., Schmid, P., Zweifel, U., Schlatter, C., Jenni-Eiermann, S., Bachmann, H., Bühler, U., Zbinden, N. (1995).
Edwards CA and Bohlen PJ (1996).
Edwards, C. A., a Bohlen, P. J. (1996).
Egeler Ph, Gilberg D, Scheffczyk A, Moser Th and Römbke J (2009).
Egeler, Ph., Gilberg, D., Scheffczyk, A., Moser, Th., a Römbke, J. (2009).
Elmegaard N and Jagers op Akkerhuis GAJM (2000).
Elmegaard, N., a Jagers op Akkerhuis GAJM (2000).
Soil organisms and functions, EPPO (European Plant Protection Organization) Standards, Bull, OEPP/EPPO 33: 195-208.
Soil organisms and functions, EPPO (European Plant Protection Organization) Standards, Bull, OEPP/EPPO 33: 195 – 208.
Franke C (1996).
Franke, C. (1996).
Franke C, Studinger G, Berger G, Böhling S, Bruckmann U, Cohors-Fresenborg D, Jöhncke U (1994).
Franke, C., Studinger, G., Berger, G., Böhling, S., Bruckmann, U., Cohors-Fresenborg, D., Jöhncke, U. (1994).
Chemosphere 29: 1501-1514.
Chemosphere 29: 1501 – 1514.
Füll C (1996).
Füll, C. (1996).
Füll C, Schulte C, Kula C (2003).
Füll, C., Schulte, C., Kula, C. (2003).
Gabric A.J, Connell DW, Bell PRF (1990).
Gabric, A. J., Connell, D. W., Bell, P. R. F. (1990).
Gardner WS, Frez WA, Cichocki EA, Parrish CC (1985).
Gardner, W. S., Frez, W.
Limnology and Oceanography 30: 1099-1105.
Limnology and Oceanography 30: 1099 – 1105.
Hawker DW and Connell DW (1988).
Hawker, D. W., a Connell, D. W. (1988).
Hund-Rinke K and Wiechering H (2000).
Hund-Rinke, K., a Wiechering, H. (2000).
J. Soils Sediments 1: 15-20.
J. Soils Sediments 1: 15 – 20.
Hund-Rinke K, Römbke J, Riepert F, Achazi R (2000).
Hund-Rinke, K., Römbke, J., Riepert, F., Achazi, R. (2000).
& Eisentraeger, A. (eds.), Spektrum Verl., Heidelberg, 59-81.
& Eisentraeger, A. (eds.), Spektrum Verl., Heidelberg, 59 – 81.
ISO 11268-2 (1998) Soil Quality – Effects of pollutants on earthworms (Eisenia fetida).
ISO 11268-2 (1998) Kvalita pôdy – účinky znečisťujúcich látok na dážďovky (Eisenia fetida).
Jaenike J (1982).
Jaenike, J. (1982).
Megadrilogica 4: 6-8.
Megadrilogica 4: 6 – 8.
Jager T (1998).
Jager, T. (1998).
Jager T, Sanchez PA, Muijs B, van der Welde E, Posthuma L (2000).
Jager, T., Sanchez, P. A., Muijs, B., van der Welde, E., Posthuma, L. (2000).
Jager T, Baerselman R, Dijkman E, De Groot AC, Hogendoorn EA, DeJong A, Kruitbosch JAW, Peijnenburg W J G. M (2003a).
Jager, T., Baerselman, R., Dijkman, E., De Groot, A. C., Hogendoorn, E. A., DeJong, A., Kruitbosch, J. A. W., Peijnenburg, W.
Jager T, Fleuren RLJ, Hoogendoorn E, de Korte G (2003b).
Jager, T., Fleuren, R. L. J., Hoogendoorn, E., de Korte, G. (2003b).
Janssen MPM, Bruins A, De Vries TH, Van Straalen NM (1991).
Janssen, M. P. M., Bruins, A., De Vries, T. H., Van Straalen, N. M. (1991).
Kasprzak K (1982).
Kasprzak, K. (1982).
Pedobiologia 23: 217-232.
Pedobiologia 23: 217 – 232.
Khalil AM (1990).
Khalil, A. M. (1990).
Landrum PF (1989).
Landrum, P. F. (1989).
Marinussen MPJC, Van der Zee SEATM, De Haan FA (1997).
Marinussen, M. P. J. C., Van der Zee, S. E. A. T. M., De Haan, F. A. M. (1997).
Safety 36: 17-26.
Safety 36: 17 – 26.
Mount DR, Dawson TD, Burkhard LP (1999).
Mount, D. R., Dawson, T. D., Burkhard, L. P. (1999).
Nendza M (1991).
Nendza, M. (1991).
Petersen H and Luxton M (1982).
Petersen, H., a Luxton, M. (1982).
Phillips DJH (1993).
Phillips, D. J. H. (1993).
Pflugmacher J (1992).
Pflugmacher, J. (1992).
Posthuma L, Weltje L, Anton-Sanchez FA (1996).
Posthuma, L., Weltje, L., Anton-Sanchez, F. A. (1996).
Randall RC, Lee II H, Ozretich RJ, Lake JL, Pruell RJ (1991).
Randall, R. C., Lee, II H., Ozretich, R. J., Lake, J. L., Pruell, R. J. (1991).
Römbke J, Egele, P, Füll C (1998).
Römbke, J., Egele, P., Füll, C. (1998).
Römbke J and Moser Th (1999).
Römbke, J., a Moser, Th. (1999).
Römbke J, Riepert F, Achazi R (2000).
Römbke, J., Riepert, F., Achazi, R. (2000).
Safety 27: 107-127.
Safety 27: 107 – 127.
Sample BE, Suter DW, Beauchamp JJ, Efroymson RA (1999).
Sample, B. E., Suter, D. W., Beauchamp, J. J., Efroymson, R. A. (1999).
Schlosser H-J and Riepert F (1992).
Schlosser, H.-J., a Riepert, F. (1992).
Schmelz R and Collado R (1999).
Schmelz, R., a Collado, R. (1999).
Sims R W and Gerard BM (1985).
Sims, R. W., a Gerard, B. M. (1985). Earthworms, In: Kermack, D. M. & Barnes, R. S. K. (Hrsg.): Synopses of the British Fauna (New Series) No. 31.
Sousa JP, Loureiro S, Pieper S, Frost M, Kratz W, Nogueira AJA, Soares AMVM (2000).
Sousa, J. P., Loureiro, S., Pieper, S., Frost, M., Kratz, W., Nogueira, A. J. A., Soares, A. M. V. M. (2000).
Spacie A and Hamelink JL (1982).
Spacie, A., a Hamelink, J. L. (1982).
Stephenson GL, Kaushik A, Kaushik NK, Solomon KR, Steele T, Scroggins RP (1998).
Stephenson, G. L., Kaushik, A., Kaushik, N. K., Solomon, K. R., Steele, T., Scroggins, R. P. (1998).
Setac Press, Pensacola, 67-81.
Setac Press, Pensacola, 67 – 81.
Sterenborg I, Vork NA, Verkade SK, Van Gestel CAM, Van Straalen NM (2003).
Sterenborg, I., Vork, N. A., Verkade, S. K., Van Gestel, C. A. M., Van Straalen, N. M. (2003).
Chemistry 22: 1167-1171.
Chemistry 22: 1167 – 1171.
Van Brummelen TC and Van Straalen NM (1996).
Van Brummelen, T. C., a Van Straalen, N. M. (1996).
Van Gestel CA and Ma W-C (1990).
Van Gestel, C. A., a Ma, W.-C. (1990).
Chemosphere 21: 1023-1033.
Chemosphere 21: 1023 – 1033.
Van Straalen NM, Donker MH, Vijver MG, van Gestel CAM (2005).
Van Straalen, N. M., Donker, M. H., Vijver, M. G., van Gestel, C. A. M. (2005).
Environmental Pollution 136: 409-417.
Environmental Pollution 136: 409 – 417.
Venter JM and Reinecke AJ (1988).
Venter, J. M., a Reinecke, A. J. (1988).
Vijver MG, Vink JPM, Jager T, Wolterbeek HT, van Straalen NM, van Gestel CAM (2005).
Vijver, M. G., Vink, J. P. M., Jager, T., Wolterbeek, H. T., van Straalen, N. M., van Gestel, C. A. M. (2005).
Widianarko B and Van Straalen NM (1996).
Widianarko, B., a Van Straalen, N. M. (1996).
The moisture content is determined at the beginning and at the end of the test (at 105 °C).
Obsah vlhkosti sa stanoví na začiatku a na konci testu (pri teplote 105 °C).
It should be optimal for the species’ requirements (the moisture content can also be checked as follows: when the soil is gently squeezed in the hand, small drops of water should appear between the fingers).
Mal by optimálne zodpovedať požiadavkám jednotlivých druhov (obsah vlhkosti možno skontrolovať aj takto: keď sa pôda jemne stlačí v ruke, medzi prstami by sa mali objaviť malé kvapky vody).
Since 1972 it is divided into two subspecies (Eisenia fetida and Eisenia andrei (10)).
Od roku 1972 sa delí na dva poddruhy [Eisenia fetida a Eisenia andrei (10)].
According to Jaenike (36), they are true, separate species.
Podľa Jaenikeho (36) ide v skutočnosti o dva samostatné druhy.
Eisenia fetida is easily recognised by its bright intersegmental yellow stripes whereas Eisenia andrei has a uniform, dark red colour.
Eisenia fetida sa ľahko rozpozná podľa svetlých intersegmentálnych žltých pásikov, zatiaľ čo Eisenia andrei má jednotné tmavočervené zafarbenie.
Eisenia fetida and Eisenia andrei are commercially available, e.g. as fish bait.
Eisenia fetida a Eisenia andrei sú komerčne dostupné, napr. ako návnady na ryby.
In recent years, this species has often been used in ecotoxicological studies because of the simplicity of its breeding and testing, e.g. Kuperman et al.
V posledných rokoch sa tento druh často používa v ekotoxikologických štúdiách pre jednoduchosť chovu a testovania, napr. Kuperman a kol.
Newsletter on Enchytraeidae 6: 117-126.
Newsletter on Enchytraeidae 6: 117 – 126.
Reviews 13: 51-83.
Reviews 13: 51 – 83.
Pedobiologia 47: 651-656.
Pedobiologia 47: 651 – 656.
Pedobiologia 47: 607-616.
Pedobiologia 47: 607 – 616.
Hydrobiologia 334: 263-267.
Hydrobiologia 334: 263 – 267.“
American Chemical Society, Washington, DC, 2-1 to 2-52.
American Chemical Society, Washington, DC, 2-1 až 2-52.
It is advised to start each exposure session with the group that will be exposed the longest, e.g. the 240-min exposure group, followed by the 120 minute exposure group, and so on.
Odporúča sa začať každé kolo expozície skupinou, ktorá bude exponovaná najdlhšie, napr. skupinou na 240-minútovú expozíciu, po ktorej nasleduje skupina na 120-minútovú expozíciu atď.
If, for example, animals in the 240 minute group are dying after 90 minutes or showing severe signs of toxicity (e.g. extreme changes in breathing pattern such as laboured breathing), it would not make sense to expose a group for 120 minutes because mortality would likely be 100 %.
Ak napríklad zvieratá v skupine na 240-minútovú expozíciu hynú po 90 minútach alebo vykazujú závažné príznaky toxicity (napr. extrémne zmeny v dýchaní, ako je napríklad namáhavé dýchanie), nemá význam exponovať skupinu na 120 minút, lebo mortalita by pravdepodobne dosiahla 100 %.
Academic Press: San Diego, CA, pp. 52-85.
Academic Press: San Diego, CA, s. 52 – 85.
Species/strain used and justification for using a species other than the rat. Source and historical data may be provided, if they are from animals exposed under similar exposure, housing, and fasting conditions.
použité druhy/kmene a odôvodnenie použitia druhov iných ako potkany, môže sa uviesť zdroj a historické údaje, ak sa týkajú zvierat v podobných podmienkach expozície, umiestnenia a nekŕmenia,
In: Waalkes MP and Ward JM (eds) Carcinogenesis.
In: Waalkes, M. P., a Ward, J. M. (eds) Carcinogenesis.
Species/strain used and justification for using a species other than the rat. Source and historical data may be provided, if they are for animals exposed under similar exposure, housing, and fasting conditions.
použité druhy/kmene a odôvodnenie použitia druhov iných ako potkany, môže sa uviesť zdroj a historické údaje, ak sa týkajú zvierat v podobných podmienkach expozície, umiestnenia a kŕmenia,