natgillin/translations-raw huggingface dataset:
The units were operated on a 24 h cycle: aeration for 23 h, wastage of sludge, settlement, withdrawal of supernatant (effluent) followed by addition of synthetic sewage plus test chemical, up to 100 μg/l, (i.e. at about the same concentration used in the short term test).
Enheterna kördes med en 24-timmarscykel: luftning under 23 timmar, kassering av slam, sedimentering, borttagning av supernatant (utflöde) och därefter tillsats av syntetiskt avloppsvatten plus testkemikalie, upp till μg/l (dvs. ungefär samma koncentration som användes i korttidstestet).
Once per week 10 % of the total sludge was replaced by fresh sludge in order to maintain a balanced microbial population.
En gång i veckan ersattes 10 % av totalslammet med färskt slam för att upprätthålla balans i den mikrobiella populationen.
Data from the SCAS units are used to calculate the percentage removal of test chemical (paragraph 54).
Data från SCAS-enheterna används för att beräkna procentandelen eliminerad testkemikalie (punkt 54).
Also, an average rate constant, K1, (normalised for concentration of suspended solids) can be calculated from:
Likaså kan en konstant för genomsnittlig eliminering K1 (normaliserad för koncentrationen suspenderade fasta ämnen) kalkyleras genom följande:
Simulation tests are normally applied to chemicals which have failed a screening test for ready biodegradability (Chapter C.4 A to F of this Annex (9)), but have passed a test for inherent biodegradability.
Simuleringstest används i regel på kemikalier som inte har klarat screeningtest för lätt bionedbrytbarhet (kapitel C.4 A till F i denna bilaga (9)) men som har klarat test för lätt bionedbrytbarhet.
Exceptionally simulation tests are also applied to any chemical about which more information is required, especially high-tonnage chemicals, and normally the activated sludge test is applied (C.10 A).
Undantagsvis används simuleringstest också för kemikalier där det krävs mer information, särskilt storvolymskemikalier, och i regel används test med aktiverat slam (C.10 A).
In some circumstances, however, specific information is required relating the behaviour of a chemical to methods of waste water treatment involving biofilms, namely, percolating or trickling filters, rotating biological contactors, fluidised beds.
Under vissa omständigheter krävs det dock specifik information om hur en kemikalie agerar när reningsmetoderna inbegriper biofilm (biologiska filter eller bakteriefilter, roterande biologiska kontaktorer, fluidbädd).
To meet this need various devices have been developed.
För att möta dessa behov har olika slags utrustning tagits fram.
Near the bottom of each storage vessel there is an outlet which is connected by suitable tubing, e.g. silicone rubber, via a peristaltic pump (B) to a glass or acrylic delivery tube which enters 2-4 cm into the higher (feed) end of the inclined tube (C).
Nära botten av varje lagringskärl finns ett utlopp som är kopplat med lämpliga rör, t.ex. av silikongummi, via en peristaltisk pump (B) till ett glas- eller akrylmatningsrör som går 2–4 cm in i den högre (inmatnings)ändan av det lutade röret (C).
Effluent is allowed to drip from the lower end of the inclined tube to be collected in another storage vessel (D).
Utflödet får droppa ut från det lutade rörets lägre ända för uppsamling i ett annat lagringskärl (D).
Adjust the angle of inclination of the tubes to the horizontal to produce a residence time of 125 ± 12,5 sec. for the feed in a clean tube.
Justera rörens horisontella lutningsvinkel så att en uppehållstid på 125 ± 12,5 sekunder fås vid matning in i ett rent rör.
Estimate the retention time by adding a non-biological marker (e.g. NaCl, inert dye) to the feed: the time taken to reach peak concentration in the effluent is taken to be the mean retention time (when maximum film is present, the retention time can increase up to about 30 min.).
Uppskatta retentionstiden genom att tillsätta en icke-biologisk markör (t.ex. NaCl, inert färgmedel) till matningen – den tid som krävs för att nå toppkoncentration i utflödet anses utgöra den genomsnittliga retentionstiden (när filmen är maximal kan retentionstiden öka till cirka 30 minuter).
The water temperature could be controlled by isothermal room and in that case the room temperature should be confirmed in an appropriate time interval.
Vattentemperaturen kan hållas under kontroll genom att göra testningen i ett isotermiskt utrymme, varvid rumstemperaturen bör kontrolleras med lämpliga tidsintervall.
As this would leave time for degradation of many chemicals, equilibrium is not awaited but an equilibration period of 48 hours is recommended.
Eftersom en lång stabiliseringstid kan leda till att vissa kemikalier sönderfaller, eftersträvas här inte jämvikt; i stället rekommenderas en stabiliseringstid på 48 timmar.
At the end of this further equilibration period, the concentration of the test substance should be measured in the overlying water, the pore water and the sediment, at least at the highest concentration and a lower one (see paragraph 38).
I slutet av denna jämviktsperiod ska testämnets koncentration mätas i det överliggande vattnet, porvattnet och sediment, åtminstone för den högsta koncentrationen och en lägre koncentration (se punkt 38).
Normally, the larvae begin to hatch a couple of days after the eggs are laid (2 to 3 days for Chironomus riparius at 20 °C and 1 to 4 days for Chironomus tentans at 23 °C and Chironomus yoshimatui at 25 °C) and larval growth occurs in four instars, each of 4-8 days duration.
I regel börjar larverna kläckas några dagar efter att äggen har lagts (2–3 dagar för Chironomus riparius vid 20 °C och 1–4 dagar för Chironomus tentans vid 23 °C och Chironomus yoshimatsui vid 25 °C), och larvernas tillväxt sker i fyra stadier på 4–8 dagar per stadium.
First instar larvae (2-3 or 1-4 days post hatching) should be used in the test.
För testet ska första stadiets larver användas (2–3 eller 1–4 dagar efter kläckningen).
The instar of midges can possibly be checked using head capsule width (6).
Bestämning av larvstadium kan möjligen göras genom mätning av huvudkapseldiameter (6).
The food ration should be reduced in all treatments and control if fungal growth is seen or if mortality is observed in controls.
Mängden bör minskas för alla behandlingar och kontroller om det uppstår svamptillväxt eller mortalitet observeras i kontrollerna.
If fungal development cannot be stopped the test is to be repeated.
Om svamptillväxten inte kan stoppas måste testet upprepas.
Gentle aeration of the overlying water in test vessels is supplied preferably 24 hours after addition of the larvae and is pursued throughout the test (care should be taken that dissolved oxygen concentration does not fall below 60 per cent of ASV).
Skonsam luftning av överliggande vatten i testkärlen införs helst 24 timmar efter tillsättning av larverna och får pågå genom hela testet (se till att halten upplöst syre inte faller under 60 % av luftmättnadsvärdet ASV).
Centrifugation at e.g. 10000 g and 4 °C for 30 min. is the recommended procedure to isolate interstitial water.
Centrifugering vid t.ex. 10000 g och 4 °C i 30 minuter är det rekommenderade förfarandet för att isolera porvatten.
However, if the test substance is demonstrated not to adsorb to filters, filtration may also be acceptable.
Om det har demonstrerats att testämnet inte adsorberas på filter kan även filtrering godtas.
ER emergence ratio
ER kläckningsfrekvensen
The mean development time represents the mean time span between the introduction of larvae (day 0 of the test) and the emergence of the experimental cohort of midges. (For the calculation of the true development time, the age of larvae at the time of introduction should be considered).
Med genomsnittlig utvecklingstid avses den genomsnittliga tidsomfattningen mellan tillsättning av larver (testdag 0) och kläckningen av den experimentella kohorten myggor (för beräkning av den faktiska utvecklingstiden bör man beakta larvernas ålder vid tillsättningstidpunkten).
day i
dag i
Fleming R et al.
Fleming R. m.fl.
Assoc., 50: 1096-1121.
, ”A multiple comparisons procedure for comparing several treatments with a control”, J. Amer. Statis. Assoc., 50, s. 1096–1121.
Biometrics, 20: 482-491.
, ”New tables for multiple comparisons with a control”, Biometrics, 20, s. 482–491.
Protoplasma 154: 25-33.
Elendt B. P. och Bias W.
Safety 39: 10-20.
Safety 39, s. 10–20.
For the following statistical tests, the number of midges observed on inspection day x are assumed to be emerged at the mean of the time interval between day x and day x – l (l = length of the inspection interval, usually 1 day).
För efterföljande statistiska test antas antalet myggor observerade på inspektionsdag × ha kläckts i mitten av tidsintervallet mellan dag × och dag x-1 (l är inspektionsintervallets längd, i regel 1 dag).
Biometrics 20: 482-491.
, ”New tables for multiple comparisons with a control”, Biometrics, 20, s. 482–491.
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.
Den väletablerade koldioxidmetoden (1) är baserad på Sturms ursprungliga test (2) för bestämning av organiska kemikaliers bionedbrytbarhet, genom mätning av koldioxid (CO2) som produceras genom mikrobiell verksamhet, har i regel varit det första valet för testning av dåligt lösliga kemikalier och kemikalier med starkt adsorberande egenskaper.
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.
Testet väljs också för lösliga (men inte flyktiga) kemikalier, eftersom många anser att utveckling av koldioxid är det enda otvivelaktiga beviset på mikrobiell aktivitet.
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.
Avlägsnandet av upplöst organiskt kol kan påverkas av fysikalkemiska processer – adsorption, avdunstning, utfällning, hydrolys – såväl som av mikrobiell aktivitet och många icke-biologiska reaktioner som förbrukar syre; CO2 produceras sällan från organiska kemikalier på abiotisk väg.
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.
Testkemikalien, i regel 20 mg C/l, såsom enda källa för kol och energi, inkuberas i ett buffert-mineralsaltmedium som har inokulerats med en blandad population mikroorganismer.
The test is performed in sealed bottles with a headspace of air, which provides a reservoir of oxygen for aerobic biodegradation.
Testet genomförs i förslutna flaskor med ett luftutrymme ovanför vätskan som syrekälla för aerob biologisk nedbrytning.
Suspend the concentrated sludge in mineral medium to yield a concentration of 3-5 g suspended solids/l.
Det koncentrerade slammet suspenderas i mineralmediet till en koncentration på 3–5 g suspenderade fasta ämnen per liter.
Thereafter aerate until required.
Detta hålls under luftning tills att det används.
If DOC removal is to be measured (water-soluble test chemicals only), samples should be taken of the liquid phase from separate (non-acidified) bottles, membrane-filtered and injected into the DOC analyser.
Om DOC-eliminering ska mätas (endast vattenlösliga testkemikalier) bör proverna tas från vätskefasen i separata (icke-försurade) flaskor, membranfiltreras och injiceras i DOC-analysatorn.
These bottles can be used for other analyses as necessary, to measure primary biodegradation.
Dessa flaskor kan enligt behov användas för andra analyser för mätning av primär bionedbrytning.
If DOC removal is to be measured (water-soluble test chemicals only), samples should be taken of the liquid phase from separate bottles (containing no added alkali), membrane filtered and injected into the DOC analyser.
Om DOC-eliminering ska mätas (endast vattenlösliga testkemikalier) bör proverna tas från vätskefasen i separata flaskor (som inte innehåller tillsatt alkali), membranfiltreras och injiceras i DOC-analysatorn.
These bottles can be used for other analyses, as necessary, to measure primary biodegradability.
Dessa flaskor kan enligt behov användas för andra analyser för mätning av primär bionedbrytning.
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.
Chemosphere 19: 1527-1550.
J. (1989), ”Screening of chemicals for anaerobic biodegradation”, Chemosphere 19, s. 1527–1550.
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.
Bland testmetoderna rörande omvandling, spridning och nedbrytning i miljön publicerades Biokoncentration: Genomflödestest med fisk (kapitel C.13 i denna bilaga (49)) och bioackumulering i sedimentlevande bottenlevande oligochaeter (53) 1996 respektive 2008.
The extrapolation of aquatic bioaccumulation data to terrestrial organisms like earthworms is difficult, if possible at all.
Att extrapolera data om bioackumulering i vattenlevande organismer till jordlevande organismer såsom daggmaskar är svårt eller omöjligt.
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).
Modellberäkningar baserade på en testkemikalies lipofilicitet, t.ex. (14) (37), används för närvarande för bedömning av bioackumulering av kemikalier i jord, såsom t.ex. i EU:s tekniska vägledningsdokument (19).
The need for a compartment-specific test method has already been addressed, e.g. (55).
Behovet av en miljöspecifik testmetod har redan tagits upp, t.ex. (55).
Such a method is especially important for the evaluation of secondary poisoning in terrestrial food chains (4).
En sådan metod är särskilt viktig för utvärdering av sekundär förgiftning i livsmedelskedjan för jordlevande organismer (4).
Several national test methods address the issue of bioaccumulation in organisms other than fish e.g. (2) and (72).
Det finns flera nationella testmetoder som behandlar bioackumulering i andra organismer än fisk, t.ex. (2) och (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).
En metod för mätning av bioackumulering från förorenade jordar i daggmaskar (Eisenia fetida, Savigny) och ringmaskar har utvecklats av 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).
Genom en internationellt accepterad metod för bestämning av bioackumulering i spikad jord förbättras riskbedömningen av kemikalier i ekosystem i jordar, t.ex. (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).
Genom att dessa sköter bioturbation av jorden och även utgör byte kan de ha en stark inverkan på kemikaliers biotillgänglighet för andra organismer såsom invertebrater (t.ex. jagande kvalster och skalbaggar, t.ex. (64)) eller jagande ryggradsdjur (t.ex. rävar och måsar) (18) (62).
Some species of terrestrial oligochaetes currently used in ecotoxicological testing are described in Appendix 5.
Vissa arter av jordlevande oligochaeter som för närvarande används för ekotoxikologisk testning beskrivs i tillägg 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).
Tester för mätning av bioackumulering av en kemikalie i jordlevande oligochaeter har gjorts med tungmetaller (se t.ex. (63)) och långlivade organiska kemikalier med log Kow-värden mellan 3,0 och 6,0, t.ex. (40).
Such tests also apply to:
Sådana tester kan också användas för
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)).
Testkemikaliens toxicitet för de arter som används i testet bör vara känd, t.ex. en effektkoncentration (ECx) eller en dödlig koncentration (LCx) vid tidpunkten för upptagningsfasen, t.ex. (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.
Den valda koncentrationen för testkemikalien bör helst vara 1 % av akut asymptotiskt LC50 och bör vara minst tiofaldig jämfört med detektionsgränsen i jord med den analysmetod som används.
If available, preference should be given to toxicity values derived from long-term studies on sublethal endpoints (51) (52).
Helst bör toxicitetsvärden, om sådana finns, från långvariga studier om subletala endpoints användas (51) (52).
If such data are not available, an acute toxicity test will provide useful information (see e.g. (23)).
Om sådana uppgifter inte finns kan test om akut toxicitet ge värdefull information (se t.ex. (23)).
An elimination phase provides information on the rate at which the test chemical is excreted by the test organisms (e.g. (27)).
Elimineringsfasen ger information om den hastighet med vilken testkemikalien utsöndras av testorganismerna (se t.ex. (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.
Om stabilt tillstånd inte uppnås under upptagningsfasen bör bestämningen av de kinetiska parametrarna – kinetisk bioackumuleringsfaktor BAFk, upptagnings- och elimineringskonstanterna – helst baseras på simultan anpassning av resultaten från upptagnings- och elimineringsfaserna.
The concentration of the test chemical in/on the worms is monitored throughout both phases of the test.
Koncentrationen av testkemikalie i/på maskarna kontrolleras under testets båda faser.
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).
För vattenlevande oligochaeter antas att största delen av förorenat tarminnehåll har ersatts med rent sediment efter de första 4–24 timmarna av elimineringsfasen (se t.ex. (46)).
Similar findings have been reported for earthworms in studies on the accumulation of radiolabelled cadmium and zinc (78).
Liknande resultat har rapporterats för daggmaskar i studier rörande ackumulering av radioaktivmärkt kadmium och zink (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.
För icke-tömda enchytraeider kan koncentrationen i detta första prov från elimineringsfasen anses vara koncentrationen i vävnad efter tarmtömning.
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.
För att beakta den utspädning av testämneskoncentrationen som kan tillskrivas oförorenad jord under elimineringsfasen kan tarminnehållets vikt uppskattas från förhållandena mellan maskarnas våtvikt/askvikt eller torrvikt/askvikt.
Safety 25: 154-165.
”The toxicokinetic behavior of chlorobenzenes in earthworms (Eisenia andrei): Experiments in water”, Ecotox. Environ. Safety 25, s. 154–165.
Gardner WS, Frez WA, Cichocki EA, Parrish CC (1985).
Gardner W.
Limnology and Oceanography 30: 1099-1105.
A., Cichocki E. A., Parrish C. C. (1985), ”Micromethods for lipids in aquatic invertebrates”, Limnology and Oceanography 30, s. 1099–1105.
ISO 11268-2 (1998) Soil Quality – Effects of pollutants on earthworms (Eisenia fetida).
ISO 11268–2 (1998), Soil Quality – Effects of pollutants on earthworms (Eisenia fetida).
Chemosphere 21: 1023-1033.
C. (1990), ”An approach to quantitative structure-activity relationships (QSARs) in earthworm toxicity studies”, Chemosphere 21, s. 1023–1033.
The moisture content is determined at the beginning and at the end of the test (at 105 °C).
Fukthalten bestäms i början och i slutet av testet (vid 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).
Fukthalten bör vara optimal för den art som testas (fukthalten kan också kontrolleras genom att försiktigt krama jorden i handen och då bör det komma fram små vattendroppar mellan fingrarna).
Since 1972 it is divided into two subspecies (Eisenia fetida and Eisenia andrei (10)).
Från och med 1972 är den uppdelad i två underarter (Eisenia fetida och Eisenia andrei (10)).
According to Jaenike (36), they are true, separate species.
Enligt Jaenike (36) är dessa äkta, separata arter.
Eisenia fetida is easily recognised by its bright intersegmental yellow stripes whereas Eisenia andrei has a uniform, dark red colour.
Eisenia fetida känns lätt igen genom de klargula banden mellan segmenten medan Eisenia andrei har en enhetlig mörkröd färg.
Eisenia fetida and Eisenia andrei are commercially available, e.g. as fish bait.
Eisenia fetida och Eisenia andrei säljs allmänt på marknaden, t.ex. som fiskbete.
Two study types are described below: the Traditional protocol, and the C × t protocol.
Två studietyper beskrivs nedan: det traditionella protokollet och k × t-protokollet.
Both protocols may include a sighting study, a main study, and/or a limit test (Traditional protocol) or testing at a limit concentration (C × t).
Båda protokollen kan inkludera en inledande studie, en huvudstudie och/eller ett toleranstest (traditionellt protokoll), eller testning av en gränskoncentration (k × t).
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.
Det rekommenderas att börja varje exponeringssession med den grupp som kommer att exponeras längst, t.ex. gruppen för exponering i 240 minuter följt av den som exponeras i 120 minuter, och så vidare.
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 %.
Om, till exempel, djur i 240-minutersgruppen dör efter 90 minuter eller uppvisar allvarliga tecken på toxicitet (t.ex. extrema förändringar i andningsmönster såsom ansträngd andning) är det inte meningsfullt att utsätta en grupp för 120 minuter eftersom dödligheten sannolikt skulle vara 100 %.
In: Waalkes MP and Ward JM (eds) Carcinogenesis.
I: Waalkes MP and Ward JM (eds) Carcinogenesis.
Queen’s University Press, Belfast. pp 279-284.
In D’Arcy POF & Harron DWG (eds). Proceedings of the Third International Conference on Harmonisation. Queen’s University Press, Belfast. s. 279–284.
Description of pilot studies used in the experimental design of the follow-up studies, if applicable. Pilot study supporting data should be submitted;
Pilotstudiens underlag ska lämnas in.