4. DiscussionThe test battery used

4. Discussion
The test battery used in this study was selected in order to assess a wide range of toxic responses originating from both direct and indirect contact exposure to treatment wetland sediments.
Toxicity measured with the OstracodtoxkitF™ (H. incongruens) was observed for both the acute and the chronic endpoint and there was a clear gradual reduction of toxicity with treatment. More samples were toxic using the chronic endpoint compared to the acute endpoint illustrating the need for further testing with additional sediment contact tests with chronic endpoint, although there is currently not a wide choice.Hyalella azteca has been used in several studies but this species is in contrast to H. congruens not present in European freshwater ecosystems. Alternative test organisms for which internationally accepted test methods have been developed and used for sediment toxicity testing are Lumbriculus variegatus orChironomus riparius ( Egeler et al., 2010). A major advantage of using H. incongruens in the OstracodtoxkitF™ is that the test organisms are hatched from cysts avoiding maintenance of in-house stock cultures. Even though it has not yet reached international standardization, an international intercalibration comparison has recently been conducted in preparation for ISO standardization of the test method ( Janssen and Persoone, 2010).
It is not known which contaminants cause the toxic response in H. incongruens. There is still not an extensive database for different chemicals available. However, the test organism should be able to tolerate the high levels of chloride and ammonia commonly found in landfill leachate ( Kjeldsen et al., 2002, Öman and Junestedt, 2008 and Waara, 2013) according to previous sediment spiking experiments in our laboratory (Waara and Ribé unpubl.). It is therefore likely that one or several other pollutants within the sediment are responsible for the toxic response observed.
The low toxicity indicated by A. fischeri in the porewater in some of the samples (only IC20 values could be determined) and the lack of toxicity in the other samples confirms the low toxicity using the same test method in a previous study on the toxicity of the untreated and treated leachate at the inlet and outflow of the wetland ( Waara et al., 2008). In many studies evaluating the toxicity of landfill leachate A. fischeri has been shown to be a less sensitive test organism than several other species ( Clément et al., 1996, Devare and Bahadir, 1994, Isidori et al., 2003 and Waara et al., 2008). This can be explained, at least partly, by its low sensitivity to un-ionized ammonia and, as a marine species, it has a natural tolerance to high salinity. The reason to include it in the test battery was, apart from its tolerance to un-ionized ammonia and salts, because it is rapid and both liquid samples and whole sediments can be assessed (Quereshi et al., 1998).
It is well known that the solid phase test with A. fischeri may be confounded by the grain size of the sediment. The smaller the grain-size the lower IC50 value of clean sediment ( Environment Canada, 2002, Ringwood et al., 1997 and Tay et al., 1998). Thus, there is also a second interim guideline valid for all sediment that has less than 20 percent fines (i.e. sediment particles which are ≤0.063 mm but ≥0.004 mm) allowing a higher effect value to be determined as a toxic response. Consequently, some of the tested sediments could be toxic according to the second guideline. However, for this classification the sediments need to be compared to reference sediment or artificial sediment with similar particle distribution and this is not so easy to find. The particle size has not been determined in the sediments but after ocular inspection they are considered fine-grained. Most of the samples actually resemble sludge more than sediments from rivers and lakes in the local area, and only in the last part of the system do they become sediment-like.
None of the sediments were genotoxic as measured by the umu test. This result is in line with reported results from other studies with sediment ( Bihari et al., 2006 and Vahl et al., 1997) although they detected genotoxicity in some samples with other genotoxicity tests. Genotoxicity has been detected in some untreated landfill leachates, but not all. For example Schrab et al. (1993) found that three out of four samples were genotoxic when assessed with the Ames test (Salmonella/microsome test), the Bacillus subtilis DNA repair assay and the diploid Aspergillus nidulans chromosome damage bioassay. Baun et al. (2004) also found that one out of ten samples from Danish landfills was genotoxic when assessed with the umu test. Theumu test was used in this study to assess genotoxicity because it is faster and more economic than many other available genotoxicity tests. It is also one of the most accepted and used test methods for sediments (Chen and White, 2004). It has a high correspondence to the traditionally used Ames test with a concordance of 90 percent when data for 274 compounds were compared ( Reifferscheid and Heil, 1996). However, the assays are mechanistically different and they should therefore not be considered equivalent but complementary ( Rosenkranz et al., 1999). As the umu test is able to detect any type of genotoxic effect, it may be used advantageously for a first tier screening of sediment samples, which may be followed by the Ames assay for determination of the type of genotoxic mechanism, if genotoxicity of any sample is indicated by the umu test results.
A reason for the lack of toxicity could be the lack of genotoxic compounds in the sediment samples. However, some known genotoxic compounds have been measured in the leachate entering the wetland, for example chromium and arsenic (Waara et al., 2008; Wojciechowska and Waara, 2011). Another parameter that could influence the results is the leaching method. Leaching of the samples was conducted in order to measure the genotoxic potential of the eluates and thereby the fraction of pollutants that could be bioavailable. Furthermore, the leaching in this study had a liquid to solid ratio of 10 l/kg dry matter and a concentration of 0.001 M CaCl2 or ultrapure water to assure that organic constituents from the sediment were released to the liquid phase. The data analysis indicated that the liquid to solid ratio might be too high, resulting in a dilution of the sediment. On the other hand, instead of leaching, an extraction with organic solvents and concentration of the sample prior to testing as used by Baun et al. (2004) and Scrab et al. (1993) or used here in the dioxin analysis might be necessary to obtain a sample containing the hydrophobic persistent organic compounds and heavy metals adhering to particulate matter and sediment in landfill leachate (Waara et al., 2003, Baun et al., 2004 and Öman and Junestedt, 2008).
The H4IIE-luc assay has been acknowledged as a rapid, sensitive and reproducible method for determining the total content of dioxin-like compounds in different matrices, such as soil, sediment and water (Behnisch et al., 2001a, Behnisch et al., 2001b, Behnisch et al., 2001c, Machala et al., 2001 and Ziccardi et al., 2002). The integrated response of a mixture of compounds in this bioassay is one of the main advantages compared to chemical analysis of dioxins. While chemical analysis can only provide information about compounds for which analytical methods and standards are available, bioassays like H4IIE-luc give an indication of additivity and provide a relative measure of levels derived from biologically active AhR agonists. A comparison of bioassay-derived results with chemical TEQs can indicate if unknown compounds are contributing to the biological response and therefore it could be recommendable to combine both chemical analysis and H4IIE-luc bioassay (Olsman, 2005).
Since H4IIE-luc results represent an overall AhR activity, extract purification as well as fractionation prior to exposure do largely affect the final result. In contrast, as long as there are no interferences, the cleanup does not affect the chemical measurements (Van Wouwe et al., 2004). Cleanup of environmental extracts such as sediments is necessary for this bioassay, since the presence of cytotoxic or antagonizing compounds can result in a false negative response or a false low induction (Behnisch et al., 2001a).
The test has been applied in several studies analyzing sediment extracts in different states of pollution. Murk et al. (1996) studied the presence of PCBs, PCDDs and PCDFs in sediment samples from a number of locations in the Netherlands, and extracts of both whole sediment and porewater were tested in the H4IIE-luc assay. In the case of cleaned-up sediment extracts, H4IIE-luc -TEQ values varied between 70.0 and 4.2 fmol/g, the latter represents a clean sediment sample. In unpurified porewater these values ranged between 317.4 fmol/ml and 26.4 fmol/ml (Behnisch et al., 2001b).
In another study carried out in the UK, seven sediment samples from estuaries were evaluated with H4IIE-luc assay. These estuaries were selected because they contained varying degrees of industrial, agricultural and domestic inputs. Samples analyzed were intact sediments that underwent a cleanup procedure to remove labile compounds. The results of the H4IIE-luc screening of 35 samples ranged from 1.0 to 106 pg TEQ/g (Hurst et al., 2004).
In this study the extracts were cleaned up on multilayer silica columns containing basic, neutral and acidic silica, eluted with n-hexane. This cleanup is designed for analysis of persistent organic pollutants and removes a large fraction of non-persistent organic compounds, so the responses found in this test belong to this type of contaminants. The alternative cleanup method used in the same samples was the deactivated (10 percent H2O) silica, which only removes interfering large compounds, and the final extracts contained both persistent

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

4. สนทนา
ทดสอบแบตเตอรี่ที่ใช้ในการศึกษานี้ได้เลือกการประเมินหลากหลายตอบสนองพิษที่เกิดจากแสงติดต่อทั้งทางตรง และทางอ้อมการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำตะกอน
Toxicity โดย OstracodtoxkitF ™ (H. incongruens) ถูกตรวจสอบทั้งแบบเฉียบพลันและเรื้อรังปลาย และมีการลดล้างสมดุลของความเป็นพิษด้วยการรักษา ตัวอย่างเพิ่มเติมพิษใช้ปลายเรื้อรังเปรียบเทียบการแสดงจำเป็นต้องทดสอบเพิ่มเติม ด้วยตะกอนเพิ่มเติมทดสอบติดต่อกับปลายทางเรื้อรัง แม้ว่าไม่อยู่ทางปลายเฉียบพลันได้อัซเทคา Hyalella ได้ถูกใช้ในการศึกษาหลาย แต่พันธุ์นี้จะตรงข้ามกับ H. congruens ไม่อยู่ในระบบนิเวศน้ำจืดยุโรป ทดสอบทางเลือกชีวิตที่ต่างประเทศวิธีการทดสอบยอมรับมีการพัฒนา และใช้สำหรับการทดสอบความเป็นพิษของตะกอนมี Lumbriculus variegatus orChironomus riparius (Egeler et al., 2010) จากของใช้ H. incongruens OstracodtoxkitF ™ได้ว่า สิ่งมีชีวิตที่ทดสอบมีฟักจากซีสต์ที่หลีกเลี่ยงการบำรุงรักษาของวัฒนธรรมภายในหุ้น แม้ว่าจะได้ยังไม่ถึงมาตรฐานสากล การเปรียบเทียบ intercalibration นานาชาติมีเพิ่งได้ดำเนินในการเตรียมการสำหรับมาตรฐาน ISO ของวิธีทดสอบ (Janssen และ Persoone, 2010) .
ไม่ทราบสารปนเปื้อนที่ก่อให้เกิดการตอบสนองพิษใน H. incongruens มียังไม่มีฐานข้อมูลครอบคลุมสำหรับเคมีภัณฑ์ที่แตกต่างกัน อย่างไรก็ตาม การทดสอบสิ่งมีชีวิตควรจะทนต่อคลอไรด์และแอมโมเนียที่พบบ่อยใน leachate ฝังกลบ (Kjeldsen et al., 2002, Öman และ Junestedt, 2008 และ Waara, 2013) ตามก่อนหน้าตะกอน spiking ทดลองในห้องปฏิบัติการของเรา (Waara และ Ribé unpubl) ในระดับสูง จึงมีแนวโน้มที่หนึ่ง หรือสารมลพิษต่าง ๆ ในตะกอนมีหน้าที่ในการตอบสนองต่อพิษสังเกต
ความเป็นพิษต่ำตามอ. fischeri ใน porewater ในบางอย่าง (เฉพาะค่า IC20 สามารถกำหนด) และขาดความเป็นพิษในตัวอย่างยืนยันความเป็นพิษต่ำที่ใช้วิธีการทดสอบเดียวกันในการศึกษาความเป็นพิษของ leachate ไม่ถูกรักษา และบำบัดที่ทางเข้าของกระแสของพื้นที่ชุ่มน้ำ (Waara et al., 2008) ก่อนหน้านี้ ในหลายการศึกษาประเมินความเป็นพิษของ leachate ฝังกลบ fischeri ได้รับการแสดงเป็น สิ่งมีชีวิตทดสอบสำคัญน้อยกว่าพันธุ์อื่น ๆ หลาย (Clément et al., 1996, Devare และ Bahadir, 1994, Isidori และ al., 2003 และ Waara et al., 2008) นี้สามารถจะอธิบาย น้อยบางส่วน โดยความไวต่ำไม่ ionized แอมโมเนีย การ เป็น ชนิดมารีน มีการยอมรับธรรมชาติเพื่อเค็มสูง มีเหตุผลที่จะรวมไว้ในการทดสอบแบตเตอรี่ แยกจากค่าเผื่อของไม่ ionized แอมโมเนียและเกลือ เนื่องจากมันเป็นอย่างรวดเร็ว และตัวอย่างน้ำและตะกอนทั้งหมดได้จากการประเมิน (Quereshi et al., 1998) .
เป็นที่รู้จักว่า อาจ confounded ทดสอบระยะแข็งกับอ. fischeri โดยเมล็ดขนาดของตะกอน ขนาดเล็กค่า IC50 ต่ำเมล็ดขนาดของตะกอนสะอาด (สิ่งแวดล้อมแคนาดา 2002, Ringwood et al., 1997 และเทย์และ al., 1998) ดังนั้น มีสองแนวทางระหว่างกาลถูกต้องสำหรับตะกอนทั้งหมดที่มีน้อยกว่า 20 เปอร์เซ็นต์ค่าปรับ (เช่นตะกอนอนุภาคซึ่งเป็น ≤0.063 มม.แต่ ≥0.004 mm) ให้ค่าผลจะแจ้งตอบรับการเป็นพิษ ดัง ตะกอนทดสอบบางอย่างอาจจะเป็นพิษตามหลักเกณฑ์ที่สอง อย่างไรก็ตาม การจัดนี้ ตะกอนจำเป็นต้องเปรียบเทียบการอ้างอิงตะกอนตะกอนที่ประดิษฐ์ ด้วยการกระจายอนุภาคคล้าย และไม่ง่ายในการค้นหา ไม่ได้กำหนดขนาดอนุภาคในตะกอน แต่หลังจากตรวจสอบแนว ว่าทรายแป้งละเอียด ส่วนใหญ่ตัวอย่างจริงคล้ายตะกอนมากกว่าตะกอนจากแม่น้ำและทะเลสาบในบริเวณท้องถิ่น และในส่วนสุดท้ายของระบบการ ทำพวกเขากลายเป็นตะกอน-เหมือนกัน
ไม่มีตะกอนมี genotoxic วัดจากการทดสอบ umu ผลลัพธ์นี้จะสอดคล้องกับผลการรายงานจากการศึกษาอื่น ๆ มีตะกอน (Bihari et al., 2006 และ al. Vahl ร้อยเอ็ด 1997) แม้ว่าพวกเขาพบ genotoxicity ในตัวอย่างกับการทดสอบอื่น ๆ genotoxicity พบ Genotoxicity ในบาง leachates ฝังกลบไม่ถูกรักษา แต่ไม่ทั้งหมด ตัวอย่าง Schrab และ al. (1993) พบว่า 3 ใน 4 ของตัวอย่างถูก genotoxic เมื่อประเมิน ด้วยการทดสอบเอมส์ (การทดสอบ สาย/microsome) คัด subtilis DNA ซ่อมวิเคราะห์และ diploid Aspergillus nidulans โครโมโซมเสียหาย bioassay Baun et al (2004) นอกจากนี้ยังพบว่า ตัวอย่างหนึ่งของสิบจาก landfills เดนมาร์กถูก genotoxic เมื่อประเมิน ด้วยการทดสอบ umu ทดสอบ Theumu ถูกใช้ในการศึกษานี้เพื่อประเมิน genotoxicity เนื่องจากมีความเร็ว และเศรษฐกิจยิ่งกว่าทดสอบ genotoxicity ว่างอื่น ๆ มากมาย ก็ยังยอมรับมากที่สุด และใช้วิธีการทดสอบสำหรับตะกอน (เฉินและขาว 2004) มันมีจดหมายสูงไปทดสอบเอมส์ซึ่งใช้กับสอดคล้องร้อยละ 90 เมื่อข้อมูลสาร 274 คำเปรียบเทียบ (Reifferscheid Heil, 1996) อย่างไรก็ตาม assays กัน mechanistically และพวกเขาจึงไม่ควรเทียบเท่าแต่เสริม (Rosenkranz et al., 1999) เป็น umu ทดสอบจะสามารถตรวจพบของ genotoxic ผล มันอาจจะใช้เชิญสำหรับ screening ระดับแรกของตัวอย่างตะกอน ซึ่งอาจตาม ด้วยวิเคราะห์เอมส์สำหรับการกำหนดชนิดของกลไก genotoxic ถ้าแสดง genotoxicity ของอย่างใด ๆ โดยการ umu ทดสอบผลลัพธ์การ
เหตุผลสำหรับการขาดความเป็นพิษอาจจะขาดสาร genotoxic ตัวอย่างตะกอนได้ อย่างไรก็ตาม มีการวัดสาร genotoxic รู้จักบางใน leachate ป้อนพื้นที่ชุ่มน้ำ เช่นโครเมียมและสารหนู (Waara et al., 2008 Wojciechowska ก Waara, 2011) วิธี leaching พารามิเตอร์อื่นที่อาจส่งผลต่อผลลัพธ์ได้ ละลายตัวอย่างถูกทำเพื่อวัดและประเมิน genotoxic เกิด eluates และจึงสัดส่วนของสารมลพิษที่อาจ bioavailable นอกจากนี้ ละลายในการศึกษานี้มีของเหลวของแข็งอัตราส่วนเรื่องแห้ง 10 l/kg และเข้มข้น 0.001 M CaCl2 หรือน้ำ ultrapure เพื่อให้มั่นใจว่า constituents อินทรีย์จากตะกอนนำออกใช้ในระยะที่ของเหลว การวิเคราะห์ข้อมูลแสดงว่า ของเหลวของแข็งอัตราส่วนอาจสูงเกินไป เกิดการเจือจางของตะกอน บนมืออื่น ๆ แทนการละลาย การสกัด ด้วยอินทรีย์และความเข้มข้นของตัวอย่างก่อนการทดสอบที่ใช้ โดย Baun et al. (2004) และ Scrab et al (1993) หรือใช้ที่นี่ในการ dioxin วิเคราะห์อาจมีความจำเป็นในการขอรับตัวอย่างที่ประกอบด้วยสารอินทรีย์แบบ hydrophobic และโลหะหนักที่ยึดมั่นในเรื่องฝุ่นและตะกอนใน leachate ฝังกลบ (Waara et al., 2003, Baun et al., 2004 และ Öman และ Junestedt, 2008) .
วิเคราะห์ลุค H4IIE ยอมรับว่า เป็นรวดเร็ว สำคัญ และจำลองวิธีการกำหนดเนื้อหาทั้งหมดของสารประกอบเช่น dioxin ในเมทริกซ์ต่าง ๆ ดิน ตะกอน และน้ำ (al. et Behnisch, 2001a, Behnisch et al., 2001b, Behnisch et al. ซี 2001, Machala และ al., 2001 และ Ziccardi และ al., 2002) การตอบสนองรวมผสมระหว่างสารประกอบใน bioassay นี้เป็นหนึ่งในประโยชน์หลักการวิเคราะห์ทางเคมีของ dioxins ในขณะที่การวิเคราะห์ทางเคมีสามารถให้ข้อมูลเกี่ยวกับสารที่วิเคราะห์ วิธีการและมาตรฐานมี bioassays เช่น H4IIE ลุคให้ข้อบ่งชี้ของ additivity และมีการวัดระดับมาจากชิ้นงาน AhR agonists ญาติ การเปรียบเทียบผลลัพธ์มา bioassay กับ TEQs เคมีสามารถบ่งชี้ถ้า ไม่รู้จักสารเอื้อต่อการตอบสนองทางชีวภาพ และดังนั้นจึง อาจนำเกี่ยวกับภัตตาคารรวมทั้งวิเคราะห์เคมีและ bioassay H4IIE ลุค (Olsman, 2005) .
ตั้งแต่ H4IIE-ลุคผลลัพธ์แสดงกิจกรรม AhR โดยรวม สารสกัดฟอกเป็นคุณสมบัติของสารก่อนแสงส่วนใหญ่ส่งผลกระทบต่อผลลัพธ์สุดท้าย ในทางตรงกันข้าม ตราบเท่าที่มี interferences ไม่ การล้างไม่มีผลต่อการประเมินสารเคมี (ตู้ Wouwe et al., 2004) ล้างข้อมูลสารสกัดจากสิ่งแวดล้อมเช่นตะกอนเป็นสิ่งจำเป็นสำหรับ bioassay นี้ ตั้งแต่ของสารประกอบ cytotoxic หรือ antagonizing สามารถส่งผลในการตอบสนองเป็นค่าลบปลอมหรือเป็นเท็จต่ำเหนี่ยวนำ (Behnisch et al., 2001a) .
การทดสอบได้ถูกใช้ในการศึกษาหลายการวิเคราะห์ตะกอนบางส่วนในรัฐต่าง ๆ ของมลพิษ Murk et al. (1996) ศึกษาสถานะ ของ PCBs, PCDDs PCDFs ในตัวอย่างตะกอนจากหลายสถานที่ในประเทศเนเธอร์แลนด์ และทดสอบสารสกัดทั้งตะกอนและ porewater ในวิเคราะห์ลุค H4IIE ในกรณีของสารสกัดขึ้นทำความสะอาดตะกอน ลุค H4IIE - TEQ ค่าแตกต่างกันระหว่าง 70.0 และ 4.2 fmol/g หลังแสดงตัวอย่างตะกอนสะอาด ใน unpurified porewater ค่าเหล่านี้อยู่ในช่วงระหว่าง 317.4 fmol ml fmol 26.4 ml (Behnisch et al., 2001b) .
ในการศึกษาอื่นที่ทำใน UK เจ็ดตัวอย่างตะกอนจากปากแม่น้ำถูกประเมินกับลุค H4IIE ทดสอบ บริเวณปากแม่น้ำเหล่านี้ถูกเลือกเนื่องจากจะประกอบด้วยองศาที่แตกต่างของปัจจัยการผลิตอุตสาหกรรม เกษตรกรรม และในประเทศ วิเคราะห์ตัวอย่างตะกอนที่ผ่านขั้นตอนล้างเอาสาร labile เหมือนเดิมได้ ผลการคัดกรอง H4IIE ลุคอย่าง 35 อยู่ในช่วงจาก 1.0 กับ 106 pg TEQ/g (Hurst et al., 2004) .
ในการศึกษานี้ สารสกัดได้ล้างบนคอลัมน์หลายชั้นซิลิกาที่ประกอบด้วยพื้นฐาน เป็นกลาง และกรดซิลิก้า eluted ด้วยเอ็นเฮกเซน การล้างข้อมูลนี้ถูกออกแบบมาสำหรับการวิเคราะห์สารมลพิษอินทรีย์แบบถาวร และเอาเศษส่วนขนาดใหญ่ของสารอินทรีย์แบบไม่ถาวร เพื่อการตอบสนองที่พบในการทดสอบนี้เป็นสารปนเปื้อนชนิดนี้ วิธีการล้างข้อมูลอื่นที่ใช้ในตัวอย่างเดียวกันเป็นการปิด (ร้อยละ 10 H2O) ซิลิก้า ซึ่งเอาเฉพาะ สารรบกวนขนาดใหญ่ และสารสกัดสุดท้ายประกอบด้วยทั้งแบบ

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

4. พูดคุยเรื่อง
การทดสอบแบตเตอรี่ที่ใช้ในการศึกษาครั้งนี้ได้รับการคัดเลือกเพื่อประเมินความหลากหลายของการตอบสนองที่เป็นพิษที่เกิดจากการสัมผัสการติดต่อทั้งทางตรงและทางอ้อมในการรักษาตะกอนบึง
วัดที่มีความเป็นพิษ OstracodtoxkitF ™ (incongruens เอช) เป็นที่สังเกตสำหรับทั้ง เฉียบพลันและเรื้อรังจุดสิ้นสุดและมีการทยอยลดที่ชัดเจนของความเป็นพิษกับการรักษา ตัวอย่างอื่น ๆ มีความเป็นพิษโดยใช้ปลายทางเรื้อรังเมื่อเทียบกับปลายทางเฉียบพลันแสดงความต้องการสำหรับการทดสอบต่อไปด้วยตะกอนทดสอบติดต่อเพิ่มเติมด้วยปลายทางเรื้อรังแม้ว่าจะมีอยู่ในขณะนี้ไม่ได้อัซ choice.Hyalella กว้างได้รับการใช้ในการศึกษาหลาย แต่สายพันธุ์นี้อยู่ใน ตรงกันข้ามกับเอช congruens ไม่ได้อยู่ในระบบนิเวศน้ำจืดยุโรป สิ่งมีชีวิตทางเลือกสำหรับการทดสอบวิธีการทดสอบที่ได้รับการยอมรับในระดับสากลได้รับการพัฒนาและนำมาใช้สำหรับการทดสอบความเป็นพิษของตะกอนเป็น Lumbriculus variegatus orChironomus riparius (Egeler และคณะ. 2010) ข้อได้เปรียบที่สำคัญของการใช้ incongruens เอชใน OstracodtoxkitF ™เป็นสิ่งมีชีวิตที่ทดสอบจะฟักออกมาจากไข่หลีกเลี่ยงการบำรุงรักษาในบ้านวัฒนธรรมหุ้น แม้ว่าจะยังไม่ได้มาตรฐานสากล, การเปรียบเทียบ intercalibration ระหว่างประเทศเมื่อเร็ว ๆ นี้ได้รับการดำเนินการในการเตรียมความพร้อมสำหรับมาตรฐาน ISO ของวิธีการทดสอบ (แจนส์และ Persoone, 2010)
มันไม่เป็นที่รู้จักกันดีซึ่งก่อให้เกิดการปนเปื้อนที่เป็นพิษในการตอบสนอง incongruens เอช ยังคงไม่ได้ฐานข้อมูลที่ครอบคลุมสำหรับสารเคมีที่แตกต่างกัน แต่ระบบการทดสอบควรจะสามารถทนต่อระดับสูงของคลอไรด์และแอมโมเนียที่พบในน้ำชะขยะที่ฝังกลบ (Kjeldsen et al,., 2002, โอมานและ Junestedt 2008 และ Waara, 2013) ตามการทดลองตะกอนองศาก่อนหน้านี้ในห้องปฏิบัติการของเรา ( Waara และRibé unpubl.) ดังนั้นจึงเป็นไปได้ว่าหนึ่งหรือมลพิษอื่น ๆ อีกหลายภายในตะกอนมีความรับผิดชอบในการตอบสนองที่เป็นพิษพบ
ความเป็นพิษต่ำแสดงโดยเอ fischeri ใน porewater ในบางส่วนของกลุ่มตัวอย่าง (เฉพาะค่า IC20 อาจได้รับการพิจารณา) และการขาดความเป็นพิษ ในตัวอย่างอื่น ๆ ที่ยืนยันความเป็นพิษต่ำโดยใช้วิธีการทดสอบเดียวกันในการศึกษาก่อนหน้าเกี่ยวกับความเป็นพิษของน้ำชะขยะได้รับการรักษาและรับการรักษาที่เข้าและออกของบึง (Waara และคณะ. 2008) ในการศึกษาจำนวนมากในการประเมินความเป็นพิษของน้ำชะขยะที่ฝังกลบ A. fischeri ได้รับการแสดงที่จะมีชีวิตการทดสอบที่มีความสำคัญน้อยกว่าชนิดอื่น ๆ หลาย (Clémentตอัล. ปี 1996 และ Devare Bahadir 1994 isidori และคณะ. 2003 และ Waara ตอัล . 2008) นี้สามารถอธิบายได้อย่างน้อยบางส่วนโดยความไวต่ำของแอมโมเนียยกเลิกการแตกตัวเป็นไอออนและเป็นพันธุ์สัตว์น้ำก็มีความอดทนธรรมชาติเพื่อความเค็มสูง เหตุผลที่จะรวมไว้ในการทดสอบแบตเตอรี่ที่นอกเหนือจากความอดทนในการแอมโมเนียยกเลิกการแตกตัวเป็นไอออนและเกลือเพราะมันเป็นอย่างรวดเร็วและทั้งสองตัวอย่างของเหลวและตะกอนทั้งสามารถประเมิน (Quereshi et al,., 1998)
มันเป็นที่รู้จักกันดี ว่าการทดสอบขั้นตอนที่แข็งแกร่งกับเอ fischeri อาจจะสับสนโดยขนาดเม็ดตะกอน ขนาดเล็กขนาดเม็ดค่า IC50 ล่างของตะกอนสะอาด (สิ่งแวดล้อมแคนาดา, 2002, Ringwood, et al. 1997 และ Tay et al,., 1998) ดังนั้นนอกจากนี้ยังมีแนวทางระหว่างกาลครั้งที่สองที่ถูกต้องสำหรับตะกอนทั้งหมดที่มีน้อยกว่าร้อยละ 20 ค่าปรับ (เช่นอนุภาคตะกอนที่≤ 0.063 มม. แต่≥ 0.004 มม. ) ช่วยให้ค่าผลกระทบที่สูงขึ้นจะได้รับการกำหนดให้เป็นคำตอบที่เป็นพิษ ดังนั้นบางส่วนของตะกอนที่ผ่านการทดสอบความเป็นพิษที่อาจจะเป็นไปตามแนวทางที่สอง แต่สำหรับการจัดหมวดหมู่นี้ตะกอนจะต้องมีการอ้างอิงเมื่อเทียบกับตะกอนดินหรือตะกอนเทียมกับการกระจายของอนุภาคที่คล้ายกันและนี้ไม่ได้เพื่อง่ายต่อการค้นหา ขนาดอนุภาคที่ไม่ได้รับการพิจารณาในตะกอน แต่หลังจากการตรวจสอบเกี่ยวกับตาที่พวกเขาได้รับการพิจารณาอย่างละเอียด กลุ่มตัวอย่างส่วนใหญ่จริงคล้ายกากตะกอนมากกว่าตะกอนจากแม่น้ำและทะเลสาบในพื้นที่ท้องถิ่นและเฉพาะในส่วนสุดท้ายของระบบที่พวกเขากลายเป็นตะกอนเหมือน
ไม่มีตะกอนมี genotoxic วัดจากการทดสอบ Umu นี่คือผลที่สอดคล้องกับรายงานผลจากการศึกษาอื่น ๆ ที่มีตะกอน (พิหารและคณะ. 2006 และ Vahl, et al., 1997) ถึงแม้ว่าพวกเขาตรวจพบ genotoxicity ในตัวอย่างบางส่วนกับการทดสอบ genotoxicity อื่น ๆ genotoxicity ได้รับการตรวจพบในน้ำชะขยะบางส่วนได้รับการรักษา แต่ไม่ทั้งหมด ตัวอย่างเช่น Schrab ตอัล (1993) พบว่าสามในสี่กลุ่มตัวอย่างเป็น genotoxic เมื่อประเมินกับการทดสอบ Ames (Salmonella / ทดสอบ microsome) Bacillus subtilis ทดสอบและซ่อมแซมดีเอ็นเอซ้ำ Aspergillus nidulans ความเสียหายโครโมโซมชีวภาพ Baun ตอัล (2004) นอกจากนี้ยังพบว่าหนึ่งในสิบตัวอย่างจากหลุมฝังกลบเดนมาร์กเป็น genotoxic เมื่อประเมินกับการทดสอบ Umu ทดสอบ Theumu ถูกนำมาใช้ในการศึกษาเพื่อประเมิน genotoxicity นี้เพราะมันจะเร็วขึ้นและเศรษฐกิจมากขึ้นกว่าที่อื่น ๆ อีกมากมายที่มีการทดสอบ genotoxicity นอกจากนี้ยังเป็นหนึ่งในการยอมรับมากที่สุดและใช้วิธีการทดสอบสำหรับตะกอน (เฉินและสีขาว, 2004) แต่ก็มีการติดต่อสูงเพื่อทดสอบ Ames ใช้แบบดั้งเดิมที่มีความสอดคล้องร้อยละ 90 เมื่อข้อมูลสำหรับสารประกอบ 274 ถูกนำมาเปรียบเทียบ (Reifferscheid และไฮ, 1996) แต่การตรวจที่แตกต่างกัน mechanistically และพวกเขาควรดังนั้นจึงไม่ได้รับการพิจารณาเทียบเท่า แต่เสริม (Rosenkranz et al,., 1999) ในขณะที่การทดสอบ Umu สามารถตรวจสอบชนิดของผลกระทบ genotoxic ใด ๆ ก็อาจถูกนำมาใช้กอบเต็มกำสำหรับการคัดกรองชั้นแรกของตัวอย่างตะกอนซึ่งอาจจะตามด้วยการทดสอบ Ames สำหรับการกำหนดประเภทของกลไก genotoxic ถ้า genotoxicity ตัวอย่างใด จะแสดงผลการทดสอบ Umu
เหตุผลสำหรับการขาดความเป็นพิษที่อาจจะขาดสาร genotoxic ในตัวอย่างตะกอน แต่สารประกอบบางอย่างที่รู้จักกัน genotoxic ได้รับการวัดในน้ำชะขยะที่เข้ามาในพื้นที่ชุ่มน้ำเช่นโครเมียมและสารหนู (Waara et al, 2008;. Wojciechowska และ Waara 2011) พารามิเตอร์ที่อาจมีอิทธิพลต่อผลก็คือวิธีการชะล้าง ชะล้างของตัวอย่างได้ดำเนินการเพื่อวัดศักยภาพของ genotoxic eluates และจึงเศษเสี้ยวของสารมลพิษที่อาจจะ bioavailable นอกจากนี้การสกัดในการศึกษาครั้งนี้มีของเหลวของแข็งต่อลิตรจาก 10 เรื่อง / กิโลกรัมแห้งและความเข้มข้น 0.001 M CaCl2 หรือน้ำบริสุทธิ์เพื่อให้มั่นใจว่าองค์ประกอบอินทรีย์จากตะกอนที่ถูกปล่อยให้ของเหลว การวิเคราะห์ข้อมูลแสดงให้เห็นว่าของเหลวต่อของแข็งอาจจะสูงเกินไปทำให้เกิดการเจือจางของตะกอน ในอีกทางหนึ่งแทนการชะล้างและการสกัดด้วยตัวทำละลายอินทรีย์และความเข้มข้นของกลุ่มตัวอย่างก่อนที่จะมีการทดสอบที่ใช้โดย Baun ตอัล (2004) และ Scrab ตอัล (1993) หรือใช้ที่นี่ในการวิเคราะห์ไฮโดรเจนอาจจะจำเป็นที่จะต้องได้รับตัวอย่างที่มีสารอินทรีย์ที่ไม่ชอบน้ำถาวรและโลหะหนักที่ยึดมั่นในอนุภาคและตะกอนในน้ำชะขยะที่ฝังกลบ (Waara et al,., 2003, Baun และคณะ. 2004 และ โอมานและ Junestedt, 2008)
การวิเคราะห์ H4IIE-ลัคได้รับการยอมรับว่าเป็นวิธีการที่รวดเร็วที่สำคัญและสามารถทำซ้ำในการพิจารณาเนื้อหาโดยรวมของสารไดออกซินเหมือนในการฝึกอบรมที่แตกต่างกันเช่นดินตะกอนและน้ำ (Behnisch et al,. 2001a, Behnisch, et ​​al., 2001b, Behnisch, et ​​al., 2001c, Machala และคณะ. 2001 และ Ziccardi et al,., 2002) การตอบสนองแบบบูรณาการของส่วนผสมของสารชีวภาพในนี้เป็นหนึ่งในข้อได้เปรียบหลักเมื่อเทียบกับการวิเคราะห์ทางเคมีของไดออกซิน ในขณะที่การวิเคราะห์ทางเคมีสามารถให้ข้อมูลเกี่ยวกับสารประกอบที่วิธีการวิเคราะห์และมาตรฐานที่มีวิธีตรวจเช่น H4IIE-ลัคให้แสดง additivity และให้การวัดความสัมพันธ์ของระดับที่ได้รับจาก agonists AhR ชีวภาพ การเปรียบเทียบผลลัพธ์ที่ได้จากชีวภาพที่มีสารเคมี TEQs สามารถระบุได้ว่าถ้าไม่รู้จักสารที่ทำให้มีการตอบสนองทางชีวภาพและดังนั้นจึงอาจจะฝากฝังที่จะรวมทั้งการวิเคราะห์ทางเคมีและชีวภาพ H4IIE-ลัค (Olsman, 2005)
ผลตั้งแต่ H4IIE-ลัคเป็นตัวแทนของ กิจกรรม AhR รวมสารสกัดบริสุทธิ์เช่นเดียวกับที่แยกก่อนที่จะมีการเปิดรับส่วนใหญ่จะส่งผลกระทบต่อผลสุดท้าย ในทางตรงกันข้ามตราบใดที่ไม่มีการรบกวน, การทำความสะอาดไม่ได้ส่งผลกระทบต่อการตรวจวัดสารเคมี (Van Wouwe และคณะ. 2004) ล้างสารสกัดจากสิ่งแวดล้อมเช่นตะกอนเป็นสิ่งจำเป็นสำหรับชีวภาพนี้เนื่องจากการมีอยู่ของสารพิษหรือเป็นศัตรูจะส่งผลในการตอบสนองเชิงลบเท็จหรือเหนี่ยวนำต่ำเท็จ (Behnisch et al,., 2001a)
การทดสอบที่ได้รับนำไปใช้ในการศึกษาหลาย การวิเคราะห์สารสกัดจากตะกอนในรัฐที่แตกต่างกันของมลพิษ มืดและอัล (1996) การศึกษาการปรากฏตัวของซีบีเอส PCDDs และ PCDFs ในตัวอย่างตะกอนจากหลายสถานที่ในประเทศเนเธอร์แลนด์และสารสกัดจากทั้งตะกอนทั้งหมดและ porewater ได้มีการทดสอบในการทดสอบ H4IIE-ลัค ในกรณีที่มีสารสกัดจากตะกอนทำความสะอาดขึ้นค่า H4IIE-Luc-TEQ แตกต่างกันระหว่าง 70.0 และ 4.2 fmol / g หลังแทนตัวอย่างตะกอนดินที่สะอาด ใน porewater unpurified ค่าเหล่านี้อยู่ระหว่าง 317.4 fmol / ml และ 26.4 fmol / ml (Behnisch et al,., 2001b)
ในการศึกษาอื่นดำเนินการในสหราชอาณาจักรเจ็ดตัวอย่างตะกอนดินจากอ้อยได้รับการประเมินที่มีการทดสอบ H4IIE-ลัค อ้อยเหล่านี้ถูกเลือกเพราะพวกเขามีองศาที่แตกต่างของปัจจัยการผลิตอุตสาหกรรมการเกษตรและในประเทศ ตัวอย่างการวิเคราะห์มีตะกอนเหมือนเดิมที่เปลี่ยนไปตามขั้นตอนการทำความสะอาดเพื่อเอาสารที่มักเปลี่ยนแปลง ผลของการตรวจคัดกรอง H4IIE-ลัคจาก 35 ตัวอย่างตั้งแต่ 1.0-106 PG TEQ / g (เฮิร์ตอัล. 2004)
ในการศึกษานี้สารสกัดถูกทำความสะอาดขึ้นในคอลัมน์ซิลิกาที่มีหลายขั้นพื้นฐานที่เป็นกลางและเป็นกรดซิลิกาทั้งหมดที่ออกมา ด้วย n-เฮกเซน การทำความสะอาดนี้ถูกออกแบบมาสำหรับการวิเคราะห์สารมลพิษอินทรีย์ถาวรและลบเศษส่วนที่มีขนาดใหญ่ของสารอินทรีย์ไม่ถาวรดังนั้นการตอบสนองที่พบในการทดสอบนี้อยู่ในประเภทของสารปนเปื้อนนี้ วิธีการทำความสะอาดทางเลือกที่ใช้ในตัวอย่างเดียวกันเป็นปิดการใช้งาน (ร้อยละ 10 H2O) ซิลิกาซึ่งเอาสารรบกวนขนาดใหญ่และสารสกัดจากครั้งสุดท้ายที่มีทั้งถาวร

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

4 . การอภิปราย
การทดสอบแบตเตอรี่ที่ใช้ในการศึกษาครั้งนี้ คือ เพื่อประเมินคัดสรรในหลากหลายของการตอบสนองที่เป็นพิษที่เกิดจากทั้งการรักษาพื้นที่ชุ่มน้ำตะกอนติดต่อโดยตรงและทางอ้อม
พิษวัดด้วย ostracodtoxkitf ™ ( H . incongruens ) พบว่าทั้งเฉียบพลันและเรื้อรัง และอาจมีค่อยๆลดลงชัดเจนของความเป็นพิษ กับการรักษาตัวอย่างเพิ่มเติม คือการเกิดพิษเรื้อรังเมื่อเทียบกับเฉียบพลัน เกิดที่แสดงต้องเพิ่มเติมการทดสอบด้วยการทดสอบติดต่อตะกอนเพิ่มเติมกับ endpoint เรื้อรัง ถึงแม้ว่าปัจจุบันมีตัวเลือกไม่กว้าง hyalella Azteca ได้ถูกใช้ในการศึกษาหลาย แต่สายพันธุ์นี้เป็นในทางตรงกันข้ามกับ h congruens ไม่ได้อยู่ในยุโรปน้ำจืด ระบบนิเวศวิทยาสิ่งมีชีวิตทดสอบทางเลือกที่สากลยอมรับวิธีการทดสอบได้รับการพัฒนาและใช้ในการทดสอบความเป็นพิษของตะกอนเป็น lumbriculus variegatus orchironomus riparius ( egeler et al . , 2010 ) ประโยชน์หลักของการใช้ . incongruens ใน ostracodtoxkitf ™คือสิ่งมีชีวิตในการทดสอบฟักไข่จากซีสรักษาวัฒนธรรมที่หลีกเลี่ยงหุ้นในบริษัทแม้ว่ามันยังไม่ได้มาตรฐานสากล การเปรียบเทียบ intercalibration ระหว่างประเทศได้เมื่อเร็ว ๆนี้ดำเนินการในการเตรียมการสำหรับมาตรฐาน ISO มาตรฐานวิธีการทดสอบ ( Grunenthal persoone , 2010 ) .
มันไม่เป็นที่รู้จัก ซึ่งก่อให้เกิดการปนเปื้อนสารพิษในชั่วโมง incongruens . ยังไม่มีฐานข้อมูลที่กว้างขวางสำหรับสารเคมีที่แตกต่างกันใช้ได้ อย่างไรก็ตามการทดสอบระบบควรจะสามารถทนต่อระดับแอมโมเนียคลอไรด์ และมักพบในน้ำชะมูลฝอย ( kjeldsen et al . , 2002 Öมนุษย์และ junestedt 2551 และ waara 2013 ) ตามตะกอนก่อนขึ้นปฏิบัติการของเรา ( waara และซี่โครงและ unpubl . )จึงมีแนวโน้มว่าหนึ่งหรือหลายสารมลพิษอื่น ๆในดินตะกอนมีความรับผิดชอบในการตรวจสอบสารพิษ .
) A . ความเป็นพิษต่ำfischeri ใน porewater ในบางส่วนของตัวอย่าง ( เฉพาะค่า ic20 สามารถกำหนด ) และไม่มีพิษในตัวอย่างอื่น ๆยืนยันความเป็นพิษต่ำ โดยใช้วิธีทดสอบแบบเดียวกันในการศึกษาก่อนหน้าเกี่ยวกับความเป็นพิษของดิบและรักษาน้ำที่เข้าและออกของพื้นที่ชุ่มน้ำ ( waara et al . , 2008 ) . ในการศึกษาหลายการประเมินความเป็นพิษของน้ำชะมูลฝอย .fischeri ได้ถูกแสดงให้มีความไวน้อยทดสอบชีวิตกว่าชนิดอื่น ๆหลาย ( Cl é ment et al . , 1996 , และโดย bahadir 1994 isidori et al . , 2003 และ waara et al . , 2008 ) นี้สามารถอธิบายได้ อย่างน้อยก็บางส่วน โดยความไวต่ำจะไม่มีประจุ แอมโมเนีย และ เป็น ทะเลชนิดมีความทนทานตามธรรมชาติความเค็มสูง เหตุผลที่จะรวมไว้ในการทดสอบแบตเตอรี่เป็นนอกจากความอดทนของมันจะไม่มีประจุ เกลือแอมโมเนีย และเพราะมันเป็นอย่างรวดเร็วและทั้งสองตัวอย่างของเหลวทั้งตะกอนและสามารถประเมิน ( quereshi et al . , 1998 ) .
มันเป็นที่รู้จักกันดีว่าระยะทดสอบของแข็งกับ fischeri อาจจะสับสนเพราะขนาดเกรนของตะกอน ขนาดเล็กขนาดเม็ดล่าง ic50 ค่าตะกอนสะอาด ( แคนาดา 2002 Ringwood et al . ,1997 และเท et al . , 1998 ) ดังนั้น จึงมี 2 แนวทางที่ถูกต้องสำหรับทุกงวดตะกอนที่มีน้อยกว่า 20 เปอร์เซ็นต์ค่าปรับ ( เช่นตะกอนอนุภาคซึ่งมี≤ 0.063 มิลลิเมตร แต่≥ 0.004 มม. ) ให้สูงกว่าค่าผลตัดสินเป็นการตอบสนองที่เป็นพิษ ดังนั้นบางส่วนของการทดสอบตะกอนอาจมีสารพิษตามแนวทางที่สอง อย่างไรก็ตามประเภทนี้ต้องเทียบกับตะกอนตะกอนตะกอนอ้างอิงหรือเทียมที่มีการกระจายอนุภาคที่เหมือนกันและนี้ไม่ได้เป็นเพื่อง่ายต่อการค้นหา ขนาดยังไม่ได้กำหนดในตะกอน แต่หลังจากการตรวจสอบ พวกเขาจะพิจารณาอย่างละเอียดจักษุ . ที่สุดของตัวอย่างจริงคล้ายตะกอนมากกว่าดินตะกอนจากแม่น้ำและทะเลสาบในพื้นที่ท้องถิ่นเท่านั้น และในส่วนสุดท้ายของระบบ พวกเขากลายเป็นตะกอนเช่น .
ไม่มีตะกอนถูกต่อยเป็นวัดโดย umu test ผลที่ได้นี้สอดคล้องกับรายงานผลการศึกษาอื่น ๆ และมีตะกอน ( ภาษาบิฮาริ Name et al . , 2006 และ วาห์ล et al . , 1997 ) ถึงแม้ว่าจะตรวจพบว่า ในบางตัวอย่างด้วยการทดสอบแตกต่างอื่น ๆ( ที่ถูกตรวจพบในน้ำชะขยะดิบ แต่ไม่ทั้งหมด ตัวอย่างเช่น schrab et al . ( 1993 ) พบว่า 3 ใน 4 คนถูกต่อย เมื่อประเมินด้วยการทดสอบเอมส์ ( Salmonella / ไมโครโซมทดสอบ ) , Bacillus subtilis การซ่อมแซมดีเอ็นเอ การทดสอบ และการเกิดเชื้อรา Aspergillus nidulans โครโมโซมความเสียหายไม่ baun et al .( 2004 ) นอกจากนี้ยังพบว่าหนึ่งในสิบตัวอย่างจากหลุมฝังกลบเดนมาร์กถูกต่อยเมื่อประเมินกับ umu test theumu เป็นแบบทดสอบที่ใช้ในการศึกษาครั้งนี้ เพื่อประเมินว่า เพราะมันเร็วกว่า และเศรษฐกิจมากกว่ามากมาย ( การทดสอบอื่น ๆ นอกจากนี้ยังเป็นหนึ่งในการยอมรับมากที่สุดและวิธีการทดสอบที่ใช้ดินตะกอน ( เฉินและสีขาว , 2004 )มันมีสูง ความสอดคล้องกับใช้ผ้าเอมทดสอบที่มีความสอดคล้องกันของข้อมูลสำหรับ 90 เปอร์เซ็นต์ เมื่อเปรียบเทียบ ( 274 ) และ reifferscheid ไฮล์ , 1996 ) อย่างไรก็ตาม วิธีการจะแตกต่างกัน mechanistically และพวกเขาจึงไม่ถือว่าเทียบเท่า แต่เสริม ( โรเซนกรานซ์ et al . , 1999 ) เป็น umu ทดสอบสามารถตรวจจับประเภทต่อยผลใด ๆมันอาจจะใช้สำหรับการคัดกรอง advantageously ระดับแรกของตัวอย่างดินซึ่งอาจจะตามด้วยลิงก์การทดสอบเพื่อกำหนดประเภทของกลไกต่อย ถ้าแตกต่างของตัวอย่างที่ระบุโดยผลการทดสอบ umu .
เหตุผลสำหรับการขาดของความเป็นพิษอาจจะขาดต่อยสารประกอบในตัวอย่างตะกอน อย่างไรก็ตามบางคนรู้จักต่อยสารวัดได้ในน้ำที่เข้าระบบเช่นสารหนูโครเมียม ( waara et al . , 2008 ; wojciechowska และ waara , 2011 ) พารามิเตอร์อื่นที่อาจมีอิทธิพลต่อผลลัพธ์เป็น 8 วิธีการชะละลายของกลุ่มตัวอย่าง มีวัตถุประสงค์เพื่อวัดศักยภาพของ eluates ต่อย และงบส่วนของสารมลพิษที่สามารถใน . นอกจากนี้ การละลายในการศึกษานี้มีของเหลวของแข็งเท่ากับ 10 ลิตร / กิโลกรัมวัตถุแห้งและความเข้มข้น 0.001 m CaCl2 หรือน้ำบริสุทธิ์มาก เพื่อให้มั่นใจว่าอินทรีย์องค์ประกอบจากตะกอนที่ถูกปล่อยออกมาในเฟสของเหลวการวิเคราะห์ข้อมูลพบว่า ของเหลว ของแข็ง อัตราส่วนอาจจะสูงเกินไป ส่งผลให้ การเจือจางของตะกอน บนมืออื่น ๆ , แทนที่จะละลาย , การสกัดด้วยตัวทำละลายอินทรีย์ และความเข้มข้นของตัวอย่างก่อนที่จะทดสอบที่ใช้โดย baun et al . ( 2004 ) และ scrab et al .( 1993 ) หรือใช้ในการวิเคราะห์ไดออกซินที่จำเป็นเพื่อให้ได้ตัวอย่างที่มีไฮโดรโฟบิกถาวร สารอินทรีย์และโลหะหนักยึดมั่นในอนุภาคฝุ่นและตะกอนในน้ำชะมูลฝอย ( waara et al . , 2003 , baun et al . , 2004 และÖมนุษย์และ junestedt , 2008 ) .
h4iie โดยมีลุค ได้รับการยอมรับเป็นอย่างรวดเร็ว10 วิธีเพื่อกำหนดไว และเนื้อหาทั้งหมดของไดออกซิน เช่น สารประกอบในลักษณะต่างๆ เช่น ดิน ดินตะกอนและน้ำ ( behnisch et al . , 2001a behnisch , et al . , 2001b behnisch , et al . , 2001c Machala , et al . , 2001 และ ziccardi et al . , 2002 )การตอบสนองของส่วนผสมของสารประกอบในวิธีนี้เป็นหนึ่งในข้อได้เปรียบหลักเมื่อเทียบกับการวิเคราะห์ทางเคมีของได ซิน . ในขณะที่การวิเคราะห์ทางเคมีเท่านั้นที่สามารถให้ข้อมูลเกี่ยวกับสารประกอบซึ่งวิธีการวิเคราะห์และมาตรฐานพร้อมใช้งานละเอียดเหมือน h4iie ลุคให้ข้อบ่งชี้ของการบวก และให้ญาติที่มาจากการวัดระดับยาในกลุ่มที่ใช้งานทางชีวภาพ . การเปรียบเทียบพันธุ์ได้มาผลลัพธ์กับเคมี teqs สามารถระบุหากไม่รู้จักสารจะเกิดการตอบสนองทางชีวภาพและดังนั้นจึงอาจจะฝากฝังให้รวมทั้งสารเคมีและการวิเคราะห์ h4iie ลุคปลงผม ( olsman
2005 )เนื่องจากผลลัพธ์ h4iie ลุคโดยรวมของกิจกรรมยา , สารสกัดบริสุทธิ์เช่นเดียวกับการก่อนการทำส่วนใหญ่ส่งผลกระทบต่อผลสุดท้าย ในทางตรงกันข้าม ตราบใดที่ไม่มีการแทรกแซง , การทำความสะอาดไม่มีผลต่อการวัดทางเคมี ( รถตู้ wouwe et al . , 2004 ) ล้างสารสกัดจากสิ่งแวดล้อม เช่น ดินเป็นสิ่งจำเป็นสำหรับพันธุ์นี้เนื่องจากการปรากฏตัวของสารเป็นพิษ หรือพอ จะทำให้ได้ผลในการตอบสนองเชิงลบเท็จหรือเท็จต่ำอุปนัย ( behnisch et al . , 2001a ) .
ทดสอบได้ถูกใช้ในการศึกษาวิเคราะห์สารสกัดจากดินตะกอนในรัฐที่แตกต่างกันของมลพิษ ความมืดมน et al . ( 2539 ) ศึกษาการปรากฏตัวของ PCBs และ pcdds พีซีดีเอฟในตัวอย่างดินจากหมายเลขของสถานที่ในเนเธอร์แลนด์และสารสกัดจากทั้งตะกอนทั้งหมด และ porewater ทดสอบใน h4iie ลุค ตามลำดับ ในกรณีของการทำความสะอาดสารสกัดจากดินตะกอน h4iie ลุค - teq ค่าแตกต่างกันระหว่าง 70.0 และ 4.2 fmol / g , หลังเป็นตะกอนล้างตัวอย่าง ใน unpurified porewater ค่าเหล่านี้อยู่ระหว่าง 317.4 fmol / ml และ 26.4 fmol / ml ( behnisch et al . , 2001b ) .
อีกการศึกษาในสหราชอาณาจักร7 ตัวอย่างตะกอนจากอ้อย ได้แก่ h4iie ลุคกับการทดสอบ บริเวณนี้ถูกเลือกเพราะพวกเขามีองศาที่แตกต่างของปัจจัยการผลิตทางการเกษตรและอุตสาหกรรม ภายในประเทศ ตัวอย่างวิเคราะห์อยู่เหมือนเดิมตะกอนที่ได้รับ การทำความสะอาดขั้นตอนการลบสารประกอบยา . ผลของ h4iie ลุคการคัดเลือก 35 ตัวอย่างตั้งแต่ 1.0 106 PG teq / G ( Hurst et al . ,2004 ) .
ในการศึกษาสารสกัดถูกล้างขึ้นบนหลายคอลัมน์ซิลิกาที่มีพื้นฐานที่เป็นกลางและกรดซิลิก้า , ตัวอย่างกับบีบ . ข้อมูลนี้ถูกออกแบบมาสำหรับการวิเคราะห์สารมลพิษอินทรีย์แบบถาวร และลบเศษส่วนที่มีขนาดใหญ่ที่ไม่ใช่สารอินทรีย์แบบถาวร ดังนั้นการตอบสนองที่พบในการทดสอบนี้เป็นของของสารปนเปื้อนประเภทนี้การล้าง ใช้วิธีการเดียวกันคือใช้ตัวอย่าง ( ร้อยละ 10 H2O ) ซิลิกาเพียงเอาสารสกัดขวางขนาดใหญ่ และสุดท้ายมีทั้งแบบถาวร