Follow-up of the re-evaluation of polyglycerol esters of fatty acids (E 475) as a food additive

Polyglycerol esters of fatty acids (PEFA, E 475) was re-evaluated in 2017 by the former EFSA Panel on Food Additives and Nutrient sources added to Food (ANS). As a follow-up to this assessment, in this opinion, the Panel on Food Additives and Flavouring (FAF) addresses the data gaps identified to support an amendment of the EU specifications for E 475. The Panel performed a risk assessment of undesirable impurities and constituents potentially present in E 475. The Panel concluded that the maximum limits in the EU specifications for the 4 toxic elements (arsenic, lead, mercury and cadmium) should be lowered based on actual levels in the commercial food additive E 475. The Panel also concluded that maximum limits for erucic acid, 3-monochloropropanediol and glycidyl esters should be included in the EU specifications for E 475. Alternatively, the Panel recommends an amendment of the definition of E 475 to include a requirement that the fats and oils used in the manufacturing of E 475 comply with the respective EU legislation regarding suitability for human consumption. Further, the Panel concluded that there is no need for setting a specification limit for the content of trans-fatty acids in E 475 as a limit is established in the Regulation (EU) No 2019/649, i.e. 2 g of trans-fat per 100 g fat in food for the final consumer. Finally, the Panel recommends a modification of the definition of E 475 indicating that polyglycerol used for the manufacturing of E 475 should be produced from glycerol meeting the specifications for E 422 (Commission Regulation (EU) No 231/2012). In this case, respective specification limits for epichlorohydrin, acrolein and butanetriol would not be needed for E 475

Follow-up of the re-evaluation of glycerol (E 422) as a food additive

Glycerol (E 422) was re-evaluated in 2017 by the former EFSA Panel on Food Additives and Nutrient sources added to Food (ANS). As a follow-up to that assessment, in this opinion, the Panel on Food Additives and Flavourings (FAF) addresses the data gaps identified to support an amendment of the EU specifications for E 422 in Commission Regulation (EU) No 231/2012. The Panel performed a risk assessment of undesirable impurities present in E 422. The Panel concluded that the maximum limits in the EU specifications for the four toxic elements (arsenic, lead, mercury and cadmium) should be lowered based on actual levels in the commercial food additive E 422. The Panel recommended setting a numerical limit value for acrolein in the specifications for E 422. The potential exposure to free 3-monochloropropanediol at the maximum limit of 0.1 mg/kg, as laid out in the specifications for E 422, does not give rise to a health concern. The Panel recommended to consider modifying the definition of E 422 in Commission Regulation (EU) No 231/2012 indicating that E 422 is obtained only from vegetable oils and fats and undergoes purification processes that involve distillation, and other clean up steps to obtain refined glycerol. Overall, the Panel concluded that the technical data provided support an amendment of the specifications for glycerol (E 422)

Follow-up of the re-evaluation of polyglycerol polyricinoleate (E 476) as a food additive

Polyglycerol polyricinoleate (PGPR, E 476) was re-evaluated in 2017 by the former EFSA Panel on Food Additives and Nutrient sources added to Food (ANS). As a follow-up to this assessment, in this opinion, the Panel on Food Additives and Flavouring (FAF) addresses the data gaps identified to support an amendment of the EU specifications for E 476. Additionally, this opinion deals with the assessment of the proposed extension of use for E 476 in edible ices and a revision of the maximum permitted level in emulsified sauces. The Panel concluded that the proposed extension of use, if authorised, would not give rise to a safety concern. Additionally, the Panel performed a risk assessment of undesirable impurities potentially present in E 476. The Panel concluded that the maximum limits in the EU specifications for the four toxic elements (arsenic, lead, mercury, cadmium) should be lowered based on actual levels in the commercial food additive E 476. The Panel also concluded that maximum limits for glycidyl esters and 3-monochloropropanediol should be included in the EU specifications for E 476. Alternatively, the Panel recommends an amendment of the definition of E 476 to include a requirement that the fats and oils used in the manufacturing of E 476 comply with the respective EU legislation regarding suitability for human consumption. Further, the Panel recommends a modification of the definition of E 476 indicating that polyglycerol used for the manufacturing of E 476 should be produced from glycerol meeting the specifications for E 422 (Commission Regulation (EU) No 231/2012). In this case, respective specification limits for epichlorohydrin, acrolein and butanetriol would not be needed for E 476. Finally, the Panel concluded that the proposed method based on the determination of ricinoleic acid is suitable for the determination of E 476 content in food

Follow-up of the re-evaluation of sulfur dioxide (E 220), sodium sulfite (E 221), sodium bisulfite (E 222), sodium metabisulfite (E 223), potassium metabisulfite (E 224), calcium sulfite (E 226), calcium bisulfite (E 227) and potassium bisulfite (E 228)

Sulfur dioxide-sulfites (E 220-228) were re-evaluated in 2016, resulting in the setting of a temporary ADI of 0.7 mg SO2 equivalents/kg bw per day. Following a European Commission call for data, the present follow-up opinion assesses data provided by interested business operators (IBOs) and additional evidence identified in the publicly available literature. No new biological or toxicological data addressing the data gaps described in the re-evaluation were submitted by IBOs. Taking into account data identified from the literature search, the Panel concluded that there was no substantial reduction in the uncertainties previously identified in the re-evaluation. Therefore, the Panel considered that the available toxicity database was inadequate to derive an ADI and withdrew the current temporary group acceptable daily intake (ADI). A margin of exposure (MOE) approach was considered appropriate to assess the risk for these food additives. A lower confidence limit of the benchmark dose of 38 mg SO2 equivalents/kg bw per day, which is lower than the previous reference point of 70 mg SO2 equivalents/kg bw per day, was estimated based on prolonged visual evoked potential latency. An assessment factor of 80 was applied for the assessment of the MoE. At the estimated dietary exposures, when using a refined exposure scenario (Data set D), MOEs at the maximum of 95th percentile ranges were below 80 for all population groups except for adolescents. The dietary exposures estimated using the maximum permitted levels would result in MOEs below 80 in all population groups at the maximum of the ranges of the mean, and for most of the population groups at both minimum and maximum of the ranges at the 95th percentile. The Panel concluded that this raises a safety concern for both dietary exposure scenarios. The Panel also performed a risk assessment for toxic elements present in sulfur dioxide-sulfites (E 220-228), based on data submitted by IBOs, and concluded that the maximum limits in the EU specifications for arsenic, lead and mercury should be lowered and a maximum limit for cadmium should be introduced

Influence of dissolved organic matter on biodegradation of pesticides in soils

De toepassing van pesticiden in de landbouw maakt het mogelijk om te vol doen aan de voedselvraag van de hedendaagse snelgroeiende bevolking. Het intensieve gebruik van deze pesticiden veroorzaakt echter contaminaties van oppervlakte- en grondwater. Wanneer pesticiden toegepast worden op de bodem wordt de verspreiding ervan in het milieu beïnvloed door fysisc he, chemische en biologische processen. Het is belangrijk deze processen te doorgronden zodat het risico van milieucontaminatie ingeschat kan wo rden. Deze thesis focust op de uitspoeling van pesticiden doorheen de va dose zone van de bodem naar het grondwater en het effect van opgeloste o rganische stof (DOM) op deze uitspoeling. DOM wordt in de natuur gevormd door mobilisatie van bodemorganische stof, door afbraak van wortels en plantenresten of direct door de bodembiomassa en wortelexudaten. DOM kan zowel de sorptie als de biodegradatie van pesticiden in de bodem beïnvl oeden. In deze studie werd de invloed van DOM op de biodegradatie van he t herbicide atrazine (AT) geanalyseerd. Biodegradatie van AT is een bela ngrijk proces dat de uitloging naar het grondwater kan voorkomen, zeker wanneer pesticiden weinig gesorbeerd worden, bv. in bodems met een laag gehalte aan organische stof. Onderzoek over de effecten van DOM op pesticide-degradatie vertoont tege nstrijdige resultaten. De hypothese voor deze studie was dat DOM de biod egradatie van AT kan beïnvloeden maar dat de effecten afhankelijk zijn v an de concentratie en de eigenschappen van deze DOM. Ook de schaal (bv. labostellingen tov. veldproeven) van het onderzoek speelt een grote rol. In deze thesis werd het effect van gemakkelijk afbreekbare en complexe DOM oplossingen op de Atbiodegradatie nagegaan. Dit werd geanalyseerd op verschillende niveaus, namelijk in batch-experimenten met zuivere stamm en, in batch-experimenten met een globale bodemmicrobiële gemeenschap, i n bodemkolom-experimenten en in een veld experiment. De degradatie van AT door Chelatobacter heintzii LR3-3 in oplossing werd geanalyseerd in de aanwezigheid van verschillende DOM-substraten in bat ch-experimenten. De DOM-substraten varieerden van gemakkelijk afbreekbar e modelcomponenten tot complexe, natuurlijke, ongedefinieerde substraten . De verschillende gemakkelijk afbreekbare DOM-oplossingen beïnvloedden de degradatie van AT door Chelatobacter heintzii op een verschillende ma nier. Het toevoegen van glucose stimuleerde de degradatiesnelheid van AT reeds bij lage concentratie aan opgeloste organische koolstof (DOC) (2. 5 mg C L-1) met een factor 10 en tot een factor 20 bij hoge DOC-concentr aties (10-1000 mg C L-1). Deze versnelde AT-degradatie werd slechts geob serveerd bij een gluconaat concentratie van 1000 mg C L-1. Het toevoegen van citraat had een negatief effect op de Atdegradatiesnelheid bij een hoge DOC-concentratie (1000 mg C L-1). De tijd die nodig was om AT volle dig af te breken was 1.4 to 1.9 keer korter bij DOM-oplossingen die geëx traheerd werden uit een bodem waar stro onder gemengd was en bij 2 oplos singen van humuszuren (10 mg C L-1). Dit was echter niet het geval voor een oplossing met fulvuszuren, uitlogingswater afkomstig van een landbou wveld en extracten van een bos- en veenbodem bij eenzelfde DOC-concentra tie. De versnelde AT-degradatie in de aanwezigheid van glucose werd toeg ewezen aan een versnelde groei van de cultuur. Dit werd bevestigd door d e optische densiteit van de cultuur op te volgen in de tijd. Deze result aten bewijzen dat de eigenschappen van de DOM-oplossingen de relatieve e ffecten van DOM op AT-degradatie beïnvloeden. De resultaten met een bepa alde DOM-oplossing waren immers niet te veralgemenen voor andere DOM-opl ossingen bij eenzelfde DOC-concentratie. De invloed van DOM op AT-degradatie werd vervolgens nagegaan in batch-ex perimenten met bodemsuspensies. Verschillende DOM-oplossingen (een gluco se-oplossing, een oplossing van fulvuszuren en gefiltreerd varkensdrijfm est) werden geïnoculeerd met bodemstalen. Van deze bodem was gekend dat er een AT-mineraliserende microbiële populatie aanwezig was. 14C-mineral isatieexperimenten werden uitgevoerd met deze DOM-oplossingen aan concen traties van ongeveer 10 en 40 mg C L-1. De mineralisatiecurven vertoonde n een exponentieel verloop, wat erop wees dat de AT als C- of N-bron geb ruikt werd voor de groei van de AT-afbrekende populatie. De AT-mineralis atie door de microbiële gemeenschap in de bodem werd niet beïnvloed in d e aanwezigheid van DOM-oplossing van 10 mg C L-1, uitgezonderd van de dr ijfmestbehandeling waar de AT mineralisatie gestimuleerd werd. AT-minera lisatie in de DOM-oplossingen van 40 mg C L-1 werd gestimuleerd (met een factor 1.3 tot 1.7) met uitzondering van de varkensdrijfmest. Ook het e ffect op AT mineralisatie in de aanwezigheid van uitlogingsoplossingen v an een landbouwveld werd geanalyseerd. Uitlogingsoplossingen afkomstig v an staalname onder niet-geïrrigeerde proefvelden (5-10 mg C L-1) beïnvlo edde de AT-mineralisatie niet, maar uitlogingsoplossingen afkomstig van staalnames onder proefvelden geïrrigeerd met afvalwater (25 mg C L-1) in hibeerde de ATmineralisatiecapaciteit. Deze resultaten bevestigen het be lang van de samenstelling van de DOM oplossing wanneer het effect van DO M op AT-degradatie voorspeld wordt. Bovendien waren de effecten van gluc ose op de AT-mineralisatie die eerder waargenomen werden in testen met e en zuivere stam maar beperkt in deze batchexperimenten met bodemsuspensi es met een diverse microbiële gemeenschap, zelfs bij hoge glucose concen traties. Om het interpreteren van de effecten van DOM op AT-transport mogelijk te maken op een relevante schaal (veldsituatie) is er een modelbenadering nodig. Verschillende pesticidentransport modellen bestaan reeds en maken meestal gebruik van eerste-orde pesticide degradatiekinetiek wanneer he t reactieve transport van pesticiden in de bodem wordt beschreven. Deze benadering kan echter de lag-periode die vaak geobserveerd wordt in mine ralisatie-experimenten niet beschrijven. Alexander (1999) verklaarde dez e lag periode mogelijk als een periode waarin een initieel kleine pestic ide-degraderende microbiële populatie aangroeit tot een populatiegrootte waarbij pesticide degradatie wordt waargenomen. Het pesticidedegradatie potentieel kan bijgevolg gedefinieerd worden als het aantal pesticide-de graderende organismen, wat invers gerelateerd is met de lag-tijd voor de gradatie. In deze studie werd nagegaan of deze degradatiekinetiek ook ge observeerd werd voor AT-transport in bodemkolommetjes. Tevens werd er ee n model voorgesteld om de geobserveerde metingen te beschrijven. Kolomme tjes werden beregend met AT in twee toedieningen van 30 dagen. Tussen de ze stappen werden de kolommetjes beregend met een oplossing met een same nstelling van regenwater voor 161 dagen. Tijdens de eerste AT toediening steeg, na doorbraak van AT in het effluent, de AT-concentratie tot de i nfluent concentratie, waarna deze snel daalde. Dit duidde op een lag-per iode voor degradatie. Hetzelfde patroon werd geobserveerd bij de tweede AT toediening, maar de piek concentratie en het percentage AT dat uitgel oogd werd, was lager. Een Monod-model met afbraak van biomassa werd succ esvol gekalibreerd aan de hand van de geobserveerde data. Dit model werd vervolgens succesvol geëvalueerd voor batchdegradatie data en voor kolo mmetjes die aan een lagere snelheid uitgeloogd werden. Deze resultaten b evestigden de hypothese dat eerste-orde degradatiemodellen het risico op pesticideuitspoeling kunnen onderschatten wanneer de pesticide degrader ende gemeenschap initieel te beperkt is. In een volgende fase werd het effect van het toevoegen van DOM oplossing en op het reactieve transport van AT door deze bodemkolommetjes geanalys eerd. De kolommetjes werden beregend met een koolstof-vrije oplossing, e en glucose-oplossing (10-50 mg C L-1) en een uitlogingsoplossing afkomst ig van een landbouwbodem (10 mg C L-1). Meer bepaald werd het effect van deze DOM-oplossingen op de AT-degradatie en het overleven van de AT-afb rekende populatie in afwezigheid van AT nagegaan. De doorbraakcurven ver toonden geen verschillen voor de verschillende behandelingen. Ondanks he t feit dat glucose (tot 50 mg C L-1) de AT-degradatie door Chelatobacter heintzii of door een totale microbiële populatie in de bodem stimuleerd e, werd dit niet waargenomen in de bodemkolommetjes. Verder werden ook g een effecten van glucose waargenomen op het afsterven van de AT-afbreken de biomassa. We besluiten hieruit dat de DOM oplossingen geen effecten v eroorzaken op de AT-degradatie bij veld-relevante DOC concentraties. In een laatste fase werd de verandering van het AT-mineralisatiepotentie el in bodemstalen van veldplotjes (met of zonder mest-toediening) op twe e dieptes (0-10 cm en 35-45 cm) nagegaan. Voor de start van het experime nt was het veld voor meer dan 10 jaar niet behandeld met AT, tijdens het experiment werden de proefvelden jaarlijks bespoten met AT. Op verschil lende tijdstippen na deze toedieningen werden bodemstalen bemonsterd om de AT-mineralisatiecapaciteit te bepalen. De AT-mineralisatie in de onbe handelde bodemstalen begon na een lag-tijd van rond de 13 dagen. Deze la g-tijd was < 0.1 dag na AT-toediening op het veld en steeg tot 3 tot 12 dagen naarmate bodems later na AT applicatie werden bemonsterd. De lag-t ijd steeg significant (p < 0.001) met de tijd na AT-toediening voor alle oppervlakte stalen gedurende het 3 jaar durende veld experiment. Deze e ffecten kunnen verklaard worden door de groei- en afbraakdynamiek van de AT-degraderende gemeenschap in de bodem; de grootte van deze AT-degrade rende gemeenschap blijkt dus afhankelijk van de AT toedieningen. Deze hy pothese werd gedeeltelijk bevestigd door de kwantificatie van het atzA g en. Volgens een ANOVA analyse waren er geen effecten van de drijfmestbeh andeling op de lag-tijd in beide bodemlagen, noch op de mineralisatie sn elheid in de toplaag maar was er wel een significant (p = 0.04) positief effect op de mineralisatiesnelheid in de diepe bodemlaag. De versnelde degradatie in de bodemstalen afkomstig van de diepe bodemlaag onder de d rijfmestbehandeling kon veroorzaakt worden door een stijging van beschik bare nutriënten. De AT-concentratie in de uitlogingsoplossingen op 40 cm diepte varieerde van < 0.01 tot 2.49 g L-1 en werd niet beïnvloed door de drijfmestbehandeling of de DOM. De resultaten benadrukken het belang van de voorgeschiedenis van AT-toediening op een veld voor het AT-minera lisatiepotentieel. Het feit dat de AT degraderende gemeenschap lange tij d overleeft in afwezigheid van AT zorgt ervoor dat deze snel aangroeien eenmaal AT opnieuw wordt toegepast op het veld. Effecten van de drijfmes tbehandeling waren echter minimaal vergeleken met de effecten van AT-toe diening. Deze thesis benadrukt het belang van onderzoek naar het effect vanDOM op pesticide-degradatie op een relevante schaal. Effecten van DOM op AT-de gradatie die waargenomen werden in experimenten met zuivere stammen, wer den niet of in mindere mate waargenomen in experimenten met een bodemsus pensie in batch of in kolomexperimenten. Op een relevante schaal beïnvlo edt DOM waarschijnlijk de AT degradatie niet. Bovendien wijst deze studi e erop dat het belangrijk is rekening te houden met de dynamiek van de p esticidedegraderende gemeenschap wanneer het risico op pesticideuitspoel ing ingeschat wordt.Dankwoord i Summary iii Samenvatting vii List of symbols and abbreviations xi Contents xv 1 Introduction 1 1.1 Pesticides, agriculture and the environment . . . . . . . . . . . . 1 1.2 Fate of pesticides in the environment . . . . . . . . . . . . . . . . 3 1.3 Biodegradation kinetics . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5 1.4 Atrazine . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7 1.4.1 Atrazine and its characteristics . . . . . . . . . . . . . . . 7 1.4.2 Atrazine degradation pathway . . . . . . . . . . . . . . . 8 1.4.3 AT degradation in the environment . . . . . . . . . . . . . 9 1.5 Dissolved organic matter and its effect on organic pollutant degradation . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 1.5.1 Influence of land use and management practices on DOM in soils . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 1.5.2 Biodegradability of DOM . . . . . . . . . . . . . . . . . 14 1.5.3 Effect of dissolved organic matter on transport of pesticides in soils . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 15 1.5.4 Effect of dissolved organic matter on biodegradation of organic pollutants in soils . . . . . . . . . . . . . . . . . 17 1.6 Hypotheses and general objectives . . . . . . . . . . . . . . . . . 21 2 Effect of Dissolved Organic Carbon on atrazine degradation by Chelatobacter heintzii LR3-3 25 2.1 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25 2.2 Materials and Methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 26 2.2.1 Bacteria and culture conditions used . . . . . . . . . . . . 26 2.2.2 Batch degradation assays . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27 2.2.3 Growth experiments . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30 2.2.4 Analytical methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30 2.3 Results . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31 2.3.1 Influence of easily degradable DOM on degradation of AT by Chelatobacter heintzii . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31 2.3.2 Influence of complex and environmental DOM solutions on degradation of AT by Chelatobacter heintzii . . . . . . 33 2.4 Discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37 3 Effect of Dissolved Organic Matter on kinetics of atrazine mineralisation by a subsoil microbial community 41 3.1 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41 3.2 Materials and Methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43 3.2.1 Soil samples used . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43 3.2.2 Media and DOM solutions used . . . . . . . . . . . . . . 43 3.2.3 14C-AT mineralisation assays . . . . . . . . . . . . . . . 44 3.2.4 Interactions between AT and the soil . . . . . . . . . . . . 45 3.2.5 Analytical methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 45 3.3 Results . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 46 3.4 Discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49 3.5 Conclusion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51 4 Monod-kinetics rather than a first-order degradation model explains atrazine fate in soil columns: implications for pesticide fate modelling 53 4.1 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53 4.2 Materials en Methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55 4.2.1 Soil column setup . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55 4.2.2 Batch degradation experiments . . . . . . . . . . . . . . . 56 4.2.3 Analytical methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 56 4.2.4 Degradation and reactive transport model development . . 57 4.2.5 Sensitivity analysis: Morris’ One-At-a-Time design . . . . 59 4.2.6 Shuffed Complex Evolution Metropolis (SCEM) algorithm 59 4.3 Results and discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 61 4.3.1 Bromide break through curve . . . . . . . . . . . . . . . 61 4.3.2 Transport of atrazine in the column experiment . . . . . . 61 4.3.3 Sensitivity analysis: Morris’ One-At-a-Time design . . . 63 4.3.4 Shuffed Complex Evolution Metropolis (SCEM) algorithm 64 4.3.5 Model evaluation: batch degradation experiments . . . . . 64 4.3.6 Model evaluation: Mini-columns at lower flow rate . . . . 67 4.3.7 Population dynamics . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67 4.4 Conclusion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70 5 Effect of Dissolved Organic Matter on reactive transport of atrazine in unsaturated soil column systems 71 5.1 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71 5.2 Materials and Methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73 5.2.1 Experimental setup . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73 5.2.2 Batch AT degradation assays . . . . . . . . . . . . . . . . 74 5.2.3 Analytical methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 75 5.2.4 Degradation and reactive transport model . . . . . . . . . 76 5.3 Results and discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 77 5.3.1 Bromide break through curves . . . . . . . . . . . . . . . 77 5.3.2 First mini-column experiment: irrigation with different DOM solutions . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78 5.3.3 Second mini-column experiment: effect of different DOC concentrations . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 84 5.4 Conclusion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 84 6 The dynamics of the atrazine mineralisation potential in an agricultural field at varying atrazine and pig manure application 87 6.1 Introduction . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87 6.2 Materials and Methods . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 89 6.2.1 Experimental site . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 89 6.2.2 Soil sampling . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 89 6.2.3 Soil leachates . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 89 6.2.4 DNA extraction from soil and real-time qPCR . . . . . . . 91 6.2.5 14C-AT mineralisation assays . . . . . . . . . . . . . . . 91 6.2.6 Statistical analysis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91 6.3 Results . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92 6.3.1 Effect of AT and pig manure application on the AT mineralisation potential . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92 6.3.2 Soil leachates . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 94 6.3.3 atzA gene detection . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 97 6.4 Discussion . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 99 7 General conclusions and future outlook 105 Bibliography 113 List of publications 121nrpages: 142status: publishe

Monod kinetics rather than a first-order degradation model explains atrazine fate in soil mini-columns: Implications for pesticide fate modelling

Pesticide transport models commonly assume first-order pesticide degradation kinetics for describing reactive transport in soil. This assumption was assessed in mini-column studies with associated batch degradation tests. Soil mini-columns were irrigated with atrazine in two intermittent steps of about 30 days separated by 161 days application of artificial rain water. Atrazine concentration in the effluent peaked to that of the influent concentration after initial break-through but sharply decreased while influx was sustained, suggesting a degradation lag phase. The same pattern was displayed in the second step but peak height and percentage of atrazine recovered in the effluent were lower. A Monod model with biomass decay was successfully calibrated to this data. The model was successfully evaluated against batch degradation data and mini-column experiments at lower flow rate. The study suggested that first-order degradation models may underestimate risk of pesticide leaching if the pesticide degradation potential needs amplification during degradation.status: publishe

Toxicity in lead salt spiked soils to plants, invertebrates and microbial processes: Unraveling effects of acidification, salt stress and ageing reactions

The fate and effects of toxic trace metals in soil freshly spiked soluble metal salts do not mimic those of metals in the field. This study was set up to test the magnitude of effects of salinity, acidification, and ageing on toxicity of lead (Pb) to plants, invertebrates and soil microbial processes. Three soils were spiked with Pb2+ salts up to a concentration of 8000 mg Pb/kg and were tested either after spiking, after soil leaching followed by pH correction, or after a 5-year outdoor ageing period with free drainage followed by pH correction. Soil solution ionic strength exceeded 150 mmol/L in soils tested directly after spiking and this decreased partially after leaching and returned back to background values after 5-year outdoor equilibration. Chronic toxicity to two plants, two invertebrates, and three microbial endpoints was consistently found in all spiked soils that were not leached. This toxicity significantly decreased or became absent after 5 years of ageing in 19 of the 20 toxicity tests by a factor 8 (median factor; range: 1.4->50), measured by the factor increase of total soil Pb dose required to induce 10% inhibition. The toxicity of Pb in leached soils was intermediate between the other two treatments. The lowest detectable chronic thresholds (EC10) in aged soils ranged 350-5300 mg Pb/kg. Correlation analysis, including data of Pb2+ speciation in soil solution, suggests that reduced ionic strength rather than acidification or true ageing is the main factor explaining the soil treatment effects after spiking. It is suggested that future toxicity studies should test fine PbO powder as a relevant source for Pb in soils to exclude the confounding salt effects.publisher: Elsevier articletitle: Toxicity in lead salt spiked soils to plants, invertebrates and microbial processes: Unraveling effects of acidification, salt stress and ageing reactions journaltitle: Science of The Total Environment articlelink: http://dx.doi.org/10.1016/j.scitotenv.2015.07.067 content_type: article copyright: Copyright © 2015 Elsevier B.V. All rights reserved.status: publishe

Effects of dissolved organic matter (DOM) at environmentally relevant carbon concentrations on atrazine degradation by <em>Chelatobacter heintzii</em> SalB

International audienceThe dissolved organic matter (DOM) is the term used for organic components of natural origin present in the soil solution and is probably the most available C-source that primes microbial activity in subsoils. Contrasting effects of organic C components on pesticide degradation have been reported; however, most studies have used model organic compounds with compositions and concentrations which differ substantially from those found in the environment. Degradation of atrazine (AT) by Chelatobacter heintzii SalB was monitored in liquid batch assays in the absence or presence of well-defined model C compounds (glucose, gluconate and citrate) as model DOM (mDOM) or complex, less-defined, environmental DOM solutions (eDOM: isolated humic substances, soil and plant residue extracts) at environmentally relevant concentrations. Glucose significantly increased AT degradation rate by more than a factor of 8 at and above 2.5 mg C L (-aEuro parts per thousand 1). Optical density measurements showed that this stimulation is related to microbial growth. Gluconate and citrate had no effects unless at non-relevant concentrations (1,000 mg DOC L (-aEuro parts per thousand 1)) at which stimulations (gluconate) or inhibitions (citrate) were found. The effects of eDOM added at 10 mg DOC L (-aEuro parts per thousand 1) on AT degradation were generally small. The AT degradation time was reduced by factors 1.4-1.9 in the presence of humic acids and eDOM from soils amended with plant residues; however, no effects were found for fulvic acids or eDOM from a soil leachate solution or extracted from unamended peat or forest soil. In conclusion, DOM supplied as both mDOM and eDOM did not inhibit AT degradation at environmentally relevant concentrations, and stimulation can be found for selected DOM samples and this is partly related to its effect on growt

Impurity profiling of the most frequently encountered falsified polypeptide drugs on the Belgian market

Advances in biotechnology and the chemical synthesis of peptides have made biopharmaceuticals and synthetic peptide drugs viable pharmaceutical compounds today and an important source for tomorrow's drugs and therapies. Unfortunately, also falsifications and counterfeit versions of these powerful and promising drugs are offered illegally via the intemet. Since these falsified preparations are produced outside the legally required quality systems, end-users have no guarantee regarding the efficacy and safety of these products. Although falsified samples of biotherapeutics were already analysed, looking at a specific aspect of their quality or identity, no systematic studies have been performed regarding the presence of different impurities or possible contaminations. Therefore, in order to obtain a better understanding of the potential health risks related to the usage of falsified polypeptide drugs we performed a systematic screening of the ten most frequently encountered falsified peptide drugs on the Belgian market acquired from three different suspected illegal internet pharmacies. The screening incorporated the analysis of the active pharmaceutical ingredient (API), API-related impurities, small molecule contaminants (defined as organic small molecules not belonging to the other categories), elemental impurities and residual solvents. This comprehensive study showed that these type of falsified drugs not only have a high variation in amount of drugs per unit and a low purity (ranging between 5% and 75% for cysteine containing peptides), but also contained the known toxic class one elemental impurities arsenic (As) and lead (Pb). One sample was contaminated with Pb while multiple samples were found with concentrations up to ten times the ICH toxicity limit for parenteral drugs. Subsequent speciation of As confirmed the elevated concentrations for As and demonstrated that all As was present in the more toxic inorganic form. Together with the (sometimes) high amount of peptide impurities and the inherent dangers associated with the use of unauthorized peptide drugs (such as doping peptides or preclinical drugs) this study confirms the reported potential health risks patients/users take when resorting to falsified peptide drugs. Moreover, the presence of the carcinogen As and the known accumulation in human tissues of Pb raises questions about potential sub-acute to chronic toxicity due to the long term administration of these falsified peptide drugs

[div]Long-term dynamics of the atrazine mineralization potential in surface and subsurface soil in an agricultural field as a response to atrazine applications[/div]

The dynamics of the atrazine mineralization potential in agricultural soil was studied in two soil layers (topsoil and at 35-45 cm depth) in a 3 years field trial to examine the long term response of atrazine mineralizing soil populations to atrazine application and intermittent periods without atrazine and the effect of manure treatment on those processes. In topsoil samples, 14C-atrazine mineralization lag times decreased after atrazine application and increased with increasing time after atrazine application, suggesting that atrazine application resulted into the proliferation of atrazine mineralizing microbial populations which decayed when atrazine application stopped. Decay rates appeared however much slower than growth rates. Atrazine application also resulted into the increase of the atrazine mineralization potential in deeper layers which was explained by the growth on leached atrazine as measured in soil leachates recovered from that depth. However, no decay was observed during intermittent periods without atrazine application in the deeper soil layer. atzA and trzN gene quantification confirmed partly the growth and decay of the atrazine degrading populations in the soil and suggested that especially trzN bearing populations are the dominant atrazine degrading populations in both topsoil and deeper soil. Manure treatment only improved the atrazine mineralization rate in deeper soil layers. Our results point to the importance of the atrazine application history on a field and suggests that the long term survival of atrazine degrading populations after atrazine application enables them to rapidly proliferate once atrazine is again applied