Miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska

Miljöpåverkan från läkemedel
samt kosmetiska och hygieniska
produkter
Rapport från Läkemedelsverket
Augusti 2004
Postadress/Postal address: P.O. Box 26, SE-751 03 Uppsala, SWEDEN
Besöksadress/Visiting address: Dag Hammarskjölds väg 42, Uppsala
Telefon/Phone: +46 (0)18 17 46 00 Fax: +46 (0)18 54 85 66
Internet: www.mpa.se E-mail: [email protected]
Innehåll
Innehåll .................................................................................................................................. 3
Förord .................................................................................................................................... 6
Sammanfattning.................................................................................................................... 8
Summary ............................................................................................................................. 13
1
2
3
4
5
6
Uppdraget .................................................................................................................. 18
1.1
Regeringens uppdrag till Läkemedelsverket ................................................................ 18
1.2
Arbetets genomförande ................................................................................................ 18
Introduktion ............................................................................................................... 21
2.1
Läkemedel .................................................................................................................... 21
2.2
Kosmetiska och hygieniska produkter.......................................................................... 24
2.3
Påverkan på miljön ....................................................................................................... 25
Miljöpåverkan från läkemedel.................................................................................. 32
3.1
Sammanfattning ........................................................................................................... 32
3.2
Sammanställning av nuvarande kunskap..................................................................... 34
3.3
Flöden och volymer ...................................................................................................... 42
3.4
Miljödata från industrin ................................................................................................. 46
3.5
Urval av aktiva substanser ........................................................................................... 46
3.6
Miljöriskbedömning av aktiva substanser..................................................................... 51
3.7
Klassificering av läkemedel med multivariat datamodellering...................................... 64
3.8
Hjälpämnen i läkemedel ............................................................................................... 65
3.9
Naturläkemedel ............................................................................................................ 72
Miljöfarlighetsbedömning och miljöklassificering
av aktiva substanser och hjälpämnen .................................................................... 73
4.1
Sammanfattning ........................................................................................................... 73
4.2
Utförande av miljöfarlighetsbedömningar..................................................................... 73
4.3
Resultat ........................................................................................................................ 73
4.4
Diskussion .................................................................................................................... 78
Miljöpåverkan från kosmetiska och hygieniska produkter................................... 80
5.1
Sammanfattning ........................................................................................................... 80
5.2
Sammanställning av nuvarande kunskap..................................................................... 81
5.3
Volymer och massflödesanalys.................................................................................... 82
5.4
Urval av ämnen för miljöriskbedömning ....................................................................... 89
5.5
Metod för miljöriskbedömning ...................................................................................... 93
5.6
Resultat av miljörisk- och miljöfarlighetsbedömningar ................................................. 98
Miljöpåverkan från förpackningar ......................................................................... 112
6.1
Sammanfattning ......................................................................................................... 112
6.2
Inledning ..................................................................................................................... 112
6.3
Läkemedel .................................................................................................................. 112
3
7
8
9
10
11
6.4
Kosmetiska och hygieniska produkter ........................................................................ 113
6.5
Diskussion................................................................................................................... 114
Läkemedel – information om kvantitet och innehåll............................................ 116
7.1
Sammanfattning.......................................................................................................... 116
7.2
Befintliga informationssystem ..................................................................................... 116
7.3
Insamling och bearbetning av data............................................................................. 117
7.4
Felkällor i underlaget .................................................................................................. 117
7.5
Slutsatser .................................................................................................................... 118
Kosmetiska och hygieniska produkter – information om
kvantitet och innehåll ............................................................................................. 119
8.1
Sammanfattning.......................................................................................................... 119
8.2
Inrättandet av produktregister..................................................................................... 119
8.3
Nuvarande produktregister ......................................................................................... 123
8.4
Faktorer att beakta vid en eventuell utbyggnad av registret....................................... 125
8.5
Diskussion................................................................................................................... 129
Läkemedelslagen och miljöklassificering av läkemedel ..................................... 132
9.1
Sammanfattning.......................................................................................................... 132
9.2
Tolkning av uppdraget ................................................................................................ 132
9.3
Den inre marknaden ................................................................................................... 134
9.4
Läkemedelsområdet ................................................................................................... 136
9.5
Miljöklassificering........................................................................................................ 143
9.6
Referensmaterial ........................................................................................................ 151
Åtgärdsförslag: läkemedel ..................................................................................... 152
10.1
Inledning ..................................................................................................................... 152
10.2
Ökad baskunskap ....................................................................................................... 152
10.3
Ökad miljöhänsyn i den europeiska läkemedelslagstiftningen ................................... 153
10.4
Fler och förbättrade miljöriskbedömningar ................................................................. 153
10.5
Sammanställning och elektronisk tillgänglighet av data ............................................. 154
10.6
Kontinuerlig uppföljning av flöden............................................................................... 154
10.7
Utbildning och information för att stimulera miljötänkandet........................................ 154
10.8
Framtida miljöklassificering......................................................................................... 155
10.9
Minskad kassation och förbättrad avfallshantering .................................................... 155
Åtgärdsförslag: kosmetiska och hygieniska produkter ...................................... 157
11.1
Inledning ..................................................................................................................... 157
11.2
Ökad baskunskap ....................................................................................................... 157
11.3
Fler och förbättrade miljöriskbedömningar ................................................................. 157
11.4
Ökad miljöhänsyn i lagstiftningen ............................................................................... 158
11.5
Förbättrad rapportering av produkternas innehåll och kontinuerlig
uppföljning av flöden................................................................................................... 158
11.6
Ökad information för att stimulera miljötänkandet ...................................................... 159
12
Förkortningar, definitioner och förklaringar......................................................... 160
13
Referenser ............................................................................................................... 164
4
14
Bilagor ..................................................................................................................... 170
Bilaga 1: Regeringsbeslut ....................................................................................................... 170
Bilaga 2: Projektplan................................................................................................................ 172
Bilaga 3: Minnesanteckningar från idéseminarium ................................................................. 179
Bilaga 4: Brev till Läkemedelsindustrin.................................................................................... 187
Bilaga 5: Beskrivning av olika ekotoxikologiska tester ............................................................ 191
Bilaga 6: Läkemedelssubstanser som detekterats i miljön ..................................................... 194
Bilaga 7: Sammanställning av ekotoxicitetsdata från litteraturen............................................ 204
Bilaga 8: Humanläkemedel: 100-lista dygnsdoser, försäljning år 2002 .................................. 215
Bilaga 9: Veterinärmedicinska läkemedel: 100-lista förpackningar, försäljning år 2002......... 219
Bilaga 10: Kommentarer till inrapporterade data för läkemedel .............................................. 223
Bilaga 11: Preliminära ekotoxicitets-, bionedbrytnings- och
bioackumuleringsomdömen för ett urval av läkemedelssubstanser .......................... 226
Bilaga 12: Tillgängliga nedbrytnings- och bioackumulationsdata
för utvalda läkemedelssubstanser.............................................................................. 229
Bilaga 13: Beräknade Koc-värden för utvalda läkemedelssubstanser ..................................... 234
Bilaga 14: Klassificering av läkemedel med multivariat datamodellering................................ 235
Bilaga 15: Underlag för urval av hjälpämnen i läkemedel ....................................................... 256
Bilaga 16: Antaganden och bakgrundsdata vid beräkningar i EUSES ................................... 266
Bilaga 17: Miljödata för konserveringsmedel i läkemedel ....................................................... 268
Bilaga 18: Massflödesanalys av kosmetiska och hygieniska produkter.................................. 273
Bilaga 19: Underlagsdata för massflödesanalys, kosmetiska och hygieniska produkter........ 275
Bilaga 20: Grupper av kosmetiska och hygieniska produkter definierade av KTF ................. 283
Bilaga 21: Figur och tabeller till kapitel 8, kosmetiska och hygieniska produkter ................... 284
5
Förord
All mänsklig aktivitet har konsekvenser för den miljö vi är hänvisade att leva i. Insikten att vi måste anpassa utnyttjandet av naturresurser så att vi får långsiktigt hållbara betingelser för ett gott liv har vuxit sig
stark. Bland de ämnen vi har behov av utgör läkemedlen en speciell grupp. Att bota och lindra sjukdom är
mycket angelägna behov. Läkemedelsforskningen utvecklar substanser med hög biologisk aktivitet och en
ökande selektivitet. Det innebär att läkemedlen i de låga koncentrationer som uppnås i kroppen påverkar
människans och andra levande organismers biologiska processer. Därmed kan läkemedlen också bli en
potentiell miljörisk när de efter utövad effekt, via kretsloppet återfinns i naturens olika recipienter. En positiv faktor är att de viktsmängder som används ofta är mycket låga i förhållande till förbrukningen av kemikalier för andra syften i samhället.
Utvecklingen av kemiska ämnen för olika mänskliga behov innebär att en mångfald nya substanser omsätts
för att slutligen finnas i miljöbakgrunden. Detta ger en mer sammansatt kemisk miljö med nya ämnen i låga
koncentrationer. Färdriktningen skall vara mot en giftfri miljö och arbete måste läggas ned på att finna ut
vilka halter av vilka läkemedelssubstanser som kan tolereras vid en avvägning mot patientnyttan. Somliga
ämnen bör helt utmönstras eller kraftigt inskränkas, vilket också genomförs med t.ex. freoner och kvicksilver.
Många läkemedel bryts ned av kroppens ämnesomsättningsenzymer och inaktiveras därmed. Andra bryts
ned kemiskt i naturen så snabbt att någon anrikning ej hinner ske. Ett ofrånkomligt faktum är dock att ett
antal läkemedel kan påvisas i olika vattensystem, i avloppsslam och i jord. I några fall har förekomsten av
ett enskilt läkemedel, t.ex. ciprofloxacin, i avloppsslam varit oväntat hög och nått värden på några miljondelar per viktsmängd. Således uppvisar vissa läkemedel egenskapen att finnas kvar och anrikas. Läkemedlet kan vara utsöndrat från människor eller djur, härröra från kassation, avledning, läckage eller vara på
annat sätt outnyttjad substans.
En angelägen uppgift är då att ta reda på vilka biologiska effekter de förekommande halterna av läkemedel
i avloppsvatten, floder, sjöar, grundvatten och dricksvatten och jordar kan ha. Med undantag av östrogena
hormoner är kunskaperna inom detta område ännu ytterst bristfälliga. Forskningsområdet är ungt och i
kraftig utveckling.
Miljömedvetandet inom läkemedelsområdet tar sig olika och tilltagande uttryck. En pionjärinsats har gjorts
i Sverige med det s.k. STRAMA-arbetet i syfte att nedbringa och optimera antibiotikaanvändningen. Här
sammanfaller medicinska mål med miljömål på ett unikt sätt. Överanvändning och felaktig antibiotikaanvändning ger resistensutveckling hos bakterierna. Samtidigt belastas miljön med antibiotika som kan ha
negativa effekter. Att tillämpa korrekta indikationer för antibiotikabehandling blir därför ett odiskutabelt
mål. Givetvis gäller detta mål sedan länge alla läkemedelsgrupper. Endast medicinsk motiverad behandling
skall äga rum och den skall följas upp och omprövas.
För kosmetiska produkter bör kraven på oskadlighet för individ och miljö sättas ännu högre. Läkemedelsverket menar att miljöfarliga ämnen som används i kosmetiska och hygieniska produkter måste ersättas, om
användningen medför risker för miljön. Mer än 100 ton schampo, tvål, hårbalsam och tandkräm m.m. hamnar dagligen i avloppsvatten. Den genomsnittliga dagliga konsumtionen av kosmetiska och hygieniska
produkter beräknas vara 12 g per invånare.
Förpackningsmaterial, hantering och distribution kan väsentligen bedömas efter samma miljökriterier som
för andra handelsvaror.
Läkemedelsverket har givits ett mycket stort utredningsuppdrag som det av naturliga skäl varit nödvändigt
att avgränsa. För att behandla den första punkten i uppdraget: ”att utreda miljöpåverkan från läkemedel
samt kosmetiska och hygieniska produkter…” har vi gjort en översikt av ett ungt forskningsområde i stark
tillväxt. Vi har begränsat antalet substanser till ett urval som vi bedömt har stor betydelse för frågan och
6
inriktat oss på enskilda substanser i stället för grupper av besläktade preparat. Detta är det enda angreppssätt som i dagsläget är möjligt, men den långsiktigt bästa ansatsen bedöms vara att studera sammanvägda
effekter av kemiskt närbesläktade läkemedelssubstanser s.k. klasseffekter. Utredningen avslutas med ett
antal förslag på hur miljöarbetet skall drivas vidare. Det står helt klart att miljösynen på läkemedel måste
förstärkas vilket jag menar kan göras utan att människors medicinska behov blir lidande. Det är glädjande
att läkemedelsindustrin och Apoteket AB påbörjat ett arbete att undersöka miljöegenskaper hos sina produkter. Miljöinformation efterfrågas även av patienter/konsumenter i ökande utsträckning.
Jag vill tacka medarbetarna vid Läkemedelsverket, konsulterna, branschföreningarna (Läkemedelsindustriföreningen, Kemisk-Tekniska Leverantörförbundet, Industriell och Institutionell Hygien och Colipa) samt
de enskilda företag som försett oss med faktauppgifter.
Gunnar Alvan
Generaldirektör
7
Sammanfattning
Inledning
Som ett led i arbetet med att uppnå de nationella miljömålen fick Läkemedelsverket i uppdrag av regeringen i december 2002 att utreda miljöpåverkan av läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive förpackningar. I uppdraget ingick att göra en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån förekomst i
miljön relaterad till aktuell försäljningsvolym. Dessutom ingick att lämna förslag till åtgärder för att minska
miljöpåverkan från dessa produktgrupper samt att utreda hur information om kvantiteter och innehåll av
ämnen i produktgrupperna kunde förbättras och göras mer lättillgänglig. Att utreda möjligheten att införa
miljöklassificering av läkemedel var också en del av uppdraget.
Läkemedel
Urval av aktiva läkemedelssubstanser och hjälpämnen
Det finns ca 1 200 aktiva läkemedelssubstanser och ca 1 300 hjälpämnen i drygt 7 600 olika produkter på
den svenska marknaden. Av dessa produkter är ca 7 200 humanläkemedel och ca 400 veterinärmedicinska
läkemedel. Det har inte varit möjligt att utreda miljöpåverkan av alla aktiva substanser och hjälpämnen
framförallt därför att data som behövs för miljöriskbedömning är bristfälliga eller saknas men även delvis
p.g.a. den begränsade tid Läkemedelsverket givits för att genomföra regeringsuppdraget.
Med hjälp av en sammanvägning av halveringstider/nedbrytbarhet, i litteraturen funna uppgifter om förekomst i miljön samt svensk försäljningsstatistik har 27 aktiva läkemedelssubstanser valts ut för miljöriskbedömning. Läkemedelsverket har också med hjälp av dokumentation från läkemedelsindustrin samt litteraturstudier identifierat ytterligare substanser som är angelägna att utreda. Även ett antal hjälpämnen har
valts ut för miljöriskbedömning utifrån svensk försäljningsstatistik och miljöklassificering.
Miljöfarlighetsbedömning
En miljöfarlighetsbedömning enligt Kemikalieinspektionens föreskrifter om klassificering och märkning av
kemiska produkter görs utan att ta hänsyn till vilken mängd eller halt av ämnet som kan förväntas släppas
ut i olika delar av miljön. De tester som ligger till grund för miljöfarlighetsbedömningen innefattar korttids
(akut) toxicitet, biologisk nedbrytbarhet samt bioackumulerande förmåga. Klassning av ett ämne som ”miljöfarligt” innebär inte att det med säkerhet orsakar skador i miljön. Hur mycket av och hur ett ämne används är av avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär en risk för miljön.
Vid miljöfarlighetsbedömning av i läkemedel ingående utvalda aktiva substanser och hjälpämnen kunde det
konstateras att det föreligger brist på faktauppgifter. Endast 12 av 30 aktiva substanser samt 31 av 55 konserveringsmedel kunde klassificeras med avseende på miljöfarlighet. Av dessa bedömdes 9 aktiva substanser och 13 konserveringsmedel som miljöfarliga för vattenmiljön.
Miljöriskbedömning
Vid en miljöriskbedömning bedöms risken för skada på miljön genom att bestämma storleken av utsläppet
och vilka effekter detta utsläpp kan ha på strukturen av och funktionerna i ett ekosystem. I denna rapport
uppskattades koncentrationer i miljön utifrån den totala försålda mängden av enskilda aktiva substanser i
humanmedicinska läkemedel. Av de för miljöriskbedömning utvalda humanläkemedelssubstanserna fick
två omdömet att risk för påverkan på vattenmiljön föreligger. Dessa är, de för miljöpåverkan sedan tidigare
kända, könshormonerna östradiol och etinylöstradiol. För ytterligare två könshormoner samt tre andra sub8
stanser kunde risk för miljöpåverkan inte slutligt bedömas p.g.a. brister i faktaunderlaget. De övriga tjugo
substanserna bedömdes inte utgöra någon akut risk för vattenmiljö. Erhållna resultat pekar på att dagens
läkemedelsanvändning inte orsakar några akuta miljörisker men utesluter inte långsiktiga miljörisker.
Läkemedelssubstansers akuttoxiska effekter i vattenmiljö, om de förekommer, uppträder vanligen vid koncentrationer i storleksordningen milligram per liter. Eftersom de hittills uppmätta halterna av läkemedelssubstanser i miljön ligger minst tusen gånger lägre är det diskutabelt om dessa akuttoxiska effekter är av
ekotoxikologisk relevans.
Observerade långtidstoxiska effekter uppträder i vissa fall vid de halter som faktiskt har uppmätts i miljön.
För de flesta läkemedelssubstanser saknas sådana uppgifter och det finns därför ett behov av ytterligare
långtidsstudier för att med större säkerhet kunna förutsäga en substans potentiella långsiktiga miljörisk. Det
saknas dessutom oftast information om hur substanserna påverkas och fördelas i miljön, dvs. nedbrytningsdata, fördelningskoefficienter och bioackumuleringsdata.
Det är viktigt att påpeka att de ekotoxicitetstester som idag ligger till grund för miljöriskbedömningar inte
tar hänsyn till den biologiska aktivitet som utmärker aktiva substanser i läkemedel. Det finns således också
ett behov av att undersöka sammanvägda biologiska effekter, s.k. klasseffekter, av olika läkemedel i miljön.
Miljöriskbedömning av veterinärläkemedel grundar sig på produktens dosering till olika djurslag samt påverkan på lokala ekosystem, varför det inte blir aktuellt att genomföra riskbedömning på substansnivå utgående från totalanvändning på samma sätt som gjorts för humanläkemeddelssubstanser. Läkemedelsverket
har därför valt att istället sammanfatta problemområden med utgångspunkt från miljöriskbedömningar på
produktnivå gjorda i samband med ansökan om godkännande. Substansgrupper som misstänkts för miljöpåverkan p.g.a. sin miljöfarlighet är veterinärläkemedel med antiparasitära och antimikrobiella egenskaper,
men inga sådana substanser uppvisade någon stor risk för miljöpåverkan.
Miljöriskbedömningar gjordes även för ett urval av hjälpämnen. Någon nämnvärd risk för miljön kunde
inte identifieras. Många hjälpämnen används dessutom även i andra produkter, exempelvis livsmedel. Användning i läkemedel utgör en mindre del av den totala användningen.
Information om kvantitet och innehåll
Kunskap om i vilka mängder och vilka vägar läkemedel går genom vårt samhälle är viktig för att identifiera
eventuella problem. Data från Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register har kombinerats för att få
fram uppgifter om flöden. Avsikten var att översiktligt kartlägga massflöden i samhället från distributionsledet via användarled till spridningsvägar till miljön. Databaserna är dock inte i första hand uppbyggda för
att kunna leverera uppgifter om massflöden varför det inte var möjligt att få fram helt tillförlitliga siffror.
Arbetet med att kombinera befintliga register har gett värdefull information om vilka svårigheter som måste
lösas för att bättre kunna utnyttja databaserna framöver.
Ett flöde som kan vara svårt att få fram, även om befintliga register anpassas för massflödesberäkningar, är
hur stor del av försålda läkemedel som kasseras i förhållande till konsumerad mängd.
Miljöklassificering
Läkemedelsverket har utrett de juridiska förutsättningarna för ett eventuellt införande av miljöklassificeringssystem för läkemedel. Regleringen av läkemedel är i hög grad baserad på EU-direktiv. Det lämpligaste
med hänsyn till gällande rätt, miljöskyddsintresset och den inre marknaden är att verka aktivt för att ett
miljöklassificeringssystem för läkemedel diskuteras på europeisk nivå. Ett gemensamt arbete är att föredra
framför att olika regionala system utarbetas parallellt.
EG-rätten uppställer hinder för en rad klassificeringsmodeller och krav på uppgiftslämnande. En nationell
miljöklassificering, baserad på den miljöriskbedömning som skall ingå i en ansökan om försäljningsgodkännande, kan inte anses strida mot regelverket men uppvisar för närvarande kvalitativa och kvantitativa
brister. Miljöklassificering av läkemedelssubstanser bör baseras mer på kunskap om långtidstoxicitet vid
9
exponering för låga halter, persistens samt bioackumulering och mindre på akuttoxicitet. För att få en fullständig bild av en läkemedelsprodukts totala potential för miljöpåverkan bör hänsyn tas till aktiva substanser, hjälpämnen, beredningsform och förpackningar.
I avvaktan på ett eventuellt europeiskt miljöklassificeringssystem kan ett frivilligt nationellt system införas.
Avsaknaden av vetenskapliga data medför dock praktiska problem och risken för felaktiga slutsatser är
uppenbar. Läkemedelsverket menar därför att nyttan med ett nationellt system är tveksam.
Om ett frivilligt nationellt miljöklassificeringssystem införs bör läkemedelsindustrin ges ansvar för att ta
fram nödvändiga data. Miljöklassificering bör inte ske regionalt, utan en nationellt gällande klassificering
är i så fall att föredra. En klassificering baserad på frivillighet bör bygga på självreglering och egenkontroll
då statlig styrning kan uppfattas som en indirekt reglering med risk för konkurrenssnedvridning. Innehållet
i publicerad information kommer dock ingå i Läkemedelsverkets ansvar för granskning av läkemedelsinformation. Detta innebär i sin tur att Läkemedelsverket måste tillförsäkras resurser för ett utökat arbetsområde.
Förpackningar
Även förpackningar kan vara av intresse från miljösynpunkt då dessa utgör stora volymer. Mängden läkemedelsförpackningar (exklusive glasförpackningar) utgör ca 1,6 % av den totala förpackningsmängden i
Sverige. Läkemedelsförpackningar skiljer sig i allmänhet inte från andra typer av förpackningar som cirkulerar i samhället vad gäller materialval. Plast är det vanligaste förpackningsmaterialet, följt av wellpapp och
kartong. Därutöver används ett antal metaller och glas. Inget av materialen som används för läkemedel
torde vålla nämnvärda miljöproblem.
Förpackningar som innehåller synliga läkemedelsrester klassas idag som läkemedelsavfall och hanteras
enligt särskilda rutiner. Förpackningar utan synliga rester har normalt så små restmängder att de inte utgör
något problem.
Åtgärdsförslag - läkemedel
Läkemedelsverket anser att miljöaspekter på läkemedel bör betonas ytterligare med målsättningen att de
finns med och får större betydelse genom hela läkemedlets livscykel. Åtgärder för att minska läkemedels
potentiella påverkan på miljön måste grundas på kunskap om framförallt långsiktiga effekter. En förbättrad
kunskap i läkemedelsbehandling där klara indikationer tillämpas och behandlingen följs upp är naturligtvis
också grundläggande för att minska miljöbelastningen av läkemedel.
Det får ses som angeläget att på bred bas öka kunskapen om läkemedels miljöpåverkan varför detta forskningsområde bör beaktas och prioriteras i förhållande till annan miljöinriktad forskning.
Läkemedelsverket föreslår, utifrån identifierade problem, ett antal åtgärder inom följande områden:
•
ökad baskunskap
•
ökad miljöhänsyn i den europeiska läkemedelslagstiftningen
•
fler och förbättrade miljöriskbedömningar
•
sammanställning och elektronisk tillgänglighet av data
•
kontinuerlig uppföljning av flöden
•
utbildning och information för att stimulera miljötänkandet
•
minskad kassation och förbättrad avfallshantering
Inom uppdraget genomfördes ett antal miljöriskbedömningar. Läkemedelsverket identifierade dessutom
ytterligare aktiva substanser för vilka det bör göras en miljöriskbedömning. Läkemedelsverket bör därför få
i uppdrag och ges resurser för att kontinuerligt göra och uppdatera miljöriskbedömningar.
10
Kosmetiska och hygieniska produkter
Reglering
EU:s kosmetikadirektiv är inriktat på att produkterna ska vara säkra för konsumenterna. Däremot reglerar
kosmetikadirektivet inte frågor rörande eventuella miljörisker. Ansvaret för att en kosmetisk och hygienisk
produkt inte skadar användaren eller miljön ligger hos tillverkaren eller importören. I Sverige styrs regleringen dessutom av miljöbalken.
Urval av ämnen
Det finns idag mycket liten kunskap om vilka miljörisker som användningen av kosmetiska och hygieniska
produkter kan ge upphov till. I kosmetiska och hygieniska produkter används ca 7 000 olika ingredienser.
Få undersökningar har gjorts av ämnenas förekomst i miljön. I denna utredning har Läkemedelsverket studerat ett mindre antal ämnen i en datorbaserad beräkningsmodell i avsikt att bedöma om de orsakar miljöproblem. Urvalet gjordes med hjälp av uppgifter om ämnenas inneboende egenskaper, vissa miljödata och
antaganden om användning i stora volymer i kosmetiska och hygieniska produkter.
Flera av de ämnen som riskbedömts har valts ut för att representera en grupp av ämnen med besläktad
struktur eller likartade egenskaper. De studerade ämnena måste alltså betraktas som exempel och får inte
ses som en slutlig lista över de ingredienser som innebär störst risk från miljösynpunkt.
Miljöriskbedömningar
Miljöriskbedömningar gjordes för sex ämnen/ämnesgrupper. Bedömningarna gav inte sådana tydliga indikationer om skadliga effekter på miljön att det finns grund för att i dagsläget föreslå förbud eller begränsa
användningen av något ämne. Resultaten visar dock att fyra av de bedömda ämnena/ämnesgrupperna kan
ha negativa effekter i miljön. Bedömningarna bör följas upp och verifieras med ytterligare studier, t.ex.
mätningar av förekomst i miljön.
Miljöfarlighetsbedömningar
Ytterligare ett tiotal ämnen bedömdes som miljöfarliga. De kunde dock inte riskbedömas i beräkningsmodellen eftersom tillförlitliga uppgifter om volymer inte kunde erhållas. Klassificering av ett ämne som miljöfarligt innebär som tidigare omnämnts inte att det med nödvändighet orsakar skador i miljön. Hur mycket
av och hur ämnet används har avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär en
risk för miljön. Det är därför angeläget att få fram uppgifter om volymer.
Information om kvantitet och innehåll
I utredningen har volymer och massflöden för kosmetiska och hygieniska produkter kartlagts genom insamling av uppgifter från branschen. Totala volymer för olika produktgrupper (tvål, schampo etc.) och produkternas viktigaste funktionsgrupper (tensider, mjukgörare etc.) kunde beräknas översiktligt. Volymer av
enskilda ingredienser kunde däremot endast tas fram i ett fåtal fall.
Volymen av kosmetiska och hygieniska produkter på svenska marknaden uppgår till ca 40 000 ton/år varav
24 000 ton är vatten. Om totalförbrukningen fördelas jämnt över befolkningen innebär det att varje svensk i
genomsnitt använder ca 12 g kosmetiska och hygieniska produkter per dag.
Tensider och mjukgörande/fuktighetsreglerande ämnen utgör två stora funktionsgrupper i kosmetiska och
hygieniska produkter. De utgör uppskattningsvis ca 30 % respektive 20 % av torrsubstansmängden i produkterna. Den totala tensidmängden från kosmetiska och hygieniska produkter beräknades till ca 5 000 ton
per år, vilket dock utgör en relativt liten del, ca 4 %, av det totala flödet av tensider i samhället.
11
Arbetet med att uppskatta mängder och flöden av kosmetiska och hygieniska produkter har visat att det
finns avsevärda svårigheter att få fram nödvändiga uppgifter. Information har samlats in från enskilda företag som en engångsinsats genom branschorganisationen. För en framtida uppföljning av dessa flöden krävs
ett mer organiserat system för insamling av data. Det bör övervägas om inte uppgiftslämningen bör regleras
för att möjliggöra en kontinuerlig uppföljning.
På Läkemedelsverket förs ett register över kosmetiska och hygieniska produkter, vilka saluförs eller används yrkesmässigt i Sverige. Registret innehåller endast ett fåtal uppgifter om produkterna men är ett värdefullt verktyg i tillsynen av tillverkare och importörer. Läkemedelsverket har utrett möjligheten att bygga
ut nuvarande register till att även omfatta uppgifter om enskilda produkters innehåll och försålda mängder.
Läkemedelsverkets bedömning är att nyttoeffekten av en sådan utbyggnad av produktregistret inte står i
proportion till de uppskattade kostnaderna.
Förpackningar
Den totala mängden förpackningar från kosmetiska och hygieniska produkter uppgår till ca 5 % av förpackningsflödet i samhället. Dessa bedöms inte vålla några nämnvärda miljöproblem.
Åtgärdsförslag – kosmetiska och hygieniska produkter
Arbetet med att minska användningen av miljöfarliga ämnen, som medför risker för miljön, i kosmetiska
och hygieniska produkter bör drivas vidare. Läkemedelsverket föreslår därför åtgärder inom följande områden:
•
Ökad miljöhänsyn i lagstiftningen
•
Fler och förbättrade miljöriskbedömningar
•
Ökad kunskap om eventuella miljörisker av kosmetiska och hygieniska produkter
•
Förbättrad rapportering av produkternas innehåll och kontinuerlig uppföljning av flöden
•
Ökad information för att stimulera miljötänkandet
Läkemedelsverket har identifierat som en mycket central åtgärd att inom EU driva frågan om ett kosmetikadirektiv som även beaktar miljöaspekter. En annan angelägen fråga som behöver belysas ytterligare, för
att Läkemedelsverket ska kunna agera i enlighet med miljöbalkens intentioner, är de handelshindrande
effekter som nationella miljökrav på kosmetiska och hygieniska produkter eventuellt kan orsaka.
12
Summary
Introduction
As part of the work of achieving national environmental goals, the Swedish Government commissioned an
official report from the Medical Products Agency on the environmental effects of pharmaceuticals, cosmetics and hygiene products, including their packaging. The report was to include a risk assessment of environmental effects based on the occurrence of the products in the environment in relation to their current
sales volumes. The report was also to submit proposals on measures to reduce environmental effects of the
products and on how information on the qualitative and quantitative composition of the products could be
improved and made more easily available. A study of the possibilities to introduce environmental classification of pharmaceutical products was also part of the commission.
Pharmaceuticals
Selection of active substances and excipients in pharmaceutical products
There are about 7 600 pharmaceutical products on the Swedish market containing about 1 200 active substances and 1 300 excipients. About 7 200 products are intended for human use and about 400 for veterinary use. It has not been possible to investigate the environmental effects of all active substances and excipients, mainly due to deficient or non-existent data necessary for environmental risk assessments and partly
due to the time limit of the commission.
By considering half-lives/biodegradability, literature data on occurrence in the environment, and Swedish
retail sales statistics for pharmaceutical products, 27 active pharmaceutical substances were selected for
environmental risk assessments. Documentation submitted by the pharmaceutical industry and published
literature was used to identify additional substances that should be studied with respect to environmental
effects. A number of excipients were also selected for environmental risk assessment on the basis of Swedish sales statistics and their environmental classification.
Environmental hazard assessments
Environmental hazard assessments according to the Swedish National Chemicals Inspectorate’s guidelines
on classification and labelling of chemical products do not consider the amounts or concentrations of chemicals expected to reach the environment. The tests used for environmental hazard assessments include
short-term (acute) toxicity, biodegradability and bioaccumulation. Classification of a chemical substance as
“environmentally hazardous” does not mean that it, with certainty, causes deleterious environmental effects. The amount released into the environment and how the substance is used are of decisive importance
for whether its labelling as “environmentally hazardous” also implies a risk to the environment.
The environmental hazard assessment of the selected active substances and excipients in pharmaceutical
products was hampered by lack of data. Environmental hazard assessments were possible for only 12 of 30
active substances and 31 of 55 preservatives. Nine active substances and 13 preservatives were assessed to
be hazardous to the aquatic environment.
Environmental risk assessments
In an environmental risk assessment an assessment is made of the risk of negative environmental effects
considering the magnitude of the discharge of the chemical and the effects that this discharge may have on
the structure and the functions of an ecosystem. In this report, concentrations in the environment were estimated on the basis of the total retail sales volumes of individual active substances in human pharmaceutical products. Two of the 27 active substances selected for environmental risk assessments were found to be
13
associated with negative effects on the aquatic environment. These are the sex hormones oestradiol and
ethinyloestradiol, both previously known to have effects on the environment. For another two sex hormones and three other active substances environmental risk assessments could not be done due to incomplete
data. The remaining 20 substances were considered not to constitute any acute risk to the aquatic environment. The results indicate that today’s use of pharmaceuticals does not involve any acute environmental
risks, but do not exclude the possibility for long-term environmental risks.
Acute toxic effects in the aquatic environment of substances used in pharmaceutical products, if they occur,
generally appear at concentrations in the magnitude of milligrams per litre. As the hitherto determined concentrations of pharmaceutical substances in the environment are at least one thousand times lower, it is
doubtful whether these acute toxic effects are of ecotoxicological relevance.
Long-term toxic effects of pharmaceutical substances occur in some cases at concentrations that have actually been determined in the environment. For most pharmaceutical substances there are no data on longterm environmental toxicity and, thus, there is a need for further long-term studies in order to be able to
predict with greater certainty a substance’s potential long-term environmental risk. Often there is also a
lack of information on how the substances are affected by and distributed in the environment, i.e., biodegradation data, partitioning coefficients, and data on bioaccumulation.
It is important to emphasize that the ecotoxicity tests that are used today to conduct environmental risk
assessments do not take into account the biological activity that is characteristic of active pharmaceutical
substances. There is, thus, also a need to examine the combined biological effects, so called “class effects”,
of active substances in the environment.
Environmental risk assessments of veterinary pharmaceuticals are based on the dosage of the substance to
different animal species together with effects on local ecosystems. Consequently, it is not necessary to
perform risk assessments on the basis of the total usage of the substance in the same way as for substances
used in human medicine. The Medical Products Agency has therefore chosen to summarise identified problem areas on the basis of environmental risk assessments of individual products submitted with marketing
approval applications. Veterinary substance groups that may be suspected of affecting the environment are
those with antiparasitic and antimicrobial properties, but no such substance was assessed to involve any
major environmental risk.
Environmental risk assessments were also made for a number of excipients. No particular risks to the environment could be identified. Many of the excipients are also used in other products, e.g., foodstuffs. Their
use in pharmaceutical products makes up a minor part of their total usage.
Information on qualitative and quantitative composition
Knowledge of the amounts of pharmaceutical products that are used and the routes by which they are released into the environment (mass flows) is important for the identification of potential environmental problems. Data from the registers kept by the Medical Products Agency and Apoteket AB have been combined
to obtain information on the flows. The intention was to review mass flows starting with the retail distribution phase via the user/patient phase to dispersion routes entering the environment. However, the databases
were not primarily designed to be able to deliver information on mass flows, and consequently it was not
possible to obtain fully reliable figures. The work with combining existing registers has provided valuable
information on the difficulties that must be solved in order to be able to make better use of the databases in
the future.
Even if existing registers are adapted for mass flow calculations, there is still a flow that is difficult to quantify, i.e. the amounts of the retailed pharmaceutical products that are discarded in relation to the amounts
that are consumed.
Environmental classification
The Medical Products Agency has studied the legal conditions for a possible introduction of environmental
classification of pharmaceutical products. Regulation of pharmaceutical products is largely based on EU
14
directives. Considering current legislation, environmental protection interests, and the internal market, the
most suitable approach is to work actively at the EU level for a discussion of environmental classification
of pharmaceutical products. Developing a common European environmental classification system is preferable to having different regional systems being developed separately.
EU legislation places requirements for submitting data and hindrances for a number of classification models. A Swedish national environmental classification, based on environmental risk assessments included
in marketing applications, cannot be regarded as being in conflict with the legislation. However, at present,
environmental classification of pharmaceuticals is associated with several qualitative and quantitative deficiencies. Environmental classification of pharmaceutical products should be based on knowledge of longterm toxicity of low concentrations, persistence and bioaccumulation and less on acute toxicity. Additionally, to obtain a complete picture of the total potential for environmental effects of a pharmaceutical product,
both active substances, excipients, formulation and packaging should be considered.
While awaiting a possible European system of environmental classification, a voluntary national system
might be introduced. The lack of scientific data will, however, lead to practical problems and a risk of arriving at erroneous conclusions is apparent. Thus, the Medical Products Agency is of the opinion that the
benefit of a national system is doubtful.
If a voluntary Swedish classification system is introduced, the responsibility for obtaining and providing
the necessary data should lie with the pharmaceutical industry. A voluntary classification system should
rely on selfregulation by the pharmaceutical industry as civic governance could be percieved as indirect
regulation skewing competitiveness. The review of published environmental information should be the
responsibility of the Medical Products Agency. This additional workload would require additional funding.
Packaging
Packaging could also be of interest from an environmental viewpoint as packaging materials make up large
volumes. However, the volume of pharmaceutical packaging (excluding glass packaging) comprises only
about 1,6 % of the total amount of packaging in Sweden. Pharmaceuticals packaging generally differs little
from other types of packaging circulating in society as regards materials. Plastics are the most common
packaging material, followed by corrugated cardboard and cardboard. Various metals and glass are also
used. None of the materials used for pharmaceutical products is considered to cause any particular environmental problems.
Packaging that contains visible residues of pharmaceutical products is today classified as pharmaceutical
waste and is handled in accordance with specific routines. Packaging without visible residues is not expected to cause any environmental problems.
Proposed measures
The Medical Products Agency is of the opinion that environmental aspects of pharmaceutical products
should be given greater attention and that this attention should encompass the entire life cycle of the product. Measures to reduce the potential effects of pharmaceutical products on the environment must be based on knowledge of, foremost, possible long-term effects. Correct use, i.e. improved consideration and
application of approved indications and follow-up of pharmacological treatments is of course, fundamental
in reducing the exposure of the environment to pharmaceuticals.
There is an urgent need to increase our knowledge of the environmental effects of pharmaceutical products
and this need for research should be recognised and given priority within the area of environmentally directed research.
The Medical Products Agency proposes the following measures:
•
Increased basic knowledge
•
Increased consideration of environmental aspects in the EU legislation on pharmaceutical products
•
More and improved environmental risk assessments
15
•
Compilation of and electronic access to data
•
Continuous monitoring of the flows
•
Education and information to stimulate environmental awareness
•
Reduced discard and improved waste-handling of pharmaceutical products
In this report, a number of environmental risk assessments were performed. The Medical Products Agency
also identified a number of additional substances that should be assessed. The Medical Products Agency
should be commissioned to continue the work of performing and up-dating environmental risk assessments
and be provided with the necessary resources.
Cosmetics and hygiene products
Regulation
The EU directive on cosmetics has its focus on ensuring that the products are safe for the consumer. The
cosmetics directive does not deal with questions concerning environmental risks. The responsibility for
ensuring that cosmetics or hygiene products do not harm the user or the environment lies with the manufacturer or the importer. In Sweden, the Environmental Law also governs the regulation.
Selection of ingredients
Today there is very little knowledge of environmental risks arising from the use of cosmetics and hygiene
products. About 7 000 different ingredients are used. Few studies have been made of the presence of the
substances in the environment. In this report, the Medical Products Agency has used a computer-based
calculation model for a smaller number of ingredients to assess whether they cause environmental problems. The selection was made using data on the intrinsic properties of the ingredients, certain environmental data and assumptions of high volume use in cosmetics and hygiene products.
Several of the ingredients that were subjected to risk assessments were chosen to represent a group of substances with related structure or similar properties. The ingredients studied must therefore be regarded as
examples and must not be seen as a conclusive list of the substances that are the most conspicuous with
respect to possible environmental effects.
Environmental risk assessments
Environmental risk assessments were made for six substances/groups of ingredients. The assessments did
not result in such clear indications of negative effects on the environment that there is presently reason to
propose banning or restricted use of any of the ingredients. However, the results indicate that four of the
assessed ingredients/groups of ingredients may have negative effects on the environment. The assessments
should be followed-up and verified with additional studies, e.g., by investigations of the occurrence of the
substances in the environment.
Environmental hazard assessments
About an additional ten ingredients were assessed to be “environmentally hazardous”. However, it was not
possible to assess the risks in the computer-based model since reliable data on sales volumes could not be
obtained. As mentioned above, the classification of a substance as an “environmental hazard” does not
necessarily imply that it causes harm to the environment. The amount of the substance released into the
environment and how the substance is used are of decisive importance for whether it is environmentally
hazardous and whether it involves a risk to the environment. Thus, it is urgent to obtain data on sales volumes.
16
Information on qualitative and quantitative composition
Sales volumes and mass flows for cosmetics and hygiene products have been studied by collection of data
from the relevant branches. Total volumes for different groups of products (soap, shampoo, etc.), and the
most important functional product groups (tensides, softeners, etc.), could be roughly estimated. Volumes
of individual ingredients could be calculated only in a few cases.
The total volume of cosmetics and hygiene products on the Swedish market amounts to about 40 000
tons/year, of which 24 000 tons is water. If the total consumption is spread evenly over the Swedish population, each person, on average, uses 12 g of cosmetics and hygiene products per day.
Tensides and softeners/moisture-regulating substances are two large functional groups in cosmetics and
hygiene products. They make up about 30 % and 20 %, respectively, of the amount of dry matter in the
products. The total tenside amount from cosmetics and hygiene products is estimated to be about 5 000 tons
per year, which is only a relatively small proportion, about 4 %, of the total flow of tensides in Sweden.
The effort to estimate volumes and flows of cosmetics and hygiene products has demonstrated that there
are considerable difficulties in obtaining necessary data. Information has been collected from individual
companies as a one-time input by the branch organisation. A future follow-up of the flows will require a
more organised system for data collection. Collection of data on a continuous basis may require regulation.
The Medical Products Agency keeps a register of cosmetics and hygiene products that are retailed or used
professionally in Sweden. The register contains relatively little detailed information about the products, but
is a valuable tool in the supervision of manufacturers and importers. The Medical Products Agency has
examined the possibility to expand the current register to also include data on the contents of the products
and their retail volumes. The Medical Products Agency is of the opinion that the benefits of such an expansion of the product register are disproportional to the estimated costs.
Packaging
The total amount of packaging from cosmetics and hygiene products amounts to about 5 % of the packaging flow in Sweden. Packaging for cosmetics and hygiene products is not considered to cause any particular environmental problems.
Proposed measures
Efforts to reduce the use of environmentally hazardous substances, which may cause environmental risks,
in cosmetics and hygiene products should be continued.
The Medical Products Agency proposes the following measures:
•
Increased knowledge of environmental risks associated with cosmetics and hygiene products
•
Increased consideration of environmental aspects in the EU legislation on cosmetics and hygiene products
•
More and improved environmental risk assessments
•
Improved reporting of qualitative/quantitative somposition and flows
•
Increased information to stimulate environmental awareness
The Medical Products Agency has identified that it is important to promote, at the EU level, the development of a cosmetics directive that also considers environmental aspects. Possible trade hindrances caused
by Swedish national environmental requirements on cosmetics and hygiene products are also central issues
that need to be further studied if the Medical Products Agency is to be able to act in accordance with the
intentions of the Swedish Environmental Law.
17
1 Uppdraget
1.1
Regeringens uppdrag till Läkemedelsverket
Regeringen beslutade den 12 december 2002 att ge Läkemedelsverket i uppdrag att:
•
utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers förpackningar
•
lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt som
inom EU
•
utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgänglig
•
utreda hur företagens rapportering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter kan förbättras
•
se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel.
Regeringsbeslutet bifogas i sin helhet, se bilaga 1. Datum för slutrapportering ändrades senare av regeringen från den 1 juli 2004 till den 24 augusti 2004.
1.2
Arbetets genomförande
1.2.1
Organisation
Projektplan och projektorganisation för uppdraget finns redovisade i sin helhet i bilaga 2. Läkemedelsverket har upphandlat konsulttjänster för att utföra olika delar av utredningen.
Projektgrupp/Arbetsgrupp
Anna-Karin Johansson, projektledare
Gunnar Guzikowski, bitr. projektledare
Carina Carlsson, ekotoxikolog
Konsulter
Kemi & Miljökonsulterna AB
ÅF-Energi & Miljö AB
Miljökemi/Kemiska Institutionen/Umeå Universitet
Apoteket AB
Moa Carlsson, miljöjurist
Samverkan
Samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter påbörjades genom ett idéseminarium den 3 april 2003 för att ge dessa möjlighet att lämna synpunkter. Bland de ca 60 deltagarna fanns
bl.a. representanter för statliga myndigheter, landsting, universitet, miljöorganisationer, branschorganisationer samt Läkemedelsverkets egna utredare.
18
Vid seminariet diskuterades bl.a. prioriterade områden/förslag på delprojekt, begränsningar/avgränsningar
samt åtgärdsförslag (bilaga 3). Efter idéseminariet har samverkan skett i olika delar med berörda parter vid
behov.
1.2.2
Datainsamling
Insamling av uppgifter genomfördes i samarbete med Läkemedelsindustriföreningen (LIF) (bilaga 4) och
Kemisk-Tekniska Leverantörförbundet (KTF).
Insamlingen berörde främst:
•
stabilitetsdata (halveringstider) för aktiva substanser i läkemedel
•
bioackumuleringsdata för aktiva substanser i läkemedel
•
ekotoxikologiska data för aktiva substanser i läkemedel och ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter
•
kemisk-fysikaliska data för aktiva substanser i läkemedel
•
mängder och flöden av kosmetiska och hygieniska produkter och deras ingredienser
I datainsamlingen efterfrågades endast befintliga data. En bearbetning av inkomna data för läkemedel
genomfördes. I många fall saknas dock data. Dessa kunskapsluckor har varit angelägna att identifiera i
utredningen.
1.2.3
Miljöriskbedömningar
De insamlade uppgifterna har legat till grund för miljöriskbedömningar. Mot bakgrund av den snäva tidsramen för uppdraget har varje enskild substans inte kunnat komma i fråga för en miljöriskbedömning. Ett
urval av trettiotalet läkemedelssubstanser har istället gjorts med hjälp av en sammanvägning av halveringstider/nedbrytbarhet, i litteraturen funna uppgifter om förekomst i miljön samt svensk försäljningsstatistik.
Ett tiotal hjälpämnen har även valts ut och studerats närmare.
De insamlade uppgifterna har även legat till grund för en pilotstudie omfattande kemisk karaktärisering och
klassificering av läkemedelssubstanser utifrån deras kemisk-fysikaliska egenskaper med användning av
principalkomponentanalys (PCA). Ambitionen har varit att välja ut representativa substanser som förslag
till framtida studier och (kvantitativ) strukturaktivitetsmodellering, (Q)SAR.
Ett tiotal ämnen som förekommer i kosmetiska och hygieniska produkter valdes ut för miljöriskbedömningar. I de fall uppgifter om använda mängder av ämnen inte kunde tas fram gjordes istället miljöfarlighetsbedömningar på grundval av tillgängliga uppgifter.
1.2.4
Kartläggning av massflöden
En sammanställning av mängder och flöden av aktiva substanser och hjälpämnen i läkemedel genomfördes
tillsammans med Apoteket AB. Arbetet med att kombinera befintliga register inom Läkemedelsverket och
Apoteket AB har gett värdefull information om vilka svårigheter som måste lösas för att bättre kunna utnyttja databaserna framöver.
En kartläggning av den totala mängden kosmetiska och hygieniska produkter som används i landet har
gjorts i samarbete med branschen. Dessutom har mängder för olika produktkategorier, liksom för vissa
utvalda ingredienser och ingrediensgrupper tagits fram. Möjligheterna att förbättra rapporteringen av
kosmetiska och hygieniska produkters innehåll dels med hjälp av befintligt register och dels på andra sätt
har utretts.
19
1.2.5
Miljöklassificering av läkemedel
Möjligheterna att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel har granskats. Parlamentets
förslag till kommissionen att utreda möjligheten att införa ett europeiskt miljöklassificeringssystem för
läkemedel har även analyserats.
1.2.6
Tolkningar och avgränsningar
Då uppdraget har varit mycket omfattande och tiden för genomförande kort, har det inte funnits möjlighet
att göra en heltäckande utvärdering. Strategin har varit ett inledande helhetsgrepp som sedan utmynnar i
riskbedömningar för några från miljösynpunkt intressanta ämnen.
Uppdraget har omfattat en kartläggning av befintlig information, dvs. Läkemedelsverket har inte utfört eller
initierat ny forskning inom ramen för detta uppdrag med undantag av pilotprojektet ”Klassificering av läkemedel med multivariant datamodellering”, se 3.6.
Fokus har legat på miljöeffekter och inte på hälsoeffekter samt på substansnivå och inte på enskilda produkter eller substansklassnivå. Exempelvis har miljöeffekter av antimikrobiella substanser inkluderats men
däremot inte hälsoeffekter av antibiotikaresistens. Vad beträffar klasseffekter på miljön, se förord samt
2.1.3.
Tillverkning och produktion av läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter har inte behandlats i
uppdraget.
Det har varit nödvändigt att begränsa uppdragets omfattning varför genetiskt modifierade organismer
(GMO), bioteknologiska produkter, radiofarmaka och illegala läkemedel inte har inkluderats i utredningen.
Uppgiften att se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel har tolkats
som att Läkemedelsverket ur ett juridiskt perspektiv skall se över möjligheterna. De praktiska aspekterna på
hur ett sådant system skulle kunna utformas bör göras efter den juridiska utvärderingen och har ej rymts
inom ramen för detta uppdrag.
Delutredningarna har p.g.a. den snäva tidsramen genomförts parallellt, varför slutsatser i en del inte alltid
har kunnat ligga till grund för andra delar även om detta hade varit önskvärt.
20
2 Introduktion
2.1
Läkemedel
Läkemedelsområdet är i hög grad reglerat på gemenskapsnivå i anledning av läkemedels betydelse för, och
möjliga påverkan på, folkhälsan. Området kännetecknas även av nationella ekonomiska och sociala hänsynstaganden. Regleringen grundas på Europaparlamentets och rådets direktiv om upprättande av gemenskapsregler för humanläkemedel, 2001/83/EG och direktiv 2004/27/EG om ändring i detta direktiv samt
motsvarande direktiv för veterinärmedicinska läkemedel (Europaparlamentets och rådets direktiv
2001/82/EG och direktiv 2004/28/EG om ändring i detta direktiv).
Humanläkemedelsdirektivet och det veterinärmedicinska direktivet är implementerat genom Läkemedelslagen (SFS 1992:859) och Läkemedelsförordningen (SFS 1992:1752). Läkemedelsverket är tillsynsmyndighet och detaljregleringar återfinns i Läkemedelsverkets författningssamling, LVFS. För att få försälja ett läkemedel inom EU krävs ett godkännande av ansvarig myndighet. I Sverige är det Läkemedelsverket
som granskar dokumentationen för såväl aktiva substanser som hjälpämnen. Läkemedel får i Sverige enbart
säljas via apotek.
För vidare information om läkemedelslagstiftningen hänvisas till kapitel 9.
Enligt läkemedelslagen är läkemedel ”varor som är avsedda att tillföras människor eller djur i syfte att förebygga, påvisa, lindra eller bota sjukdom eller symtom på sjukdom”. Avsikten är alltså en central del av
definitionen. Till exempel är kalktabletter, som innehåller föreningen kalciumkarbonat och som används
för att förebygga benskörhet, ett läkemedel. Trädgårdskalk däremot, som innehåller samma kalkförening
men är avsedd att spridas på gräsmattan, klassas inte som ett läkemedel.
2.1.1
Från idé till läkemedel
Vägen från idé till färdigt läkemedel är mycket lång och kostnadskrävande. Utifrån omsorg om patienten
och ökad medicinsk kunskap, har historiskt sett allt högre krav ställts på ett läkemedels kvalitet, säkerhet
och effekt. Att utveckla ett nytt läkemedel som uppfyller gällande höga krav innebär avsevärda svårigheter,
tar i många fall mer än tio år och kostar flera miljarder kronor (DiMasi et al., 2003). Olika intressenter eftersträvar nu ökad miljöhänsyn vid utvecklingen av nya läkemedel. Samtidigt bör finnas en medvetenhet
om andra intressenters önskemål om snabb utveckling av nya läkemedel på områden där befintliga medicinska behandlingsalternativ har begränsningar eller saknas. Det finns exempelvis ett stort behov av nya
läkemedel vad gäller HIV/AIDS, resistenta bakterieinfektioner, multipel skleros (MS), Parkinsons sjukdom, cancer, astma-allergi, diabetes och psykiska sjukdomar.
2.1.2
Namn och indelning
På marknaden finns ett stort antal läkemedelsprodukter innehållande ett stort antal läkemedelssubstanser
(kallas även ”aktiva” eller ”verksamma” substanser). Entydig namngivning är därför nödvändigt för att
undvika missförstånd. Alla läkemedelsprodukter och läkemedelssubstanser har namn som baseras på tre
olika beteckningar: handelsnamn, generiskt namn och kemiskt namn.
Handelsnamn är namnet på en läkemedelsprodukt. Handelsnamnet väljs av tillverkaren, ofta med tanke på
att det skall vara lätt att känna igen, uttala och komma ihåg. Samma verksamma substans kan säljas under
flera olika handelsnamn. Exempelvis är Alvedon, Curadon, Panodil och Reliv olika handelsnamn för läkemedelsprodukter som alla innehåller den aktiva substansen paracetamol.
Generiskt namn är den officiella beteckningen för den verksamma substansen i ett läkemedel. Det generiska namnet fastställs av Världshälsoorganisationen (WHO).
21
Kemiskt namn beskriver den kemiska uppbyggnaden av den verksamma substansen. Fluoxetin, en läkemedelssubstans mot depression, har till exempel det kemiska namnet 3-fenyl-N-metyl-3-[p-(trifluorometyl)
fenoxi]propylamin.
Läkemedelssubstanser indelas enligt ATC-klassificeringssystemet, som utarbetats av WHO. ATC-systemet
(Anatomical Therapeutic Chemical Classification System) tar samtidigt hänsyn till både verkningsplatsen
för substansen, t.ex. mag-tarmkanalen eller centrala nervsystemet, samt till dess verkningssätt och kemiska
struktur. Systemet består av 14 huvudgrupper och ett stort antal undergrupper. Varje aktiv substans har en
för substansen unik ATC-kod. Vissa substanser kan ha flera ATC-koder beroende vilket organsystem substansen ska påverka. Betablockeraren timolol har t.ex. ATC-koden C07AA06 när den används i tablettform
för att sänka blodtrycket och ATC-koden S01DE01 när den ingår i ögondroppar för behandling av grön
starr.
2.1.3
Så verkar läkemedelssubstanser
Vetenskapen om läkemedel kallas farmakologi. Farmakologin kan delas in i farmakodynamik och farmakokinetik. Läkemedelssubstanser är gjorda för att vara biologiskt aktiva och farmakodynamiken beskriver
hur de påverkar kroppen, dvs. vilka effekter den aktiva substansen har och hur dessa uppstår. Farmakokinetiken beskriver vad kroppen gör med den aktiva substansen och innefattar hur den tas upp, fördelas till
olika organ, bryts ned (metaboliseras) och slutligen utsöndras. Det är viktigt att kroppen kan göra sig av
med läkemedlet för att undvika upplagring med åtföljande toxiska effekter. Å andra sidan får inte nedbrytningen och utsöndringen vara alltför snabb, eftersom detta skulle leda till en för patienten opraktisk dosering.
Utifrån funktion och verkningssätt kan de flesta läkemedelssubstanser indelas i tre stora grupper:
•
substanser som kompenserar för en brist (s.k. substitutionsterapi), t.ex. vitaminer, mineraler och hormoner
Ur ett miljöperspektiv kan vi anta att miljöpåverkan av vitaminer och mineraler är försumbar. Hormoner
används inte enbart för substitutionsterapi. Syntetiska kvinnliga könshormoner (östrogener och progestagener) ingår även i p-piller och andra preventivmedel. Det syntetiska östrogenet etinylöstradiol är ett av få
läkemedel som har förknippats med påverkan på miljön. Andra hormoner, t.ex. insulin, torde brytas ned
mycket lätt i naturen p.g.a. sin kemiska karaktär.
•
läkemedel som påverkar cellfunktioner, t.ex. blodtrycksmediciner
Läkemedel som påverkar cellfunktioner utgör den största gruppen. Påverkan på cellfunktioner sker i regel
via påverkan på enzymer eller via bindning till receptorer (”mottagarmolekyler”) på cellmembran eller inuti
cellerna. Båda dessa sätt att påverka cellens funktioner kan ha betydelse för eventuella effekter av läkemedelssubstanser i miljön. Detta beror på att samma enzymsystem och samma receptorer kan återfinnas i
många olika organismer – inte bara i människan och andra däggdjur, utan även i andra djurarter. Man brukar i detta sammanhang tala om ”evolutionär konservering”. Samma receptor och enzymsystem kan dock
ha helt olika funktioner i olika organismer och påverkan på receptorer och enzymsystem kan därför få vitt
skilda konsekvenser av olika allvarlighetsgrad för olika djurarter. Detta är ett nytt och mycket spännande
forskningsområde, där kunskaperna än så länge är ytterst begränsade. Denna forskning kan antas komma
att förändra synen på miljöeffekter av biologiskt aktiva substanser och leda till att vi kan välja relevanta
testsystem och testorganismer för läkemedel. Idag finns inte denna möjlighet och miljöriskbedömningen av
biologiskt aktiva substanser är hänvisad till att använda de metoder som används för kemikalier i allmänhet.
Det är vanligt att flera aktiva substanser har samma farmakologiska verkningssätt (även om de har mer eller
mindre olika kemisk struktur). Substanser med samma verkningssätt brukar sägas tillhöra samma farmakologiska ”klass”. I linje med resonemanget ovan borde miljöriskbedömning av aktiva substanser i läkemedel
göras ”klassvis”. Eftersom det saknas tester av ekotoxiska effekter orsakade av den biologiska aktivitet som
är karakteristisk för läkemedelssubstanser, är ”klasseffekter” av läkemedel på miljön ännu inte möjliga att
22
studera. Om detta blir möjligt i framtiden måste dock hänsyn också tas till de aktiva substansernas inneboende fysikalisk-kemiska egenskaper. Även om två substanser har samma verkningsmekanism, dvs. tillhör
samma farmakologiska klass, och är strukturellt mycket lika varandra kan små skillnader i kemisk struktur
ha stor betydelse för t.ex. nedbrytbarheten i miljön. Ett bra exempel på denna komplicerade situation är
återigen östrogena hormoner. Det syntetiska östrogenet etinylöstradiol har samma farmakologiska effekter
som naturliga östrogener, men är troligen mycket mera svårnedbrytbart.
•
läkemedel som hämmar eller dödar cancerceller eller främmande organismer, t.ex. cytostatika och
antibiotika
Celldödande läkemedelssubstanser borde i princip kunna ha drastiska effekter i miljön. Vilka effekter som
kan förväntas uppstå är dock starkt beroende av vilka koncentrationer substanserna uppnår i miljön. I regel
sker en uttalad utspädning innan substanserna når kritiska organismer. Antibiotika nämns ofta som en substansgrupp med möjlig miljöpåverkan. Det är då oftast resistensutveckling man tänker på, eftersom detta är
den mest troliga effekten när låga koncentrationer av antibiotika förekommer i miljön.
2.1.4
Tillförsel och beredningsform
Läkemedel kan vara avsedda att verka lokalt, dvs. på den plats i kroppen där de tillförs. De flesta läkemedelssubstanser måste dock tas upp i blodet för att kunna nå fram till den plats där de skall verka. Det finns
många olika tillförselvägar för läkemedel, t.ex. via munnen, huden eller ändtarmen. Det är vanligt att en
läkemedelssubstans finns tillgänglig i flera olika beredningsformer, anpassade efter olika användningsområden eller patientgrupper. Några exempel på beredningsformer är tabletter, kapslar, depåplåster, inhalatorer, stolpiller, salvor och injektionsvätskor. En viktig funktion hos beredningsformen är att underlätta patientens medicinering med den aktiva substansen. Den aktiva substansens egenskaper kan också i sig vara
avgörande för vilken/vilka beredningsformer som utvecklas. Insulin kan till exempel inte tas via munnen,
eftersom det bryts ned i mag-tarmkanalen, varför det måste injiceras. Valet av beredningsform kan ha betydelse för påverkan på miljön, t.ex. ges vissa läkemedel som depåplåster, implantat eller vaginala ringar och
dessa administrationsformer innebär att en inte oväsentlig mängd aktivt läkemedel finns kvar efter avslutad
användning.
2.1.5
Hjälpämnen
Mängden verksam substans i en dos av ett läkemedel är ofta mycket liten. För att göra doserna praktiskt
hanterbara innehåller därför läkemedelsprodukter även s.k. hjälpämnen. Valet av hjälpämnen kan dessutom
påverka läkemedlets egenskaper. Hjälpämnen kan därför ha flera olika uppgifter:
•
att underlätta intag, t.ex. fyllnadsmedel för att göra tabletten lagom stor, smakämnen för att förbättra
smaken på läkemedlet, glatt hölje för att tabletten lättare skall kunna sväljas.
•
att underlätta identifiering, t.ex. tillsats av färgämnen för att göra det lättare att känna igen läkemedlet.
•
att styra upplösningshastighet och frisättningsställe, t.ex. medger depottabletter en långsammare upplösningshastighet, och en syraresistent dragering medför att den verksamma substansen inte frisätts förrän i tarmen, dvs. efter magsäcken.
•
att möjliggöra tillverkning, t.ex. behöver den aktiva substansen tillsats av hjälpämnen som går att packa
och pressa till en hållbar tablett som inte faller isär av sig själv eller hjälpämnen som är viktiga för
hållbarhet (konserveringsmedel), stabilitet (pH-justerande ämnen) och konsistens (emulgeringsmedel).
Med undantag för konserveringsmedel är hjälpämnen, till skillnad från aktiva läkemedelssubstanser, inte
avsedda att vara biologiskt aktiva. Därför kan metoder som används för att bedöma miljörisker av kemikalier anses vara mer användbara för hjälpämnen än för läkemedelssubstanser.
23
2.1.6
Naturläkemedel
Naturläkemedel definieras (LVFS 1995:18) som läkemedel vars verksamma beståndsdelar har ett naturligt
ursprung och utgörs av en växt- eller djurdel, bakteriekultur, mineral, salt eller saltlösning. Innehållsämnena utgörs vanligen av extrakt av växtmaterial och får inte vara renframställda eller alltför bearbetade. Vidare får naturläkemedel per definition endast utgöra produkter lämpliga för egenvård i enlighet med väl beprövad inhemsk tradition eller tradition i länder som står Sverige nära vad gäller läkemedelsanvändning.
Enligt läkemedelslagen ska naturläkemedel i likhet med andra läkemedel genomgå en utvärdering med
avseende på kvalitet, säkerhet och effekt och godkännas av Läkemedelsverket innan de får försäljas på den
svenska marknaden.
Utöver naturläkemedel finns ett fåtal produkter som fortfarande benämns som naturmedel. Dessa produkter
har tidigare endast genomgått en granskning med avseende på säkerhet och får försäljas under en övergångsperiod i avvaktan på att de genomgått en förnyad prövning inför ett eventuellt godkännande som
naturläkemedel.
För naturläkemedel råder idag fri försäljning, dvs. försäljningen sker genom hälsofackhandeln, dagligvaruhandeln, apotek samt per postorder trots att produkterna utgör läkemedel.
Naturläkemedel innehåller beståndsdelar från naturen. Detta utesluter inte att de kan ha uttalade farmakologiska effekter precis som syntetiska läkemedelssubstanser. Flera syntetiska substanser har också sitt ursprung från växtriket – man kan säga att naturen ibland givit ”idén” till läkemedlet. I ett miljöperspektiv
kan därför liknande resonemang som för syntetiska läkemedel i princip användas. Att växter innehåller
farmakologiskt aktiva substanser förklaras troligen av att växten under evolutionen fått förmågan att producera dessa ämnen som skydd mot t.ex. skadeinsekter och betande djur. En hög koncentration av ett naturläkemedel i ”fel” miljö kan därför antas ha negativa effekter. Det är okänt om ”naturliga” aktiva substanser
bryts ned lättare i miljön än syntetiska.
Godkända naturläkemedel formuleras till färdiga produkter med hjälp av samma hjälpämnen som andra
läkemedel.
2.2
Kosmetiska och hygieniska produkter
Kosmetiska och hygieniska produkter definieras som ”ämnen eller beredningar som är avsedda att appliceras på människokroppens yttre delar eller på tänder och slemhinnor i munhålan i uteslutande eller huvudsakligt syfte att rengöra eller parfymera dem, förändra deras utseende, korrigera kroppslukt, skydda dem
eller bibehålla dem i gott skick”.
Förordningen (SFS 1993:1283, senast ändrad i SFS 1998:955) om kosmetiska och hygieniska produkter
ingår i miljöbalken (1998:808). Med stöd av förordningen har Läkemedelsverket utfärdat föreskrifter om
kosmetiska och hygieniska produkter bl.a.:
•
Föreskrifter om kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter, LVFS 2004:12
•
Föreskrifter om förbud och begränsningar för vissa ämnen att ingå i kosmetiska eller hygieniska produkter LVFS 1993:2 (ändrad och omtryckt 2003:5)
Reglerna för kosmetiska och hygieniska produkter är harmoniserade inom EU och till grund för Läkemedelsverkets föreskrifter finns rådsdirektiv 76/768/EEG om tillnärmning av medlemsstaternas lagstiftning
om kosmetiska produkter. Kosmetikadirektivet är inriktat på att produkterna ska vara säkra. Kosmetikadirektivet reglerar inte frågor rörande miljörisker med produkterna. Ytterligare information om reglerna och
hur de utarbetats finns i kapitel 8.
Reglerna riktar sig främst till de som tillverkar eller importerar samt saluför kosmetiska och hygieniska
produkter. Tillsynsmyndigheter är Läkemedelsverket och kommunerna. Läkemedelsverkets tillsyn riktas
främst mot tillverkare och importörer och sker bl.a. genom inspektioner och analyser av produkter. Läke-
24
medelsverket bedömer även biverkningar av kosmetiska och hygieniska produkter som rapporteras via
sjukvården. Kommunerna däremot bedriver i första hand tillsyn i detaljistledet.
Företagen kan föreläggas att vidta åtgärder om bestämmelserna inte följs och vid misstanke om brott
anmäls överträdelser mot bestämmelserna till åklagarmyndigheten. Tillsynsmyndigheter kan också besluta
om saluförbud för en produkt.
För att kunna bedriva tillsyn har Läkemedelsverket ett register över alla kosmetiska och hygieniska produkter som saluförs eller används yrkesmässigt i Sverige. Registret används vid tillsynen av tillverkare och
importörer och Läkemedelsverkets tillsynsverksamhet på kosmetikaområdet finansieras med avgifter. För
närvarande finns ca 20 000 kosmetiska och hygieniska produkter från drygt 500 företag anmälda. Utförlig
information om produktregistret finns i kapitel 8.
Läkemedelsverket utför inte någon förhandsgranskning av produkterna och ger inga tillstånd att saluföra
produkterna. Det yttersta ansvaret för att en kosmetisk och hygienisk produkt inte skadar användaren eller
miljön och att bestämmelserna efterlevs ligger på tillverkare och importör. Det finns bl.a. krav på att dessa
ska:
•
utreda och bedöma risker med produkterna
•
vidta åtgärder för att förhindra eller motverka skada
•
lämna information om produkterna till säljare och användare
•
lämna uppgifter till kontrollmyndigheten
Tillverkare eller den som svarar för den första importen till EES-området (Ekonomiska Europeiska Samarbetsområdet) ska hålla en mer omfattande produktinformation tillgänglig för myndigheten att inspektera
vid behov. Informationen ska innehålla uppgifter om den kvantitativa sammansättningen, specifikationer,
tillverkningsmetoder, en säkerhetsbedömning, eventuella biverkningar och eventuell effektbevisning. Tillverkare eller importör ska dessutom förse Giftinformationscentralen med tillräcklig information om de
ämnen som ingår i produkten. Avsikten är att underlätta snabb och lämplig medicinsk behandling vid
olycksfall.
Vissa ämnen som kan innebära hälsorisker omges av särskilda restriktioner. Några av dessa ämnen är helt
förbjudna och får inte alls ingå i kosmetiska och hygieniska produkter. Andra får bara ingå i begränsad
koncentration eller i vissa produktkategorier och för vissa ingredienser finns villkor om varningsmärkning.
För konserveringsmedel, färgämnen och solskyddsfilter gäller att endast de ämnen som finns förtecknade i
föreskriften får användas.
Mer detaljerad information om regler för märkning av och innehåll i kosmetiska och hygieniska produkter
finns i kapitel 8.
Med undantag av konserveringsmedel är de flesta innehållsämnena i kosmetiska och hygieniska produkter
inte avsedda att vara biologiskt aktiva. Därför kan metoder som används för att bedöma miljörisker av kemikalier anses vara användbara för kosmetiska och hygieniska produkter.
2.3
Påverkan på miljön
2.3.1
Miljö, ekosystem, biologisk mångfald
Med miljö menas ofta den natur med växter och djur som omger oss. Naturen kan delas in i olika typer av
miljöer t.ex. sötvattenmiljö, barrskogsmiljö och ängsmark. Naturen kan indelas i olika ekosystem. Ett ekosystem kan innehålla flera olika miljötyper men kan också begränsas till en viss typ av miljö beroende på
vad man studerar. Ett ekosystem karaktäriseras av de organismer som lever i det och rådande fysiska förutsättningar. De organismer som finns i ett ekosystem kan delas in i olika nivåer såsom individer av en art,
populationer av en art, samt samhällen bestående av ett flertal populationer av olika arter.
25
Det råder komplicerade samspel mellan ekosystemets invånare och det finns begränsat utrymme och begränsad mängd föda inom varje definierat ekosystem. Antalet individer i en viss population och tillväxthastigheterna för de i ekosystemet ingående populationerna beror på ett antal faktorer. Individer av samma art
konkurrerar om utrymme, föda och tillfälle för reproduktion. Olika populationer av olika arter inom ett eller
flera samhällen kan konkurrera om utrymme, föda och tillfälle till reproduktion. De olika typerna av organismer som finns i ett ekosystem ingår i olika näringsvävar där de tillhör olika trofiska nivåer. Detta innebär t.ex. att en växt är en primär producent och tillhör den lägsta trofiska nivån. En växtätare tillhör nästa
nivå och kan samtidigt vara bytesdjur och utgöra födan för ett primärt rovdjur som då utgör nästa trofiska
nivå. Det primära rovdjuret kan i sin tur vara bytesdjur för ett sekundärt rovdjur osv. Antalet bytesdjur
regleras bl.a. av antalet rovdjur som i sin tur bl.a. regleras av antalet bytesdjur i komplicerade samspelsförhållanden.
Ett ekosystem är inte statiskt, utan individer kan invandra och utvandra. Förändringar i ekosystemets förutsättningar såsom temporära eller stationära förändringar i klimatet eller andra fysiska förutsättningar kan
leda till minskad eller ökad tillgång till energi och därmed minskad eller ökad tillgång till resurser för tillväxt och reproduktion. Nya arter bildas och några kan dö ut lokalt när de lokala förutsättningarna förändras.
Den biologiska mångfalden i ett ekosystem innefattar både artrikedom (antalet arter) och hur de numeriska
antalen av individer från varje art förhåller sig till varandra.
2.3.2
Giftighet
Toxicitet (giftighet) innebär att ett ämne ger upphov till oönskade biologiska effekter i en eller flera typer
av organismer. Storleken av dessa effekter är beroende av vilken dos eller koncentration av ämnet organismen utsätts för. Man brukar tala om akut toxicitet och då mena oönskade effekter som uppträder i anslutning till en engångsexponering, ofta i hög dos, av ett ämne. I laboratorietester använder man ofta den dos
som orsakar död i 50 % av testorganismerna som mått på ett ämnes akuta toxicitet. Kronisk toxicitet innebär oönskade effekter som uppträder vid långvarig, ofta låg, exponering för ett ämne. Dessa effekter är ofta
av mindre påtaglig natur än akut död, men kan ändå ha allvarliga konsekvenser för den drabbade organismen. Olika ämnen ger olika typer av oönskade effekter beroende på vilka verkningsmekanismer som är
involverade. Principerna för toxicitet är desamma för alla typer av organismer. Toxiska ämnen interagerar
ofta med någon typ av målmolekyl i organismen. Proteiner, nukleinsyror (DNA, RNA) och membranlipider
är molekyler som ofta är involverade i interaktioner med toxiska substanser. Ibland förstörs målmolekylen
helt, ibland förändras den så att dess funktion förändras eller upphör. I vissa fall sker inte någon direkt kemisk förändring av målmolekylen utan enbart en ockupation av bindningsställen så att för kroppsfunktionen viktiga signaler förändras. Ett ämne kan även efterlikna kroppsegna ämnen och på detta vis störa viktiga signalfunktioner. Toxiska effekter kan också uppstå utan interaktion med målmolekyler när ett ämne
t.ex. påverkar pH eller genomsläppligheten av joner i biologiska membran.
Selektiv toxicitet innebär att ett ämne endast är toxiskt för vissa typer av organismer, organ eller celler. Det
beror ibland på att en viss målmolekyl eller funktion som ämnet påverkar är unik eller finns i väldigt stor
omfattning i just dessa organismer, organ eller celler. Artskillnader i upptag, metabolism, distribution och
utsöndring av ämnet bidrar också till artselektiv toxicitet. Artselektiv toxicitet utnyttjas vid utveckling av
bekämpningsmedel och vissa typer av läkemedel (antimikrobiella, antiparasitära).
Oönskade effekter kan vara av mindre allvarlig övergående karaktär, dvs. organismen kan ibland reparera
den skada som uppstått. Det kan också uppstå icke reparabla permanenta skador av mer eller mindre allvarlig karaktär. I laboratoriestudier på olika djurslag kan man undersöka om ett ämne orsakar synliga eller
mikroskopiska förändringar i olika organ, fysiologiska förändringar, förändrad fortplantningskapacitet,
fosterskador, cancer, beteendeförändringar mm. Ibland kan man också ta reda på ett ämnes verkningsmekanismer med olika försök som ofta görs in vitro i provrör med t.ex. vävnadshomogenat, celler eller organ i
odling.
Ekotoxikologi innebär studier av kemikaliers skadliga effekter på ekosystem. Det är av praktiska skäl svårt
att utföra tester på hela ekosystem varför ett antal modellorganismer används i ekotoxikologiska tester.
26
Utifrån de toxiska effekter som observeras på individ- eller populationsnivå måste sedan eventuella konsekvenser för ekosystemet försöka uppskattas. För att kunna jämföra olika ämnens förmåga att orsaka skada
måste de laboratorietester som utförs vara standardiserade. Ett antal standardiserade ekotoxikologiska tester
finns beskrivna i bilaga 5.
Den påverkan på miljön som ett ämne kan utöva kan även den delas in i akut och kronisk påverkan. Vid ett
akut utsläpp av en giftig kemikalie i någon del av miljön kan massdöd av ett ekosystems olika organismer
bli konsekvensen. En sådan katastrof är av lokal omfattning och är lätt att upptäcka men orsaken går inte
alltid att härleda. Om den giftiga substansen bryts ned eller förs bort på annat sätt kommer överlevande
organismer och organismer från närliggande områden att återkolonisera området ifråga. Ofta kommer en
rad organismer som är snabba på att föröka sig först, för att senare ersättas, helt eller delvis, av andra organismer med andra levnadsstrategier. Det nya balanserade ekosystemet behöver inte bestå av samma komposition av organismer som innan och exakt hur ett återkoloniserat ekosystem skulle se ut är svårt att förutsäga. Påverkan på ett ekosystem som istället utsätts för en långvarig exponering för ett ämne som leder till
kroniska effekter tar längre tid och är svårare att upptäcka. En eventuell påverkan är svår att härleda till ett
specifikt ämne eftersom en samtidig exponering för en blandning av ett flertal olika ämnen med överlappande effekter ofta föreligger. Reducerad fortplantningsförmåga, fosterskador, hämmad tillväxt och utveckling, skev könsfördelning, förändringar i parningsbeteende eller förändrat beteende vid vård av avkomman
är alla effekter som kan uppträda och som är särskilt allvarliga eftersom de på lång sikt kan förändra ett
ekosystems sammansättning och utarma dess mångfald.
2.3.3
Kunskapsbehov
Ekotoxikologi är ett tvärvetenskapligt område där expertis inom miljökemi, toxikologi och ekologi är nödvändigt. För att kunna bedöma en substans förmåga att påverka miljön krävs omfattande kunskap om substansen och det ekosystem man vill studera. Nedan anges de viktigast grundstenarna:
1. Förväntad halt av substansen i icke levande (abiotiska) delarna av miljön
Hur en substans fördelas i olika delar av miljön styrs bl.a. av:
•
hur och var i miljön utsläpp sker
•
hur substansen påverkas av det studerade systemet
Denna påverkan styrs i sig av substansens fysikalisk-kemiska egenskaper och fysikalisk-kemiska egenskaper hos det studerade systemet.
En läkemedelssubstans som administreras till kroppen (människa eller djur) når slutligen den yttre miljön
via avföring och urin. För att utreda miljöpåverkan från en substans efter administrering till kroppen måste
man ha kunskap om:
•
hur substansen påverkas av människokroppen eller det djurslag som behandlas
•
vilken mängd oförändrad substans som utsöndras
•
vilka metaboliter och vilka mängder som utsöndras
•
fördelning i miljön av oförändrad substans och metaboliter
2. Förväntad halt av substansen i levande organismer (biota) i miljön
Upptaget och fördelningen av en substans i ett ekosystems organismer beror av:
•
vilken halt av substansen som finns i organismens omgivning
•
vilken halt av substansen som finns i organismens föda
•
substansens fysikalisk-kemiska egenskaper
•
biologiska egenskaper hos den studerade organismen
27
3. Substansens påverkan på olika organismer i olika delar av miljön
Hur en substans påverkar en organism styrs av ett antal egenskaper hos både substansen och den/de studerade organismen/erna:
•
exponering av målorgan/målceller
•
substansens fysikalisk-kemiska egenskaper
•
verkningsmekanism
•
organismens mottaglighet/känslighet för den aktuella verkningsmekanismen
Vilken exponering av målorgan/målceller som sker beror i sin tur på organismens upptag, distribution,
metabolism och utsöndring av den studerade substansen. För en läkemedelssubstans som efter terapeutisk
användning, i människa eller djur, även utsöndras som metaboliter krävs dessutom kunskap om metaboliternas påverkan på olika organismer.
4. Sekundära effekter i det studerade ekosystemet
Även om man har kunskap om hur en viss substans kan påverka en viss typ av organism är det svårt att
koppla en sådan specifik effekt till en eventuell påverkan på ett helt ekosystem. Ett ekosystem karaktäriseras av de organismer det består av och det råder komplicerade samspel mellan individer av samma och
olika art samt även mellan populationer av samma och olika art.
För en djupare förståelse och diskussion om dessa samband hänvisas till fackböcker i respektive ämne.
2.3.4
Definition av miljöfarlighet, miljöklassificering och miljörisk
Med miljöfarlighet menas ett ämnes inneboende förmåga att orsaka skada. Denna förmåga fastställs utifrån
vilka samband som observeras mellan given dos av ämnet och eventuella toxiska effekter i olika testorganismer samt utifrån kemisk-fysikaliska egenskaper hos ämnet (se vidare 2.3.6.2). Ett ämnes miljöfarlighet
fastställs utan att ta hänsyn till vilken mängd av ämnet som kan förväntas nå olika delar av miljön.
Med miljöklassificering menas att man beskriver ett ämnes miljöfarlighet (inneboende förmåga att orsaka
skada) genom att tilldela det olika riskfraser och märkningar efter tydliga kriterier. Att ett ämne klassificeras som miljöfarligt betyder inte att det automatiskt utgör en miljörisk. Hur mycket av ämnet som når miljön är av avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär en risk.
Eventuell miljörisk beror på vilken halt i miljön som kan förväntas. Vid en miljöriskbedömning uppskattas
den halt av ett ämne som olika delar av miljön kan förväntas exponeras för vid en viss definierad användning av ämnet. Den uppskattade halten jämförs med ämnets förmåga att orsaka skada vid olika koncentrationer. Om den uppskattade halten överstiger den halt som ej anses orsaka skada föreligger en miljörisk.
Den på detta sätt uppskattade miljörisken gäller endast för den specifika exponeringssituationen och den
antagna miljötypen. Ett ämne kan alltså anses utgöra en miljörisk vid utsläpp av en viss mängd i en viss typ
av miljö men inte i en annan miljö. Detta medför att miljörisken inte enkelt kan beskrivas genom klassificering och märkning.
2.3.5
Allmänna principer för miljöriskbedömning
Miljöriskbedömning görs vanligtvis i syfte att ge beslutsunderlag till dem som skall tillverka, använda eller
lagstifta/reglera hanteringen av ett ämne. Om ämnet visar sig utgöra en risk för påverkan på miljön vid
nuvarande eller förväntad användning kan det resultera i beslut om riskbegränsande åtgärder, t.ex. begränsningar i användningen eller förbud mot användning.
Vid en miljöriskbedömning bedömer man risken för skada på miljön från ett enskilt ämne genom att undersöka exponeringen från utsläppskällor och vilka effekter dessa utsläpp kan ha på strukturen och funktionen
hos ekosystemen.
28
En miljöriskbedömning kan omfatta påverkan på olika delar av miljön, exempelvis vattenmiljö (rinnande
vattendrag, grundvatten, havsvatten), mark eller luft. Bedömningen kan också omfatta olika delar av ett
ämnes livscykel (utveckling, produktion, användning, resthantering etc.).
En miljöriskbedömning kan indelas i en exponeringsbedömning, en effektbedömning, samt en riskkaraktärisering.
Exponeringsbedömningen görs för att beräkna halten av det studerade ämnet i olika delar av miljön, det s.k.
PEC-värdet (Predicted Environmental Concentration). I ett första steg utgår man från vissa basala data och
antaganden om den mängd av ämnet som släpps ut, baserat på t.ex.:
•
använda volymer
•
en grov modell för hur ämnet reduceras i reningsverket eller ett "worst case"-antagande att det inte
reduceras alls
•
en beräkning av mängden kvarvarande ämnes fördelning i reningsverkets utsläppsvatten, i luften och i
avloppsslammet
•
den spädning som sker i recipienten
Effektbedömningen innebär att man identifierar ämnets toxiska egenskaper. För att kunna göra en generell
bedömning av ämnets förmåga att påverka miljön måste ett antal förenklingar göras. Det är orimligt att
göra toxicitetstester på alla arter som finns i det ekosystem man studerar. Därför gör man standardiserade
tester på ett batteri av arter från olika typer av miljöer och olika trofiska nivåer. Vilka toxicitetstester man
gör beror på hur det aktuella ämnet fördelar sig i miljön och vilket ekosystem man är intresserad av. Olika
lagkrav på toxicitetstester finns dessutom för läkemedelsprodukter, kosmetiska och hygieniska produkter
samt industrikemikalier. För att täcka in även de arter som ej testats räknas ett s.k. PNEC-värde (Predicted
No-Effect Concentration) fram. PNEC-värdet härleds från testdata rörande det studerade ämnets toxicitet
samt samband mellan dos och effekt. Det speglar den halt som inte förväntas medföra oacceptabla skador
på miljön. PNEC-värdet uppskattas genom att dividera värdet för uppmätt toxicitet i den känsligaste arten
med en säkerhetsfaktor. Säkerhetsfaktorn är beroende av antalet olika organismklasser (t.ex. fisk, kräftdjur,
alger) för vilka det finns data samt om det endast finns akuttoxicitetsdata eller om det även finns kroniska
toxicitetsdata.
Vid riskkaraktäriseringen divideras den förväntade halten i miljön med den halt då negativa effekter inte
kan förväntas uppträda. PEC/PNEC kallas för riskkvoten (Risk Characterisation Rate, RCR eller Risk Quotient, RQ). När PEC/PNEC < 1 förväntas ämnet inte ge några negativa effekter på organismerna i miljön
under de angivna förhållandena. Om PEC/PNEC > 1 betraktas ämnet som problematiskt från miljösynpunkt.
För att beräkningarna inte skall ge en underskattning av riskkvoten behandlas data konservativt. Finns tvetydiga data tolkas dessa så att den förväntade halten i miljön blir så hög som möjligt och den högsta förväntade effektfria halten så låg som möjligt. Man använder också "worst case"-bedömningar, t.ex. när utsläppta
mängder av ett ämne skall uppskattas. Detta förhållningssätt ger ofta orealistiska resultat. Mer realistiska
resultat kan uppnås i senare steg. Att PEC/PNEC > 1 är inte något bevis för att ämnet ger negativa effekter,
men det indikerar att man måste gå vidare med mer detaljerade undersökningar.
Om tillgängliga nedbrytbarhetstester indikerar att ämnet inte är lättnedbrytbart kan man fortsätta med att
utföra fler liknande tester med variation av olika parametrar och komplettering med studier som mer exakt
visar nedbrytningen i reningsverk. Ett ämne kan exempelvis ha givit missvisande resultat i standardiserade
nedbrytbarhetstest för att testen gjorts vid halter av ämnet som är giftiga för de organismer som utför nedbrytningen. Om det befaras vara fallet bör test göras vid halter som är representativa för miljön i ett reningsverk. Mer exakta uppgifter om den andel av ämnet som släpps ut i avloppsvatten och inte i stället
hamnar i t.ex. sopförbränning kan vara viktigt att ta fram. Flödet kan behöva analyseras mer noggrant. Man
kan även göra direkta mätningar av ämnet i utloppsvatten, i slam från reningsverk och i recipienterna för att
29
få kunskap om vad som verkligen sker. Genom sådana studier kan PEC visas vara lägre än vad som framkommit vid en grov uppskattning.
Man kan även förfina PNEC-värdet genom att ta fram ekotoxicitetsdata för fler organismklasser, kroniska
ekotoxicitetsdata samt studera specifika biologiska effekter, t.ex. hormonstörande effekter. Detta möjliggör
en sänkning av säkerhetsfaktorn och kan leda till en höjning av PNEC-värdet samt en lägre riskkvot. Kroniska effekter som uppträder vid mycket låga halter kan även leda till en sänkning av PNEC-värdet och ger
därmed en högre riskkvot.
2.3.6
Miljöfarlighet
En miljöfarlighetsbedömning för ett ämne görs utifrån dos-effekt samband utan att ta hänsyn till vilken
mängd eller halt av ämnet som kan förväntas släppas ut i olika delar av miljön.
2.3.6.1
Regler för kemiska produkter
Generella regler för klassificering och märkning av kemiska ämnen och beredningar finns inom Europa
(EU-direktiv 67/548/EEG och 1999/45/EG). Dessa regler gäller dock inte bruksfärdiga beredningar av
humanläkemedel, veterinärläkemedel, kosmetiska och hygieniska produkter, ämnesblandningar i form av
avfall, livsmedel, djurfoder, radioaktiva ämnen eller medicintekniska produkter.
Den som tillverkar, för in till Sverige, eller släpper ut en kemisk produkt på marknaden skall enligt Kemikalieinspektionens föreskrifter (KIFS 1994:12, senaste ändrad i KIFS 2001:3) klassificera produkten med
avseende på hälso- och miljöfarlighet. Hälso- eller miljöfarliga kemiska produkter skall klassificeras i en
eller flera faroklasser och tilldelas riskfraser. Syftet med klassificeringen är att belysa ett ämnes alla kända
hälso- och miljöfarliga egenskaper. Föreskriften reglerar hur farosymboler och farokoder skall utformas
och placeras.
2.3.6.2
Kriterier för bedömning av miljöfarlighet
Akvatisk miljö
Kemiska ämnen och beredningar skall klassificeras i faroklassen miljöfarlig om de utgör, eller kan komma
att utgöra, en omedelbar, långsiktig eller fördröjd fara för akvatisk miljö (vattenmiljö). Ämnet klassificeras
utifrån undersökningsdata från tester av ämnet eller andra relevanta undersökningsdata. De tester som avses
berör akut toxicitet i vattenlevande organismer, biologisk nedbrytbarhet samt bioackumulerande förmåga.
Toxicitet
LC50 (lethal concentration) mäts på fisk och är den testkoncentration av ämnet vid vilken 50 % av fiskarna
dör efter 96 timmars exponering. EC50 (effect concentration) mäts på hinnkräfta (Daphnia) och är den testkoncentration av ämnet vid vilken 50 % av djuren beräknas vara orörliga efter 24 eller 48 timmars exponering. IC50 (inhibition concentration) mäts på alger och är den testkoncentration som beräknas medföra en
50 % hämning av tillväxten eller tillväxthastigheten efter 72 timmars exponering.
•
Ett ämne bedöms som mycket giftigt för vattenlevande organismer om värdet för LC50, EC50 respektive IC50 är < 1 millig/L.
•
Ett ämne bedöms som giftigt för vattenlevande organismer om värdet för LC50, EC50 respektive IC50 är
>1 men < 10 millig/L.
•
Ett ämne bedöms som skadligt för vattenlevande organismer om värdet LC50, EC50 respektive IC50 är
>10 men < 100 millig/L.
30
Nedbrytbarhet
Ett ämne anses som biologiskt lättnedbrytbart om det bryts ned till mer än 60 % (mätt som koldioxid eller
BOD = biokemisk syreförbrukning) eller 70 % (mätt som DOC = löst organisk kol) inom 28 dygn. Man
kan även få en uppfattning om nedbrytbarheten från kvoten BOD5/COD, (COD = kemisk syreförbrukning)
under fem dygn. Om kvoten ligger mellan 0,5 till 1 anses ämnet vara lättnedbrytbart.
Bioackumulerbarhet
Ett ämne anses vara bioackumulerbart om BCF (biokoncentrationsfaktorn) i fisk är > 100 (BCF är kvoten
mellan viktkoncentrationen av ämnet i fisken och det omgivande vattnet). Ett annat sätt att uppskatta den
bioackumulerande förmågan är att mäta ämnets fördelningskoefficient mellan oktanol och vatten (Kow). Ett
ämne anses vara potentiellt bioackumulerande om logaritmen av Kow är > 3.
•
Ett ämne bedöms kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön om ämnet ej är lättnedbrytbart eller är bioackumulerande.
Miljöklassificering och märkning
Ett ämne klassificeras som miljöfarligt i akvatisk miljö samt tilldelas följande riskfraser (inom parentes) om
någon av nedanstående fem punkter uppfylls (KIFS 1994:12).
1. Ämnet är mycket giftigt för vattenlevande organismer (R50). Om ett ämne är mycket giftigt för en
testorganism, behövs inte uppgifter för övriga testorganismer för att kunna klassificera ämnet med avseende på akut toxicitet.
2. Ämnet är mycket giftigt för vattenlevande organismer och ej lättnedbrytbart eller bioackumulerande
(R50/53).
3. Ämnet är giftigt för vattenlevande organismer och ej lättnedbrytbart eller bioackumulerande (R51/53).
4. Ämnet är skadligt för vattenlevande organismer och ej lättnedbrytbart eller bioackumulerande
(R52/53).
5. Ämnet har låg vattenlöslighet (< 1 millig/L), är ej lättnedbrytbart och är bioackumulerande (R53).
Ämnen som har fått klassificeringen R50, R50/53, R51/53 skall betecknas med farobeteckningen miljöfarlig, farokoden N samt märkas med miljöfarlighetssymbol.
Övrig miljö
Kemiska ämnen och beredningar skall klassificeras med någon eller några av nedanstående riskfraser om
de kan medföra omedelbara, långsiktiga eller fördröjda faror för struktur eller funktion hos andra naturliga
ekosystem än vattenmiljön. Bedömningen skall baseras på data om ekotoxicitet, persistens och potential för
bioackumulering samt på förväntat eller observerat uppträdande och öde i miljön. Utförliga kriterier saknas
i dagsläget men är under utarbetning.
•
R 54 Giftigt för växter
•
R 55 Giftigt för djur
•
R 56 Giftigt för marklevande organismer
•
R 57 Giftigt för bin
•
R 58 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i miljön
•
R 59 Farligt för ozonskiktet
31
3 Miljöpåverkan från läkemedel
3.1
Sammanfattning
Efter genomgång av tillgängliga rapporter och vetenskapliga publikationer kan konstateras att läkemedelssubstansers akuttoxiska effekter, om de förekommer, på olika typer av organismer i akvatisk miljö uppträder vid millig/L nivåer. Eftersom de uppmätta halterna av läkemedelssubstanser ligger minst tusen gånger
lägre är det diskutabelt om de akuttoxiska effekter man har observerat är av ekotoxikologisk relevans. Detta
tycks också de aktuella artikelförfattarna vara överens om.
Observerade långtidstoxiska effekter är oftast av reproduktionstoxisk karaktär och uppträder i vissa fall vid
de halter som faktiskt har uppmätts i miljön. Av de studerade artiklarna framgår det även att i en del fall
räcker inte den säkerhetsfaktor (100) man använder vid riskbedömningar till för att kompensera för extrapolering från akuttoxicitet till långtidstoxicitet för vissa hormonstörande och reproduktionstoxiska effekter.
Ofta saknas denna typ av studier och de flesta författare uttrycker ett behov av vidare långtidsstudier för att
med större säkerhet kunna förutsäga en substans potentiella miljörisk. Det saknas dessutom oftast data för
hur substanserna påverkas av och fördelas i miljön dvs. nedbrytningsdata, fördelningskoefficienter och
bioackumuleringsdata. Det framhävs också att en läkemedelssubstans inte förekommer som enda läkemedelssubstans eller enda typ utav förorening i miljön varför det också finns ett uttalat behov av att undersöka
additiva, utjämnande eller synergieffekter.
De substanser som hittills har undersökts tillhör oftast kategorierna mest försålda substanser, antibiotika
eller könshormoner. Det finns därmed ett stort antal substanser, som förskrivs i små mängder eller som inte
är uppenbart hormonstörande, för vilka det saknas kunskap om hur de kan påverka miljön.
En del läkemedelssubstanser har hög affinitet till jord/slam. För närvarande finns endast ett fåtal rapporter
som redovisar läkemedelssubstansers ekotoxikologiska data för terrestra (marklevande) eller sedimentlevande organismer.
Enligt förslaget till riktlinje för miljöriskbedömningar av humanläkemedel skall ett ”worst case” PEC-värde
räknas ut vid ansökan om godkännande för varje enskild produkt innehållande nya aktiva substanser. Av
detta följer att man inte har några försäljningsuppgifter och än mindre några i miljön uppmätta halter vid
miljöriskbedömningstillfället. Detta innebär att uppskattningen av ett PEC-värde måste baseras på osäkra
antaganden om framtida försäljningsvolymer. En säkrare bedömning skulle kunna göras vid det s.k. förnyade godkännandet när produkten har funnits på marknaden i fem år.
Produkter med ett ”worst case” PEC-värde som understiger 0,01 mikrog/L undantas ifrån ytterligare studier
av ekotoxicitet och biologisk nedbrytning om man inte misstänker hormonstörande aktivitet eller andra
avvikande ekotoxikologiska egenskaper. Emellertid saknas tydliga kriterier för hur detta skall bedömas.
I denna rapport räknades ett sammanlagt ”worst case” PEC-värde ut för den totala försålda mängden aktiv
substans (fördelad på ett flertal produkter) istället för separata ”worst case” PEC-värden baserade på mängder i enskilda produkter. Urvalet av substanser baserades på dagens storsäljande läkemedelssubstanser, som
torde vara de substanser som i dagsläget ger högst belastning på miljön.
De flesta substanser som miljöriskbedömdes i denna rapport hamnade på PEC-värden i intervallet 0,01-1
mikrog/L. Eftersom dessa predikterade koncentrationer gäller ett urval av dagens mest sålda läkemedelssubstanser kan man anta att även de flesta andra substanser inte heller kommer att överstiga 1 mikrog/L
utan ofta ligga betydligt lägre.
Av de 30 för miljöriskbedömning utvalda substanserna bedömdes 27 enligt föreslagen riktlinje för humanmedicinska läkemedel. Utav dessa fick paracetamol, etinylöstradiol, östradiol samt östriol omdömet att
potentiell risk för akvatisk miljöpåverkan föreligger. Paracetamol bör emellertid brytas ned så pass snabbt
32
att eventuell påverkan på miljön måste anses vara försumbar. Bedömningen för östriol, som är ett lågaktivt
och under graviditeten naturligt förekommande östrogen, gjordes med en stor säkerhetsfaktor och riskkvoten skulle kunna reduceras avsevärt om ytterligare ekotoxicitetsdata hade funnits. De kvarstående substanserna där risk för miljöpåverkan bedömdes föreligga var de redan tidigare kända könshormonerna
etinylöstradiol (ett syntetiskt högaktivt östrogen som förekommer i alla kombinerade p-piller) och östradiol
(naturligt östrogen som finns hos alla kvinnor under deras menscykel och under graviditet, men som också
används som läkemedel vid östrogenbehandling vid klimakteriet). En substans (noretisteron, som är en
substans i klassen gestagener, förekommer i p-piller och andra hormonella preventivmedel) bedömdes inte
utgöra en akut miljörisk, men risk för påverkan på miljön bedömdes ej kunna uteslutas p.g.a. eventuella
hormonella effekter. Nitton substanser bedömdes, utifrån tillgängliga data, inte utgöra någon akut risk för
akvatisk miljö, men två av dessa bedömdes vara potentiellt bioackumulerande och för två substanser (båda
antibiotika) kunde risk för påverkan på mikroorganismer i reningsverken ej uteslutas. För flertalet av de 19
substanserna saknades dock akuttoxicitetsdata för någon av standardorganismerna vilket gör bedömningarna osäkra. För tre substanser kunde ingen riskkvot alls räknas fram p.g.a. avsaknad av data. Även långtidstoxicitetsdata samt toxicitetsdata för marklevande organismer saknades för de flesta substanserna. Att utifrån mycket kraftigt varierande och begränsade ekotoxicitetsdata uppskatta den halt vid vilken risk för
miljöpåverkan av läkemedelssubstanser ej föreligger förefaller vanskligt.
Erhållna resultat stödjer inte att dagens läkemedelsanvändning medför några stora akuta miljörisker, men
kan heller inte utesluta potentiella långsiktiga miljörisker. De ekotoxicitetstester som ligger till grund för
miljöriskbedömningarna tar i de flesta fall inte hänsyn till substansernas specifika biologiska aktivitet,
klasseffekter och eventuella effekter som uppträder vid långvarig exponering för låga halter.
Inom veterinärmedicinen används i stor utsträckning samma aktiva substanser som inom humanmedicinen.
Fullständiga miljöriskbedömningar görs främst för produkter som används för gruppbehandling av livsmedelsproducerande djur. Miljöriskbedömning av veterinärmedicinska substanser grundar sig på produktens dosering till olika djurslag samt påverkan på lokala ekosystem.
Två kända problemområden är substansgrupperna antiparasitära och antimikrobiella medel. Det har visat
sig att den antiparasitära substansen ivermektin är toxiskt för larver till dyngbaggar och dyngflugor men
påverkan blir endast av lokal karaktär varför populationerna som sådana ej bedöms påverkas. Relativt stora
mängder antibiotika används jämfört med andra läkemedelsgrupper inom veterinärmedicinen men risk för
miljöpåverkan har ej påvisats.
Någon sammanställning av massflöden (volymer) av läkemedel görs inte i Sverige idag. De register som
förs hos Apoteket AB och Läkemedelsverket är inte anpassade för att beräkna flödena i kg, vilket är en
nödvändig uppgift för att kunna genomföra en miljöriskbedömning.
Miljöeffekter av naturläkemedel är ett okänt område. Kunskaperna om de mängder som används samt deras
eventuella påverkan på den yttre miljön är begränsad.
Miljöriskbedömningar gjordes även för ett fåtal hjälpämnen. De allra flesta hjälpämnen i läkemedel förväntas inte medföra någon nämnvärd risk för miljön. Många av dem används även i andra produkter, exempelvis livsmedel samt kosmetiska och hygieniska produkter. Användning i läkemedel utgör en mindre andel av
den totala användningen och har därför inte någon stor inverkan på den totala risken för miljöpåverkan.
Endast ett fåtal ämnen med kända miljöfarliga egenskaper används som hjälpämnen i läkemedel. Flertalet
ämnen saknar dock uppgifter om miljöfarlighet och man kan inte utesluta att det finns fler hjälpämnen som
bör vara klassificerade som miljöfarliga.
För ett av de ämnen som studerades, dokusatnatrium, kan man inte utesluta att den totala användningen
(dvs. användning i läkemedelsprodukter samt all övrig användning) kan ge upphov till skada på sedimentlevande organismer. För dokusatnatrium rekommenderas att ansatserna för bedömning, exempelvis vad
gäller fysikaliska data, ekotoxicitetsdata samt användning, granskas närmare för att förfina bedömningen.
33
Utredningen bekräftar att det föreligger stora kunskapsbrister om eventuella miljörisker med dagens läkemedelsanvändning. Utgången av en miljöriskbedömning blir i högsta grad beroende av vilka data på förbrukad mängd substans, nedbrytning, ekotoxicitet (akut eller kronisk) man har haft tillgång till samt vilken
metod man har använt för att uppskatta halterna i miljön. Om kunskapen om läkemedelssubstansers, metaboliters samt hjälpämnens långsiktiga ekotoxiska effekter, bionedbrytning samt flödet av läkemedel i samhället ökade skulle det finnas bättre underlag för att kunna förutsäga läkemedels eventuella miljöeffekter
och därmed ge bättre möjligheter till riktade riskbegränsande åtgärder.
3.2
Sammanställning av nuvarande kunskap
För att kunna svara på frågan om vilka problem läkemedelsrester i miljön kan innebära krävs omfattande
kunskap om samtliga förekommande aktiva substanser och hjälpämnen. Denna kunskap existerar inte i
dagsläget. Vad som är känt idag behandlas i nedanstående genomgång, som dock inte gör anspråk på att
vara heltäckande. Fokus ligger på tidigare utgivna rapporter, publicerade vetenskapliga artiklar funna vid
sökningar i databaser som Medline och Biological Abstracts samt information från den idag enda boken
som behandlar ämnet, Pharmaceuticals in the Environment. (Kümmerer, K., 2001).
3.2.1
Tidigare rapporter
3.2.1.1
Läkemedel i miljön
Apoteket AB anordnade i juni 2001 konferensen ”Läkemedel - ett miljöproblem?” följd av en skrift i maj
2002 ”Läkemedel i miljön” med ambitionen att redovisa vad som då var känt om läkemedel i miljön och att
identifiera kunskapsbrister.
Skriften redovisar ett begränsat antal läkemedel som detekterats i europeiska floder och sjöar. De uppmätta
nivåerna var som högst 1,2 mikrog/L vilket man ansåg inte borde orsaka akuta toxiska problem för varken
miljö eller människa. Däremot uttryckte man oro för eventuell långsiktig påverkan på miljön (inklusive
människa). Specifika miljöeffekter som omnämndes var utveckling av multiresistenta bakteriestammar
(antibiotika), reproduktionsstörning hos bottenlevande organismer som musslor (fluoxetin) och hormonella
störningar hos vattenlevande djur (etinylöstradiol).
I sammanfattningen föreslogs att arbetet med läkemedel och miljö borde inriktas på att:
•
miljöaspekten beaktas när läkemedel utvecklas och godkänns
•
läkemedlens stabilitet inte blir högre eller hållbarheten inte blir längre än att de utövar sin avsedda
effekt och därefter lätt bryts ned
•
läkemedel inte är bioackumulerbara
•
resistenta mikroorganismer inte odlas fram i reningsverken
•
mer kunskap skaffas kring läkemedels miljöegenskaper, särskilt långtidseffekter
•
information om läkemedels miljöegenskaper sprids till förskrivare, sjukvård och andra intressenter.
3.2.1.2
Läkemedel i miljön – En hälsorisk?
I rapporten ”Läkemedel i miljön - En hälsorisk?” (Socialstyrelsen, 2001) belyses kunskapsläget vad gäller
hälsoeffekter av läkemedel i miljön. Man konstaterar att kunskapsnivån är låg och att utveckling av antibiotikaresistenta bakteriestammar är den största hälsorisken. Dessutom konstateras att läkemedelsrester i
miljön troligen främst är ett problem ur ekotoxikologisk synvinkel och inte ett hälsoproblem för människan.
34
3.2.2
Vetenskapliga artiklar/undersökningar
3.2.2.1
Avgränsning
Studier av miljöpåverkan av antibiotika har inriktat sig mycket på resistensutveckling i bakterier. Resistensutveckling i sig är egentligen inte att betrakta som ekotoxicitet, utan mer som ett naturligt försvar mot annars toxiska substanser. I en miljö där dessa substanser förekommer innebär resistens en fördel för organismen. I en miljö där dessa substanser inte förekommer innebär resistensen däremot en extra ”kostnad” för
organismen och individer med denna egenskap kommer att selekteras bort till fördel för de individer som
inte har utvecklat resistens. Förekomsten av resistenta bakterier kan ge en bild av hur exponeringen för
antibiotika ser ut dvs. användas som en biomarkör. Intresset för antibiotikaresistenta bakterier kan motiveras mer i ett terapeutiskt perspektiv och kommer därför inte att beröras i denna sammanställning.
3.2.2.2
Inledning
På senare år har rapporter om uppmätta halter av läkemedel i avloppsvatten, ytvatten, grundvatten samt
dricksvatten runtom i Europa uppmärksammats av miljöforskare. Utvecklingen av känsligare analysmetoder har ökat kunskapen om vilka läkemedel som ansamlas i miljön. Samtidigt har vissa resultat erhållna
med tidigare metoder kunnat förkastas.
Utöver uppmätta halter av läkemedel i miljön har det även börjat komma uppgifter i litteraturen om läkemedels toxiska effekter på akvatiska organismer. Det finns gott om laboratoriestudier utförda enligt standardiserade ekotoxikologiska testmetoder på alger, Daphnia och fisk. Det finns även en rad toxicitetsundersökningar utförda på andra organismer och med metoder som inte återfinns i någon riktlinje för standardiserade tester. Några artiklar tar även upp ekotoxiska effekter på bottenlevande organismer.
Artiklar som dokumenterar i miljön påvisade effekter av läkemedel är sällsynta. Det är givetvis mycket
svårt att påvisa orsakssamband för en i naturen observerad effekt.
Nedan ges exempel på vad man kan finna i allmänt tillgänglig litteratur vid databassökning på kombinationer som läkemedel/miljö eller läkemedel/ekotoxicitet.
3.2.2.3
REMPHARMAWATER
I ett treårigt samarbetsprojekt mellan Sverige, Frankrike, Grekland och Italien undersöktes läkemedels
förekomst, öde i miljön, persistens, ekotoxicitet och möjligheter till eliminering i reningsverk (Andreozzi,
2003). Slutrapporten finns tillgänglig på http://cds.unina.it/~rmarotta/SECTION%206.pdf.
De substanser som detekterades i utgående avloppsvatten från det i studien ingående svenska reningsverket
(Ryaverket, Göteborg) var: gemfibrozil (2,07 mikrog/L), klofibrinsyra (0,46 mikrog/L), ibuprofen (7,11
mikrog/L), naproxen (2,15 mikrog/L), metoprolol 0,39 mikrog/L), propranolol (0,01 mikrog/L), karbamazepin (0,87 mikrog/L), trimetoprim (0,05 mikrog/L), sulfametoxazol (0,02 mikrog/L), ofloxacin
(0,12 mikrog/L), lomefloxacin (0,13 mikrog/L), enoxacin (0,01 mikrog/L), norfloxacin (0,03 mikrog/L)
samt ciprofloxacin (0,03 mikrog/L). Det konstaterades även att fenofibrat, bezafibrat, klofibrat, fenoprofen,
flurbiprofen, ketoprofen, diklofenak, fenazon, aminofenazon, acebutolol, oxprenolol samt betaxolol ej var
detekterbara.
Halter av läkemedelssubstanserna mättes även i olika steg i reningsprocessen. I s.k. primärslam detekterades endast ciprofloxacin, norfloxacin, ofloxacin samt lomefloxacin i nivåer på millig/kg torrvikt. I s.k. aktivt slam och rötat slam var dessa halter något lägre. I dessa detekterades även naproxen och ketoprofen i
låga halter (mikrog/kg torrvikt).
Förmågan att eliminera olika läkemedelssubstanser undersöktes i sex reningsverk i de deltagande länderna
genom att mäta halterna i det ingående och det utgående avloppsvattnet. Atenolol och metoprolol eliminerades endast med < 10 %. Karbamazepin eliminerades med < 10 % i de flesta reningsverk med ett undantag
där den eliminerades med 53 %. Trimetoprim eliminerades med < 10 % i fyra reningsverk och med
35
30 – 40 % i de återstående två. Gemfibrozil eliminerades med < 10 % i ett reningsverk och med 43 – 75 % i
de övriga. Elimineringen av diklofenak karaktäriserades av en stor spridning, mellan < 10 % och 80 %,
med en medeleliminering på 30 %. Naproxen eliminerades med 42 – 93 % samt ibuprofen med 52 – 99 %.
Rening av utgående avloppsvatten med hjälp av avancerade oxidationstekniker som ozonbehandling och
UV/väteperoxid-behandling studerades i laboratorieskala för ibuprofen, gemfibrozil, naproxen, ketoprofen,
diklofenak, atenolol, trimetoprim, metoprolol, sulfametoxazol, propranolol, karbamazepin, ofloxacin och
lomefloxacin. Med undantag för sulfametoxazol och propranolol eliminerades samtliga studerade substanser med mer än 70 % vid ozonbehandling. Vid UV/väteperoxid-behandling eliminerades samtliga substanser (gemfibrozil ej med i mätningarna) med 90 – 100 %.
Akuta och kroniska ekotoxikologiska data rapporterades för diklofenak, karbamazepin, klofibrinsyra, propranolol, ofloxacin samt sulfametoxazol. Inga akuttoxiska effekter rapporterades för grönalgen Selenastrum
capricornutum. Effekter vid kronisk exponering (96 tim) förelåg vid halter över 2 millig/L, med undantag
för sulfametoxazol (antibiotikum) där LOEC låg på 0,18 millig/L. Det rapporterades även att den blå-gröna
algen Synechococcus leopolensis var känslig för i synnerhet antibiotika, vilka inhiberade dess tillväxt vid
koncentrationer på 10 mikrog/L. Akuta toxicitetsdata för två olika kräftdjur visade dels att Ceriodaphnia
dubia var känsligare än Daphnia magna, dels att de uppmätta EC50-värden för de olika substanserna varierade mellan 1,5 och 200 millig/L. NOEC-värden för reproduktion i Ceriodaphnia dubia låg på 9 mikrog/L
för propranolol och 25 mikrog/L för karbamazepin. Kroniska toxicitetsdata för tidiga livsstadier på zebrafisk rapporterades också. NOEC-värden låg i intervallet 2 – 70 millig/L. Den organism som uppvisade
störst känslighet i de kroniska testerna var kräftdjuret Ceriodaphnia dubia. Kvoter mellan akut och kronisk
toxicitet (A/C) redovisades för denna organism. Dessa varierade från 23 för diklofenak till 3 108 för karbamazepin. Dessa resultat aktualiserade tidigare dragna slutsatser om att akuta standardtester ej är de mest
passande tester att basera miljöriskbedömningar för läkemedelssubstanser på utan indikerade att kroniska
tester är mer relevanta. Dessutom påpekas i en diskussion att även de kroniska tester (som testet på tidiga
livsstadier i fisk) som utförs är för snäva utan borde sträcka sig över organismers hela livscykler.
Akuta och kroniska ekotoxicitetsstudier genomfördes även på en blandning av sex läkemedelssubstanser
(karbamazepin, klofibrinsyra, diklofenak, ofloxacin, propranolol och sulfametoxazol). Halterna av respektive substans baserades på data på uppmätta halter i utgående avloppsvatten. Akuta effekter observerades
endast för blandningar där koncentrationerna av läkemedelssubstanserna översteg uppmätta halter 2 000
gånger. Kroniska effekter observerades vid koncentrationer 100 gånger högre än detekterat i avloppsvatten.
Inga kombinationseffekter kunde observeras.
De framtagna ekotoxicitetsuppgifterna användes även för att göra miljöriskbedömningar för Frankrike och
Tyskland. Litteraturdata på uppmätta halter i Tyskland, samt uppskattade halter utifrån försäljningsstatistik
i Frankrike användes i beräkningarna, enligt EMEA:s föreslagna riktlinje. Riskkvoter beräknades dels med
akuta data och dels med kroniska data. Riskkvoter över 1 erhölls för ofloxacin (riskkvot uträknad endast för
Frankrike), propranolol (endast för Frankrike) och sulfametoxazol vid användande av akuta ekotoxicitetsdata. Vid användande av kroniska toxicitetsdata erhölls riskkvoter över 1 för karbamazepin, propranolol
och sulfametoxazol (både för Frankrike och Tyskland). Även dessa resultat visade att standardiserade akuttoxicitetstester ej är relevanta för att kunna förutsäga läkemedels potentiella långtidseffekter i miljön.
3.2.2.4
Uppmätta halter av läkemedel
Uppmätta halter av läkemedelssubstanser i olika vattendrag ges i ett antal artiklar antingen som originaldata
eller i artiklar där man har sammanställt tillgängliga litteraturuppgifter. I några artiklar har man detekterat
ett flertal läkemedelssubstanser i samma studie och dessa omnämns ofta i översiktssartiklar. Exempel på
dessa är bl.a. en tysk studie (Ternes, 2001) och en amerikansk studie (Kolpin et al., 2002). Exempel på i
litteraturen angivna uppmätta halter av läkemedelssubstanser finns i bilaga 6, tabell A.
36
Sverige
Kunskapen om förekomsten av läkemedel i miljön i Sverige är begränsad till ett fåtal detekterade samt ett
fåtal ej detekterade substanser. I bilaga 6, tabell B ges en sammanställning av läkemedelssubstanser analyserade i svenska utgående avloppsvatten.
Redan 1999 rapporterades uppmätta halter av det i p-piller ingående syntetiska östrogenet etinylöstradiol
(0,0045 mikrog/L) samt det naturliga östrogenet östradiol (0,0011 mikrog/L) i utgående avloppsvattnet från
ett svenskt reningsverk (Larsson et al., 1999). I samma studie rapporterades även östrogena effekter (vitellogenininduktion) hos regnbågslax som hållits i burar i vattnet nedströms reningsverket. Man fann även att
dessa substanser koncentrerades i gallan hos fiskarna.
I juli 2002 rapporterade Reumatikersjukhuset Spenshult, i samarbete med Apoteket AB, om uppmätta läkemedelshalter i avloppsvattnet från sjukhuset (Spensult, 2002). Eftersom sjukhuset har ett eget reningsverk
har man kunnat studera halter i avloppsvattnet före och efter passage i reningsverket och dessutom kunnat
kontrollera dessa halter mot vilka preparat som använts på sjukhuset. Läkemedel som detekterades i det
inkommande avloppsvattnet var (i fallande halt): ibuprofen, ketoprofen, naproxen, indometacin, gemfibrozil, metoprolol, trimetoprim, diklofenak, propranolol, karbamazepin och sulfametoxazol. Dessutom undersöktes också förekomsten av klofibrinsyra, fenoprofen och fenofibrat med negativt resultat. De detekterade
halterna låg på högst 77,2 – 116,3 mikrog/L för ibuprofen och lägst 0,01 mikrog/L för sulfametoxazol.
Efter passage i reningsverket var halterna för flertalet substanser under 1 mikrog/L. Endast indometacin låg
kvar på halter runt 5 mikrog/L. Ibuprofen, gemfibrozil, naproxen, ketoprofen och trimetoprim hade en reningsgrad mellan 80 och 99 % medan övriga (diklofenak, indometacin, metoprolol, propranolol och karbamazepin) endast hade en reningsgrad från 0 till 70 %. Det kan också nämnas att karbamazepin hade en
högre halt i det utgående avloppsvattnet än i det inkommande. De slutsatser som drogs från dessa resultat
var att sura läkemedel utan kväve i sin struktur avlägsnas till mer än 90 % i reningsprocessen medan sämre
reningseffekt uppvisas för sura läkemedel med kväve. Basiska kväveinnehållande läkemedel avlägsnas i
ringa grad eller inte alls i reningsprocessen, med undantag för trimetoprim.
Stockholms läns landsting har påbörjat rutinmässiga analyser av antibiotika i utgående avloppsvatten samt
på olika ställen i Mälaren. Vid analyser år 2003 uppmättes norfloxacin, ofloxacin och ciprofloxacin i halter
av storleksordningen 0,01 mikrog/L i utgående avloppsvatten från reningsverken i Bromma och Henriksdal
samt från Käppalaverket på Lidingö. Högre halter uppmättes för sulfametoxazol (max 0,13 mikrog/L),
trimetoprim (max 0,47 mikrog/L) och metronidazol (max 0,08 mikrog/L). Endast norfloxacin, ofloxacin
och trimetoprim kunde detekterats längre ut i Mälar- och skärgårdsvattnet i högsta halter om 0,003, 0,006
och 0,009 mikrog/L.
I en redovisning från nationell miljöövervakning (Naturvårdsverket, 2003a) undersöktes förekomsten av
tretton olika antimikrobiella substanser (ciprofloxacin, ofloxacin, norfloxacin, cefadroxil, cefuroxim, amoxicillin, fenoximetylpenicillin, metronidazol, sulfametoxazol, erytromycin, doxycyklin, trimetoprim) i avloppsvatten, slam och fisk i Sverige. Prover togs vid två tillfällen vid fem reningsverk av olika typer. I vattenfasen detekterades doxycyklin och trimetoprim i de högsta halterna, medan fluorokinolonerna dominerade helt i slammet. Ciprofloxacin, norfloxacin samt ofloxacin uppmättes i halter om 0,47 – 4,76,
0,13 – 4,29 samt 0 – 2,02 mikrog/g torrsubstans. I fiskproverna kunde endast ciprofloxacin detekteras i
mycket små mängder (0,007 – 0,0085 mikrog/g våtvikt) och i sedimentproverna kunde ingen av substanserna detekteras. Slutsatser som drogs i denna studie var att undersökningen hade givit en gynnsammare
bild än väntat av antimikrobiella substansers spridning i miljön. Fluorokinolonerna identifierades som potentiella problemsubstanser i slam. Halterna av antibiotika i avloppsvatten från sjukhus ansågs vara så höga
att det kan medföra risk för ett selektionstryck som gynnar antibiotikaresistenta bakteriestammar. Slutligen
rekommenderar författarna mätningar i slam och recipientvatten eller utgående avloppsvatten för att kunna
övervaka halterna av antibiotika i miljön. Dessutom rekommenderades teoretiska beräkningar av halterna
av antibiotika i miljön.
Förutom ovan nämnda mätningar finns uppmätta halter av ett antal läkemedelssubstanser från Ryaverket i
Göteborg (se 3.2.2.3).
37
Dricksvatten
I en Italiensk studie mättes halterna av 16 läkemedelssubstanser, inklusive 4 veterinärläkemedel i dricksvatten (Zuccato et al., 2000). Man kunde endast detektera 3 substanser (klofibrinsyra, tylosin och diazepam) i
högsta halter om 0,0053, 0,0017 respektive 0,0235 mikrog/L. Den högre siffran för diazepam trodde man
kunde bero på någon punktkälla eftersom halten var högre än i flodvatten.
I en tysk studie mättes halterna av 69 läkemedelssubstanser i dricksvatten (Ternes, 2001). Endast 10 av
dessa kunde påvisas över detektionsgränsen (diklofenak, ibuprofen, fenazon, klofibrinsyra, fenofibrinsyra,
bezafibrat, jopamidol, amidotrizoat, jopromid, karbamazepin). De högsta halterna uppmättes för klofibrinsyra och röntgenkontrastmedel (jopamidol, jopromid) med maximala koncentrationer om 0,07 - 0,09 mikrog/L. De maximalt uppmätta halterna för övriga läkemedelssubstanser låg i intervallet 0,003 - 0,05 mikrog/L. Det bör även nämnas att halter över detektionsgränsen ej uppmättes i samtliga prover, utan endast i
färre än hälften av fallen. I Webb et al. (2003) jämförs dessa rapporterade koncentrationer av läkemedel i
dricksvatten med de läkemedelsdoser som ges till människa vid terapeutisk behandling. Säkerhetsmarginalerna för indirekt daglig exponering via dricksvatten och daglig terapeutisk dos var minst tusenfaldig och
ofta mycket större. Författarna drar slutsatsen att det inte finns någon anledning att oroa sig över indirekt
exponering för dessa läkemedel via dricksvatten.
3.2.2.5
Predikterade halter i relation till uppmätta halter
En italiensk forskargrupp valde ut ett antal läkemedel med det högsta teoretiska trycket på miljön (baserat
på försäljningssiffror av aktiv substans korrigerat för metabolism och exkretionsprocent av modersubstans)
och mätte dessa läkemedel i ytvatten från de italienska floderna Po och Lambro vid olika tillfällen (Zuccato
et al., 2000 och Calamari et al., 2003). Intressant att notera är att atenolol, ciprofloxacin, klaritromycin,
erytromycin, furosemid, hydroklorotiazid och spiramycin uppmättes i halter högre än 0,01 mikrog/L, vilket
är EMEA:s riktvärde för utförligare ekotoxikologiska tester och miljöriskbedömning.
I ytterligare en artikel från samma italienska forskargrupp räknades ”worst case” PEC-värden (baserade på
2001 års försäljning av läkemedel i Italien) enligt EMEA:s riktlinjer fram (Castiglioni et al., 2004). Dessutom beräknades förfinade PEC-värden genom att ta hänsyn till metabolism i människa och nedbrytning av
substanserna i miljön. Vid korrigering för metabolism reducerades PEC-värdena väsentligt, men vid korrigering för halveringstider i miljön reducerades inte PEC-värdena i någon stor utsträckning. Detta trodde
man kunde bero på att substanserna inte var lättnedbrytbara. Tillgången på halveringstider för de undersökta substanserna varierade dock och värden från olika typer av nedbrytningstester användes. De förfinade
PEC-värdena gav bra uppskattningar av uppmätta halter (MEC) i 40 % av fallen (ciprofloxacin, erytromycin, ibuprofen, linkomycin, salbutamol, spiramycin) men överskattade halterna 10 till 100 gånger i 60 % av
fallen (atenolol, bezafibrat, ceftriaxon, klaritromycin, enalapril, furosemid, hydroklorotiazid, ranitidin). Det
kan även noteras att amoxicillin och omeprazol ej var detekterbara trots uppskattade PEC-värden på ca 2
och 0,01 mikrog/L för respektive substans. Utöver dessa uträkningar gjordes beräkningar enligt klassisk
massbalans (dvs. hänsyn tagen till den årliga förbrukningen per antal invånare anslutna till respektive reningsverk dividerat med det årliga vattenflödet). Dessa PEC-värden var lägre än de PEC-värden som beräknats enligt EMEA:s riktlinjer och uppskattade således MEC-värdena bättre. Författarna hävdar dock att
massbalansuträkningarna i en del fall underskattade MEC-värdena och att anledningen till detta kunde vara
en underskattning av försålda mängder. Författarna drar slutsatsen att om det går att förbättra PECuträkningarna skulle PEC-värden kunna vara tillförlitliga indikatorer på förekomst och koncentrationer av
läkemedel i miljön. En förutsättning för detta är tillgång till relevanta data på substansernas metabolism och
utsöndring i människa, nedbrytning i miljön och säkrare försäljningsdata.
3.2.2.6
Ekotoxiska effekter av läkemedel - Laboratoriedata
Utöver de nedan omnämnda studierna finns en rad artiklar som ger specifika ekotoxikologiska data för ett
antal läkemedelssubstanser. I bilaga 7 återfinns en sammanställning av uppgifter funna i litteraturen. Denna
sammanställning är ej komplett utan fokus ligger på data för de utvalda aktiva substanserna (se 3.5).
38
I en studie undersöktes tio läkemedelsubstanser, valda från uppgifter om mest förskrivna läkemedel i England (ibuprofen, paracetamol, acetylsalicylsyra, amoxicillin, bendroflumetiazid, furosemid, atenolol, diazepam, digoxin och amlodipin). Akut- och långtidseffekter på det sötvattenslevande nässeldjuret Hydra vulgaris studerades (Pascoe et al., 2003). Inga akuta effekter sågs vid halter upp till 10 millig/L. Vid kroniska
koncentrationer på 10 mikrog/L orsakade däremot diazepam, digoxin och amlodipin inhiberad polypregeneration (hämmad återutväxt av avskurna utskott).
Toxiska effekter på akvatiska och sedimentlevande organismer orsakade av fluoxetin, en selektiv serotoninåterupptagshämmare (SSRI), sammanfattades nyligen i en artikel av Brooks et al. (2003). Akuta effekter
sågs vid koncentrationer på ca 14 mikrog/L för algtillväxt, 0,2 millig/L för kräftdjur, 0,7 millig/L för fisk
och 1 millig/kg för tillväxt av sedimentlevande organismer. Effekter på reproduktion hos kräftdjur sågs vid
100 mikrog/L, medan reproduktion i sedimentlevande organismer ej var reducerad. Den känsligaste effekten var inte heller för fluoxetin akutdöd utan påverkan på plasmaöstradiolnivåer i honfisk samt onormal
utveckling av fiskembryon. Dessa effekter uppträdde vid 0,1 mikrog/L, vilken var den lägsta undersökta
exponeringsnivån. Man har även undersökt påverkan av en blandning av fluoxetin, ibuprofen och ciprofloxacin i olika koncentrationer på experimentella ekosystem innehållande ett flertal olika arter. Några av
de observerade effekterna (fiskdöd, minskad artdiversitet, förändrad artsammansättning) verkar vara svårtolkade och inte i varje fall entydigt relaterade till de enskilda läkemedelssubstanserna. Nyligen publicerades även en artikel där man undersökt toxiska effekter på en akvatisk växt av ett antal substanser (Brain et
al., 2004). Man kunde inte visa någon effekt av fluoxetin.
I en studie undersöktes ett antal β-blockerares (metoprolol, nadolol och propranolol) akuttoxiska effekter
på ett antal ryggradslösa djur (två kräftdjur och en sedimentlevande amfipod) samt en fiskart (Huggett et
al., 2002). Nadolol var ej toxisk för någon av de studerade organismerna. Propranolol var mest potent med
ett LC50 värde på 0,8 millig/L i Ceriodaphnia dubia, vilken var den känsligaste organismen. Motsvarande
siffra för metoprolol var 8,8 millig/L. I fisk var propranolol den enda substans som gav effekt vid de testade
koncentrationerna med ett LC50 värde på 24,3 millig/L. För propranolol studerades även långtidseffekter.
Den känsligaste invertebraten, Hyallella azteca, uppvisade minskad reproduktion vid 0,1 millig/L och Ceriodaphnia dubia vid 0,25 millig/L. Efter fyra veckors exponering av fisk för 5 mikrog/L propranolol observerades ett minskat antal producerade och kläckta ägg. Plasmaöstradiol- och testosteronnivåer var påverkade i hanfiskar efter två veckors exponering för 1 mikrog/L propranolol. I honfiskar var plasmaöstradiolnivåerna påverkade vid exponering för 100 mikrog/L. Vid jämförelser med uppmätta halter av propranolol kunde författaren konstatera att det föreligger risk för påverkan på fiskars reproduktion men att ytterligare forskning är nödvändig för att fullständigt karaktärisera risken.
I ytterligare en studie undersöktes akut- och långtidstoxicitet av karbamazepin, klofibrinsyra och diklofenak
på ett antal akvatiska arter från olika trofiska nivåer (Ferrari et al., 2003). I akuttoxicitetstesterna var diklofenak den mest potenta substansen med ett EC50-värde på 11,5 millig/L, med en bakterie (Vibrio fischeri)
som känsligaste art. Reproduktionsinhibering av kräftdjuret Ceriodaphnia dubia sågs för karbamazepin vid
halter av 100 mikrog/L. Övriga substanser gav effekter på reproduktion vid halter på ca 2 millig/L. Effekter
på tidiga livsstadier (kläckning, embryodöd) för zebrafisk redovisades också. Vid 10 dagars exponering
hade diklofenak effekter vid 8 millig/L, klofibrinsyra vid 140 millig/L samt karbamazepin vid 50 millig/L.
I en undersökning av tio vanliga läkemedelssubstansers (klofibrinsyra, karbamazepin, ibuprofen, diklofenak, naproxen, kaptopril, metformin, propranolol och metoprolol) akuttoxicitet för Daphnia magna, tillväxthämning av grönalgen Desmodesmus subspicatus samt långtidstoxicitet för den akvatiska växten Lemna minor framgick att de flesta substanser var för sig hade EC50-värden mellan 10 och 100 millig/L (Cleuvers, 2003). Endast diklofenak, propranolol och metoprolol hade lägre EC50-värden (5 – 8 millig/L). Lemna
var den känsligaste arten, antagligen eftersom testet på denna var ett långtidstest. I studien visades även att
toxiciteten av blandningar av klofibrinsyra + karbamazepin och diklofenak + ibuprofen var högre än för
substanserna enskilt.
En av de mest välkända läkemedelssubstanserna som har potential att orsaka skador i miljön är etinylöstradiol, ett syntetiskt östrogen och aktiv substans i p-piller. Det finns en lång rad artiklar som behandlar labo-
39
rativt påvisade hormonstörande effekter av både naturliga och syntetiska östrogener. Exempelvis leder en
etinylöstradiolhalt på 0,005 mikrog/L till försenad embryonalutveckling hos zebrafisk (Kime och Nash,
1999). Även extremt låga koncentrationer på 0,0001 mikrog/L har visats leda till påverkan på vitellogeninsyntesen i regnbågslax (Purdom et al, 1994).
Akvatisk akuttoxicitet och kronisk toxicitet för veterinärt använda antibiotika (metronidazol, olakvindox,
oxolinsyra, oxitetracyklin, streptomycin, sulfadiazin, tetracyklin, tiamulin och tylosin) undersöktes i
Daphnia magna (Wollenberger et al., 2000). Oxolinsyra var den mest potenta substansen med ett akut
EC50-värde på 4,6 millig/L. Övriga substansers akuta EC50-värden låg mellan 40 och 680 millig/L. I det
kroniska reproduktionstestet låg värdena generellt sett 10 gånger lägre. Den enda substans som pekas ut
som en potentiell miljörisk är oxolinsyra p.g.a. dess användning i fiskodlingar.
Det finns även studier gjorda på akvatiska högre växter. Brain et al. (2004) undersökte alldeles nyligen
effekterna på Lemna gibba (andmat) av 22 antimikrobiella substanser från olika klasser. Urvalet baserades
på förekomst i miljön samt bevisad eller misstänkt potential att orsaka kloroplast- eller plasmidtoxicitet.
Man studerade ett antal parametrar efter 7 dagars exponering och kunde konstatera att våtvikten och antal
blad var känsligast samt varierade mest. Resultaten visade att fluorokinoloner, sulfonamider och tetracykliner var mest toxiska för denna växt. De redovisade EC50-värdena för påverkan på våtvikt var för lomefloxacin 97 mikrog/L, sulfametoxazol 81 mikrog/L och klortetracyklin 219 mikrog/L. Dessa koncentrationer
ligger 10 till 100 gånger högre än de i naturen uppmätta koncentrationerna. Författarna anser dock att påverkan på miljön vid låga koncentrationer är möjlig eftersom EC25- och EC10-värdena ligger i närheten av
uppmätta koncentrationer och det finns uppgifter på att påverkan på > 20 % i akvatiska växter är ekologiskt
relevant.
Ett annan antimikrobiell substans, flumekin, har visats kunna inducera tillväxt (50 mikrog/L) av det akvatiska ogräset Lythrum salicaria (Migliore et al., 2000). Författarna föreslår att detta skulle kunna utnyttjas
genom att använda Lythrum salicaria som indikatororganism vid biomonitorering. Man går till och med ett
steg längre genom att föreslå den som ett slags saneringsmedel pga. dess höga upptag av flumekin.
3.2.2.7
Miljöfarlighetsbedömningar och miljöriskbedömningar
Det har även publicerats kompletta miljöriskbedömningar på humana och veterinärmedicinska läkemedel. I
Danmark och England har riskkvoter för ett flertal läkemedel tagits fram genom att kombinera information
om försålda mängder med existerande eller modellerade data för ekotoxicitet (Stuer-Lauridsen et al., 2000,
Jones et al., 2002). I dessa studier gjordes miljöriskbedömningar enligt ”worst case” antaganden för de 25
vanligaste substanserna i respektive land. I den danska studien användes enbart allmänt tillgängliga publicerade ekotoxikologiska data vilket fick till följd att endast sex substanser (paracetamol, acetylsalicylsyra,
östrogen, ibuprofen, diazepam, digoxin) kunde miljöriskbedömas. Riskkvoter över 1 erhölls för acetylsalicylsyra, paracetamol och ibuprofen. I den engelska studien kunde 11 substanser (paracetamol, ibuprofen, amoxicillin, mesalazin, järnsulfat, cimetidin, naproxen, oxitetracyklin, erytromycin, acetylsalicylsyra,
kininsulfat) miljöriskbedömas utifrån experimentella data. För 12 substanser (metformin, natriumvalproat,
sulfasalazin, karbamazepin, atenolol, diklofenak, fenoximetylpenicillin, allopurinol, diltiazem, gliklazid,
mebeverin, mefenamsyra) använde man sig av ekotoxicitetsdata framräknade med programmet ECOSAR.
Riskkvoter över 1 redovisades för amoxicillin, paracetamol, oxitetracyklin och mefenamsyra. Övriga substanser ansågs ej utgöra någon miljörisk.
I ytterligare en brittisk studie baserad på användning av läkemedel och tillgängliga ekotoxikologiska data
gjordes akvatiska riskbedömningar för 67 substanser (Webb, 2001). Enligt ”worst case” antaganden (som i
det här fallet ej innefattade utspädning i ytvatten) och akuttoxicitetsdata fick paracetamol, acetylsalicylsyra,
dextropropoxifen, fluoxetin, oxitetracyklin, propranolol, amitriptylin och tioridazin PEC/PNEC kvoter
över 1. För dessa substanser gjordes en förfinad bedömning med avseende på exponeringen. Genom att
lägga till utspädningsfaktorn 10 kunde riskerna med acetylsalicylsyra, dextropropoxifen, propranolol, amitriptylin och tioridazin avfärdas. Risken med paracetamol kunde avfärdas p.g.a. uppgifter om hög eliminering i aktivt slam i reningsprocesser. Fluoxetin predikterades vara lättnedbrytbar och snabbt elimineras i
40
reningsprocesser och tillsammans med utspädningsfaktorn skulle det innebära en PEC/PNEC kvot på 0,12
och alltså ingen akvatisk miljörisk. Här måste man emellertid vara uppmärksam på att denna kvot ej är
baserad på faktiska nedbrytningsdata utan endast på predikterade värden. Endast oxitetracyklin kvarstod på
en PEC/PNEC kvot högre än 1.
Trots att etinylöstradiol ej fick en riskkvot > 1 i den initiala beräkningen förs ett vidare resonemang kring
denna substans eftersom den är ett könshormon. Kroniska reproduktionsdata med en säkerhetsfaktor 10 gav
ett PNEC-värde på 0,0001 mikrog/L. När hänsyn togs till eliminering i reningsverk och utspädning i ytvatten beräknades att PEC-värdet borde ligga mellan < 0,00002 och < 0,0001 mikrog/L, vilket ej skulle innebära någon akvatisk miljörisk. Endast under förhållanden med lägre utspädningsgrader skulle kvoten bli >1.
I samma studie gjordes även miljöriskbedömningar för 13 substanser baserade på faktiska uppmätta halter
(litteraturdata mestadels från Tyskland). Riskkvoten MEC/PNEC understeg 1 med stor marginal för alla
substanser. Här återfanns även acetylsalicylsyra, dextropropoxifen, oxitetracyklin och propranolol, vilka i
den initiala beräkningen hade PEC/PNEC kvoter > 1.
I en Europeisk monitoreringsstudie fann man att riskkvoter uträknade med PEC-värden överensstämde med
MEC/PNEC kvoter, vilket visar att användning av PEC-värden i miljöriskbedömningar är försvarbart (Ferrari et al., 2003). (Se även ovanstående avsnitt om predikterade halter i relation till uppmätta halter). I den
rapporten fick karbamazepin en riskkvot > 1. Diklofenak och klofibrinsyra bedömdes ej utgöra någon akvatisk miljörisk.
I en annan publikation miljöriskbedömdes tre olika antibiotika som används vid urinvägsinfektioner (ciprofloxacin, trimetoprim och macillinam) (Halling-Sørensen et al., 2000). Av dessa befanns endast ciprofloxacin utgöra en risk för akvatisk miljö.
I en artikel studerades propanolols påverkan på ryggradslösa djur och en fiskart (Huggett et al., 2002). Vid
jämförelser med i miljön uppmätta halter av propranolol med de koncentrationer som gav effekt på antal
lagda och kläckta ägg, samt plasmasteroidnivåer kunde författaren konstatera att det föreligger risk för
påverkan på fiskars reproduktion.
Ett antal veterinärmedicinska läkemedel valdes ut för miljöfarlighetsbedömning utifrån hög potential för
utsläpp till miljön och användning i stora mängder (Boxall et al., 2003). Bland dessa återfanns ett antal
antimikrobiella substanser (tetracykliner, sulfadiazin, trimetoprim, amoxicillin, tylosin, dihydrostreptomycin, neomycin, apramycin) och diazinon. Tillräckligt underlag för miljöfarlighetsbedömning fanns endast för tio substanser, vilka pekades ut som högst prioriterade för miljöriskbedömning (oxitetracyclin,
klortetracyclin, tetracyklin, sulfadiazin, amoxicillin, diazinon, tylosin, dihydrostreptomycin, cypermetrin,
och sarafloxacin). Ytterligare 45 substanser som saknade tillräckliga data för miljöfarlighetsbedömning
pekades ut som högprioriterade för miljöriskbedömning.
I en nyligen publicerad artikel (Boxall et al., 2004) ges en sammanställning och omfattande tabeller innehållande uppmätta halter av veterinärmedicinska substanser i olika miljöer (gödsel, jord, ytvatten, grundvatten, sediment) samt toxiska effekter på olika vatten- och marklevande organismer. Befintliga studier har i
huvudsak fokuserat på endo- och ektoantiparasitära substanser, substanser som används i fiskodlingar samt
antibiotika. Trots ganska omfattande data för dessa substanser anses kunskapen ej vara tillräckligt stor för
att fullständigt karaktärisera risk för miljöpåverkan orsakad av veterinärmedicinska produkter.
3.2.2.8
Observerade faktiska effekter i miljön
År 2003 gav Kungliga Skogs- och Lantbruksakademien ut en skrift med titeln ”Feminisering av Moder
natur? Östrogener i naturen och i livsmedel”. Den redovisar en konferens som hölls i samarbete med Apotekarsocieteten. Konferensen besöktes av de främsta svenska företrädarna inom forskningen på hormonstörande ämnen. I tidsskriften står att läsa att olika former av feminisering kan ske vid exponering för så
kallade xenoöstrogener (substanser med effekter liknande det kvinnliga könshormonet östrogen). Dessutom
kan avmaskulinisering ske vid exponering för antiandrogena ämnen. Bland substanser som räknas som
hormonstörande finner vi en lång rad olika ämnen: miljöföroreningar och bekämpningsmedel (DDT, PCB,
41
metoxiklor, vinklozin, lindan), industrikemikalier (alkylfenoler, ftalater, bisfenol A), metaller (bly, kadmium), naturliga ämnen från växtriket (fytoöstrogener), samt läkemedel (etinylöstradiol). De hormonstörande
effekter man har sett i naturen och i laboratorieförsök är exempelvis: dubbelkönade fiskar (orsakade av
östrogener och östrogenlika substanser i utgående avloppsvatten); onormal utveckling av reptilers könsorgan (orsakad av DDT -utsläpp); onormalt reproduktionsbeteende, onormala könsorgan och embryodödlighet hos fiskätande fåglar; äggskalsförtunning hos toppkonsumenter som havsörn; låg fertilitet och hög abortfrekvens hos marina däggdjur (förmodas bero på hög belastning av hormonstörande organiska miljögifter). Man har även sett minskad fertilitet hos får och nötkreatur som utfodrats med fytoöstrogeninnehållande foder. Det går att påvisa östrogenaktivitet i svenskt kommunalt avloppsvatten och substanser som nonylfenol, naturliga östrogener samt etinylöstradiol har även uppmätts i svenskt avloppsvatten. Skriften innehåller också diskussioner om fytoöstrogener i djurfoder och livsmedel.
Ett antal luckor i kunskapen om hormonstörande effekter identifieras i skriften. Till exempel ställs frågan
om vad långtidsexponering för låga koncentrationer av kemikalier betyder. Vidare saknas kunskap om
samverkan mellan olika kemikalier och hur populationer på lång sikt kan påverkas av exponering för hormonstörande substanser. I skriften nämns även att ett fyraårigt forskningsprogram inom EU:s femte ramprogram med syfte att belysa hormonstörande effekter påbörjades 2003. Tio medlemsländer deltar (däribland Sverige) och man skall bland annat studera interaktionseffekter, lågdoseffekter samt utveckla nya
metoder för att titta på reproduktionsstörning.
Vitellogenininduktion i hanfisk/juvenila fiskar nedströms reningsverk har påvisats i flera studier i olika
länder, inklusive Sverige (Larsson et al., 1999). Dubbelkönade fiskar har visats vara mycket vanligt nedströms kommunala reningsverk i Storbritannien. Även förändringar av könsgångarna och förändrade endogena steroidnivåer har observerats, liksom tillbakabildning av äggstocksblåsor i honfisk (Jobling et al.,
2002a). Liknande effekter kan induceras av östrogener, inklusive etinylöstradiol (Länge et al., 2001). Man
har även observerat nedsatt reproduktionsförmåga hos mörtar nedströms reningsverk (Jobling et al.,
2002b). Sannolikt kan dessa effekter påverka artsammansättningen lokalt. Det är emellertid svårt att påvisa
om förekomsten av en specifik substans i avloppsvattnet leder till specifika effekter på populations- eller
ekosystemnivå. Det är också svårt att särskilja effekter orsakade av syntetiska östrogener i läkemedel, naturligt utsöndrade östrogener samt övriga miljögifter med östrogen verkan.
Användningen av läkemedel pekades nyligen ut som en orsak till nedgången av gampopulationen i Pakistan (Oaks et al., 2004). Obduktion av funna döda gamar pekade på akut njursvikt och misstankarna föll
på diklofenakexponering via födan som huvudsakligen består av döda kor. Livdjur i Pakistan och Indien
behandlas frekvent med diklofenak och när de dör av sjukdom eller skador lämnas de till asätarna. Misstankarna kunde bekräftas genom försök där diklofenakhalten i behandlade kor analyserades och i försök där
gamar utfodrades med motsvarande halter diklofenak. Det måste dock påpekas att detta representerar ett
specialfall där kombinationen av en ovanlig läkemedelsbehandling och bristande rutiner för att ta hand om
kadaver samverkade och ledde till påverkan på gampopulationen på ett olyckligt sätt.
Ivermektin, en antiparasitär veterinärmedicinsk substans, har uppmärksammats p.g.a. sina effekter på ickeparasitära dynglevande insekter (se 3.5.4.3). Vid normal användning anses dock inte ivermektinanvändning
vara ett miljöproblem eftersom det är små lokaler som påverkas (Bloom och Matheson, 1993).
3.3
Flöden och volymer
3.3.1
Flöden och spridningsvägar till miljön
Läkemedelsflödet kan beskrivas i ett antal steg, där de olika spridningsvägarna har betydelse för bedömning av läkemedelsanvändningens potentiella miljörisker. Nedanstående bild (figur 3.1) visar de viktigaste
vägarna för human- respektive veterinärmedicinska läkemedel.
42
Figur 3.1. Schematisk bild av läkemedelsflödet i samhället, uppdelat i human- och veterinärmedicinska läkemedel.
Av sålda humanläkemedel går ca 90 % till hushåll och 10 % till vårdinrättningar (Apoteket AB, 2002). Den
dominerande spridningen sker genom att substanserna eller deras nedbrytningsprodukter utsöndras med
urin eller fekalier och via avloppssystem och reningsverk når ut i vattendragen (s.k. diffus spridning). Vid
stora punktkällor t.ex. sjukhus kan lokala höga koncentrationer uppnås. Läkemedelsrester kan även nå
markmiljön via spridning av slam från reningsverk. I dagsläget rekommenderas dock ej spridning av slam
på åkermark avsedd för livsmedel- eller foderproduktion av skäl som höga metallhalter, oklart innehåll av
kemikalier samt innehåll av salmonellasmitta (Jan Eksvärd, Lantbrukarnas Riksförbund (LRF), personlig
kommunikation). LRF gör dock två undantag från rekommendationen. Hygieniserat slam kan användas på
energiskog och slam från reningsverk som är certifierade enligt RevaQ (www.revaq.se) får spridas till
livsmedelsgrödor med ett års väntetid.
En viktig skillnad mellan humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel, framför allt sådana som är
avsedda för livsmedelsproducerande djur, är att de senare kan påverka små lokala ekosystem i större omfattning i och med att djuren hålls i stora grupper. Veterinärmedicinska läkemedel hamnar efter passage
genom djurkroppen direkt på betesmark alternativt på åkermark, eventuellt efter passage genom gödselhanteringsanläggning, och binds i markpartiklar eller rinner av till ytvatten eller grundvatten. För veterinärmedicinska läkemedel som ges via foder eller sprayas/hälls direkt på djuren finns även risken för spill direkt
till miljön. Det finns även ett litet flöde av veterinärmedicinska läkemedel i form av antibiotika inblandat i
fiskfoder som administreras direkt till vattenmiljön. Det är dock inget stort miljöproblem i Sverige eftersom
fiskodlingsbranschen är liten och förbrukningen bara uppgår till ca 1 – 2 g antibiotika/ton odlad fisk.
För överblivna läkemedel finns rutiner för kassation. Apoteken tar emot alla utgångna och överblivna läkemedel från allmänheten (öppenvården). Överblivna läkemedel, som inte återlämnas till apoteket, hamnar
antingen i avloppet eller bland hushållssoporna. Inom slutenvården innebär rutinerna i regel att de överblivna läkemedlen återlämnas till apoteket. Detsamma gäller för veterinärmottagningar.
43
Det finns inga uppgifter på hur stor den totala mängden överblivna läkemedel är. Undersökningar som
gjorts av Apoteket AB i egen regi, eller med hjälp av undersökningsföretag (SIFO, 2004) visar dock att
minst 90 % av sålda läkemedel också används (Gunnarsson, personlig kommunikation). Apoteken skickar
alla överblivna läkemedel till godkända förbränningsanläggningar. För närvarande bränns ca 900 ton insamlat läkemedelsavfall, inklusive förpackningar, per år.
En studie över återlämnade läkemedel genomfördes i Skåne på samtliga ca 100 apotek under två veckor år
1999. Alla återlämnade läkemedel registrerades och den kvarvarande mängden läkemedel i förpackningarna uppskattades. Studien visade att drygt 4 % av de läkemedel som sålts (räknat som DDD) lämnades tillbaka till apoteket. Denna uppgift stämmer bra överens med andra undersökningar som gjorts under 90-talet.
Av de inlämnade förpackningarna kommer ca 96 % från öppenvården, ca 4 % från slutenvård och ca 0,2 %
från veterinärmedicinen. Skåneregionen omfattar ungefär 1/8 av Sveriges befolkning.
Vid förbränningen försvinner den biologiska aktiviteten hos läkemedelssubstansen och därmed den potentiella risken för miljöpåverkan. Askans sammansättning påverkas sannolikt inte. Risken för miljöpåverkan är
istället knuten till de substanser som hamnar i avloppet och i deponerade hushållssopor och den vidare
spridningen från dessa källor.
Viktiga förlopp i flödet är hur nedbrytningen ser ut i reningsverk och olika recipienter. Den tekniska standarden på avloppsrening varierar i landet. I alla tätt befolkade områden passerar dock den helt dominerande
delen av avloppet trestegsreningsverk av modern typ. Utsläpp av avloppsvatten med lägre reningsgrad tilllåts från enskilda hushåll eller mindre samhällen.
Den största skillnaden mellan spridningen i miljön av human- respektive veterinärmedicinska läkemedel
bedöms vara att de senare många gånger går direkt till recipienten utan att först passera någon rening.
3.3.2
Volymer
Den svenska läkemedelsarsenalen innehåller ca 1 200 olika aktiva substanser och ca 1 300 hjälpämnen.
Dessa substanser och hjälpämnen ingår i ca 7 600 olika produkter, varav ca 7 200 är humanläkemedel och
ca 400 är veterinärmedicinska läkemedel.
Någon sammanställning av massflöden (volymer) av läkemedel görs inte idag. De marknadsuppföljningar
som görs exempelvis av Läkemedelsstatistik (LS) är inriktade på värdet och antalet av de sålda produkterna.
För de flesta läkemedel finns en dygnsdos definierad (DDD). Denna dos är den uppskattade genomsnittliga
tillförda dosen per dygn vid användning för läkemedlets huvudindikation och används vid epidemiologiska
studier (WHO, 2002). Läkemedel inom vissa grupper såsom hudläkemedel, infusionsvätskor och veterinärmedicinska läkemedel kan sakna DDD.
Detta mått är skapat för att jämföra läkemedelsbehandling av människor. Antalet försålda DDD kan ge en
antydan om läkemedlets potential för miljöpåverkan.
I bilaga 8 finns försäljningsstatistik för dygnsdoser för de hundra mest sålda aktiva substanserna år 2002. I
bilaga 9 finns försäljningsstatistik för antal förpackningar för de hundra mest sålda aktiva substanserna i
veterinärmedicinska läkemedel år 2002.
Från Hälso- och sjukvårdsstatistisk årsbok 2002 kan trenderna för försäljningen av huvudgrupperna som
DDD (Defined Daily Dose) utläsas. Utvecklingen när det gäller den totala förbrukningen av alla grupper
redovisas i figur 3.2.
44
4500
4000
Miljoner DDD/år
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
1980
1985
1990
1996
2001
År
Hjärta, kretslopp
Urin, könsorg
Centr. Nervsyst.
Blod, blodbildande
Infektion
Andning
Hud
Rörelseapp.
Ögon öron
Figur 3.2. Historik: Läkemedel, miljoner DDD
Jämfört med år 1980 har försäljningen av läkemedel ökat med 95 % räknat som antal DDD. Den största
ökningen ägde rum under 90-talet, därefter kan man se en avmattning i ökningstakten. Samma tendens
gäller, med vissa variationer, för i stort sett alla huvudgrupper.
Vad gäller grupperna "Hud" samt "Ögon/öron" är sannolikt antal DDD överskattat då dessa grupper redovisats som DDD trots att det i många fall inte är möjligt.
I figur 3.3 redovisas förbrukningen av aktiv substans uttryckt som DDD fördelat per ATC-huvudgrupp.
Uppgift om antal DDD kommer från Apoteket AB:s register. I figuren framgår fördelningen mellan förbrukningen i öppenvård samt slutenvård. Som framgår är antalet givna doser högre i öppenvården än i slutenvården för alla huvudgrupper bortsett från ATC-gruppen V (Övrigt). Mängden per dos av ett läkemedel
skiljer mellan olika läkemedel. Någon direkt korrelation finns därför inte mellan summan av DDD för flera
läkemedel och mängden aktiv substans i kg. Observera att grupperna D (Hud) samt S (Ögon/öron) sannolikt även här är överskattade vad gäller antal DDD.
10 000 000
Öppenvård
Slutenvård
1 000 000
1000 DDD/år
100 000
10 000
1 000
100
10
1
A
B
C
D
G
H
J
L
M
N
P
R
S
V
ATC grupp
Figur 3.3. Förbrukning av aktiva läkemedelssubstanser per ATC grupp i DDD (humanläkemedel)
Registren som förs hos Apoteket AB och Läkemedelsverket kombinerades för att försöka beräkna flödena i
kg, se kapitel 7.
45
3.4
Miljödata från industrin
Miljödata från industrin efterfrågades för samtliga aktiva läkemedelssubstanser som är godkända i Sverige.
Data som efterfrågades avsåg toxicitet, nedbrytbarhet och bioackumulerbarhet samt kemisk-fysikaliska data
och företagen uppmanades redovisa med vilken metod uppgifterna hade tagits fram (se bilaga 4). Avsikten
var dels att få underlag för miljöfarlighetsbedömning och miljöriskbedömning av utvalda substanser, dels
utvärdera om ytterligare substanser hade miljödata som tyder på behov av miljöriskbedömning. Statistik
över inkomna data redovisas i bilaga 10 .
Humanmedicinska läkemedel
Totalt rapporterades uppgifter för 1 106 aktiva substanser av 42 läkemedelsföretag. Av de inrapporterade
substanserna hade 26 % uppgifter om bionedbrytningshastigheter. Drygt hälften av värdena (133 av 288)
rapporterades i enlighet med FDA:s eller OECD:s riktlinjer. Av de aktiva substanserna hade 19 % någon
typ av inrapporterade data om toxicitet för olika alger och 34 % hade någon typ av data om dess toxicitet
för Daphnia. MIC-värden (microorganism inhibition) presenterades för 4,5 % av de aktiva substanserna
och 8 % av substanserna hade någon ytterligare information t.ex. toxicitetsdata för daggmaskar, toxicitetsklassificering osv. En del utförlig information som varit svår att klassificera hamnade i denna grupp.
Veterinärmedicinska läkemedel
Det inkom också data för 54 aktiva substanser för veterinärt bruk från 3 läkemedelsföretag. Tre av de inrapporterade substanserna hade uppgifter om bionedbrytning. Tre av de aktiva substanserna hade någon typ
av inrapporterade data om toxicitet för olika alger, varav ett är ett rapporterat värde från litteratur. Fem av
de aktiva substanserna hade någon typ av data om toxicitet för Daphnia. Tre av substanserna hade någon
typ av data om toxicitet för fisk. Inga MIC-värden presenterades för de aktiva substanserna och tre av substanserna hade någon ytterligare information om toxicitetsdata för olika växtsorter och toxicitetsklassificering.
3.5
Urval av aktiva substanser
Som ett första steg i urvalet av relevanta aktiva läkemedelssubstanser att närmare studera ur miljösynpunkt
gjordes en sammanställning av aktiva substanser med dokumenterad förekomst i miljön (bilaga 6, tabell A).
Data avseende förekomst av aktiva substanser i miljön sammanställdes från studier av översiktsartiklar,
böcker, konferensdokumentation och utredningar från andra länder. I viss begränsad omfattning gjordes
kompletteringar med data ur originalartiklar i vetenskapliga tidskrifter, vilket innebär att tabellen inte är
komplett utan får ses som en exempelsamling.
Ett fortsatt urval gjordes sedan utifrån försäljningsstatistik inom Sverige, uppdelat i human- och veterinärmedicinska läkemedel. Som mått på humanläkemedelsanvändning användes försäljningsstatistik för
dygnsdoser för de hundra mest sålda aktiva substanserna år 2002, se bilaga 8 . För veterinärmedicinska
läkemedel användes försäljningsstatistik för antal förpackningar för de hundra mest sålda aktiva substanserna i veterinärmedicinska läkemedel år 2002, se bilaga 9. Inga licenspreparat (läkemedel som inte godkänts generellt för försäljning men som efter särskilt tillstånd av Läkemedelsverket får förskrivas till enskild patient) har försålts i så stor mängd att de finns med i denna statistik.
De aktiva substanser som både detekterats i miljön och återfanns bland de 100 mest sålda substanserna på
någon av försäljningslistorna valdes ut för miljöriskbedömning. I några fall valdes aktiva substanser av
andra skäl. I tabell 3.1 framgår vilka trettio substanser som slutligen valdes och skälen till detta. Tre av de
utvalda substanserna, albendazol, ivermektin och tylosin används enbart inom veterinärmedicinen varför
miljöriskbedömning enligt förslaget till riktlinje för humanmedicinska läkemedel ej blir aktuellt för dessa.
Se sammanfattning av veterinärmedicinska problemområden i avsnitt 3.5.
46
Tabell 3.1. Prioritering av 30 aktiva substanser för miljöriskbedömning. Samtliga aktiva substanser har detekterats i miljön och urval skedde utifrån hög försäljningsvolym eller annan orsak som anges för respektive aktiv
substans.
ATC-kod
(FASS, 2003)
Prioriterad
Skäl för
urval
Acetylsalicylsyra
N02BA01,
QN02BA01,
QC09AA02, B01AC06
Nej
På försäljningslistan (human)
men låg ekotoxicitet och Kow,
lätt nedbrytbar
Albendazol
QP52AC11
Ja
Atenolol
Betaxolol
C07AB03
S01ED02, C07AB05
Ja
Nej
Eventuella insekticida effekter i
gödsel på betesmark (Naturvårdsverket, 1996)
På försäljningslistan (human)
Ej med på försäljningslista
Bezafibrat
Bisoprolol
Bleomycin
Cimetidin
Ciprofloxacin
Cyklofosfamid
C10AB02
C07AB07
L01DC01
A02BA01
S01AX13
L01AA01
Nej
Nej
Nej
Nej
Nej
Ja
Dextropropoxifen
Diazepam
Digoxin
N02AC54, N02AC04,
M03BB53
N05BA01
C01AA05
Ja
Ja
Nej
Diklofenak
Diltiazem
Enalapril
Erytromycin
Etinylöstradiol
M01AB55, M01AB05
C08DB
C09AA02, QC09AA02
J01FA01
G03CA01
Ja
Nej
Ja
Nej
Ja
Fenazon
N02AC54
Nej
På försäljningslistan (human)
På försäljningslistan (human)
men låg ekotoxicitet, låg Kow
På försäljningslistan (human)
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
Ej med på försäljningslista
Beskrivna effekter på fisk
(Larsson, 2003)
Ej med på försäljningslista
Fenoterol
R03AC04
Nej
Ej med på försäljningslista
Fluoxetin
Furosemid
Gemfibrozil
Hydroklortiazid
Nej
Ja
Nej
Ja
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
Ibuprofen
N06AB03
C03CA01
C10AB04
C09AA06, C03EA01,
C09DA06, C09DA04,
C09DA01, C03AA03,
C09BA08, C09BA09,
C09BA02, C09BA05,
C09BA03
M01AE01, M01AE51
Ja
På försäljningslistan (human)
Ifosfamid
L01AA06
Ja
Indometacin
M01AB01
Nej
Cytostatika utpekade som potentiell miljörisk
(Kemikalieinspektionen, 2003)
Ej med på försäljningslista
Ivermektin
QP54AA01
Ja
Jomeprol
V08AB10
Nej
Substans
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Cytostatika utpekade som potentiell miljörisk (Kemikalieinspektionen, 2003)
På försäljningslistan (human)
Insekticida effekter i gödsel på
betesmark
(Naturvårdsverket, 1996)
Ej med på försäljningslista
47
Användning
Smärtstillande, inflammationshämmande, mot
blodpropp
Maskmedel
Blodtryckssänkande
Mot grön starr, blodtryckssänkande.
Blodfettsänkande
Blodtryckssänkande
Cellgift
Mot magsår
Mot bakterieinfektion
Cellgift
Smärtstillande
Lugnande
Hjärtstimulerande
Smärtstillande
Blodtryckssänkande
Blodtryckssänkande
Mot bakterieinfektion
Könshormon
Smärtstillande, inflammationshämmande
Mot astma (luftvägsvidgande)
Mot depression
Blodtryckssänkande
Blodfettsänkande
Blodtryckssänkande
Smärtstillande, inflammationshämmande
Cellgift
Inflammationshämmande
Mot parasiter
Kontrastmedel
ATC-kod
(FASS, 2003)
Prioriterad
Skäl för
urval
Nej
Nej
Nej
Ja
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
Nej
Nej
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Nej
Nej
Koffein
Metformin
Metoprolol
Naproxen
V08AB04
V08AB05
N03AF01
M01AE03, M02AA10,
QM01AE03
J01FA09
S01AA01, J01BA01,
QS01AA01
S01AA02
M01AE51, N02AA59,
R05DA04, N02AG01,
N02CA72
A10BA02
C07FB02, C07AB02
M01AE02
Nej
Ja
Ja
Ja
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
men förekommer naturligt
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
På försäljningslistan (human)
På försäljningslistan (human)
Noretisteron
G03AC01, G03DC02
Ja
På försäljningslistan (human)
Norfloxacin
Oxazepam
Oxitetracyklin
Nej
Ja
Ja
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
Utpekad som potentiell miljörisk
(Webb, 2001)
Mot bakterieinfektion
Lugnande
Mot bakterieinfektion
Paracetamol
J01MA06
N05BA04
J01AA06, S03CA04,
D06AA03,
QG51AA01,
QJ01AA06
N02BE01
Ja
På försäljningslistan (human)
Propranolol
Ranitidin
Roxitromycin
Salbutamol
C07AA05
A02BA02
J01FA01
R03CA02, R03AK04
Nej
Ja
Nej
Ja
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (human)
Simvastatin
Sotalol
Sulfametoxazol
Sulfasalazin
C10AA01
C07AA07
J01EE01
A07EC01
Ja
Nej
Nej
Nej
På försäljningslistan (human)
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Ej med på försäljningslista
Teofyllin
R03DA04
Nej
Ej med på försäljningslista
Terbutalin
R03AC03, R03CC03
Ja
På försäljningslistan (human)
Testosteron
Tetracyklin
G03BA03
J01AA07, A01AB13
Nej
Ja
Timolol
C07AA06, S01ED01
Nej
Ej med på försäljningslista
Uppmärksammats i rapport från
Naturvårdsverket
(Naturvårdsverket, 1996)
Ej med på försäljningslista
Smärtstillande, febernedsättande
Blodtryckssänkande
Medel vid magsår
Mot bakterieinfektion
Mot astma (luftvägsvidgande)
Blodfettsänkande
Blodtryckssänkande
Mot bakterieinfektion
Inflammationshämmande
Mot astma (luftvägsvidgande)
Mot astma (luftvägsvidgande)
Könshormon
Mot bakterieinfektion
Trimetoprim
Tylosin
Warfarin
Östradiol
Östriol
J01EE01, J01EA01
QJ01FA90
B01AA03
G03CA03
G03CA04,
QG03CA04
Nej
Ja
Ja
Ja
Ja
Ej med på försäljningslista
På försäljningslistan (veterinär)
På försäljningslistan (human)
På försäljningslistan (human)
På försäljningslistan (human)
Substans
Jopamidol
Jopromid
Karbamazepin
Ketoprofen
Klaritromycin
Kloramfenikol
Klortetracyklin
Kodein
48
Användning
Kontrastmedel
Kontrastmedel
Mot epilepsi
Inflammationshämmande
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Smärtstillande
Stimulerande
Mot diabetes
Blodtryckssänkande
Inflammationshämmande
Könshormon
Blodtryckssänkande,
mot grön starr
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Mot blodpropp
Könshormon
Könshormon
3.5.1
Kompletterande urval av substanser
Att urvalet ovan baserats på substanser detekterade i miljön medför att substanser, för vilka lämpliga analysmetoder saknas eller substanser, som ej har blivit föremål för analys, inte har miljöriskbedömts i föreliggande utredning. Alternativa tillvägagångssätt för komplettering av utvalda substanser för miljöriskbedömning kan vara att leta efter substanser som redan pekats ut i allmänt tillgänglig litteratur, studera kombinationen av ekotoxicitetsdata, bionedbrytbarhet och potentiell bioackumuleringsförmåga samt att utgå ifrån
ekotoxicitetsdata och studera vilka av de mest toxiska substanserna som ej bryts ned i miljön. Eftersom det
även är önskvärt att kunna avskriva substanser som sannolikt ej är miljöpåverkande borde en liknande strategi användas för att identifiera substanser med data på låg eller ingen toxicitet och snabb bionedbrytning.
En sammanställning och en grov genomgång av inkomna data gjordes utan att värdera använda testprotokoll, metod eller känsligaste art. En preliminär bedömning och indelning efter ekotoxicitet, nedbrytbarhet
samt potential för bioackumulering gjordes. Med tanke på läkemedelssubstansers specifika biologiska aktivitet vore det mest önskvärt att kunna göra denna genomgång med avseende på kronisk ekotoxicitet, helst
med hänsyn tagen till varje substans specifika verkningsmekanism. Då tillgången på kroniska ekotoxicitetsuppgifter varit låg gjordes indelningen uteslutande efter potential för akuttoxisk påverkan. För vissa
substanser kompletterades bedömningen med litteraturdata.
Observera att nedanstående omdömen är översiktliga och att en grundligare genomgång av data skulle kunna ge en annan bedömning. På grund av sent inkomna data och parallella delutredningar har materialet
dock inte kunnat ligga till grund för miljöriskbedömningar inom ramen för detta uppdrag.
För 52 humanläkemedelssubstanser rapporterades någon form av akut EC50-värde under 1 millig/L
(= mycket giftigt för vattenlevande organismer). Utav dessa 52 substanser återfinns etinylöstradiol och noretisteron på ovanstående urvalslista för miljöriskbedömning. För 4 av dessa substanser finns även uppgift
om kronisk ekotoxicitet lägre än 1 millig/L. För 30 av dessa substanser (bilaga 11) inkom uppgifter som
tolkades som biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent och för 7 substanser inkom uppgifter som
tolkades som lättnedbrytbar eller potentiell bionedbrytbarhet. För återstående substanser inkom svårtolkade
eller inga uppgifter om bionedbrytning.
För 52 humanläkemedelssubstanser rapporterades någon form av EC50-värde > 1 men < 10 millig/L
(= giftigt för vattenlevande organismer). Utav dessa 52 substanser återfinns diklofenak, paracetamol och
östradiol på ovanstående urvalslista för miljöriskbedömning. För 2 av dessa substanser finns även uppgift
om kronisk ekotoxicitet lägre än 1 millig/L. För 26 av dessa substanser (bilaga 11) inkom uppgifter som
tolkades som biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent och för 8 substanser inkom uppgifter som
tolkades som lättnedbrytbar eller potentiell bionedbrytbarhet. För återstående substanser inkom svårtolkade
eller inga uppgifter om bionedbrytning.
För 99 humanläkemedelssubstanser rapporterades någon form av EC50-värde > 10 men < 100 millig/L
(= skadligt för vattenlevande organismer). Utav dessa 99 substanser återfinns metoprolol och naproxen på
ovanstående urvalslista för miljöriskbedömning. För en av dessa substanser finns även uppgift om kronisk
ekotoxicitet lägre än 1 millig/L. För 36 av dessa substanser (bilaga 11) inkom uppgifter som tolkades som
biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent och för 7 substanser inkom uppgifter som tolkades som
lättnedbrytbar eller potentiell bionedbrytbarhet. För återstående substanser inkom svårtolkade eller inga
uppgifter om bionedbrytning.
För 29 substanser rapporterades data som tyder på att de är mycket giftiga för vattenlevande organismer,
men med avsaknad av bionedbrytningsdata (bilaga 11).
Vid jämförelse av listan över de 100 mest sålda humanläkemedelssubstanserna med de av företagen insända data rörande bionedbrytning och ekotoxicitet kunde budesonid, esomeprazol, felodipin, flunitrazepam,
omeprazol, paroxetin, zolpidem och zoplikon identifieras som intressanta att gå vidare med. Dessa substanser har dessutom data som tyder på någon form av ekotoxicitet. Budesonid och zolpidem har även data som
tyder på potential att bioackumulera. Även bromhexin, kandesartan, losartan, pravastatin och trimetoprim
49
har data som tyder på att de ej är lättnedbrytbara. För kandesartan och losartan finns ekotoxicitetsdata men
dessa är ej entydiga (uppgift ges som EC50 > X). Pravastatin har data som tyder på låg ekotoxicitet.
3.5.1.1
Litteraturdata
I den allmänt tillgängliga litteraturen som studerats har följande läkemedelssubstanser pekats ut, antingen
genom en konservativ eller förfinad miljöriskbedömning, eller genom att vara mycket persistenta eller ekotoxiska, som potentiellt farliga för miljön och därmed intressanta för ytterligare utvärdering (se 3.1.2 samt
bilaga 7): acetylsalicylsyra, amitriptylin, amlodipin, amoxicillin, ciprofloxacin, cypermetrin, diklofenak,
dextropropoxifen, diazepam, dimpylat, dihydrostreptomycin, etinylöstradiol, flumekin, fluoxetin, ibuprofen, karbamazepin, klortetracyclin, levofloxacin, lomefloxacin, mefenamsyra, norfloxacin, ofloxacin, oxitetracyklin, oxolinsyra, paracetamol, propranolol, sarafloxacin, sulfadiazin, sulfadimetoxin, sulfametoxazol,
tetracyklin, tiamulin, tioridazin, tylosin och östradiol.
Av dessa återfinns diklofenak, dextropropoxifen, diazepam, etinylöstradiol, ibuprofen, oxitetracyklin, paracetamol, tetracyklin och östradiol på urvalslistan för miljöriskbedömning (tabell 3.1).
På den svenska marknaden finns ingen godkänd produkt innehållande cypermetrin, dimpylat, flumekin,
klortetracyklin, lomefloxacin, mefenamsyra, oxolinsyra, sarafloxacin eller sulfadimetoxin varför dessa inte
är intressanta för miljöriskbedömning i Sverige.
För acetylsalicylsyra och sulfadiazin inkom uppgift om lättnedbrytbarhet och eventuell påverkan på miljön
av dessa bör därför vara försumbar eller begränsad till utsläppskällornas närområden.
För ciprofloxacin, fluoxetin, sulfametoxazol och tioridazin inkom uppgifter som ej lättnedbrytbar, stabil
eller persistent. För övriga kvarvarande substanser (amitriptylin, amlodipin, dihydrostreptomycin, karbamazepin, levofloxacin, norfloxacin, ofloxacin, propranolol, sulfadiazin, tiamulin och tylosin) inkom inga
uppgifter om bionedbrytning. Dihydrostreptomycin, sulfadiazin, tiamulin och tylosin används endast inom
veterinärmedicinen och eventuella miljöriskbedömningar bör utföras på produktnivå enligt riktlinjen för
veterinärmedicinska produkter.
3.5.2
Sammanfattning och slutsats
Det har varit omöjligt att inom ramen för detta uppdrag identifiera alla substanser som är intressanta för
miljöriskbedömning. Som tillägg till urvalet beskrivet i 3.4.3. har Läkemedelsverket med hjälp av dokumentation från läkemedelsindustrin samt litteraturstudier identifierat ytterligare några substanser som är
intressanta för en fortsatt utredning.
I ett första skede bör de substanser som har ekotoxicitetsdata och dessutom återfinns på listan över i Sverige mest sålda läkemedel och/eller finns dokumenterat detekterade i miljön (budesonid, ciprofloxacin, esomeprazol, felodipin, flunitrazepam, fluoxetin, omeprazol, paroxetin, sulfametoxazol, tioridazin, zolpidem
och zoplikon) miljöriskbedömas. I förekommande fall bör även mängden av eventuell pro-drug eller farmakologiskt aktiva metaboliter ingå i bedömningen. Exempelvis metaboliseras enrofloxacin till ciprofloxacin, varför dessa substanser bör bedömas gemensamt.
Även för de substanser som redovisas som mycket giftiga för vattenlevande organismer (se bilaga 11) och
de substanser som pekats ut i litteraturen borde ytterligare genomgång och utvärdering av data vara värdefull. De data som saknas bör eftersökas i litteratur eller tas fram genom testning. Därefter bör eventuell
miljöriskbedömning utifrån i Sverige försålda mängder övervägas.
50
3.6
Miljöriskbedömning av aktiva substanser
3.6.1
Allmänt om riktlinjer för miljöriskbedömning
Enligt direktiv 2001/83/EG samt ändring i detta direktiv 2004/27/EG skall en ansökan för godkännande av
en medicinsk produkt för human användning innehålla en miljöriskbedömning. I ”Notice to applicants”
(kommissionen, 2004) framgår att detta krav särskilt gäller för nya aktiva substanser. Det finns ännu ingen
riktlinje för hur en sådan miljöriskbedömning skall utföras. Det finns dock ett förslag till riktlinje (EMEA,
2000) som för närvarande är under bearbetning. Så långt möjligt grundades denna rapports miljöriskbedömningar på detta förslag till riktlinje.
Miljöriskbedömningen består av två faser. I den första fasen (Fas I) bedöms vilken exponering av miljön
för substansen som förväntas. Substanser som vitaminer, elektrolyter och aminosyror undantas från ytterligare tester eftersom dessa sannolikt inte innebär någon miljörisk.
Om halten av den i produkten ingående aktiva substansen i vattenmiljön beräknas ligga under 0,01 mikrog/L anses produkten ej utgöra någon miljörisk och utvärderingen stannar här. Hur man kommit fram till
detta riktvärde är emellertid oklart. Eftersom PEC-värdet för en enskild produkt oftast hamnar under riktvärdet för vidare miljöriskbedömning finns sällan några fullständiga bedömningar.
I uppskattningen av ”worst case” PEC ingår en statistiskt beräknad marknadspenetrationsfaktor på 1 % som
beräknas vara tillräcklig för 95 % av alla produkter. De substanser som förväntas användas av extremt
många personer (de resterande 5 %) kommer därför konsekvent att undantas ifrån detaljerade ekotoxicitetsoch nedbrytningsstudier.
Beräkningarna innehåller även den maximala dagliga doseringen av en substans. Om man antar att det
finns en korrelation mellan en substans dosering, farmakologiska potens och ekotoxikologiska potens (det
sistnämnda dock inte helt självklart) kommer dessutom de mest potenta substanserna, med låg dosering,
också att undantas ifrån detaljerade ekotoxicitets- och nedbrytningsstudier.
De substanser som löper störst risk att utöva miljöpåverkan är de som används av ett stort antal personer
och samtidigt är mycket biologiskt potenta. Med nuvarande beräkning av ”worst case” halter är det stor risk
att dessa undantas ifrån Fas II studier, se nedan.
Miljöriskbedömning krävs ej vid s.k. förnyat godkännande (då den faktiska förbrukningen är känd) eller
vid Typ II-variation med t.ex. utökad indikation som i praktiken också kan innebära ökad förbrukning.
Sammantaget innebär detta att miljöriskbedömning endast görs i ett initialt steg där faktisk exponering inte
är känd och att man endast tar hänsyn till den uppskattade exponeringen när man beslutar om huruvida
faktiska tester skall genomföras. Detta är naturligtvis inte tillfredsställande ur miljöriskbedömningssynpunkt eftersom substansernas förmåga att orsaka skada (oberoende av vilken exponering som senare faktiskt sker), inte blir utredd. Vissa substanser, som hormonstörande ämnen har man dock bestämt skall gå
vidare till Fas II oavsett vilka halter som uppskattas i miljön.
I Fas II samlas information om fysikalisk-kemiska, farmakologiska och toxikologiska egenskaper och bedöms i förhållande till exponeringen av miljön. Under testningen bedöms vilka specifika tester på substansens öde i miljön och toxiska effekter i olika typer av ekosystem som är relevanta. Fas II är indelad i två
olika nivåer, A och B. I Fas II, nivå A genereras ett basdataset för substansens öde och effekter i den akvatiska miljön. Data som tas fram innehåller information om substansens ekotoxiska effekter på olika organismer, nedbrytbarhet i reningsverk, nedbrytbarhet i akvatisk miljö, sorptionsegenskaper och potential för
bioackumulering.
De data som tas fram används för att:
•
bedöma om substansen har egenskaper som gör den till en vPvB (very persistent and very bioaccumulative) eller en PBT (persistent, bioaccumulative and toxic) substans
•
bedöma om terrester exponering via spridning av slam är sannolikt
51
•
förfina PEC-värdet för ytvatten.
Om det på nivå A framkommer att det föreligger en akut miljörisk skall riskbedömningen fortsätta på nivå
B. På nivå B skall data på långtidstoxicitet för fisk, alger och Daphnia tas fram. Inga speciella tester anges,
utan hänvisningar till TGD (Technical Guidance Document) ges istället (kommissionen, 2003). TGD är ett
inom EU använt vägledningsdokument till stöd för riskbedömning med avseende på hälsa och miljö inom
ramen för kemikalielagstiftningen.
Om potential för bioackumulering föreligger skall biokoncentrationstester utföras. Akuttoxicitet för metaboliter skall undersökas och PEC-värdet förfinas med avseende på metabolism och utsöndringsmönster
samt nedbrytning i reningsverk. Om tester på bionedbrytbarhet ej utförts på nivå A måste dessa utföras på
nivå B. Effekter på mikroorganismer och på terrestra organismer skall även utvärderas om tester på nivå A
indikerar att det behövs.
De tester riktlinjen anger för att utvärdera ekotoxicitet måste anses vara otillräckliga för läkemedelssubstanser. De metoder som huvudsakligen anges är olika test för akuttoxicitet på vattenlevande organismer,
medan metoder för att mäta många andra potentiella effekter, t.ex. reproduktionsstörande och kroniska
effekter, endast efterfrågas vid hög akuttoxicitet. Korrelationen mellan akuttoxicitet och kronisk toxicitet är
svag. Tester som bygger på specifika effekter utifrån substansens biologiska aktivitet nämns ej i riktlinjen.
Läkemedelsverket bevakar det arbete som pågår inom EMEA med att ta fram riktlinjen för miljöriskbedömning av humanläkemedel. Den preliminära riktlinjen har legat ute för kommentarer vid två tillfällen
och synpunkter liknande de som nämns ovan har framförts från flera håll.
3.6.2
Metodbeskrivning
3.6.2.1
Bestämning av Predicted Environmental Concentration (PEC)
Fas I
I den initiala beräkningen av den förväntade koncentrationen av en substans i ytvatten utgår man ifrån värsta tänkbara omständigheter (”worst case”). De antaganden som gjorts i utredningen är att:
•
alla sålda läkemedel används av konsument
•
konsumtionen är jämnt fördelad över året samt över landets 9 miljoner invånare
•
allt utsläpp till ytvatten sker via avloppssystem som passerar reningsverk
•
ingen bionedbrytning eller retention sker i reningsverket
•
ingen metabolism eller eliminering av aktiv substans sker i patienten
Ett ”worst case” PEC-värde för ytvatten beräknades för varje prioriterad aktiv substans med formeln:
DOSEai*Fpen/(WASTEWinhab*DILUTION*100) där
•
DOSEai är det maximala dagliga intaget per invånare multiplicerat med en marknadspenetrationsfaktor, Fpen/100. För nya produkter sätts Fpen till 1 %. DOSEai * Fpen /100 ersattes med det genomsnittliga dagliga intaget av den aktiva substansen per invånare, beräknat utifrån Apotekets försäljningsstatistik i Sverige under år 2002.
•
WASTEWinhab är utsläppet av avloppsvatten per invånare och dygn. Det angivna standardvärdet på
200 liter användes i beräkningarna.
•
DILUTION är utspädningen av avloppsvatten i ytvatten. Det angivna standardvärdet på 10 användes i
beräkningarna.
52
PEC ytvatten vid ”worst case” redovisas i tabell 3.2. Om koncentrationen av substansen vid ”worst case”
beräkningar överstiger 0,01 mikrog/L skall man enligt riktlinjen gå vidare med en fördjupad studie (Fas II).
Samtliga substanser bedömdes enligt Fas II oberoende av utfallet i Fas I.
Fas II
I Fas II nivå A tas vid förfining av PEC-värdet hänsyn till den uppskattade konsumtionen av den aktiva
substansen utifrån hälso- och sjukvårdsstatistik och epidemiologiska data och i nivå B även metabolism i
patienten, nedbrytning i reningsverk samt fördelning mellan slam- och vattenfas i reningsverk.
En förfining enligt nivå B gjordes redan i detta skede. För beräkning av förfinade PEC-värden användes
beräkningsprogrammet Simple Treat 3.1.
Simple Treat 3.1 är en modell för att beräkna hur mycket av en substans som hamnar i vatten respektive i
slam och luft vid passage genom ett modernt trestegsreningsverk. Denna modell har utvecklats av Rijksinstituut voor Volksgezondheit en Milieu (RIVM), Holland. Simple Treat 3.1 är byggt på beräkningsmodeller
som anges i TGD (kommissionen, 2003).
Olika miljö- och recipientparametrar
Merparten av humanläkemedel som konsumeras i Sverige hamnar slutligen i kommunala avlopp. För att
kunna utgå från ett realistiskt "worst case"-scenario ur ett svenskt perspektiv söktes ett område med tät
befolkning och koncentrerade utsläpp. Dessutom måste avlopp och reningsverk såväl som recipient vara
väl dokumenterade vad gäller flöden och övriga tekniska förhållanden. Mot denna bakgrund valdes Storstockholmsområdet. Här är sammanlagt 1,5 miljoner människor anslutna till ett avloppssystem som leder
vattnet via tre reningsverk till tre utsläppspunkter i skärgården, Käppalaverket med 534 000 anslutna personer, Henriksdals reningsverk med 695 000 anslutna och Bromma reningsverk med 286 000 anslutna
(Stockholm Vatten, 2004 respektive Käppalaförbundet, 2004).
Det sammanlagda flödet från de tre reningsverken är i genomsnitt ca 560 000 kubikmeter/dygn; Käppalaverket 200 000 kubikmeter/dygn, Henriksdals reningsverk 241 000 kubikmeter/dygn och Bromma reningsverk 123 000 kubikmeter/dygn.
Specifika indata till Simple Treat-modellering
Det finns behov av ett antal fysikalisk-kemiska data för att göra beräkningar i Simple Treat 3.1. Nödvändiga uppgifter innefattar substansens molekylvikt, Kow, ångtryck, vattenlöslighet, syra- och baskonstanter. I
första hand användes insända data från läkemedelsföretagen. Vid databrist användes QSAR-beräkningar
med EPI Suite 3.11 (EPA, 2003) och i sista hand programmets standardvärden.
QSAR - med QSAR kan man uppskatta ett betydande antal fysikaliska egenskaper utifrån ett ämnes molekylstruktur. Det går även att använda sig av experimentella värden som indata för att få noggrannare beräkningar.
EPI Suite - är en sammanställning av QSAR-beräkningsprogram för t. ex. beräkning av log Kow, BCF,
Henrys konstant, vattenlöslighet, flyktighet, Koc, hastighet för autooxidation i atmosfären, smältpunkt och
kokpunkt. EPI Suite tillhandahålls kostnadsfritt av U.S. Environmental Protection Agency (EPA).
Förutom dessa data tillkommer uppgifter om väderförhållanden och om reningsverkens tekniska standard.
Samtliga tre reningsverk i studien är trestegsreningsverk med ett mekaniskt reningssteg, ett biologiskt reningssteg med luftning och slamavskiljning samt ett kemiskt reningssteg med fällning av i första hand fosfater och slamavskiljning. Då detta är den typ av reningsverk som Simple Treat 3.1 är framtaget för, kan
användning av standardvärden givna i programmet antas vara acceptabelt.
Använda värden:
•
genomsnittlig lufttemperatur på 15°C (standardvärde)
53
•
vindhastighet på 3 m/s (standardvärde)
•
en slamtillförsel på 0,15 kg BOD kgdwt-1 d-1 (förinställt värde som automatiskt ger uppehållstider och
sedimentationshastighet)
Specifika uppgifter:
•
genomsnittlig vattentemperatur på 10°C (uppgift från berörda reningsverk)
•
luftning sker med genombubbling (uppgift från berörda reningsverk)
•
avloppsvattenflödet per person och dygn sattes till 375 L för Käppalaverket, 347 L för Henriksdals
reningsverk respektive 430 L för Bromma reningsverk.
•
tillförsel av aktiv substans
•
nedbrytningshastigheter i reningsverk
Mängden till avloppsvattnet tillförd aktiv substans räknades som den totala försäljningen per dag och antal
invånare anslutna till respektive reningsverk multiplicerat med den andel aktiv substans som efter metabolism i kroppen beräknas utsöndras inklusive den andel metaboliter för vilka tydliga ekotoxikologiska uppgifter saknades.
I tabell 3.2 redovisas försålda mängder för respektive aktiv substans år 2002 samt de till avloppsvattnet
tillförda beräknade andelarna. Observera att dessa andelar kan skilja sig ifrån faktiskt utsöndrade andelar
aktiv substans p.g.a. konservativa antaganden.
Hänsyn togs även till biologisk nedbrytbarhet i de fall dessa uppgifter förelåg. Simple Treat 3.1 utgår från
att specifika nedbrytbarhetsdata ger bestämda nedbrytningshastigheter i reningsverk. Lätt nedbrytbar ger en
hastighetskonstant på 1 tim-1, potentiell bionedbrytbarhet ger en hastighetskonstant på 0,1 tim-1 och övriga
sätts till noll. Dessa antaganden är baserade på ett mycket begränsat underlag vilket medför en stor osäkerhet i beräkningarna.
Samtliga substanser, med undantag för paracetamol, fick hastighetskonstanten noll antingen p.g.a. avsaknad av bionedbrytbarhetsdata eller uppgift om ”ej lättnedbrytbarhet”.
Paracetamol hade uppgifter om potentiell bionedbrytbarhet och fick därför hastighetskonstanten 0,1 tim-1.
Utdata från Simple Treat 3.1 utgörs av förväntad koncentration av den aktiva substansen i det utgående
avloppsvattnet.
För att kunna göra en förfinad beräkning av PEC-värdet för ytvatten måste även utspädningen av avloppsvattnet i en vattenrecipient beräknas på ett realistiskt sätt. Utsläpp från reningsverken späds i skärgårdsvattnet vars huvudsakliga tillskott kommer från utloppet ur Mälaren. Detta vatten är givetvis också belastat
med läkemedelsrester från de ca 1 miljon människor som levererar avloppsvatten till Mälaren. Kunskap
saknas om vad som händer med dessa läkemedelsrester under uppehållstiden i Mälaren där de utsätts för
ljus, binds till sediment, tas upp i levande organismer och i större eller mindre utsträckning bryts ner. Halten av substans i det vatten som avloppsvattnet späds ut i betraktades därför som noll.
De samlade utsläppen från de tre reningsverken (560 000 kubikmeter/dygn) späds ut i 14 miljoner kubikmeter/dygn (genomsnittligt utflöde ur Mälaren (Mälarens Vattenvårdsförbund, 2004)) av vatten utan betydelsefulla halter av läkemedelsrester vilket ger en utspädningsfaktor på 25.
3.6.2.2
Bedömning av terrester exponering via spridning av slam
Enligt riktlinjens Fas II, Nivå A skall en bedömning av substansens fördelning mellan vattenfasen och
slammet i reningsverket beskrivas med adsorptionskoefficienten Koc. Man antar att substanser med höga
Koc värden kvarhålls i slammet i reningsverket och kan nå den terrestra miljön via spridning av slam. Om
Koc värdet överstiger 10 000 L/kg skall ytterligare tester på öde och effekter i den terrestra miljön utföras
enligt Nivå B.
54
När experimentella värden på Koc för de prioriterade aktiva substansernas inte fanns tillgängliga beräknades
dessa med hjälp av molekylstruktur och Kow, när detta fanns tillgängligt, i QSAR-programmet EPI Suite
3.11 (EPA, 2003) (se bilaga 13).
3.6.2.3
Bestämning av Predicted No Effect Concentration (PNEC)
I Fas II, Nivå A skall ekotoxiska effekter i akvatisk miljö studeras med ett standardbatteri av akuttoxicitetstester på fisk, Daphnia , alger och mikroorganismer. Ett PNEC-värde tas fram genom division med lämplig
säkerhetsfaktor. I Fas II, Nivå B kan ytterligare tester användas för att förfina PNEC-värdet.
När data funnits tillgängliga för de prioriterade aktiva substanserna togs specifika PNEC-värden fram utifrån uppgifter om akut eller kronisk toxicitet. Det lägsta av företagen angivna eller i litteraturen funna
LC50-, EC50- eller IC50-värdet valdes och dividerades med säkerhetsfaktorn 1 000 vid korttidstester. När ett
långtids NOEC-värde för den känsligaste arten fanns användes detta värde med en säkerhetsfaktor 100 och
om långtids NOEC för två trofiska nivåer fanns användes en säkerhetsfaktor 50 samt om långtids NOEC
för tre trofiska nivåer fanns användes en säkerhetsfaktor 10. De beräknade PNEC-värdena redovisas i tabell
3.2. Se bilaga 7 och 12 samt avsnitt 3.5.3 för utförligare upplysning om tillgången på toxicitetsdata för de
specifika substanserna.
3.6.2.4
Bedömning av potentiell miljörisk
Bedömning av potentiell miljörisk grundar sig på riskkvoten PEC/PNEC där värden ≥ 1 anger ”potentiell
miljörisk” medan värden < 1 anger ”ej potentiell miljörisk”. I de fall där PEC-värdet överstiger riktvärdet
för grundligare studier (0,01 mikrog/L) och toxicitetsdata saknas har risk för påverkan på den akvatiska
miljön ej kunnat uteslutas utan tillgång till ytterligare information.
3.6.3
Resultat och diskussion – humanläkemedel
Generellt sett gäller att uppgifter om bionedbrytning, bioackumulation och ekotoxicitet för metaboliter
saknas. Istället grundas bedömningarna på antaganden om att det till stor del är de aktiva modersubstanserna som återfinns i miljön. För att kunna göra mer relevanta bedömningar av substansernas förmåga att orsaka påverkan på miljön samt identifiera vilka aktiva substanser som skulle behöva ytterligare data krävs
mer uppgifter om metaboliterna.
I tabell 3.2 redovisas de beräknade ”worst case” värdena för PEC-ytvatten, PEC-värden i utgående avlopp
beräknat med Simple Treat 3.1 samt de slutliga, sammanlagda, förfinade värdena för PEC-ytvatten efter
utspädning. Även riskkvoter (PEC/PNEC) samt initial bedömning av miljörisk utifrån erhållen riskkvot,
potentiell bioackumulering samt beräknad affinitet till slam/jord återfinns i tabell 3.2.
De koncentrationer som vid ”worst case” uppnåddes i ytvatten ligger mellan 0,001 och 64 mikrog/L. Av
dessa hade endast paracetamol, metformin och ibuprofen PEC-värden över 10 mikrog/L och ketoprofen
strax under. Av resterande substanser hade 5 PEC-värden i intervallet 1 – 3, 14 i intervallet 0,01 – 1, samt 5
under 0,01. Av de substanser som understeg 0,01 mikrog/L är tre könshormoner och två cytostatika. Enligt
Läkemedelsverkets erfarenhet är det mycket sällan det redovisas ”worst case” PEC-värden över 0,01 mikrog/L i ansökan om godkännande för nya läkemedel. Detta belyser vikten av att följa upp användningen av
nya aktiva substanser och att uppdatera genomförda miljöriskbedömningar på substansnivå.
Vid förfinade beräkningar som, vid tillgängliga uppgifter, tog hänsyn till metabolism i kroppen, nedbrytning i reningsverk och utspädning i den aktuella recipienten hamnade de predikterade koncentrationerna i
intervallet 0,0002 – 13 mikrog/L. Även då låg paracetamol högst, följd av ketoprofen och metformin, på
värden strax över 1 och 14 st substanser låg i intervallet 0,01 – 1, men med förskjutning mot de lägsta värdena. Elva substanser hade ett PEC-värde under 0,01 mikrog/L. De substanser som hade de lägsta predikterade koncentrationerna var även i detta fall könshormonerna.
55
Beräkningarna grundar sig på genomsnittliga vattenströmningsförhållanden i de tätt befolkade områdena
där avloppsvatten släpps ut. Under de perioder sommartid som vattenflödena är låga kan halterna utanför
de studerade reningsverken tillfälligtvis sannolikt bli betydligt högre. Sannolikt går det även att hitta platser
i Sverige där avlopp släpps ut i små vattendrag och där resthalterna av läkemedel lokalt kan bli högre.
Eftersom det antagits att alla substanser konsumeras jämt över hela landet finns också risken att lokala
koncentrationer av vissa substanser, och därmed också potentiell miljörisk, har underskattats. Detta gäller
främst läkemedel som i huvudsak används på sjukhus, t.ex. cytostatika, som skulle kunna utöva lokal påverkan på miljön i sjukhusets avloppsvatten, reningsverk och i den lokala recipienten.
I bilaga 12 ges en uppfattning om hur omfattande tillgången på data från företag och databaser varit rörande
nedbrytning och bioackumulation samt uppgifter om vilken typ av ekotoxicitetsdata företagen gjort tillgängliga. De ekotoxicitetsdata som miljöriskbedömningarna baseras på är dels data från företag, dels litteraturuppgifter (bilaga 7). Akuttoxicitetsvärdena för de bedömda substanserna varierade kraftigt, från några
mikrog/L för antibiotika i alger till > 1 000 millig/L för ett par av substanserna i fisk. Tillgången på kroniska toxicitetsdata och därmed möjligheten att reducera säkerhetsfaktorn vid beräkning av PNEC-värden var
liten. De beräknade PNEC-värdena varierade mellan 0,00002 och 984 mikrog/L (tabell 3.2). De substanser
som hade de lägsta PNEC-värdena var könshormonerna.
Vid uträkning av potentiell akvatisk miljörisk enligt PEC/PNEC för de 27 utvalda substanserna bedöms
etinylöstradiol, paracetamol, östradiol och östriol kunna utgöra en potentiell risk för den akvatiska miljön
med dagens användningsmönster. För paracetamol skiljer sig de i miljön faktiska uppmätta halterna (bilaga
6) från utredningens beräknade halter.
För paracetamol finns en rapporterad maxhalt på 6,0 mikrog/L i utloppet ifrån ett reningsverk. Det är betydligt lägre (50 ggr) än halterna i utloppen beräknade med Simple Treat 3.1 och hälften av vad det förfinade PEC-värdet för ytvatten visade. Paracetamol underkänns i tester för lättnedbrytbarhet med liten marginal
men anses vara potentiellt bionedbrytbart med relativt snabb nedbrytning i aktivt slam. Akuttoxiska data
finns för fisk, invertebrater och alg med Daphnia som den känsligaste arten. Uppgifter om kronisk toxicitet
saknas. Eventuella miljöeffekter orsakade av paracetamol måste anses vara små. De låga halterna bör bekräftas med mätningar av halter i svenska recipienter.
Det finns i litteraturen uppgifter på halter i utgående svenskt avloppsvatten för etinylöstradiol och östradiol
(0,0045 och 0,0011 mikrog/L). För etinylöstradiol stämmer detta värde relativt bra med resultatet i Simple
Treat-beräkningar medan halten av östradiol överskattas med två tiopotenser. Detta beror antagligen på att
nedbrytningen av östradiol är snabbare än vad som antas i modellen. De förfinade PEC-värdena för ytvatten hamnade inom de intervall som finns uppmätta i ytvatten (östradiol < 0,0003 – 0,0055 mikrog/L och
etinylöstradiol < 0,0001 – 0,0043 mikrog/L) vilket tyder på att dessa substanser faktiskt kan uppnå halter
vid vilka de utgör en potentiell miljörisk, även om dessa mätningar ej är ifrån Sverige. Även om riskkvoten
för östradiol minskas med två tiopotenser kan risk för miljöpåverkan ej uteslutas.
De ekotoxikologiska data som användes i uträkningen av PNEC för östradiol baserades på induktion av
vitellogenin hos regnbågslaxhannar. I dagsläget finns ingen säker koppling mellan induktion av vitellogenin och eventuella långsiktiga effekter på populationsnivå. Data finns även på skev könsfördelning och
förändrade inre könsorgan vid exponering av ytterligare en fiskart (Japansk risfisk) från kläckning och 90
dagar framåt. Ett NOEC-värde på 0,0004 mikrog/L ges för denna effekt. Med en säkerhetsfaktor på 50 ger
det ett PNEC-värde på 0,000008 och en PEC/PNEC kvot på 450 vilket stärker bedömningen att risk för
påverkan på miljön föreligger .Om man väljer att bortse ifrån dessa östrogena effekter och utgår ifrån
NOEC för reproduktion i Daphnia magna med en säkerhetsfaktor på 100 fås ett PNEC-värde på 1,39 mikrog/L och en PEC/PNEC kvot på 0,0026. Det har ej funnits tillgång till data på exempelvis reproduktionsstörning i fisk exponerade under en hel livscykel, vilket kan anses som en mer ekologisk relevant effekt att
basera en miljöriskbedömning på. Dessutom förekommer kraftigt skilda uppgifter om nedbrytning, från
persistent till fullständig nedbrytning. Dessa tvetydiga uppgifter gör det svårt att bedöma risken för miljöpåverkan av östradiol.
56
För etinylöstradiol finns litteraturuppgifter på påverkan på tillväxt och sexuell utveckling vid exponering
under hela livscykeln för en fiskart (Pimephales promelas). Ett generellt NOEC-värde för ett flertal observerade effekter anges till 0,001 mikrog/L. Eftersom tillgång till två kroniska NOEC-värden finns kunde en
säkerhetsfaktor på 50 användas i bedömningen. PNEC-värdet blir i detta fall 0,00002 mikrog/L och
PEC/PNEC kvoten 10, vilket tyder på potentiell risk för miljöpåverkan. Data finns även för förändringar på
inre könsorgan på Japansk risfisk vid exponering från kläckning och 90 dagar framåt (LOEC = 0,00003
mikrog/L). Inget NOEC-värde ges i denna studie eftersom lägsta testkoncentrationen påverkade testikelvävnaden. Dessa data stärker bedömningen att etinylöstradiol har potential att påverka miljön.
Även för östriol finns uppgifter om påverkan på inre könsorgan i Japansk risfisk med ett angivet NOECvärde på 0,075 mikrog/L. Eftersom alla övriga data saknas måste en säkerhetsfaktor på 100 användas i
miljöriskbedömningen. Det ger ett PNEC-värde på 0,00075 samt en PEC/PNEC kvot på 1,6. Denna beräkning är p.g.a. den höga säkerhetsfaktorn orealistisk varför framtagande av ytterligare data rekommenderas.
Östradiol, östriol och etinylöstradiol har effekter som ansluter till i miljön väl dokumenterade östrogena
effekter i form av framförallt störningar på könsutvecklingen hos fisk (Larsson, 2003, Metcalfe et al.,
2001). Eftersom denna typ av effekter orsakas av en rad substanser med östrogen verkan är det svårt att
knyta en specifik observation i miljön till en enskild substans. Det är också svårt att säga hur mycket exponeringen för östradiol, östriol och etinylöstradiol bidrar till den totala exponeringen för hormonstörande
ämnen i den akvatiska miljön. För naturliga hormoner går det heller inte att med säkerhet bedöma hur stor
andel av uppmätta halter som kommer ifrån läkemedelsanvändning. Östradiol är ett naturligt östrogen, som
finns hos alla kvinnor under deras menscykel och under graviditet, men som också används som läkemedel
vid östrogenbehandling i klimakteriet. Östriol är en naturligt förekommande metabolit till östradiol. Etinylöstradiol är däremot ett syntetiskt östrogen, som förekommer i alla kombinerade p-piller, liksom i depotplåstret EVRA och vaginalringen NuvaRing.
Som Läkemedelsverket tidigare har uppmärksammat kan beredningsformen av ett läkemedel ha betydelse
för dess potential att påverka miljön (Larsson, 2003). Antikonceptionsläkemedlen EVRA (depotplåster) och
NuvaRing (vaginalring) innehåller etinylöstradiol. Ett EVRA-plåster som doseras en gång per vecka innehåller två till fyra gånger mer etinylöstradiol än en veckas förbrukning av perorala kombinerade antikonceptionsmedel. NuvaRing som doseras en gång var fjärde vecka innehåller ännu mer. Det mesta östrogenet
finns kvar i dessa preventivmedel då de har använts. Om de inte destrueras på lämpligt sätt finns det därför
en risk att resterande etinylöstradiol kommer ut i miljön och förstärker de östrogena effekter som redan
finns av andra skäl.
Med tanke på uppgifterna om persistens eller ”ej lättnedbrytbarhet” som inkom, samt rapporter om potentiell bioackumulation (Larsson et al, 1999) för östradiol och etinylöstradiol bör faktiska halter mätas i svenska recipienter. Av särkilt intresse är mätningar i ytvatten för att få en uppfattning om utspädning samt
spridning i miljön.
Cyklofosfamid, dextropropoxifen, diazepam, enalapril, furosemid, hydroklorotiazid, ifosfamid, metformin,
metoprolol, naproxen, ranitidin, salbutamol, terbutalin och warfarin bedöms genom sina PEC/PNEC-kvoter
ej kunna utgöra en akut risk för akvatisk miljö.
Dock saknas akuttoxicitetsuppgifter för fisk och alg för dextropropoxifen, diazepam och salbutamol vilket
medför en osäkerhet i uppskattningen av eventuell miljörisk. De i litteraturen förekommande uppgifterna
på EC50 i Daphnia för diazepam skiljer sig åt. Den uppgift som ger det lägsta PNEC-värdet användes trots
att uppgift saknas om hur lång tids exponering det gäller. Akuttoxicitetsuppgifter för alg saknas även för
cyklofosfamid, enalapril, ifosfamid, metformin och warfarin. För cyklofosfamid och ifosfamid finns enbart
NOEC-värden för akuttoxicitet i fisk och Daphnia. Dessa data användes i beräkningarna med en säkerhetsfaktor på 1 000 trots att den akuta miljörisken då blir överskattad. För furosemid och hydroklorotiazid finns
uppgifter om toxicitet ”större än” vilket medför att den känsligaste organismen ej identifierats och att risken
kan vara överskattad även för dessa substanser.
Noretisteron bedöms inte genom sin PEC/PNEC-kvot utgöra någon akut risk för akvatisk miljö. Akuttoxicitetsuppgifter saknas emellertid för fisk. Eventuella uppgifter om hormon- och reproduktionsstörande
57
långtidseffekter saknas även. Noretisteron är ett syntetiskt gestagen, som förekommer i vissa kombinerade
p-piller, och skulle möjligen kunna aromatiseras till etinylöstradiol av mikroorganismer i avloppsvatten
(Sih et al, 1967). Eftersom noretisteron dessutom är ej lättnedbrytbart och potentiellt bioackumulerande kan
risk för långsiktig miljöpåverkan ej uteslutas utan tillgång till ytterligare data.
Diklofenak och ibuprofen bedöms inte heller genom sina PEC/PNEC-kvoter utgöra någon akut risk för
akvatisk miljö. Tvetydiga uppgifter förekommer dock för log Kow för båda substanserna. Vid en konservativ behandling av tillgängliga uppgifter bedöms de därför som potentiellt bioackumulerande. En närmare
granskning av log Kow vid miljömässigt relevanta förhållanden eller framtagande av biokoncentrationsfaktorer kan ge en annan bedömning.
För diklofenak finns i litteraturen NOEC-värden för reproduktion eller toxicitet för tidiga livsstadier för
minst tre trofiska nivåer vilket ger en säkerhetsfaktor 10. Den känsligaste organismen är ett kräftdjur (Ceriodaphnia dubia) med ett NOEC på 1,0 millig/L, vilket användes i beräkningen av PNEC.
Oxitetracyklin och tetracyklin bedöms ej utgöra en akut miljörisk för det område som avloppsvattnet späds
ut i. Den för oxitetracyklin och tetracyklin känsligaste organismen är en blågrön alg/cyanobakterie. Det är
inte förvånande att den typen av organism uppvisar känslighet för antibiotika. Andra algarter är 10 – 40
gånger mindre känsliga för samma antibiotika. Ekotoxicitetsuppgifter för mikroorganismer saknas. En
potentiell risk för påverkan på mikroorganismer i reningsverk och avloppsvatten kan ej uteslutas.
För atenolol, ketoprofen och oxazepam saknades ekotoxicitetsdata, vilket omöjliggjorde fullständiga miljöriskbedömningar. Risk för miljöpåverkan kan ej uteslutas utan ytterligare ekotoxicitetsstudier.
För simvastatin saknades ekotoxikologiska data vid miljöriskbedömningstillfället. Emellertid inkom kompletterande data i ett sent skede av utredningen. Simvastatin metaboliseras i kroppen till sin farmakologiskt
aktiva form och 55 % av dosen beräknas utsöndras i farmakologiskt aktiv form. Den utsöndrade delen av
modersubstansen (simvastatin) genomgår i vattenmiljö snabb hydrolys till den farmakologiskt aktiva formen vilket innebär att väldigt lite simvastatin når reningsverken och än mindre når ytvattnet. Uppgifter om
övriga utsöndrade inaktiva metaboliters eventuella återaktivering i miljön ges ej. En miljöriskbedömning av
simvastatin bör således baseras på data för den aktiva formen. Data för denna visar att den ej är lättnedbrytbar, ej har potential för bioackumulering samt ej beräknas anrikas i slam eller jord. Akuttoxicitetsuppgifter
finns för fisk, hinnkräfta och grönalg. En fullständig miljöriskbedömning av simvastatins aktiva metabolit
utförd enligt en tidigare version av riktlinjen, med Sverige som ”worst case” område visade att användningen av simvastatin ej utgör någon miljörisk varken för akvatisk eller terrester miljö. Den aktuella
PEC/PNEC kvoten understeg 1 med stor marginal vilket innebär att även om samtliga metaboliter antas
vara lika toxiskt potenta som den farmakologiskt aktiva substansen skulle nuvarande användning av simvastatin ej medföra någon risk för akut påverkan på miljön.
För atenolol rapporteras i litteraturen ett NOEC på 1 millig/L och ett LOEC på 10 millig/L för det sötvattenslevande nässeldjuret Hydra vulgaris. Dessa uppgifter tyder på att atenolol ej har någon hög potential
för akut miljöpåverkan, men är inte tillräckligt utförliga för att kunna användas i miljöriskbedömningen.
Ekotoxicitetsdata för andra arter (fisk, kräftdjur, alger) saknas. För ketoprofen finns i litteraturen modellerade ekotoxicitetsdata (ECOSAR) samt uppgifter om toxicitet i bakterier vilka ej användes i miljöriskbedömningen.
58
Tabell 3.2. PEC-värden (Predicted Environmental Concentration) och PNEC-värden (Predicted No Effect Concentration) för de prioriterade läkemedelssubstanserna samt beräknade riskkvoter. Observera att tabellen endast återger en konservativ bedömning av miljörisker utifrån erhållen riskkvot, potentiell bioackumulering samt affinitet till slam/jord. En
diskussion kring datatillgång och utförligare tolkning av den potentiella miljörisken ges i texten.
Br = Bromma reningsverk, He = Henriksdals reningsverk, Kä = Käppalaverket
Substans
Såld
mängd
2002 (kg)
Antal godkända produkter
(2004-07-09)
Beräknad
andel till
avloppsvattnet1 (%)
Funktion
PEC ytvatten
(worst case)
(mikrog/L)
Atenolol
4 500
19
100
Betablockerare
0,68
3,2 Br
4,0 He
3,7 Kä
Cyklofosfamid
26
2
20
Cytostatika
0,0038
Dextropropoxifen
1 800
7
100
Smärtstillande,
Analgetikum
0,27
Diazepam
183
13
100
Lugnande medel
0,27
Diklofenak
3 960
38
100
Antiinflammatorisk, 0,60
Analgetikum
0,01 Br
0,01 He
0,01 Kä
17 Br
21 He
19 Kä
0,13 Br
0,16 He
0,14 Kä
1,1 Br
1,3 He
1,2 Kä
Enalapril
1 200
67
100
ACE-hämmare
0,18
Etinylöst2
radiol
6,4
42
100
Könshormon
0,001
Furosemid
6 960
25
100
Vätskedrivande
1,1
59
PEC ytvatten
Beräknad
halt i utlopp (förfinat)
(mikrog/L)
(mikrog/L)
PNEC
(mikrog/L)
PEC/
PNEC
0,14
Data
saknas
Data
saknas
Risk för akvatisk miljö kan ej
uteslutas. Bör ej utgöra risk
för terrester miljö
0,0004
984
0,0000004
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
0,76
5.4
0,14
Ej risk för akvatisk miljö. Risk
för terrester miljö kan ej uteslutas
0,006
4,3
0,0014
Ej risk för akvatisk miljö. Risk
för terrester miljö kan ej uteslutas
0,048
100
0,00048
0,85 Br
1,1 He
0,98 Kä
< 0,005 Br
< 0,005 He
< 0,005 Kä
0,04
346
0,00012
Ej risk för akvatisk miljö men
potentiellt bioackumulerande
Bör ej utgöra risk för terrester
miljö
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
0,0002
0,00002
10
Risk för akvatisk miljö2. Bör ej
utgöra risk för terrester miljö
4,9 Br
6,1 He
5,6 Kä
0,22
100
0,0022
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
Initial bedömning
Såld
mängd
2002 (kg)
Antal godkända produkter
(2004-07-09)
Beräknad
andel till
avlopps1
vattnet (%)
Funktion
PEC ytvatten
(worst case)
(mikrog/L)
Hydroklorotiazid
1 770
102
100
Vätskedrivande
0,27
1,2 Br
1,5 He
1,4 Kä
Ibuprofen
68 200
25
100
Analgetikum
Antiinflammatorisk
10
Ifosfamid
12
1
20
Cytostatika
0,0019
Ketoprofen
62 700
27
85
Antiinflammatorisk
9,6
Metformin
81 900
16
100
Diabetesmedel
12
Metoprolol
18 900
55
100
Betablockare
2,7
Naproxen
13 700
17
100
Antiinflammatorisk
2,1
Noretisteron
50
34
100
Könshormon
0,0082
Oxazepam
642
8
100
Lugnande medel
0,099
17
100
Antibiotika
0,044
Substans
Oxitetracyklin 293
60
PEC ytvatten
Beräknad
halt i utlopp (förfinat)
(mikrog/L)
(mikrog/L)
PNEC
(mikrog/L)
PEC/
PNEC
0,056
100
0,00056
Ej risk för akvatisk miljö
Bör ej utgöra risk för terrester
miljö
0,28 Br
0,33 He
0,31 Kä
0,012
7,1
0,0017
0,01 Br
0,01 He
0,01 Kä
37 Br
46 He
42 Kä
29 Br
36 He
33 Kä
0,67 Br
0,83 He
0,77 Kä
0,0004
162
0,0000025
Ej risk för akvatisk miljö men
potentiellt bioackumulerande
Bör ej utgöra risk för terrester
miljö
Ej risk för akvatisk miljö
Bör ej utgöra risk för terrester
miljö
1,7
Data
saknas
Data
saknas
Risk för akvatisk miljö kan ej
uteslutas. Bör ej utgöra risk
för terrester miljö
1,3
130
0,01
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
0,03
8,8
0,0034
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
9,7 Br
12 He
11 Kä
0,03 Br
0,04 He
0,04 Kä
0,45 Br
0,56 He
0,52 Kä
0,19 Br
0,24 He
0,22 Kä
0,44
37
0,012
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
0,002
0,60
0,0033
Risk för akvatisk miljö kan ej
uteslutas. Bör ej utgöra risk
för terrester miljö
0,02
Data
saknas
Data
saknas
Risk för akvatisk miljö kan ej
uteslutas. Bör ej utgöra risk
för terrester miljö
0,009
0,20
0,045
Ej risk för akvatisk miljö men
risk för mikroorganismer i
reningsverk kan ej uteslutas
Bör ej utgöra risk för terrester
miljö
Initial bedömning
Antal godkända produkter
(2004-07-09)
Beräknad
andel till
avlopps1
vattnet (%)
Funktion
PEC ytvatten
(worst case)
(mikrog/L)
Paracetamol2 418 000
53
100
Lätta analgetika
63
Ranitidin
8 360
42
100
Medel vid magsår
1,3
Salbutamol
107
23
100
Bronkvidgande
0,016
Simvastatin2
1 430
63
80
Serumlipidsänkande
0,22
Terbutalin
81
38
100
Bronkvidgande
0,014
Tetracyklin
2 400
7
100
Antibiotika
0,36
Warfarin
137
2
100
Antikoagulant
Östradiol2
153
112
100
Östriol2
38
14
100
Substans
1
2
Såld
mängd
2002 (kg)
PEC ytvatten
Beräknad
halt i utlopp (förfinat)
(mikrog/L)
(mikrog/L)
PNEC
(mikrog/L)
PEC/
PNEC
13
9,2
1,41
Risk för akvatisk miljö2. Bör ej
utgöra risk för terrester miljö
0,27
167
0,0016
Ej risk för akvatisk miljö. Risk
för terrester miljö kan ej uteslutas
0,001
240
0,000005
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
0,03
Data
saknas
Data
saknas
Risk för akvatisk miljö kan ej
uteslutas samt potentiellt
2.
bioackumulerande Risk för
terrester miljö kan ej uteslutas
0,03 Br
0,03 He
0,03 Kä
0,69 Br
0,85 He
0,79 Kä
0,001
240
0,0000042
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
0,031
0,090
0,34
0,022
0,10 Br
0,12 He
0,11 Kä
0,0044
12
0,00037
Ej risk för akvatisk miljö men
risk för mikroorganismer i
reningsverk kan ej uteslutas
Bör ej utgöra risk för terrester
miljö
Ej risk för akvatisk miljö. Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
Könshormon
0,02
0,0036
0,00002
180
Risk för akvatisk miljö2. Bör ej
utgöra risk för terrester miljö
Könshormon
0,0055
0,08 Br
0,10 He
0,09 Kä
0,03 Br
0,03 He
0,03 Kä
0,0012
0,00075
1,6
Risk för akvatisk miljö2 . Bör
ej utgöra risk för terrester
miljö
280 Br
340 He
320 Kä
5,9 Br
7,3 He
6,8 Kä
0,03 Br
0,03 He
0,03 Kä
0,74 Br
0,85 He
0,81 Kä
Initial bedömning
Den andel av konsumerad mängd som vid konservativa beräkningar anses nå avloppsvattnet. Här ingår utsöndrad aktiv substans samt utsöndrade metaboliter för vilka det ej finns ekotoxikologiska uppgifter.
Se utförligare diskussion om potentiell miljörisk i textavsnitt.
61
Ekotoxicitetsdata för terrestra organismer samt experimentella Koc-värden saknades för de flesta av de utvalda substanserna. Koc-värden beräknades med QSAR (bilaga 13).
Dextropropoxifen, diazepam och ranitidin hamnade över riktvärdet 10 000 L/kg och därmed kan risk för
terrester miljö ej uteslutas. För dessa substanser skulle experimentellt framtagna Koc värden samt toxicitetsstudier på terrestra organismer vara värdefulla. Simvastatin hamnade strax under riktvärdet, men beräkningar enligt riktlinjen tyder ej på någon risk för terrester miljö för den farmakologiskt aktiva formen. Övriga substanser ligger långt under riktvärdet och bör därför ej utgöra någon risk för terrester miljö vid normal användning.
3.6.4
Miljöpåverkan från veterinärmedicinska läkemedel
3.6.4.1
Inledning
Det är i stor utsträckning samma aktiva substanser som används inom veterinärmedicinen som inom humanmedicinen. Läkemedel för veterinärmedicinskt bruk godkänns och marknadsförs enligt samma principer som humanmedicinska läkemedel men med en stor skillnad. Miljöriskbedömningar görs idag för alla
veterinärmedicinska produkter med fokus på dem som används för gruppbehandling av livsmedelsproducerande djur och antiparasitära medel. För veterinärmedicinska produkter finns även möjligheten att avslå
marknadsföringstillstånd för produkter som kan anses miljöfarliga.
Då miljöriskbedömningar för veterinärmedicinska produkter ej tar hänsyn till uppskattad eller aktuell försäljningsvolym utan grundar sig på produktens dosering till olika djurslag och påverkan på lokala ekosystem är det inte möjligt att utföra miljöriskbedömningar på substansnivå för total användning på samma sätt
som i detta uppdrag gjorts för humanmedicinska läkemedelssubstanser. Självfallet är ändå antalet besättningar i landet som behandlas av betydelse för hur stor en eventuell miljöpåverkan blir.
Nedanstående stycken sammanfattar gällande riktlinjer för veterinärmedicinska produkter, några kända
problemområden samt ger exempel på resultaten av några miljöriskbedömningar som inkommit till Läkemedelsverket i samband med ansökan om godkännande av veterinärmedicinska produkter. Vissa uppgifter
härstammar även ifrån miljöriskbedömningar som finns tillgängliga på FDA:s hemsida
(http://www.fda.gov/cvm/efoi/ea/ea.htm).
3.6.4.2
Allmänt om riktlinjer för miljöriskbedömning
Den potentiella risken för lokala ekosystem och ackumulering av aktiva substanser i näringskedjor inom
jordbruket har uppmärksammats i EU. I Europaparlamentets och Rådets direktiv för upprättande av gemenskapsregler för veterinärmedicinska läkemedel framkommer att risk för miljöpåverkan skall bedömas som
en del av den totala risk/nytta-värdering som görs för nya produkter och att läkemedelsmyndigheterna inom
EU därmed har möjligheten att vägra marknadsföringstillstånd för produkter som kan anses innebära en
miljörisk. Underlaget för denna bedömning tas fram av företagen med hjälp av riktlinjer för miljöriskbedömning.
Exponeringsbedömning görs enligt en riktlinje som överenskommits inom International Cooperation on
Harmonisation (VICH, 2000), ett samarbetsorgan mellan EU, USA och Japan. Riktlinje för förfinad exponeringsbedömning och effektbedömning är under utarbetande (EMEA, 2003). I avvaktan på denna används
den gamla riktlinjen (EMEA, 1996).
Dokumentation som tas fram vid miljöriskbedömning kan även användas som grund för information till
förskrivare och allmänhet samt, om det bedömts nödvändigt, för att begränsa användningen av produkten
så att riskerna för miljön minimeras.
Riktlinjerna är uppdelade så att det först görs en schablonberäkning utgående från ett ”worst case scenario”
dvs. en användning som är i enlighet med företagets marknadsföringstillstånd men på ett sådant sätt som
antas vara det sämsta ur miljösynpunkt. Målet för denna s.k. Fas I-beräkning är att få fram uppgifter på den
62
högsta tänkbara koncentration av läkemedel som kan uppnås i miljön vid normal användning. Detta PECvärde beräknas för jord där gödsel från behandlade djur nyligen spridits. Om PEC för jord är lägre än 100
mikrog/kg anses det inte föreligga någon miljörisk om inte substansen har sådana farmakologiska egenskaper att även mycket låga koncentrationer kan vara toxiska för organismer i miljön. Detta gäller framförallt
antiparasitära substanser. För produkter som innehåller antiparasitära substanser och då PEC för jord är
högre än 100 mikrog/kg skall en rad studier genomföras för att dokumentera hur toxisk substansen är för
olika organismer i miljön. Dessa toxicitetsdata jämförs sedan med PEC.
Eftersom många veterinärmedicinska produkter används på ett sätt som kan antas ge en mycket liten miljöpåverkan undantas många produkter från fullständig miljöriskbedömning. Det gäller t.ex. vissa substanser
som finns naturligt i miljön och läkemedel för hund och katt där mängden aktiv substans är liten och exkrementerna sprids på en stor yta. Även läkemedel som används sällan och bara till enstaka djur åt gången
är undantagna.
3.6.4.3
Kända problemområden
Antiparasitära substanser
En stor andel av de läkemedel som används till djur är antiparasitära medel. Dessa används framför allt till
unga djur där parasitbördan annars kan orsaka klinisk sjukdom och till djur som hålls många tillsammans
på en liten yta. Ett annat viktigt användningsområde är medel mot fästingar, loppor och löss för behandling
av hund och katt. Antiparasitära medel är framtagna för att i så liten utsträckning som möjligt påverka
däggdjur samtidigt som de är toxiska för spindeldjur (t.ex. skabbkvalster), insekter (t.ex. löss), protozoer
och/eller inälvsmaskar. De verkar bl.a. genom att störa organismernas energiupptag eller nervsystem. Därmed har dessa substanser egenskaper som gör att vissa av dem i mycket låga koncentrationer kan påverka
även icke parasitära organismer i omgivningen.
Vissa antiparasitära substanser omvandlas till inaktiva substanser redan innan de lämnar det behandlade
djuret och kan därför användas utan att det föreligger någon som helst miljörisk. Dessutom används medlen
ofta bara vid enstaka tillfällen och främst på unga djur. Gödseln blandas med den från obehandlade djur
och därför blir koncentrationerna låga. Ett exempel på produkt där miljöriskbedömning gjorts är Valbazen
vet. som innehåller albendazol för användning till nötkreatur och får. Substansen har uppmätts i miljön
(dock inte i Sverige). Beräkningar enligt riktlinjen visar att gränsvärdet 100 mikrog/kg jord inte överskrids
vid rekommenderad användning. Dessutom finns studier som visar att albendazol inte påverkar jordlevande
organismer vid de halter som kan förväntas i jord efter normal användning. Albendazol är giftigt för vattenlevande organismer men binder starkt till jordpartiklar och de halter som vid ”worst case” kan uppnås i
vatten anses inte medföra risk för påverkan.
Ett problem som uppmärksammats är att det ofta är betande djur som behandlas och att koncentrationerna i
dynga kan vara höga om substansen utsöndras i aktiv form. En substansgrupp där en reell påverkan på miljön kunnat uppmätas är antiparasitära makrocykliska laktoner som verkar genom att påverka receptorer i
nervsystemet. Många olika typer av organismer är känsliga men däggdjur påverkas normalt inte eftersom
substanserna inte når hjärnan. (Det finns dock en genetisk defekt som gör att vissa hundar är känsliga.) Det
har visat sig att ivermektin som är den mest välundersökta substansen i gruppen vid normal användning
förekommer i dynga i så höga koncentrationer att larver till dyngbaggar och dyngflugor inte överlever och
att det finns en risk för påverkan på vattenlevande organismer, t.ex. hinnkräftor, om dyngan släpps direkt i
små vattensamlingar. Ivermektin binds dock snabbt till jordpartiklar och inaktiveras och det anses inte föreligga någon risk för ackumulation över längre tid. Vid normal användning anses inte ivermektinanvändning
vara ett miljöproblem eftersom det är små lokaler som påverkas. Organismer som lever bara några meter
från dyngan förblir opåverkade. Det är dock viktigt att förskrivare/djurägare uppmärksammas på riskerna
så att användning undviks i lokaler där sällsynta arter skulle kunna påverkas.
63
Antibiotika
Antimikrobiella läkemedel från olika substansgrupper används till djur. Eftersom infektionssjukdomar
ibland drabbar många djur i samma besättning och behandlingar kan behöva upprepas många dagar i följd
förbrukas relativt stora mängder antibiotika jämför med andra läkemedelsgrupper. Dock är förbrukningen
mycket begränsad i Sverige jämfört med många andra länder i EU. I Sverige används antibiotika aldrig i
annat syfte än att bekämpa infektionssjukdomar och då främst terapeutiskt. Profylaktisk behandling för att
förhindra uppkomst av sjukdomstecken sker bara undantagsvis och då samtidigt med andra åtgärder för att
sanera stallarna från infektionsämnen. Undantaget är coccidiostatika som används för att förebygga sjukdom hos fjäderfä och som används generellt i kommersiella besättningar. Coccidiostatika är dock idag inte
klassade som läkemedel utan som fodertillsats och omfattas av Jordbruksverkets regelverk.
Antibiotika är selektivt toxiska för bakterier utan att påverka andra typer av celler eller organismer. Därför
är det uppenbart att känsliga bakteriearter i miljön kan påverkas i de fall gödsel från djur innehåller aktiva
substanser. Eftersom olika arter är olika känsliga och den mikrobiella miljön i jord och vatten ständigt ändras är denna påverkan sannolikt försumbar. Det som framförallt diskuterats när det gäller antibiotika är att
bakteriearter som exponeras för aktiva substanser i däggdjur eller omgivningsmiljö påverkas så till vida att
bakterieceller som muterat och därmed är okänsliga för substansen i fråga får ett större utrymme. Därmed
finns en risk för att deras s.k. resistensgener sprids till sjukdomsframkallande bakterier och gör dessa
okänsliga för ett eller flera antibiotika. För ett antal antibiotika har dock en miljöriskbedömning gjorts i
enlighet med riktlinjerna. Nedan följer ett antal exempel på produkter som administreras i foder eller vatten
och kan komma att användas i stora kvantiteter i fall där ett sjukdomsutbrott omfattar många djur.
1. Tylan vet. innehåller tylosin som är ett makrolidantibiotikum. Koncentrationerna av aktiv substans i
färsk gödsel från svin visade sig kunna bli höga vid normal användning men substansen bryts snabbt ner
(t½ = 7,5 dagar) när gödseln lagras. Efter normal hantering och lagring av gödseln finns mycket lite aktiv
substans kvar som sprids på åkrarna.
2. Econor vet. innehåller valnemulin som tillhör pleuromutilin-gruppen. Koncentrationerna av aktiv substans i jord vid användning på svin visade sig inte överstiga gränsvärdet 100 mikrog/kg jord när beräkningar gjorts enligt riktlinjen.
3. Baytril vet. innehåller fluorokinolonen enrofloxacin. Vid behandling av kalkon beräknades koncentrationen i jord inte överstiga riktvärdet på 100 mikrog/kg varken för enrofloxacin eller dess huvudmetabolit
ciprofloxacin. Vid behandling av höns beräknades koncentrationen av enrofloxacin i jord överstiga 100
mikrog/kg med liten marginal. Toxicitetsdata visade emellertid att enrofloxacin inte är toxiskt för daggmaskar (i koncentrationer upp till 1000 millig/kg jord).
4. Bimoxyl vet. innehåller amoxicillin som är ett penicillin. Vid användning till nötkreatur har konstaterats
att gränsvärdet 100 mikrog/kg jord inte överskrids om 50 % av besättningen behandlas en gång (i fem dagar) per år.
5. Terramycin vet innehåller oxitetracyklin. Beräkningar enligt riktlinjen visar att koncentrationen i jord
överskrider gränsvärdet 100 mikrog/kg jord om mer än 5 % av kalvarna i en besättning behandlas varje år.
Data visar att oxitetracyklin inte är toxiskt för jordlevande organismer (i koncentrationer upp till 1 000
millig/kg), undantaget bakterier.
3.7
Klassificering av läkemedel med multivariat
datamodellering
Inom ramen för detta uppdrag genomfördes ett samarbetsprojekt med forskare från Umeå Universitet i
form av en pilotstudie. Data inlämnade av läkemedelsföretagen användes i denna studie. Delprojektet redovisas i sin helhet i bilaga 14.
64
3.7.1
Sammanfattning av pilotstudie
En kemisk karaktärisering och klassificering av läkemedelssubstanser med användning av multivariat dataanalys utifrån fysikalisk-kemiska egenskaper genomfördes. Var tredje substans valdes ut från FASS 2000
att ingå i underlaget.
De fysikalisk-kemiska egenskaperna påverkar miljöegenskaper såsom persistens, bioackumulation och
toxiska effekter. Om man gör ett strategiskt val av substanser baserat på dess kemiska egenskaper med
hjälp av statistisk design och bestämmer olika miljöegenskaper för dessa substanser så skulle motsvarande
miljöegenskaper eventuellt kunna predikteras för ännu icke-testade substanser med liknande molekylär
struktur. Ett sådant statistiskt urval av substanser genomfördes för alla i FASS 2000 registrerade antibiotika.
Multivariat regressionsanalys användes i ett försök att koppla kemisk-fysikaliska data till specifika bionedbrytningsdata och ekotoxiska effekter för dessa antibiotika. En QSAR-modell med målsättningen att kunna
prediktera miljöegenskaper och toxiska effekter för otestade läkemedelssubstanser skapades. De effekter
som studerades vid QSAR modelleringen var bionedbrytning och toxiska effekter på rörligheten (EC50) för
hinnkräftor.
Resultaten visade att det är möjligt att skapa en bild av den kemiska variationen bland alla läkemedel som
används i Sverige. Komplexa variationer i fysikalisk-kemiska egenskaper kunde åskådliggöras grafiskt och
ämnen från olika läkemedelsgrupper med liknande kemiska egenskaper kunde identifieras.
Ett set om 20 (av 81 möjliga) antibiotika föreslogs som skulle kunna erbjuda en framkomlig väg för att
experimentellt undersöka antibiotikas miljöegenskaper. Substanserna i setet valdes för att representera den
kemiska variationen för alla antibiotika i FASS och därför borde modeller där toxiska effekter eller miljöegenskaper bestämts för dessa substanser kunna ge giltiga prediktioner för andra antibiotika.
Substansernas giltighet testades i en modell där beräknade kemiska egenskaper relaterades till total bionedbrytning. Modellen visade att valda substanser väl representerar den kemiska variationen bland antibiotika
och dessutom möjliggjorde modellen prediktioner för övriga antibiotika.
Motsvarande modellering för toxicitet på hinnkräftor kunde ej utföras fullt ut p.g.a. brist på toxicitetsdata
för ett flertal av de utvalda substanserna. Den modell som skapades hade en svag prediktiv förmåga. Ytterligare data för de utvalda substanserna behövs för att kunna utvärdera om det är möjligt att skapa en bra
modell som kan prediktera antibiotikas toxicitet för hinnkräftor.
En multivariat kemisk karaktärisering av samtliga läkemedel använda i Sverige ger en god överblick av den
kemiska variationen. Ett strategiskt urval av substanser skulle kunna appliceras på andra grupper av läkemedel och utgöra en bra start inför en framtida experimentell bestämning och screening av läkemedels
egenskaper i miljön.
3.8
3.8.1
Hjälpämnen i läkemedel
Urval av hjälpämnen
Av totalt ca 1 300 hjälpämnena i läkemedel valdes 12 ämnen ut för närmare granskning. Utav dessa valdes
även 5 ämnen ut för miljöriskbedömning. Att med säkerhet välja ut de mest relevanta ämnena har inte varit
möjligt utifrån tillgängliga uppgifter. Urvalet får snarare ses som exempel.
3.8.1.1
Urval baserat på specifik funktion eller ämnestyp
Konserveringsmedel har till funktion att förhindra tillväxt av mikroorganismer i produkter och kan därför
misstänkas ha en biologisk aktivitet/giftverkan mot vissa typer av organismer. Konserveringsmedel prioriterades därför vid urvalet och en separat lista togs fram, se bilaga 15 A. Tre konserveringsmedel valdes ut
för närmare granskning:
65
•
Metylparahydroxibensoat: används i flest produkter och sannolikt även i störst volym.
•
Klorkresol: är klassificerat som miljöfarligt, används i ett flertal produkter och i stor volym.
•
Fenylkvicksilver: förekommer som konserveringsmedel i liten mängd. Valdes ut mot bakgrund av
kvicksilverföreningars kända toxicitet.
Tre olika klorfluorkarboner (se tabell 3.3) används som drivgaser i läkemedel. Klorfluorkarboner (CFC) är
av intresse p.g.a. deras potential att bryta ner det stratosfäriska ozonskiktet varför CFC valdes ut för närmare granskning. En utfasningsplan för CFC i aerosolförpackningar är framtagen på EU-nivå (kommissionen,
1998).
3.8.1.2
Grovsortering efter volym och miljöfarlighet
För övriga hjälpämnen gjordes inledningsvis en grovsortering efter försåld volym med hjälp av data från
Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register. En hypotetisk medelhalt i avloppsvatten till kommunal
rening beräknades. Ämnen med en hypotetisk medelhalt under 0,1 mikrog/L exkluderades. Flertalet av de
kvarvarande hjälpämnena kan betraktas som harmlösa ur miljösynpunkt. I ett andra steg sorterades sådana
ämnen bort, t.ex. vatten, socker, cellulosa och glycerol. De hjälpämnen som återstod efter denna sortering
omfattar ca 200 ämnen (bilaga 15 B).
Därefter gjordes en kontroll av uppgifter om klassificering och miljöfarlighet huvudsakligen enligt KIFS
1994 (senaste ändrad i KIFS 2001:3), IUCLID (IUCLID, 2000) och Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003).
Tillgången på uppgifter om miljöfarlighet i dessa källor är markerad i bilaga 15 B.
Ett fåtal ämnen var klassificerade som miljöfarliga: oljesyra, dibutylftalat, dietylftalat, natriumlaurylsulfat,
dokusatnatrium, mentol och levomentol.
Oljesyra är en fettsyra som tillverkas från djur och vegetabiliska fetter. Oljesyra är ett mycket vanligt naturligt förekommande ämne och finns bland annat i olivolja och komjölk. Användning av oljesyra i läkemedel
bedömdes inte medföra någon miljörisk och studerades inte närmre.
Mentol och levomentol är smakämnen. Smak- och färgämnen förekommer i fler produktgrupper än läkemedel, t.ex. livsmedel där användningen är betydligt mer omfattande. En miljöriskbedömning av den begränsade användningen i läkemedel bedömdes därför inte vara relevant.
Övriga hjälpämnen klassificerade som miljöfarliga valdes ut för närmare granskning.
Polysorbat 80 valdes ut för närmare granskning som ett exempel på ämne som används i stor volym.
I tabellen nedan redovisas de ämnen som studerades närmare. De försålda mängderna av de olika ämnena i
läkemedel redovisas också i tabellen.
66
Tabell 3.3. Hjälpämnen utvalda för närmare granskning
MiljöFörsålda mängder i
klassificering
läkemedel, kg/år
Hjälpämne
Konserveringsmedel
Metylparahydroxibenzoat
Klorkresol
Fenylkvicksilvernitrat
Ftalater
Dietylftalat
Dibutylftalat
Butylftalat
CFC
Triklorfluormetan
Diklordifluormetan
Tetrafluordikloretan
Övriga hjälpämnen
Natriumlaurylsulfat
Dokusatnatrium
Hjälpämne i stora volymer
Polysorbat 80
HPVC1/
2
LPVC
R50
R50/53
7 400
1 400
<0,01
LPVC
HPVC
-
R51/53
R50
R50
240
96
13
HPVC
HPVC
R59
R59
R59
2 660
HPVC
HPVC
R503
R51/53
3 860
1 570
HPVC
HPVC
-
6 090
-
1
HPVC = High Production Volume Chemicals inom EU > 1 000 ton/år
2
LPVC = Low Production Volume Chemicals inom EU < 1 000 ton/år
3
Klassificeringsuppgiften kommer från Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003). Tillgängliga akuttoxicitetsdata
visar dock att akuttoxiciteten är > 1 millig/L < 10 millig/L, dvs. R51 (se även 5.6.1.4).
3.8.2
Granskning och miljöriskbedömning av utvalda hjälpämnen
Uppgifter om ämnenas miljöegenskaper hämtades från allmänna databaser som KIFS 1994:12, IUCLID
(IUCLID, 2000), Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003) och Kemikontorets Miljöskyddsblad. I vissa fall
användes även andra litteraturuppgifter.
Uppgifter ur Apoteket AB:s respektive Läkemedelsverkets databaser över innehåll i enskilda läkemedel var
utgångspunkten för framtagande av mängden försålda hjälpämnen. Uppgifter om användning och mängder
i andra typer av produkter än läkemedel hämtades från databasen SPIN, Substances in Preparation in Nordic Countries (Nordiska rådet, 2000). SPIN innehåller öppen information från Kemikalieinspektionens
register om kemiska ämnen som finns på marknaden. Informationen omfattar data om ämnesmängder och i
vilka typer av produkter och branscher som ämnet används.
3.8.2.1
Närmare granskning av utvalda hjälpämnen
Ftalater
Kortkedjiga ftalater används i vissa tabletter och kapslar som mjukgörare i ett tunt yttre skikt av polymerer
runt tabletten eller kapsel. De kortkedjiga ftalater som används är dietylftalat (DEP) och dibutylftalat
(DBP). Vidare används även monobutylftalat (MBP).
DBP är klassificerad som miljöfarlig och är mycket giftig för vattenlevande organismer. DEP har ingen
officiell miljöklassificering inom EU. I Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003) anges att den är giftig för
vattenlevande organismer och kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön. BCF (biokoncentrationsfaktorn) för DBP visar på en relativt låg bioackumulering. För DEP anges att den troligen har låg bioackumulerande förmåga. Båda ämnena är biologiskt lättnedbrytbara.
DBP och MBP används i fem olika läkemedel och DEP i tolv läkemedel. Använd mängd av dessa ftalater i
läkemedel i Sverige uppgår till ca 350 kg/år.
67
Kortkedjiga ftalater används normalt främst som mjukgörare och lösningsmedel i färg och lim. Den totala
använda mängden av DBP i kemiska produkter i Sverige uppgick under år 2000 till ca 240 ton/år enligt
SPIN (Nordiska rådet, 2000). För DEP uppgick den totala använda mängden till ca 20 ton/år. Användningen i läkemedel utgör därmed en mindre andel av den totala användningen i Sverige, ca 0,04 % och 1,2 %
för DBP respektive EBP.
Inom EU har man under 2003/2004 slutfört en riskbedömning av DBP med avseende både på risker för
människors hälsa samt miljön (Joint Research Centre, 2004). Slutsatsen från bedömningen var att det finns
ett behov av att reducera riskerna för miljön vid produktionsanläggningar som utnyttjar DBP, exempelvis
vid tillverkning av PVC och bindemedel. I övrigt var slutsatsen att det inte föreligger någon oacceptabel
risk för skada på miljön från användning av DBP. På grund av att användningen av ftalater i läkemedel är
mycket liten i förhållande till annan användning bör användning i läkemedel inte förändra de slutsatser som
drogs i EU:s miljöriskbedömning.
Klorfluorkarboner
Klorfluorkarboner används i läkemedel som drivgaser till inhalatorer. Nio olika läkemedelsprodukter innehåller detta ämne som drivgas. De CFC som används är:
•
Triklorfluormetan/monofluortriklormetan
•
Diklordifluormetan
•
Tetrafluordikloretan
Utsläpp av CFC bryter ner ozon i stratosfären och tunnar ut det skyddande ozonskiktet. Tillverkning och
yrkesmässig användning av CFC och andra ozonnedbrytande ämnen är numera förbjuden i Sverige (SFS
2002:187). Läkemedelsverket har i ett samrådsförfarande med Naturvårdsverket dock möjlighet att ge dispens för tillverkning av läkemedel i aerosolförpackningar som innehåller CFC. Även för viss annan användning finns möjlighet till undantag från förbudet.
Läkemedelsverket gör uppföljningar av användningen av CFC i läkemedel. För perioden juli 2002 till juni
2003 uppgick användningen av CFC som drivgas i läkemedel till ca 2,7 ton/år. Användningen har minskat
stadigt. Året innan var den dubbelt så stor, ca 5,7 ton, och år 1995 uppgick användningen till ca 12,7 ton.
De mängder av ozonnedbrytande ämnen som finns kvar i samhället idag är framförallt upplagrade i befintliga produkter och utrustningar. Totala utsläpp av CFC i Sverige bedömdes av Naturvårdsverket (2003b)
till ca 360 ton för år 2002. Av dessa utgjordes den övervägande delen av utsläpp från isolerplaster av olika
slag (345 ton). Utsläpp av CFC från läkemedel utgör en mindre andel av de totala utsläppen i Sverige,
< 1 % för år 2002. Det som särskiljer utsläppen från läkemedel från andra utsläpp av CFC, är att de kommer från nytillverkade produkter. Målsättningen inom svensk miljölagstiftning är att användning av CFC
helt skall upphöra.
Fenylkvicksilvernitrat
Fenylkvicksilvernitrat används som konserveringsmedel i två läkemedel. Mängden är mycket liten och
uppgår till drygt 10 g/år.
Kvicksilverföreningar är giftiga, miljöfarliga och kan bioackumuleras. Kvicksilver kan även biomagnifieras, dvs. organismer högre upp i närningsväven får högre halter än deras bytesdjur.
Användningen av kvicksilver är reglerad inom flera områden i Sverige och målsättningen är att användningen helt skall upphöra. Importen av kvicksilver till Sverige var < 3 ton år 2001. Föroreningar via långväga lufttransporter är en viktig källa till förhöjda halter av kvicksilver i miljön. Utsläpp av kvicksilver till
luft i Sverige uppgår till ca 0,7 ton/år medan det totala nedfallet över Sverige bedöms till ca 4,2 ton/år
(Kemikalieinspektionen, 2004). Användningen av kvicksilver i läkemedel är försumbar i förhållande till
andra källor.
68
3.8.2.2
Slutligt urval av hjälpämnen
Utifrån ovanstående resonemang återstår fem hjälpämnen för miljöriskbedömning; polysorbat 80, dokusanatrium, natriumlaurylsulfat, klorkresol och metylparaben.
3.8.2.3
Metod för miljöriskbedömning av utvalda hjälpämnen
För miljöriskbedömning av ovan utvalda hjälpämnen användes en förenklad beräkningsmodell, EUSES 2.0
(European Union System for the Evaluation of Substances) (European Chemicals Bureau, 2004). Vid miljöriskbedömningen av de utvalda ämnena beaktades även användning inom andra produktgrupper än läkemedel. TGD bör anses tillämpbar på hjälpämnen i läkemedel.
Antaganden och begränsningar
I bilaga 16 redovisas ansatserna för beräkningarna i EUSES 2.0 närmare.
Följande viktiga begränsningar och ansatser gjordes:
•
Enbart utsläpp i samband med användning av produkter inkluderades, dvs. utsläpp vid produktion och
formulering av produkter inkluderades ej.
•
Som ett ”worst case” antagande förutsattes att den totala försålda mängden av de studerade ämnena
avleds till kommunalt avlopp. Eventuell metabolism vid intag av läkemedel, eller annan reduktion av
utsläpp från användning i andra produkter beaktades ej.
•
Användning och utsläpp antogs ske jämnt fördelat över landet efter population (diffus spridning).
•
Bedömning omfattade regional samt lokal nivå.
•
För den regionala nivån studerades två fall, Sverige och Stockholms län. Som indata för förbrukning på
den regionala nivån användes tillgängliga uppgifter om total försäljning, både för läkemedel och andra
produkter.
•
På den lokala nivån studerades utsläppen från ett hypotetiskt kommunalt reningsverk. Försålda mängder i läkemedel användes som indata för att beräkna halten till det kommunala reningsverket. Den lokala halten från reningsverket representerar sålunda bidraget från användning inom läkemedel och den
regionala bakgrundshalten representerar användning i andra produkter.
•
Studerade recipienter var sötvattendrag och sediment. Markmiljö som exponeras via användning av
slam från kommunala reningsverk samt lokal exponering via deposition från luft inkluderades också.
3.8.2.4
Resultat och diskussion
I tabell 3.4 redovisas resultatet av miljöriskbedömningen för de fem slutligt utvalda hjälpämnena.
Metylparahydroxibenzoat (metylparaben)
Metylparaben är det konserveringsmedel som används i flest läkemedelsartiklar och sannolikt även störst
mängd. Det används i ca 170 olika läkemedel, varav ca 20 är veterinärläkemedel.
Metylparaben är lättnedbrytbar och har ej potential för bioackumulering. Data för akut akvatisk toxicitet är
i nivån 10 – 100 millig/L med Daphnia som den känsligaste arten. Data för kronisk ekotoxicitet synes saknas.
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 7 ton/år. Den totala använda mängden i andra produkter uppgår till ca drygt 40 ton/år enligt SPIN (Nordiska rådet, 2000). Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel ca 15 % av den totala användningen.
69
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av metylparaben bedöms därför ej medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.
Klorkresol
Klorkresol är det konserveringsmedel som har en klassificering som miljöfarlig och även används i relativt
stor mängd i läkemedel. Ämnet används i ca 15 olika läkemedelsprodukter, varav tre är veterinärprodukter.
Klorkresol är biologiskt lättnedbrytbart. Värdet för log Kow är 3,1 vilket skulle kunna indikera potential för
bioackumulering. Värden från tester med fisk visar dock värden på BCF som är mindre än 100 varför
klorkresol ej bedöms ha potential för bioackumulering. Klorkresol är mycket giftigt för vattenlevande organismer. Värden på akuttoxicitet är i nivån 0,9 – 5 millig/L med fisk som den känsligaste arten. Data på
kronisk toxicitet finns för Daphnia och alger med NOEC-värden i nivån 1-2 millig/L. Eftersom data på
kronisk toxicitet för fisk saknas härleddes PNEC-värdet från värdet på akut toxicitet för fisk och med en
säkerhetsfaktor 1 000.
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 1,4 ton/år. Mängden i veterinärläkemedel är liten, ca
1 kg/år. Den totala använda mängden i andra produkter uppgår till ca drygt 5 ton/år. Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel ca 20 % av den totala användningen.
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av klorkresol
bedöms därför inte medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.
Natriumlaurylsulfat
Natriumlaurylsulfat är en anjontensid. Natriumlaurylsulfat används i ca 85 olika läkemedel, varav sju är
veterinärläkemedel.
Natriumlaurylsulfat är lättnedbrytbar och har ej potential för bioackumulering. Data finns för både akut och
kronisk akvatisk toxicitet för alla tre standardtestorganismerna. NOEC-värden för kronisk toxicitet är i
nivån 0,9 - 10 millig/L. PNEC härleddes från lägsta data på kronisk toxicitet (mot Daphnia) och en säkerhetsfaktor av tio.
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 3,9 ton/år. Den totala använda mängden i kemiska
produkter uppgår till ca drygt 780 ton/år. Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel mindre än 1 % av den totala användningen.
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av natriumlaurylsulfat bedöms därför inte medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.
Dokusatnatrium
Även dokusatnatrium är en anjontensid. Dokusatnatrium används i ca 30 olika läkemedel, huvudsakligen
tabletter och kapslar, varav fyra är veterinärläkemedel.
Enligt uppgifter i IUCLID klarar dokusatnatrium graden av nedbrytning vid test enligt OECD 301 D, dock
inte inom det föreskrivna tiodagarsfönstret. Dokusatnatrium betraktas därför som potentiellt bionedbrytbar
men ej som biologiskt lättnedbrytbar.
Enligt uppgifter i Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003) är log Kow 6 för dokusatnatrium. Ämnet uppges
dock metaboliseras och ha ett värde på BCF < 100 (Goodrich et al., 1991), varför den ej bedöms ha potential för bioackumulering. Värdet på log Kow indikerar att dokusatnatrium kan adsorberas till slam. Dokusatnatrium är giftig mot vattenlevande organismer med data på akut toxicitet i nivån 5 - 35 millig/L.
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 1,6 ton/år varav den använda mängden i ett veterinärläkemedel mot rundmask beräknades till ca 1 ton/år. Totala användningen i andra produkter uppgår till ca
drygt 250 ton/år. Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel mindre än 1 % av den totala
användningen.
PEC/PNEC kvoten beräknades till ca 0,3 för sötvatten, både för det lokala scenariot och regionen Stockholm (tabell 3.4). För regionen Sverige blev PEC/PNEC < 0,1. Även för mark beräknades PEC/PNEC < 1
70
även om värdet för regionen Stockholm knappt understeg 1. För sediment gav beräkningarna en
PEC/PNEC-kvot över 1 för det lokala scenariot och regionen Stockholm. Baserat på indata och beräkningarna enligt EUSES 2.0 kan således risk för skada på sedimentlevande organismer i sötvattenmiljön ej uteslutas.
Observera att flera ”worst case” antaganden användes för bedömningen av exponering och effekt. Exempelvis antogs att hela förbrukningen i Sverige leds till avlopp utan någon reduktion vid källan. Det värde på
fördelningskoefficienten mellan organisk kol och vatten, Koc, som användes beräknades från ett värde på
Kow som anges i Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003).
För att bättre kunna avgöra om användningen av dokusatnatrium medför risk för skada på sedimentlevande
organismer bör indata till bedömningen granskas närmare för att förfina bedömningen. Användningen av
dokusatnatrium i läkemedel är marginell i förhållande till användning i andra produkter och påverkade inte
utfallet av riskbedömningen nämnvärt.
Polysorbat 80
Polysorbat 80 är en polyetylenglykolsorbitanmonooleat. Det är en nonjontensid med relativt hög molekylvikt. Polysorbat 80 används i ca 145 olika läkemedel, varav ca 20 är veterinärläkemedel. Den i läkemedel
använda mängden uppskattas till ca 6 ton/år varav mängden i veterinärläkemedel beräknas vara ca 0,9
ton/år. Totala använd mängd i andra produkter uppgår enligt SPIN till ca 90 ton/år (Nordiska rådet, 2000).
Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel ca 7 % av den totala användningen.
Det var svårt att finna data om miljöegenskaper från standardiserade tester för polysorbat 80. I litteraturen
uppges att polysorbat 80 bryts ned snabbt biologiskt, inom mindre än fem dagar (Baleux och Caumette,
1974). Som en försiktig ansats antogs att polysorbat 80 är potentiellt bionedbrytbar men ej lättnedbrytbar.
Polysorbat 80 har låg akvatisk toxicitet. Vid test på olika organismer har effekter uppmätts först vid koncentrationer som är högre än 100 millig/L, även om testlängden och testförhållanden avviker från standardtester. Exempelvis rapporteras om dödlighet först vid 1 – 5 % för invertebrater vid exponering under 10 tim
(Saski et al., 1971). EC50-värden för alger rapporteras till ca 100 millig/L, vid högre halter minskar dock
toxiciteten (Nyberg, 1988). LC50 för fisk, 96 tim, anges i Kemiska Ämnen 9.0 till 471 millig/L (Prevent,
2003). Vid beräkningarna antogs akuttoxiciteten vara högre än 100 millig/L.
Uppgifter om log Kow för polysorbat 80 synes saknas. Eftersom polysorbat 80 består av en blandning är det
svårt att med någon säkerhet beräkna log Kow med hjälp av de modeller som finns. Beräkningar med antagande om en linjär polyetylenkedja bunden till sorbitanmonooleat indikerar ett log Kow på ca 1,5. Detta
värde användes i beräkningarna. Beräkningar gjordes även med antagande om högre värden på log Kow.
Det förändrade dock inte slutsatserna av beräkningarna.
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av polysorbat
80 bedöms därför ej medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.
Tabell 3.4. PEC/PNEC för utvalda hjälpämnen i olika regioner
Sötvatten
Sverige
Polysorbat 80
Dokusatnatrium
Natriumlaurylsulfat
Klorkresol
Metylparaben
Mark
Stockholm
Lokal
Sverige
Sötvattensediment
Stockholm
Lokal
Sverige
Stockholm Lokal
0,00475
0,0236
0,00135
0,034
0,272
0,0224
0,0387
0,278
0,0231
< 0,001
0,143
0,00134
< 0,001
0,926
< 0,001
0,00161
0,0795
< 0,001
0,00466
0,434
0,00121
0,0333
5,01
0,02
0,0387
2,78
0,0231
< 0,001
< 0,001
0,0165
0,00905
0,0421
0,0205
< 0,001
< 0,001
0,0163
< 0,001
0,0421
0,00745
< 0,001
< 0,001
0,004
0,00848
0,881
0,0205
71
3.9
Naturläkemedel
3.9.1
Volymer och flöden
Naturläkemedel utgör en liten del av det totala läkemedelsflödet. Antalet godkända naturläkemedel är f.n.
drygt 100 st och antalet naturmedel är ca 70 st. Kunskaperna om de mängder som används samt deras eventuella påverkan på den yttre miljön är begränsad.
De vanligaste naturläkemedlen innehåller material från följande växter eller djur:
•
Kinesiskt tempelträd (Ginkgo biloba)
•
Röd solhatt (Echinacea purpurea)
•
Johannesört (Hypericum perforatum)
•
Sågpalmetto (Serenoa repens) och pumpa (Cucurbita pepo)
•
Hästkastanj (Aesculus hippocastanum)
•
Fiskolja (Omega-3-fettsyror)
•
Ginseng (Panax ginseng)
•
Vitlök (Allium sativum)
•
Vänderot (Valeriana officinalis)
Den sammanlagda försäljningen av naturläkemedel, naturmedel, kosttillskott samt vissa livsmedel och
kosmetika i kronor räknat är stadigt ökande, enligt uppgifter från Hälsokostrådet och Apoteket AB. Försäljningen har ökat från 450 miljoner kr år 1980 till 3 175 miljoner kr år 2003. Försäljningen av produktgruppen naturmedel/naturläkemedel uppgick år 2003 till ca 1 miljard kr i konsumentpris. Vid antagande att
naturmedlen/naturläkemedlen kostar 1 – 4 kr/g i konsumentledet kan den försålda mängden grovt uppskattas till i storleksordningen 250 – 1 000 ton för år 2003.
Naturläkemedel används i första hand i hemmen. Den oförbrukade mängden hamnar sannolikt i avloppet
eller bland hushållssoporna.
3.9.2
Diskussion
Eftersom de verksamma beståndsdelarna ofta utgörs av extrakt av växtmaterial som i sig utgör en komplex
blandning av olika ämnen är verkningsmekanismerna i allmänhet ofullständigt kända.
Fytoöstrogener är ämnen från växter med östrogen effekt. De har i vissa sammanhang diskuterats som en
tänkbar risk för miljön (Kungliga Skogs- och Lantbruksakademien, 2003). Förekomsten av fytoöstrogener i
naturläkemedel är begränsad varför bidraget från denna produktgrupp torde vara minimalt.
Miljöeffekter av naturläkemedel är ett okänt område. Det finns inga uppgifter om påverkan på den yttre
miljön. Det finns dock heller ingenting som tyder på någon risk för miljöpåverkan.
72
4 Miljöfarlighetsbedömning och
miljöklassificering av aktiva
substanser och hjälpämnen
4.1 Sammanfattning
Vid miljöfarlighetsbedömning för akvatisk miljö av i läkemedel ingående utvalda aktiva substanser och
hjälpämnen kunde det konstateras att det föreligger brister. Endast 12 av 30 aktiva substanser samt 31 av 55
konserveringsmedel kunde klassificeras med avseende på miljöfarlighet.
Innan man inför ett eventuellt miljöklassificeringssystem för läkemedel måste syftet med detta system tydliggöras och för syftet relevanta kriterier utformas.
Miljöklassificering av läkemedelssubstanser bör baseras på kunskap om långtidstoxicitet vid exponering för
låga halter, utöver akuttoxicitet, persistens och bioackumulation. För att få en fullständig bild av en läkemedelsprodukts totala potential för miljöpåverkan borde en livscykelanalys genomföras. I dagsläget finns
inte tillräcklig kunskap för denna typ av omfattande miljöklassificering. I ett inledande skede bör dessa
aspekter diskuteras och utredas av representanter för aktuella intressegrupper.
4.2
Utförande av miljöfarlighetsbedömningar
Miljöfarlighetsbedömningar för akvatisk miljö i enlighet med Kemikalieinspektionens föreskrifter om klassificering och märkning av kemiska produkter genomfördes för de tidigare utvalda aktiva substanserna (se
3.5) samt för vissa konserveringsmedel. Syftet var att belysa miljöfarligheten hos i läkemedel ingående
ämnen. Miljöfarlighetsbedömningar och klassificeringar av hela läkemedelsberedningar på produktnivå
genomfördes ej. För att ett ämne skall kunna bedömas som miljöfarligt eller ej krävs uppgifter om akuttoxicitet, bionedbrytning och bioackumulerande förmåga. Se avsnitt 2.5 för utförligare förklaringar.
Läkemedelsverket efterfrågade data från läkemedelsindustrin (bilaga 12). I förekommande fall kompletterades dessa med uppgifter från litteraturen (bilaga 7). Hänsyn togs enbart till data som tydligt uppfyllde de
kriterier som anges i nämnda föreskrift.
Miljöfarlighetsbedömningar för hjälpämnen begränsades till 55 utvalda konserveringsmedel. Miljödata för
dessa hämtades från ett antal källor, valda utifrån tillgänglighet, omfattning och förväntad hög kvalitet på
informationen. Detaljerade uppgifter om dessa miljödata finns i bilaga 17.
4.3
Resultat
Bedömningar utfördes utifrån vid bedömningstillfället tillgängliga data och ges för aktiva substanser i tabell 4.1 och för hjälpämnen i tabell 4.2. Någon fullständig litteraturgenomgång kunde ej genomföras inom
utredningen. Det kan därför finnas ytterligare litteraturuppgifter eller information som skulle kunna leda till
en annan bedömning.
Otillräcklig information betyder att det inte finns tillräckliga data för att bedöma ämnet med avseende på
miljöfarlighet enligt kriterierna i KIFS 1994:12.
Ej miljöfarligt betyder att utifrån tillgängliga data uppfyller inte ämnet kriterierna för miljöfarlighet enligt
KIFS 1994:12.
73
Miljöfarligt betyder att ämnet är bedömt av Kemikalieinspektionen som miljöfarligt, eller att tillgängliga
data tyder på att ämnet skall bedömas som miljöfarligt enligt KIFS 1994:12.
Miljöfarligt (åtminstone riskfras) betyder att befintliga data för ämnet ger den miljöfarlighetsbedömning
som anges inom parantes. Viss information för ämnet saknas vilket innebär att kompletterande data kan ge
en annan miljöfarlighetsbedömning (R-fraser).
För vissa av konserveringsmedlen hämtades miljöfarlighetsbedömningar ifrån Kemikontorets miljöskyddsblad. I dessa kan avvikelser från miljöfarlighetsbedömning enligt kriterierna i KIFS 1994:12 förekomma.
Tabell 4.1. Miljöfarlighetsbedömning och miljöklassificering av aktiva substanser.
Substans
Miljödata
Miljöklassificering
Albendazol
Atenolol
Cyklofosfamid
Dextropropoxifen
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbar, övriga uppgifter saknas.
Ett toxicitetsvärde (R52), ej bioackumulerande, övriga uppgifter
saknas.
Ett toxicitetsvärde (R52), ej bioackumulerande, övriga uppgifter
saknas.
Tre toxicitetsvärden (R52), potentiellt bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.
Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Två toxicitetsvärden (R51), potentiellt bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.
Tre toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Tre toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.
Tre toxicitetsvärden (R51), potentiellt bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.
Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.
Två toxicitetsvärden (R50), potentiellt bioackumulerande, ej persistent.
Potentiellt bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas
Tre toxicitetsvärden (R52), ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart
Tre toxicitetsvärden (R52), ej bioackumulerande, tvetydiga nedbrytbarhetsdata.
Ett toxicitetsvärde (R50), ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.
Ej miljöfarligt
Miljöfarligt
(R51/53)
Otillräcklig information
Miljöfarligt (R50/53)
Oxazepam
Oxitetracyklin
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Tre toxicitetsvärden (R50), ej bioackumulerande, övriga uppgifter
saknas.
Otillräcklig information
Miljöfarligt (minst R 50)
Paracetamol
Tre toxicitetsvärden (R51), ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.
Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Ett toxicitetsvärde, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Potentiellt bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Tre toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbar.
Två toxicitetsvärden (R51), ej bioackumulerande, övriga uppgifter
saknas.
Två toxicitetsvärden (R50), ej bioackumulerande, övriga uppgifter
saknas.
Två toxicitetsvärden (R52), ej bioackumulerande, övriga uppgifter
saknas.
Miljöfarligt
(R 51/53)
Otillräcklig information
Diazepam
Diklofenak
Enalapril
Etinylöstradiol
Furosemid
Hydroklorotiazid
Ibuprofen
Ifosfamid
Ivermektin
Ketoprofen
Metformin
Metoprolol
Naproxen
Noretisteron
Ranitidin
Salbutamol
Simvastatin
Terbutalin
Tetracyklin
Tylosin
Warfarin
74
Otillräcklig information
Miljöfarligt
(R52/53)
Otillräcklig information
Miljöfarligt (minst
R51/53)
Ej miljöfarligt
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Miljöfarligt (R52/53)
Otillräcklig information
Miljöfarligt (R50/53)
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Ej miljöfarligt
Otillräcklig information
Miljöfarligt (minst R 50)
Otillräcklig information
Substans
Miljödata
Miljöklassificering
Östradiol
Ett toxicitetsvärde (tvetydigt), potentiellt bioackumulerande, tvetydiga nedbrytningsuppgifter.
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Otillräcklig information
Östriol
Otillräcklig information
Tabell 4.2. Miljöfarlighetsbedömning och miljöklassificering av konserveringsmedel.
Ämne (CAS nummer)
Miljödata
Miljöklassificering
Bensalkonklorid (63449-41-2)
Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen
Två toxicitetsvärden finns (R51), övriga
uppgifter saknas
Två toxicitetsvärden finns (R52), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Två toxicitetsvärden finns (R51), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Tre toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Ett toxicitetsvärde finns (0,1 millig/L)
Miljöfarligt (R50)
Bensetonklorid (121-54-0)
Bensoesyra E120 (65-85-0)
Bensylalkohol (100-51-6)
Bensylkarbinol (60-12-8)
Benzododeciniumbromid (7281-041)
Bronidox L (30007-47-7) < 0,05%
Butylhydroxianisol (25013-16-5)
Butylhydroxitoluen, E321 (128-37-0)
Butylparaben (94-26-8)
Captan (133-06-2)
Cetrimid (57-09-0)
Citronsyra, E330 (77-92-9)
1,2-Dihydro-2,2,4-trimetylkinolin
(147-47-7)
Etanol (64-17-5)
Etylparaben E 214 (120-47-8)
Etylparaben natriumsalt E 215
Fenol (108-95-2)
Fenoxietanol (122-99-6)
Fenylkvicksilvernitrat (55-68-5)
Fenylkvicksilvernitrat basiskt (800305-2)
Formaldehyd (50-00-0)
Glydant (6440-58-0)
Imidurea (39236-46-9)
Isobutylparaben (4247-02-3)
Isopropanol (67-63-0)
Ett toxicitetsvärde finns (R51), övriga uppgifter saknas
Ej bioackumulerande (BCF 67,61), övriga
uppgifter saknas
Två toxicitetsvärden finns (ett R50), ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbar
Bioackumulerande, övriga uppgifter saknas
Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen
Tre toxicitetsvärden finns (R50), ej bioackumulerande. Två värden finns på nedbrytbarhet varav ett visar ej lättnedbrytbar.
Två toxicitetsvärden finns (ett R52), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande.
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.
Tre toxicitetsvärden finns (> 100), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Två toxicitetsvärden finns (R52), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Bedöms i analogi med etylparaben
Tre toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Tre toxicitetsvärden finns (> 100), ej bioackumulerande. Uppgifter om nedbrytbarhet
saknas
Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen
Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen
Två toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande.
Två toxicitetsvärden finns (ett R52), övriga
uppgifter saknas
Alla uppgifter saknas
Alla uppgifter saknas
Tre toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
75
Otillräcklig information
Ej miljöfarligt1
Ej miljöfarligt2
Ej miljöfarligt
Miljöfarligt (åtminstone
R50)
Otillräcklig information 3
Otillräcklig information
Miljöfarligt (R50/53)
Otillräcklig information 4
Miljöfarligt (R50)
Miljöfarligt (R50/53)
Ej miljöfarligt5
Otillräcklig information
Ej miljöfarligt
Otillräcklig information 4
Otillräcklig information 4
Ej miljöfarligt6
Ej miljöfarligt
Miljöfarligt (R50/53)
Miljöfarligt (R50/53)
Ej miljöfarligt7
Otillräcklig information 3
Otillräcklig information
Otillräcklig information 4
Ej miljöfarligt
Ämne (CAS nummer)
Miljödata
Miljöklassificering
Kaliumsorbat E 202 (590-001/24634-61-5)
Två toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),
övriga uppgifter saknas
Otillräcklig information
N-(3-Klorallyl)hexaminklorid (408031-3)
Klorbutanol (57-15-8, 1,1,1triklorbutanol
Två toxicitetsvärden finns (R52), övriga
uppgifter saknas
Ett toxicitetsvärde finns (> 100 millig/L), ej
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Otillräcklig information
Klorhexidinacetat (56-95-1)
Två toxicitetsvärden finns (ett R50), bioackumulerande
Klassat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen
Tre toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Tre toxicitetsvärden finns (R52), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Tre toxicitetsvärden finns (två R51), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Två toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Bedöms i analogi med metylparaben
Alla uppgifter saknas
Miljöfarligt (R50/53)
Två toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Tre toxicitetsvärden finns (ett R51), övriga
uppgifter saknas
Två toxicitetsvärden finns (R52), ej lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Ej miljöfarligt9
Bedöms i analogi med propylparaben
Ej miljöfarligt
Otillräcklig information
Oxykinolinkaliumsulfat (14534-95-3)
Två toxicitetsvärden finns (ett R52), ej bioackumulerande, uppgift om nedbrytbarhet
saknas
Tre toxicitetsvärden finns (R52) ej bioackumulerande, uppgift om nedbrytbarhet
saknas.
Finns tillräckligt med uppgifter för att bedöma metyl- och propylparaben, men ej butyloch etylparaben
Alla uppgifter saknas
Propylenglykol (57-55-6 1,2Propylenglykol)
Tre toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande.
Ej miljöfarligt
Propylgallat (121-79-9)
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas
Två toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar, bioackumulerande
Otillräcklig information
Propylparaben natriumsalt E217
(35285-69-9)
Bedöms i analogi med propylparaben8
Ej miljöfarligt4
Rosin (Kolofonium 8050-09-7) Bedömningen gjord på abietinsyra
(514-10-3) eftersom Kolofonium till
större delen består av abietinsyra.
Sorbinsyra E200 (110-44-1)
Kolofonium: två toxicitetsvärden finns
(R51), övriga uppgifter saknas. Abietinsyra:
tre toxicitetsvärden finns (R50), ej lättnedbrytbar och bioackumulerande.
Ett toxicitetsvärde finns (> 100 millig/L), ej
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande
Två toxicitetsvärden finns (R50)
Miljöfarligt (R50/53)
Klorkresol (4-Chloro-m-kresol) (5950-7)
2-Kresol (95-48-7)
3-Kresol (908-39-4)
4-Kresol (106-44-5)
Metylparaben E218 (99-76-3)
Metylparaben natriumsalt E219
Myristyl-gamma-pikoliniumklorid
(2748-88-1)
Natriumbensoat E211(532-32-1)
Natriumbisulfit E222 (7631-90-5)
Natriumedetat (tetracemindinatrium
139-33-3, bedömd i enlighet med
korr. syra dvs. etylendiamintetrattiksyra 60-00-4)
Natriumpropylhydroxibensoat E212
(35285-69-9), se propylparabens
natriumsalt nedan
Natriumpyrosulfit E223 (7681-57-4)
Natriumsulfit E221 (7757-83-7)
Nipastat (en blandning av m,e,p,bparabener)
Propylparaben E216 (94-13-3)
Svaveldioxid E220 (7446-09-5)
76
Otillräcklig information
Miljöfarligt (R50)
Ej miljöfarligt8
Ej miljöfarligt8
Ej miljöfarligt8
Ej miljöfarligt4
Ej miljöfarligt4
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Miljöfarligt (åtminstone
R52/53)
Ej miljöfarligt
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Ej miljöfarligt4
Otillräcklig information
Miljöfarligt (R50)
Ämne (CAS nummer)
Miljödata
Miljöklassificering
Tiomersal (54-64-8), innehåller
kvicksilver
Tiomersal natrium
Ett toxicitetsvärde finns (51), övriga uppgifter saknas
Bedöms i enlighet med Tiomersal
Alla uppgifter saknas
Otillräcklig information
Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas
Miljöfarligt (R51/53)
Alfa-Tokoferol E307 (59-02-9), Evitamin
Tymol (m-tymol 89-83-8)
Vinsyra (147-71-7, racemat)
Otillräcklig information
Otillräcklig information
Otillräcklig information
1
Kemikontorets miljöskyddsblad nr 220 för bensoesyra från april 1995.
Kemikontorets miljöskyddsblad nr 221 för bensylalkohol från april 1995.
3
Testtiden i akut toxicitetstest avviker från kriterierna.
4
Bedömningen är gjord med underlag från en rapport från Miljöstyrelsen (Madsen, 2001).
5
Kemikontorets miljöskyddsblad nr 230 för citronsyra från juni 1994.
6
Kemikontorets miljöskyddsblad nr 38 för fenol från juni 1994.
7
Kemikontorets miljöskyddsblad nr 15 för formaldehyd från december 1996.
8
Kemikontorets miljöskyddsblad nr 167 för o-, m-, p-kresol från december 1996.
9
Bedöms i analogi med bensoesyra. Kemikontorets miljöskyddsblad nr 220 från april 1995.
2
Av de 30 utvalda läkemedelssubstanserna klassificerades diklofenak, etinylöstradiol, ibuprofen, ivermektin,
metoprolol, noretisteron, oxitetracyklin, paracetamol samt tylosin som miljöfarliga för vattenlevande organismer. Av dessa bedömdes ivermektin och noretisteron vara mycket giftiga för vattenlevande organismer
samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R50/53). Oxitetracyklin och tylosin bedömdes
som mycket giftiga för vattenlevande organismer (R50). Etinylöstradiol och ibuprofen bedömdes vara giftiga för vattenlevande organismer samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R51/53).
Diklofenak och metoprolol bedömdes vara skadliga för vattenlevande organismer samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R52/53). För 21 substanser saknades uppgifter, vilket innebär att en
fullständig miljöklassificering ej kunde genomföras. Endast furosemid, hydroklorotiazid samt terbutalin
kunde klassificeras som ej miljöfarliga.
Flertalet av de utvalda läkemedelsubstanserna miljöriskbedömdes även utifrån använda mängder i Sverige
(se 3.5). Av de substanser som här bedömts som miljöfarliga bedömdes endast etinylöstradiol kunna utgöra
en potentiell risk för akvatisk miljöpåverkan, medan diklofenak, ibuprofen och metoprolol bedömdes ej
utgöra någon risk. Paracetamol bedömdes inledningsvis kunna utgöra en potentiell risk för akvatisk miljöpåverkan, men ytterligare nedbrytningsdata och uppmätta halter pekar på att risken bör vara liten. För oxitetracyklin bedömdes eventuell risk för påverkan ej kunna uteslutas lokalt i reningsverken medan risk för
miljöpåverkan ej kunde uteslutas för noretisteron utan tillgång till ytterligare data.
Av de 55 bedömda konserveringsmedlen var sex redan bedömda som miljöfarliga i Kemikalieinspektionens klassificeringslista. Två var bedömda som mycket giftiga för vattenlevande organismer samt kunna
orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R50/53), tre som mycket giftiga för vattenlevande organismer (R50) och en som giftig för vattenlevande organismer samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i
vattenmiljön (R51/53).
För ytterligare 25 konserveringsmedel fanns tillräckliga uppgifter för att kunna göra bedömningar enligt
Kemikalieinspektionens kriterier. Av dessa bedömdes fyra vara mycket giftiga för vattenlevande organismer samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R50/53). Två bedömdes vara mycket giftiga för vattenlevande organismer (R50) och ett bedömdes vara skadligt för vattenlevande organismer samt
kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R52/53). Två av de konserveringsmedel som bedömts som miljöfarliga (kresol och fenylkvicksilver) granskades även ur miljörisksynpunkt utifrån använda
mängder i Sverige (se 3.7.2.). Ingen av dessa bedömdes utgöra någon miljörisk vid nuvarande användning i
läkemedel.
77
De resterande 18 konserveringsmedlen klassificerades som ej miljöfarliga. För två av dem gjordes bedömningen genom analogiresonemang. För sex konserveringsmedel fanns inga uppgifter alls och för 18 fanns
vissa uppgifter, men de var otillräckliga för en klassificering.
4.4
Diskussion
Intresset för ett miljöklassificeringssystem för läkemedel är stort hos ett flertal intressegrupper. Det kan
finnas en rad olika syften bakom önskemålet om ett miljöklassificeringssystem för läkemedel. Några exempel, vilka lyfts fram i debatten, är:
•
att ge ett verktyg för myndigheter att kunna stoppa/förbjuda vissa preparat
•
att vara ett hjälpmedel för myndigheter att sätta restriktioner för användning och informera om hur
avfall skall hanteras
•
att tillhandahålla information till förskrivare som ett hjälpmedel att välja preparat med minsta möjliga
potential för miljöpåverkan
•
att tillhandahålla information till allmänheten för att kunna öka möjligheten att aktivt ta miljöhänsyn
•
att tillhandahålla information till landsting för att kunna öka möjligheten att ta miljöhänsyn vid läkemedelsupphandling
•
att vara ett marknadsföringsargument för försäljare
•
att ge ökad kunskap om läkemedels ekotoxicitet
System utvecklade för dessa olika syften skulle kunna se olika ut och ha olika värde för övriga intressenter.
Läkemedelsverket lägger ingen värdering i ovan beskrivna syften. De juridiska förutsättningarna för ett
miljöklassificeringssystem för läkemedel har däremot granskats i denna utredning och redovisas i kapitel 9.
I försöket att miljöklassificera i läkemedel ingående utvalda aktiva substanser och hjälpämnen enligt Kemikalieinspektionens föreskrifter om klassificering och märkning av kemiska produkter (KIFS 1994:12, senaste ändrad i KIFS 2001:3) kunde databrister konstateras. Endast 12 av 30 aktiva substanser samt 31 av 55
konserveringsmedel kunde miljöfarlighetsbedömas och klassificeras.
Det system som idag används för miljöklassificering av allmänkemikalier utifrån deras inneboende egenskaper skulle endast kunna fungera som hjälpmedel att urskilja läkemedelssubstanser med hög akuttoxicitet
och substanser med potential till persistens och bioackumulering. Informationen är naturligtvis användbar i
ett första skede av en miljöriskbedömning, men skulle inte ge förskrivare eller allmänheten någon bra
grund för att kunna välja läkemedelspreparat med minsta möjliga potential för miljöpåverkan.
Det beror delvis på att ekotoxicitetskriterierna i miljöfarlighetsbedömningen är baserade enbart på akuttoxicitetsdata. I Jones et al. (2002) finns en sammanställning som illustrerar toxiciteten hos 7 stora läkemedelsgrupper för olika typer av organismer. Ur den kan man, ej förvånande, utläsa att antibiotika är extremt
giftiga för mikroorganismer (EC50 < 0,1 millig/L) och mycket giftiga för alger (EC50 = 0,1 – 1 millig/L);
antidepressiva och hjärt-/kärl läkemedel är mycket giftiga för kräftdjur; cytostatika är mycket giftiga för
mikroorganismer (EC50 = 10 - 100 millig/L) och skadliga för kräftdjur och fisk; analgetika är giftiga (EC50
= 1 – 10 millig/L) och skadliga för kräftdjur samt skadliga för fisk; antiepileptika är giftiga för nässeldjur
men ofarliga (EC50 > 100 millig/L) för kräftdjur och fisk; röntgenkontrastmedel är ofarliga för mikroorganismer, alger, kräftdjur och fisk. Det framgår inte av sammanställningen om toxiciteten skiljer sig åt mellan
produkter i respektive grupp, men den visar att biologiskt aktiva substanser har förmåga att påverka olika
typer av organismer vid sådana koncentrationer så att många skulle klassificeras som mycket giftiga eller
giftiga för vattenlevande organismer. Intressant är också att röntgenkontrastmedel, som skräddarsytts för att
inte utöva någon biologisk aktivitet, är ofarliga för samtliga studerade arter.
Vid genomgången av insända företagsdata (se 3.4 och 3.5) identifierades 30 substanser (bilaga 11) som
mycket giftiga för vattenlevande organismer samt biologiskt ej lättnedbrytbara, stabila eller persistenta. Ett
78
flertal läkemedelsgrupper fanns representerade bland dessa med en liten övervikt åt neuroleptika och psykoanaleptika. För 27 substanser (bilaga 11) fanns uppgifter som tolkades som giftig för vattenlevande organismer samt biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent. Även i denna grupp fanns flera läkemedelsgrupper representerade bl.a. vissa neuroleptika och psykoanaleptika.
I dagsläget finns inte kunskap om ekotoxicitet för olika typer av organismer för mer än ett fåtal av alla
existerande läkemedelssubstanser. Med dagens lagstiftning finns ingen möjlighet att kräva in dessa data
från läkemedelsföretagen för andra substanser än nya läkemedelsubstanser som, utifrån av läkemedelsföretaget angivet maximalt dagligt intag och en marknadspenetrationsfaktor satt till 1 %, beräknas uppnå en
halt i ytvatten över 0,01 mikrog/L. Uppgifter om toxicitet i terrester miljö är ännu mer bristfällig. Enbart
uppgifter om predikterad halt i vattenmiljön skulle inte ge förskrivare och allmänheten något bra verktyg
för urval av produkter.
Som tidigare nämnts är den faktiska miljörisken avhängig vilken exponering som sker för en substans tillsammans med substansens förmåga att orsaka skada. Om man jämför vilka kriterier som gäller för att klassificera allmänkemikalier på en skala från mycket giftig för vattenlevande organismer till ofarlig (se
2.3.6.2) med faktiska uppmätta halter av läkemedelsubstanser (bilaga 6) eller t.o.m. med uppskattade
”worst case” halter (se 3.5.3, tabell 3.2) inser man att även för läkemedelssubstanser som klassificeras som
mycket giftiga är riskerna för akut miljöpåverkan väldigt små.
Som framgår av sammanställningen av nuvarande kunskap (se 3.2) är det sannolikt långtidstoxicitet vid
kronisk exponering som är av intresse när det gäller dessa låga halter av läkemedelssubstanser. Potentialen
att orsaka miljöpåverkan vid långtidsexponering för låga halter behöver inte vara korrelerad med potentialen att orsaka akut miljöpåverkan (Calabrese och Baldwin, 1993; Forbes och Calow, 2002; Ferrari et al.
2003; Huggett et al, 2002; Webb, 2001). Ett val av läkemedelssubstans baserat enbart på potential att orsaka akut miljöpåverkan i vattenmiljön skulle kunna resultera i att ett läkemedel väljs bort till förmån för ett
annat som skulle kunna orsaka värre långtidseffekter.
Ett bra system för miljöriskbedömning och miljöklassificering av läkemedelsubstanser bör således baseras
på kunskap om långtidstoxicitet vid exponering för låga halter, utöver akuttoxicitet, persistens och bioackumulation. Dessutom bör utvärderingen gälla såväl terrester som akvatisk miljö. När det gäller persistenskriteriet bör man även vara observant på att substanser som inte anses vara persistenta i miljön ändå
kan komma att utöva avsevärda långtidseffekter om dessa ständigt tillförs i små mängder (pseudopersistenta substanser).
Läkemedel innehåller utöver den aktiva substansen dessutom olika hjälpämnen vilkas potential att utöva
miljöpåverkan även den borde vägas in vid olika produkters eventuella miljöklassificering.
Innan man inför ett eventuellt miljöklassificeringssystem för läkemedel måste syftet med detta system tydliggöras och för syftet relevanta kriterier utformas.
Om syftet med ett eventuellt miljöklassificeringssystem vore att förse förskrivare, upphandlare och allmänheten med information för att öka möjligheterna att aktivt kunna ta miljöhänsyn eller för att ge försäljare
marknadsföringsargument borde hela livscykelanalyser (dvs. miljöpåverkan från utvinning av råmaterial,
produktion och produktionsavfall, aktiv substans, hjälpämnen, förpackningar, distributionsled, destruktion)
av varje enskild produkt beaktas. Vidare måste de kriterier man sätter upp vara anpassade till de specifika
potentiella miljörisker som förknippas med respektive led. Dessutom måste kunskap och instruktioner för
hur en eventuell miljöklassificering skall hanteras vid förskrivning, upphandling och allmänhetens val av
preparat finnas tillgänglig.
I dagsläget finns inte tillräcklig kunskap för denna typ av omfattande miljöklassificering. I ett inledande
skede bör dessa aspekter diskuteras och utredas av representanter för inblandade intressegrupper.
79
5 Miljöpåverkan från kosmetiska och
hygieniska produkter
5.1 Sammanfattning
Volymen av kosmetiska och hygieniska produkter på svenska marknaden uppgår till ca 40 000 ton/år. Den
totala volymen av kosmetiska och hygieniska produkter exklusive vatten uppgår till ca 16 000 ton/år. Om
totalförbrukningen fördelas jämnt över hela befolkningen innebär det att varje svensk i genomsnitt använder ca 12 g kosmetiska och hygieniska produkter per dag. Mängden 12 g inklusive vatten kan jämföras med
den mängd på 18 g som EU:s vetenskapliga kommitté använder vid säkerhetsbedömningar av ingredienser
och som antas motsvara en mängd som används av en ”storförbrukare” av kosmetiska och hygieniska produkter inom EU.
Tensider och mjukgörande/fuktighetsreglerande ämnen utgör två stora funktionsgrupper i kosmetiska och
hygieniska produkter. De utgör uppskattningsvis ca 30 % respektive 20 % av torrsubstansmängden i produkterna. Den totala tensidmängden från kosmetiska och hygieniska produkter beräknades uppgå till ca
5 000 ton per år och tensidstudien visade att detta utgör en relativt liten del, ca 4 %, av det totala flödet av
tensider i samhället.
Funktionsgrupper som utgör små andelar, < 1 – 4 %, av totalmängden är solskyddsfilter, konserveringsmedel, drivgaser, färgämnen och parfymer.
Arbetet med att kvantifiera flöden av kosmetiska och hygieniska produkter har visat att det finns avsevärda
svårigheter med att få fram nödvändiga uppgifter. De sätt som olika uppgifter registreras på är för närvarande inte anpassade för flödesberäkningar och en stor arbetsinsats har krävts av olika parter för att få fram
uppgifter om flöden. Information samlades in från enskilda företag som en engångsinsats genom branschorganisationen. För en framtida uppföljning av sådana flöden krävs ett mer organiserat system för insamling av data.
Sex ämnen/ämnesgrupper miljöriskbedömdes med en datorbaserad beräkningsmodell. Resultaten från denna visade att kokamidopropylbetain och parabener har låga riskkvoter, vilket tyder på att dessa ämnen inte
torde utgöra ett problem för organismerna i vattenmiljön.
Bronopol har en låg riskkvot om hänsyn endast tas till de mängder som kosmetiska och hygieniska produkter bidrar med. Bronopol är dock exempel på ett ämne som är vanligt förekommande inom andra produktområden och riskbedömningen indikerar att den totala användningen av ämnet i samhället skulle kunna
innebära negativa miljöeffekter.
Riskkvoten för cetrimoniumsalter ligger något över ett och det kan därför inte uteslutas att denna ämnesgrupp har negativa miljöeffekter lokalt i recipienten.
Natriumlauryletersulfat och triklosan har de högsta riskkvoterna för vatten, vilket indikerar att dessa ämnen
kan ha negativa miljöeffekter. De gjorda bedömningarna bör följas upp med ytterligare studier. Mätningar i
miljön har i viss omfattning gjorts för triklosan och resultaten har inte varit entydiga. Förekomsten i miljön
av dessa båda ämnen borde undersökas ytterligare.
Av de nio granskade ämnena bedömdes butylmetoxydibensoylmetan, EDTA, kokamid DEA, isoparaffiner,
polykvarternium-10, resorcinol, zinkoxid och zinkpyrition som miljöfarliga enligt kriterierna i Kemikalieinspektionens föreskrifter. Endast natriumlaurylsulfat bedömdes som ej miljöfarlig.
Klassning av ett ämne som miljöfarligt innebär inte per automatik att ämnet orsakar skador i miljön. Hur
mycket av ämnet som används har avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär
80
en risk för miljön. Det är därför angeläget att få fram uppgifter om volymer för de ämnen som bedömts
vara miljöfarliga för att möjliggöra fortsatta riskbedömningar.
Flera av de ämnen som miljöriskbedömts valdes ut för att representera en grupp av ämnen med besläktad
struktur och likartade egenskaper. Det innebär att det kan finnas ytterligare ämnen med liknande miljöegenskaper som de som studerades. De valda ämnena måste alltså betraktas som exempel och får inte ses som
en slutlig lista över de ingredienser som är de mest intressanta att studera från miljösynpunkt.
5.2 Sammanställning av nuvarande kunskap
Idag finns endast mycket liten kunskap om vilka miljöeffekter som användningen av kosmetiska och hygieniska produkter kan orsaka. I kosmetiska och hygieniska produkter används ca 7 000 olika ingredienser.
Många av dessa ämnen ingår även i andra produkter och kosmetiska och hygieniska produkter svarar ofta
för en mindre del av den totala användningen. Få undersökningar har gjorts över förekomst av dessa ämnen
i miljön och när ämnena påträffats har det varit svårt att avgöra vilket bidrag de kosmetiska och hygieniska
produkterna lämnat. Läkemedelsverket har inte gjort en heltäckande genomgång av den vetenskapliga litteraturen med avseende på studier av nämnda slag.
Utgångspunkten har istället varit att utgå från litteraturdata över ingrediensernas inneboende egenskaper för
att bedöma om kosmetiska och hygieniska produkter kan orsaka miljöproblem. Med hjälp av sådana data
kan miljöfarligheten uppskattas. Går det dessutom att få fram uppgifter om vilka mängder av ämnena som
används och vilka koncentrationer dessa skulle kunna ge i miljön, kan även miljörisker bedömas. Nedan
ges några exempel på studier av detta slag, varav tre stycken är svenska.
5.2.1
Läkemedelsverkets studie 1993
På Läkemedelsverkets uppdrag genomförde Försvarets Forskningsanstalt en studie angående miljöaspekter
på kosmetiska och hygieniska produkter (Läkemedelsverket, 1993). Urvalet av kemiska ämnen gjordes
huvudsakligen utifrån tillgången på litteraturuppgifter om kemikaliers exponerings- och effektrelaterade
egenskaper på den yttre miljön. Data om ämnenas miljötoxikologiska egenskaper hämtades ur handböcker
och forskningsrapporter i internationella tidskrifter. De egenskaper som ansågs särskilt viktiga att utgå ifrån
var nedbrytbarhet, adsorption till suspenderat material och toxicitet för vattenlevande organismer. Dessutom inhämtades kvantitativa och kvalitativa uppgifter om innehållsämnen i produkterna från tillverkare.
Utredarna konstaterade att det var begränsad tillgång på uppgifter om kosmetiska och hygieniska produkters ekotoxikologiska egenskaper och för flertalet av ingredienserna fanns inga uppgifter att tillgå. Utvärderingen fick därför göras på ett begränsat vetenskapligt underlag och i flertalet fall genom analogibedömningar.
De flesta ingredienserna i kosmetiska och hygieniska produkter kategoriserades som lättnedbrytbara eller
behandlingsbara (i reningsverk). Följande ämnesgrupper ansågs utgöra undantag p.g.a. hög toxicitet och
persistens:
•
Kvartära ammoniumföreningar (t.ex. cetrimoniumklorid, vissa kvaternium- och polykvaterniumföreningar)
•
Betainer (N-alkylderivat av N,N-dimetylglycin)
•
Konserveringsmedel (t.ex. parabener)
•
Svårlösliga petroleumfraktioner (t.ex. paraffiner)
5.2.2
Andra rapporter inom området
I rapporten ”Miljöpåverkan av hygienprodukter” (Länsstyrelsen i Jönköpings Län, 2001) används en gängse ekotoxikologisk bedömningsgrund med beräkning av en riskkvot (PEC/PNEC) utifrån beräkna-
81
de/bedömda koncentrationer i miljön (PEC) och beräknade/bedömda koncentrationer utan toxisk effekt
(PNEC). Om denna kvot blev större än 1 (eller nära 1) ansågs en miljörisk föreligga. De produktgrupper
som ingick i undersökningen avgränsades till flytande tvål, schampo, balsam och tandkräm. Miljörisken
räknades ut för tre olika typer av vatten; dels för enskilda avlopp utan rening; dels för avloppsvatten från ett
reningsverk; och dels för Kroppån (Jönköpings län) vid lågvatten. För att räkna ut PEC gjordes en materialflödesanalys grundad på förbrukningen av hygienprodukter i området.
I rapporten ”Hårvårdsprodukter-Vad innehåller de och hur påverkas miljön?” (Stockholm Vatten, 2002)
användes miljöklassificering enligt Kemikalieinspektionen m.fl. för att bedöma hårvårdskemikaliers miljörisk. Dessa klassningar gäller ämnets inneboende egenskaper och förmåga att framkalla fara, men tar ej
hänsyn till exponeringssituation och uppskattade miljökoncentrationer, förbrukningsmängder etc.
I ett memorandum från norska myndigheten (Statens næringsmiddeltilsyn, 2002) utgår man ifrån redan
N-klassificerade substanser (potentiellt miljöfarliga enligt rådets direktiv 67/548/EEG), vilka ansågs vara
av störst intresse för miljöpåverkan av kosmetiska och hygieniska produkter. Endast sju av dessa visade sig
användas i kosmetiska och hygieniska produkter i någon större utsträckning.
Ämnen eller ämnesgrupper som pekades ut i alla tre rapporterna var framförallt kvartära ammoniumföreningar. I rapporten från Länsstyrelsen pekades även kokamidopropylbetain, triklosan, natriumkokamfoacetat, natriumlauryletersulfat samt kokamid DEA ut. Det sistnämnda ämnet (PEC/PNEC = 0,066 i avloppsvatten) ansågs vara miljömässigt intressant p.g.a. hög förekomst i andra produktgrupper än kosmetiska och
hygieniska produkter. Parabener prioriterades för miljöriskbedömning som andra ämnesgrupp efter kvartära
ammoniumföreningar, men undersöktes inte vidare p.g.a. avsaknad av nödvändiga uppgifter. Rapporten
från Stockholm Vatten begränsade sig till innehållsämnen i hårvårdsprodukter och omnämnde förekomsten
av 21 klassificerade miljöfarliga ämnen samt ytterligare 40 st misstänkt miljöfarliga. Särskilt utpekade,
utöver kvartära ammoniumföreningar, var aromatiska föreningar och svårnedbrytbara polymerer som återfanns i schampo och hårfärger. De sju N-klassade substanser som redovisades i den norska rapporten var
sex bensenderivat samt bronopol. Man nämner även ftalater, etoxylater, nonylfenoler och oktylfenoler.
I den norska rapporten anser man att kosmetiska och hygieniska produkter knappast bidrar till miljöproblemen eftersom de nämnda substanserna förekommer i mycket större mängd inom andra användningsområden där de inte har bedömts som ett allvarligt miljöproblem. I de andra två rapporterna framgår det ej
vilket totalt bidrag kosmetiska och hygieniska produkter kan lämna till eventuella effekter på miljön. Däremot bedöms det som svårt att avgöra vilken effekt många av substanserna har på miljön eftersom det finns
brister i den tillgängliga informationen. Främst saknas ekotoxikologiska data.
5.2.3
Diskussion och slutsatser
I de fyra rapporterna som refererats ovan används olika kriterier för att bedöma miljörisken. Problemet i
samtliga rapporter är att det finns för lite tillgängliga ekotoxikologiska data. Det går inte att identifiera de
största miljöriskerna enbart utifrån redan känd och tillgänglig information om ett begränsat antal substanser. Risken är stor att man förbiser de ämnen som man inte redan vet något om. Försöket att också ta hänsyn till mängder förbrukad substans som i rapporten från Länsstyrelsen, ökar chansen att hitta substanser
med potentiell risk för miljöpåverkan, men när tillräckligt med ekotoxicitetsdata saknas blir resultatet osäkert.
5.3
Volymer och massflödesanalys
5.3.1
Insamling och bearbetning av dataunderlag
Sammanställning av massflöden för kosmetiska och hygieniska produkter görs normalt inte idag. Det bedömdes därför som värdefullt att genomföra en analys av volymer och massflöden inom ramen för detta
uppdrag.
82
Kemisk Tekniska Leverantörsförbundet, KTF, sammanställer årligen en marknadsrapport med uppgifter
om marknadsvärde för olika produktgrupper. Man har även uppgifter om antal produkter som sålts per år.
Läkemedelsverket har ett register innehållande uppgifter om företag och vilka kosmetiska och hygieniska
produkter som finns på marknaden. Registret innehåller dock inte information om mängder av olika produkter eller om innehåll i specifika produkter.
Information om vilka ämnen som ingår i en produkt redovisas i fallande viktsordning på förpackningen till
produkten, dock framgår det inte vilka halter ämnena har i produkten.
Datainsamlingen har lagts upp i två steg:
•
Insamling av försålda volymer för år 2002 uppdelat på olika produktgrupper
•
Sammanställning av en representativ typformulering för respektive produktgrupp. Typformuleringen
anger sammansättning uppdelat på ett antal ämnesgrupper.
Uppgifter om försålda volymer har insamlats från de företag som säljer kosmetiska och hygieniska produkter på den svenska marknaden. Insamling har skett via:
•
KTF, branschföreningen för företag som importerar, tillverkar eller marknadsför kemtekniska konsumentprodukter.
•
Branschföreningen för Industriell och Institutionell Hygien (IIH), som representerar företag som säljer
produkter för professionell rengöring.
•
Direktförfrågan till dagligvaruhandel som har egna varumärken, men som inte är representerade av
branschföreningarna ovan.
Typformuleringar har sammanställts med hjälp av KTF på tre olika sätt:
1) Sammanställd från uppgifter om innehåll i flertalet av medlemsföretagens produkter. Den sammanställda formuleringen är representativ för produkterna på marknaden, även om den inte utgör ett aritmetiskt medelvärde. För detta fall har en formulering som adderar till 100 % kunnat användas.
2) Från en exempelprodukt som anses kunna ge en någorlunda representativ bild av produktgruppen.
Denna formulering har angivits med ett intervall för halten av respektive ämnesgrupp.
3) Publicerade uppgifter med ett exempel på formulering för vissa produktgrupper (Lodén, 2003).
Noggrannheten i de två senare posterna är sämre än i den första gruppen. Det vore givetvis önskvärt med
samma kvalitet i dataunderlaget för alla produktgrupper. Det har dock inte varit möjligt att göra den sammanställningen inom tidsramen för uppdraget.
5.3.2
Indelning av produkter och funktionsgrupper
Inom kosmetik- och hygienbranschen finns sedan länge en uppdelning av produkter i olika grupper för den
marknadsuppföljning som görs årligen inom branschen. Av praktiska skäl har denna uppdelning i stora
drag följts i flödesanalysen. Se tabell 5.1.
Tabell 5.1. Indelning i produktgrupper
Produktgrupp
Hygien
Munvatten
Tandkräm
Tvål, fast
Tvål, flytande
Ansiktsvård
Kroppsvård
Rengöring, lotion/kräm
Rengöring, ansiktsvatten
83
Brun utan sol
Rakning
Deo stick/roll-on
Deo, aerosol
Solvårdsprodukter Solvård
Hårvård
Schampo
Balsam
Styling
Styling, aerosol
Hårfärg
Toning
Blekning
Permanent
Kosmetika
Make up
Dofter
Parfym
Indelning i funktionsgrupper framgår av tabell 5.2. Indelningen har anpassats till den information som var
möjlig att ta fram inom den givna tidsramen.
Tabell 5.2. Indelning i funktionsgrupper
Ämnesgrupper
Vatten
Etanol
Mjukgörande ämnen
Viskositetskontrollerande ämnen
Fuktighetsreglerande ämnen
Silikon
Tensider/ytaktiva ämnen/emulgeringsmedel
Konserveringsmedel
Solskyddsfilter
Övrigt
De grupper som övervägts, men där dataunderlaget inte medgivit närmare uppföljning, är vissa metaller,
antioxidanter och övriga lösningsmedel.
5.3.3
Osäkerhetsfaktorer
För att kunna sammanställa dataunderlaget har ett antal antaganden gjorts. Vidare finns osäkerhet i de erhållna uppgifterna som kan ge upphov till fel. Exempel på felkällor är:
•
Insamlade data om massflöde från branschorganisationer och detaljhandel täcker inte hela marknaden
för kosmetiska och hygieniska produkter. Angivna volymer från KTF:s och IIH:s medlemsföretag har
räknats upp med hjälp av uppgifter om marknadsandel för att uppskatta den totala volymen.
•
Dataunderlaget om sammansättning hos produktgrupperna har olika noggrannhet. Det var inte möjligt
att få fram uppgifter om genomsnittlig sammansättning för alla produktgrupper. För ca 60 % av den totala volymen har KTF lämnat uppgifter om sammansättning som uppges väl representera de produkter
som finns på den svenska marknaden. För övriga produktgrupper har ett exempel på en formulering antagits gälla för hela produktgruppen. Formuleringar kan givetvis avvika mellan enskilda produkter.
•
För produktgrupperna make-up, parfymer, rengöring (lotion/kräm), hårfärger samt toning har någon
typformulering ej tagits fram. Make-up produkter är så olika sinsemellan att det är mycket svårt att ge
en representativ typformulering. För de övriga produktgrupperna har det inte varit möjligt att få fram
en formulering som kan anses vara någorlunda representativ.
84
•
För produktgruppen parfym har hela innehållet bokförts under funktionsgruppen ”parfym” trots att
dessa produkter innehåller andra ingredienser än parfymämnen. Likaså har hela innehållet i produktgruppen hårfärger bokförts under färgämnen. Mängder av parfym och färgämnen är därför överskattade i redovisningen.
•
I de exempelformuleringar som använts har sammansättningen angivits som maximala halter av enskilda funktionsgrupper. Totalsumman av halterna av de ingående grupperna kan därmed bli större än
100 %, som mest nästan 200 % för stylingprodukter. Detta innebär att volymen av dessa grupper överskattas i sammanställningen.
•
Indelningen i grupper utgår huvudsakligen från funktion. Samma ingrediens kan ha olika funktion i
olika produkter och kan tänkas tillhöra olika grupper.
5.3.4
Resultat av massflödesanalysen
Volymen av kosmetiska och hygieniska produkter på svenska marknaden uppgår till ca 40 000 ton/år. Vatten utgör den största andelen i produkterna, mängden exklusive vatten uppgår till storleksordningen 16 000
ton/år. Om totalförbrukningen fördelas jämnt över hela befolkningen innebär det att varje svensk i genomsnitt använder ca 12 g kosmetiska och hygieniska produkter per dag. Räknas vattnet bort blir det knappt
5 g/person och dag. Mängden 12 g kan jämföras med den mängd på 18 g som EU:s vetenskapliga kommitté
använder vid säkerhetsbedömningar av ingredienser och som antas motsvara en mängd som används av en
”storförbrukare” av kosmetiska och hygieniska produkter inom EU (SCCNFP, 2003).
I bilaga 18, figur A redovisas volymen av olika kosmetiska och hygieniska produkter uppdelat på olika
produktgrupper. I figuren visas andelen vatten respektive övriga ingredienser för de produktgrupper där
denna information varit tillgänglig.
Hygienprodukter utgör 65 - 75 % av totala mängden räknat både som totalmängd och mängd exklusive
innehåll av vatten. Hårvårdsprodukter utgör ca 30 % av totalvolymen och 20 % av mängden exklusive
vatten. Make-up, parfymer och solvårdsprodukter utgör mindre andelar, ca 1 % av totalmängden (för parfymer och make-up saknas uppgifter om innehåll av vatten samt andra ämnesgrupper).
Enskilt stora produktgrupper som överskrider 1 000 ton/år exklusive vatten, är:
•
Tvål, fast och flytande
•
Tandkräm
•
Schampo
•
Kroppsvård (hudkrämer)
I posten för flytande tvål ingår även volymen av de produkter som säljs inom marknaden för professionell
rengöring, dvs. hygienprodukter som används inom institutioner etc. Denna andel uppgår till ca 3 500
ton/år eller ca 30 % av totala volymen för flytande tvål.
I bilaga 18, figur B redovisas fördelning av olika funktionsgrupper per produktgrupp.
Det återfinns stora mängder av:
•
tensider i tvål, schampo och balsam
•
mjukgörande och fuktighetsbevarande ämnen i tandkräm, hudkrämer, schampo och stylingprodukter
•
etanol i deodoranter, styling och kroppsvårdsprodukter.
Tensider samt mjukgörande/fuktighetsreglerande ämnen är två stora funktionsgrupper i de kosmetiska och
hygieniska produkterna, se figur 5.1. Dessa utgör ca 30 % respektive 20 % av torrsubstansmängden i produkterna. Eftersom tensider är en stor funktionsgrupp och dessutom kan utgöra en potentiell miljörisk har
en separat studie av tensidanvändningen genomförts, se vidare i 5.3.5.
85
Det bör observeras att uppdelningen i figur 5.1 endast anger storleksordningen för funktionsgrupperna. Det
finns flera osäkerheter i underlaget. De värden på sammansättning som använts vid framtagning av figur
5.1 bygger delvis på uppgifter om maximalt innehåll. För exempelvis styling-produkter blir då summan av
ingående funktionsgrupper mellan 50 % till 100 % större än totalmängden av produkterna. Noggrannheten
är dock bättre för de volymmässigt stora produktgrupperna. Räknat på alla produktgrupperna är summan av
de maximala mängderna av ingående ämnen ca 10 % större än totalmängden av kosmetiska och hygieniska
produkter.
Tensider/ytaktiva ämnen/emulgeringsmedel
21%
Mjukgörande och fuktighetsreglerande ämnen
32%
Viskositetskontrollerande ämnen
Etanol
4%
Konserveringsmedel
3%
Färgämnen
0%
Solskyddsfilter
4%
Parfym
1%
Drivgaser
9%
Övrigt
3%
23%
Figur 5.1. Kosmetiska och hygieniska produkter. Fördelning av torrsubstans mellan olika funktionsgrupper,
volymprocent exklusive vatten. Tensider m.m. 32 %, mjukgörande m.m. 23 % etc. (för diagram i färg, se PDFdokument på www.mpa.se).
Funktionsgrupperna parfym och färgämnen anges till ca 3 % respektive 4 % (motsvarande ca 340 respektive 680 ton/år). Dessa siffror är stora överskattningar av mängderna parfym och färgämnen. Värdena inkluderar totalmängden av produktgrupperna hårfärgämnen respektive parfymer, eftersom uppgifter om sammansättning hos dessa produkter inte kunde tas fram.
Mängden antioxidanter är sannolikt underskattad. I produktgrupper som hudkrämer där man vet att det
ingår antioxidanter har detta inte redovisats som en separat post i underlaget.
I bilaga 19 redovisas underlaget till massflödesanalysen närmare.
5.3.5
Tensidbelastningen från kosmetiska och hygieniska produkter
5.3.5.1
Underlag och beräkningar
Den samlade tensidbelastningens miljöeffekter, dvs. inte bara från kosmetiska och hygieniska produkter,
har studerats översiktligt i en separat studie. Den har genomförts med en annan metod och andra uppgifter
om mängder.
För att få en uppfattning om hur marknaden ser ut vad gäller tensidanvändning utnyttjades databasen SPIN
(Nordiska rådet, 2000). SPIN innehåller information från de nordiska produktregistren om vilka kemiska
ämnen som finns på marknaden. I SPIN finns även data om ämnesmängder och i vilka typer av produkter
och branscher som ämnet används. Från SPIN valdes följande produktgrupper p.g.a. att de förväntades
innehålla de flesta viktiga tensider som finns på marknaden:
86
• B07 Anti-static agents,
• B25 Foaming agents,
• B50 Surface-active agents,
• C09 Cleaning/washing agents,
• D59 Paints, laquers and varnishes.
• B47 Softeners
• B15 Cosmetic (Danmark)
• A38 Pesticides
• D61 Surface treatment
Enskilda tensider identifierades sedan och valdes ut om de fanns i någon av de nämnda produktgrupperna
och om de hade en rapporterad årsvolym på 10 ton eller mer. Det förutsattes att tensider med mindre årsvolymer inte skulle bidra i någon större utsträckning till det totala flödet.
En sökning i Kemikalieinspektionens produktregister utfördes sedan på de utvalda tensiderna. Produktregistret är ett centralt register som innehåller information om ca 60 000 kemiska produkter och biotekniska
organismer som tillverkas i eller importeras till Sverige.
Kosmetiska och hygieniska produkter finns inte med i Kemikalieinspektionens produktregister. Däremot
finns råvaror till sådana produkter registrerade, dvs. det finns mängduppgifter om bl.a. tensider som används för tillverkning av kosmetiska och hygieniska produkter i Sverige. Sökningen från produktregistret
gällde för 2001 och visar import och inhemsk tillverkning av tensider som råvara och som komponent i
färdig produkt. Exporten är borträknad.
Den totala mängden tensider från Kemikalieinspektionens produktregister var 121 515 ton fördelade på
följande sätt:
•
105 770 ton anjontensider
•
14 446 ton nonjontensider
•
236 ton amfotära tensider
•
1 063 ton katjontensider
I den totala mängden tensider från produktregistret kan en del tensider vara registrerade två gånger. Om en
tensid anmäls när den importeras som en råvara och sedan används för att producera produkter som ska
anmälas till produktregistret kan mängden räknas två gånger. Det gäller dock inte tensider som används för
att producera kosmetiska och hygieniska produkter, eftersom de inte ska anmälas till Kemikalieinspektionens produktregister. Produktgruppen "Råvara för kosmetik", som utgör 493 ton , torde spegla den svenska
tillverkningen av kosmetiska och hygieniska produkter och ingår i den totala mängden tensider.
I produktregistret finns alla produkter och råvaror registrerade, liksom ingående halter av olika ämnen. När
det gäller tensidråvaror brukar halten tensid vara 50 – 100 %. I andra tensidinnehållande produkter än tensidråvaror, t.ex. tvätt- och diskmedel, bör halten av enskilda tensider vara lägre. När produkter som innehåller mer än 50 % tensid sorterades ut från produktregistret, erhölls en registrerad tensidvolym på 75 313
ton. Om man utgår från att denna volym är råvaror kan man dra slutsatsen att dessa endast till viss del kan
vara registrerade två gånger. Detta eftersom en dubbelregistrering av denna volym kraftigt skulle överskrida den totala volymen registrerade tensider på 121 515 ton. Eftersom den totala tensidvolymen på 121 515
ton även innehåller data från alla importerade produkter som innehåller tensider, indikerar det att bara en
viss del av "råvarorna" kan vara dubbelregistrerade.
87
KTF har 18 medlemsföretag med tillverkning av kosmetiska och hygieniska produkter i Sverige eller i
annat land på uppdrag av medlemsföretaget. Hur stor andel av produkterna som produceras i Sverige har
inte gått att få fram.
Enligt uppgifter från KTF levererade deras medlemsföretag 31 488 ton kosmetiska och hygieniska produkter till den svenska marknaden år 2002. Det inkluderar både import av färdiga produkter samt inhemsk
tillverkning. I försäljningsstatistiken har KTF delat upp produkterna i 22 klasser (se bilaga 20). För 17 av
dessa klasser har KTF tagit fram ramformuleringar. Dessa 17 produktklasser täcker 91 % av det totala tonnaget, och har alltså en försäljning på 28 883 ton. Med hjälp av ramformuleringarna för de 17 klasserna har
det beräknats hur mycket av dessa 28 883 ton som är tensider, vilket resulterade i 4 108 ton.
Det saknas ramformuleringar för följande sex produktklasser: emulsionsbaserad rengöring (ansiktstvätt fast
och flytande krämform respektive rengöringslotion, scrub och mask), hårfärgningsmedel, make up, parfymer, toning och blekning. Dessa utgör tillsammans 2 605 ton produkter. För make up, parfym och blekning
görs antagandet att de inte innehåller tensider. Därefter återstår 1980 ton produkter och i den mängden kan
innehållet av tensider inte uppskattas.
För att få en uppfattning om hur stor del av det totala flödet av tensider som kommer från kosmetiska och
hygieniska produkter har följande data använts:
Totala mängden tensider från Kemikalieinspektionens produktregister är 121 515 ton. Tensider i kosmetiska och hygieniska produkter beräknas till 4 108 ton (KTF, 2003).
Baserat på dessa uppgifter kommer 3,4 % av det totala flödet tensider i samhället från kosmetiska och hygieniska produkter. Resonemanget innehåller några osäkra faktorer som diskuteras i det följande.
5.3.5.2
Osäkerhetsfaktorer
En osäkerhet med beräkningen är att det saknas uppgifter för 1 980 ton produkter som inte är med i beräkningen. Dessa utgör dock bara 6,3 % av den totala produktvolymen på 31 488 ton. Om dessa antas innehålla samma genomsnittsmängd tensider som de 28 883 ton (91 %) av produkterna för vilka tensidvolymerna
är kända påverkas inte totalflödet nämnvärt. Då skulle 3,6 % istället för 3,4 % av det totala tensidflödet
komma ifrån kosmetiska och hygieniska produkter, dvs. skillnaden blir marginell.
En större osäkerhet är att tensidmängderna som framkommer ur Kemikalieinspektionens produktregister
delvis kan baseras på en dubbelregistrering av tensidråvaror som används för inhemsk produktion av produkter. Att dubbelregistrering endast kan förekomma för en del av alla tensider har visats genom olika
beräkningar, men den kan ändå vara signifikant. Detta motverkas i viss mån av att den sökstrategi som
använts inte med säkerhet identifierat alla tänkbara tensider, och att tensider som används i mängder under
10 ton/år inte tagits med, vilket kan göra det totala flödet något större än vad som framkommit. I ett extremt
"worst case" antas att alla tensider registrerats två gånger i produktregistret, det totala flödet blir då hälften
så stort och kosmetiska och hygieniska produkter skulle bidra med ca 7 % av samhällets totala tensidflöde,
vilket fortfarande är en relativt låg siffra.
En tredje faktor som kan påverka utfallet är den del av kosmetiska och hygieniska produkter som inte levereras till marknaden av KTF:s medlemsföretag. Enligt uppgift från KTF domineras dock marknaden av
KTF:s medlemmar (KTF, 2003). Det är därför inte troligt att denna faktor påverkar utfallet i någon större
omfattning.
5.3.5.3
Diskussion och slutsatser rörande tensider
Tensider i kosmetiska och hygieniska produkter kan enligt den särskilda studien beräknas till drygt 4 000
ton (KTF, 2003). Med hänsyn till ovan nämnda osäkerhetsfaktorer i beräkningarna kan det vara en underskattning. I den övergripande massflödesanalysen (se 5.3.5) beräknades också tensidmängderna med ett
liknande arbetssätt, men med delvis annat beräkningsunderlag. I massflödesanalysen beräknades tensiderna
88
utgöra ca 5 400 ton (ca 34 % av 16 000). De felkällor som anges i massflödesanalysen (se 5.3.4) indikerar
att denna mängd kan vara överskattad.
Läkemedelsverket bedömer att överensstämmelsen mellan de båda studierna är relativt god. Tensidmängderna från kosmetiska och hygieniska produkter kan beräknas uppgå till ca 5 000 ton/år. Baserat på uppgifter från Kemikalieinspektionens produktregister och ovanstående resonemang utgör tensiderna från kosmetiska och hygieniska produkter ca 4 % av det totala flödet av tensider i samhället.
5.4
Urval av ämnen för miljöriskbedömning
Parallellt med analysen av volymer och massflöden gjordes ett urval av ämnen för miljöriskbedömning.
Detta gjordes trots att uppgifter om volymer av enskilda ingredienser saknades. Ingredienser valdes då ut
enligt andra principer, men där antaganden om relativa volymer vägdes in. Urvalet av ämnen gjordes i flera
steg, som baserades på kunskaper eller antaganden om:
•
kemisk sammansättning hos kosmetiska och hygieniska produkter
•
potentiella miljöeffekter av vissa funktionsgrupper och ämnen
•
stora volymer av vissa funktionsgrupper och ämnen.
Vid urvalet prioriterades att få med ämnen från flera olika funktionsgrupper. De överväganden som urvalet
baseras på sammanfattas i avsnitten nedan, där viktiga egenskaper hos funktionsgrupperna beskrivs. Indelningen i funktionsgrupper för urvalet gjordes innan den massflödesanalys som redovisas i tabell 5.2 var
klar, varför det finns vissa skillnader mellan funktionsindelningarna i tabellerna 5.2 och 5.3.
5.4.1
Beskrivning av funktionsgrupper, deras användningsvolymer
och potentiella miljörisker
Funktionsgrupper som bedömdes användas i höga halter är: tensider, fetter och oljor, lösningsmedel, konsistensgivare och drivgaser.
Funktionsgrupper som främst används i låga halter är: komplexbildare, pH-regulatorer, elektrolyter, konserveringsmedel/biocider, pigment, doftämnen och antioxidanter.
Funktionsgrupper som huvudsakligen ingår i enstaka produktgrupper är: antiperspiranter, blekmedel, bindemedel, hårfärgningsmedel, solskyddsfilter och övriga konditionerande ämnen.
Tensider
Tensider av olika typer förekommer i betydande mängder, och de är dominerande ingredienser i några produktgrupper som används i stora mängder. Tensider kan delas in i undergrupperna: anjontensider, nonjontensider, amfotära tensider och katjontensider. De tre första undergrupperna åstadkommer den rengörande
verkan hos tvål, schampo, duschkräm, tandkräm etc., och stabiliserar suspensioner och emulsioner. Katjontensider ger den mjukgörande effekten och antistateffekten i hårbalsam och liknande produkter. Katjontensider används ibland även som antibakteriella medel.
Viss typ av toxicitet följer av tensidernas gemensamma funktion att vara ytaktiva. Det medför att de t.ex.
påverkar biologiska membran. Alla tensider är därför toxiska för vattenorganismer i olika utsträckning.
Alla fyra tensidgrupperna borde vara representerade i urvalet av ämnen.
Fetter och oljor
Fetter och oljor är en grupp med bred användning som mjukgörande och återfettande på hud och hår. Fetter
och oljor finns i många produktgrupper och förmodas förekomma i betydande mängder.
89
Fetter och oljor har låg akvatisk akuttoxicitet, men kan ha hög potential för bioackumulering. Vissa ämnen
i fetter och oljor har mycket långsam nedbrytning, bl.a. de med mycket grenade kemiska strukturer, och bör
därför ingå i urvalet.
Lösningsmedel
Lösningsmedel har betydande användning i flera produktgrupper. Det lösningsmedel som används mest är
etanol. Aceton och etylacetat förekommer i begränsad utsträckning, främst i nagellack och borttagningsmedel för nagellack. Dessa ämnen avdunstar vid användningen och bryts ner mycket snabbt i atmosfären,
varför de är mindre intressanta i denna utredning.
Konsistensgivare
Som konsistensgivare används främst cellulosaderivat och polyakrylater. De har mycket låg biologisk aktivitet och kan inte förväntas vara miljöfarliga. Ämnena kan dock vara mycket långlivade i miljön. De kan i
viss mån jämföras med cellulosa som också har en mycket långsam nedbrytning, men som inte medför
några störningar i naturen.
Drivgaser
Drivgaser finns i betydande mängder i vissa produkttyper. De består nästan enbart av flyktiga kolväten,
t.ex. butan, propan och koldioxid. Dessa påverkar inte miljön genom att vara miljöfarliga i traditionell betydelse utan genom att utsläpp av drivgaser till luften i kombination med kväveoxider och solljus bidrar till
bildningen av marknära ozon. Utredningen av kosmetiska och hygieniska produkter har avgränsats till miljöeffekter i vattenmiljö, varför drivgaser inte beaktats vid urvalet av ämnen.
Komplexbildare
Som komplexbildare används ämnen med olika miljöegenskaper. EDTA är en komplexbildare som förekommer i många produkter och har intressanta miljöegenskaper som kan motivera en närmare granskning.
Ämnet är dåligt nedbrytbart, men dess järnkomplex som kan förutsättas dominera när ämnet kommit ut i
recipienten, är fotonedbrytbart. Ämnets toxicitet är kraftigt beroende på närvaron av olika metalljoner.
pH-regulatorer och elektrolyter
pH-regulatorer och elektrolyter används i de flesta produkter, och utgörs av syror, baser och salter. Dessa
ämnen saknar potential för miljöfarlighet vid neutralt pH. De förekommer i form av joner som redan finns i
miljön och som organismerna tolererar väl.
Konserveringsmedel och biocider
Konserveringsmedel och biocider är biologiskt aktiva substanser vars funktion är att döda mikroorganismer
eller att hämma deras tillväxt. Eftersom avsikten med dessa ämnen är att de ska vara biologiskt aktiva finns
en hög potential för miljöfarlighet. Ämnen i dessa kategorier som är dåligt nedbrytbara eller som används i
stora mängder är intressanta att studera.
Pigment
Många olika pigment används och de enskilda mängderna kan i allmänhet förväntas vara små. Några ämnen används dock i stora mängder, såsom rent kol, titandioxid och olika järnoxider, men de bedöms vara
ointressanta ur miljösynpunkt. I övrigt är ämnenas miljöegenskaper okända.
Doftämnen
Det används oerhört många olika doftämnen, och de enskilda mängderna torde därför vara små. Data för
miljöriskbedömning saknas.
Antioxidanter
Antioxidanter är en grupp ämnen som används i mycket låga halter. I gruppen finns dock butylhydroxytoluen (BHT) och butylhydroxyanisol (BHA) med förmodat negativa miljöeffekter. De mycket låga halterna
har ändå medfört att de inte studerats vidare.
90
Antiperspiranter
Antiperspiranter består i huvudsak av aluminiumföreningar. Aluminium är ett av de vanligast förekommande grundämnena i miljön. Vid utsläpp ombildas aluminiumjonerna till olika aluminiumhydrater som
redan finns i miljön och som inte anses ha någon negativ påverkan.
Blekmedel
Som blekmedel används huvudsakligen väteperoxid. Det bryts ner mycket snabbt när det kommer ut i avloppet och behöver därför inte studeras vidare.
Bindemedel
Bindemedel är ämnen som utgör lack- eller limkomponenterna i t.ex. nagellack och hårspray. De är biologiskt inerta polymerer som saknar miljöriskpotential.
Hårfärgningsmedel
Hårfärgningsmedel förekommer endast i en produktgrupp. De mängder som används kan därför förmodas
vara små. Flera av de ämnen som ingår har dock kemiska strukturer som antyder trolig biologisk aktivitet.
Solskyddsfilter
Solskyddsfilter förekommer i höga halter i endast en produktgrupp. De förekommer därutöver i låga halter i
en del andra produkter för att skydda dessa mot solljus. Den totala mängden kan ändå antas vara relativt
liten.
Flera av de ämnen som ingår har kemiska strukturer som antyder möjlighet till biologisk aktivitet. Det finns
dessutom bland solskyddsfilter ämnen, såsom butylmetoxydibensoylmetan och zinkoxid, med ogynnsamma
miljödata. Dessa ämnen bör studeras vidare. Zinkoxid är ett fysikaliskt solskyddsfilter som fått större användning under senare år.
Solskyddsfilter skiljer sig från andra kosmetiska och hygieniska produkter när det gäller flödet. Betydande
delar av flödet kommer direkt ut i recipienten utan att passera reningsverk.
Övriga konditionerande ämnen
Förutom ovan beskrivna katjontensider finns andra ämnen som är mjukgörande. I likhet med katjontensiderna innehåller dessa övriga konditionerande ämnen kvartära ammoniumgrupper. Dessa ämnen har vanligen mycket dåliga nedbrytningsegenskaper och är toxiska.
5.4.2
Slutligt urval av ämnen
Med hänsyn till den tillämpade urvalsprincipen bedömdes det som viktigt att välja ut ämnen från följande
funktionsgrupper: Tensider, fetter/oljor, komplexbildare, konserveringsmedel/biocider, solskyddsfilter,
hårfärgningsmedel och konditionerande ämnen.
I nästa steg valdes enskilda kemiska ämnen eller ämnesgrupper från de utvalda funktionsgrupperna. Dessa
ämnen framgår av tabell 5.3. De tio ämnen som sedan valdes ut för miljöriskbedömning anges med fet stil i
tabellen. Antaganden om använda volymer samt tillgängliga data för ekotoxicitet, nedbrytbarhet och bioackumulering användes som underlag för detta urval. I kolumnen "Prioriterings-/bortprioriteringsskäl" anges
kort varför ämnena ingår bland de ämnen som valdes ut för datainsamling och skälen till varför vissa inte
valdes ut för miljöriskbedömning.
För att om möjligt verifiera antaganden om volymer begärdes från branschen mer exakta uppgifter. Sådana
uppgifter kunde dock endast lämnas för vissa av ämnena. De volymuppgifter som erhölls från KTF presenteras i tabell 5.4. Miljöriskbedömning kunde genomföras för sex av de valda ämnena, för vilka tillräcklig
information om använda volymer erhållits. Det gäller ämnena bronopol, cetrimoniumsalter, kokamidopropylbetain, natriumlauryletersulfat, parabener och triklosan. För övriga utvalda ämnen kunde endast miljöfarlighetsbedömningar göras.
91
Tabell 5.3. Ämnen som valts ut som intressanta p.g.a. förmodade potentiella miljöeffekter. De som valts för miljöriskbedömning har markerats med fet stil. I kolumnen Prioriterings-/ bortprioriteringsskäl anges bortprioriteringsskälen med kursiv stil
Funktionsgrupp
Ämne
Prioriterings-/bortprioriteringsskäl
Anjontensid
Anjontensid
Nonjontensid
Mycket stor volym. Hög akvatisk toxicitet.
Mycket stor volym. Akvatisk toxicitet.
Troligen vanlig förekomst. Hög akvatisk toxicitet.
Amfotär tensid
Natriumlauryletersulfat
Natriumlaurylsulfat
Kokamid DEA (Kokosfettsyradietanolamid)
Kokamidopropylbetain
Katjontensid
Behentrimoniumklorid
Katjontensid
Cetrimonium-klorid och bromid
Isoparaffiner
(En grupp ämnen varav åtminstone isohexadecan och isoeikosan kan finnas specificerade
i produkter)
EDTA (Etylendiamintetraättiksyra)
Fetter och oljor
Komplexbildare
Konserveringsmedel/biocid
Konserveringsmedel/biocid
Konserveringsmedel/biocid
Konserveringsmedel/biocid
Solskyddsfilter
Bronopol (2-Bromo-2nitropropan-1,3-diol)
Parabener (En grupp ämnen
varav minst fem förekommer
någorlunda ofta i produkterna.)
Triklosan
Zinkpyrition
Butylmetoxydibensoylmetan
Solskyddsfilter
Zinkoxid
Hårfärgningsmedel
Konditionerande
Resorcinol
Polykvaternium-10
Troligen vanligast bland amfotärerna. Hög akvatisk
toxicitet.
Mycket hög akvatisk toxicitet, eventuellt bioackumulerande Mycket liten volym. Analog med cetrimoniumsalterna.
Vanligast av katjontensiderna. Mycket hög akvatisk
toxicitet, eventuellt bioackumulerande.
Svårnedbrytbar och bioackumulerande.
Akvatisk toxicitet. Mycket dåliga nedbrytningsegenskaper. Studie gjord för EU med kommentar från
CSTEE.
Stor volym för konserveringsmedel. Mycket hög akvatisk toxicitet, svårnedbrytbar.
Stor volym för konserveringsmedel. Hög akvatisk toxicitet.
Mycket hög akvatisk toxicitet, svårnedbrytbar, bioackumulerande.
Tillkom i sent skede av utredningen, riskbedömning
kunde då inte göras
Hög akvatisk toxicitet, bioackumulerande, svårnedbrytbar
Mycket hög akvatisk toxicitet. Bryts inte ner. Mycket
litet bidrag till total spridning av zink från samhället.
Förmodat hög biologisk aktivitet. Mycket små mängder.
Mycket hög akvatisk toxicitet. Mycket långsam nedbrytning. Ingen metod för att hantera polymerer har
identifierats.
Tabell 5.4. Mängder som sålts genom KTF:s medlemmar för vissa av de utvalda ämnena
Ämne
Bronopol
Cetrimoniumsalter
Kokoamidopropylbetain
Natriumlauryletersulfat
Parabener
Etylparaben
Metylparaben
Propylparaben
Polykvaternium-10
Triklosan
Årlig såld mängd
genom KTF:s
medlemmar
(x 1000 kg) 2002
0,9
24
Kommentar
Såld mängd inom EU x Sveriges befolkn.mängd/EU:s
befolkn.mängd
197
3127
15
48
19
20
2,3
Flödesdata erhölls för metyl-, etyl- och propylparaben,
men miljödata endast för metyl- och etylparaben. Flödesoch miljödata för isopropyl- och butylparaben erhölls inte.
92
Ämne
Resorcinol
Zinkoxid
5.5
Årlig såld mängd
genom KTF:s
medlemmar
(x 1000 kg) 2002
2,1
1
Kommentar
Såld mängd inom EU x Sveriges befolkn.mängd/EU:s
befolkn.mängd
Användning i kosmetiska och hygieniska produkter enligt
grov skattning av KTF. Kan jämföras med total förbrukning 3 155 ton år 2000 (Nordiska rådet, 2000). Zinkoxid
utgör en mindre del av total zinkanvändning. Den största
zinkanvändningen är som rostskydd (galvanisering),
vilket ger stora utsläpp av zink.
Metod för miljöriskbedömning
Förkortningar och begrepp som används i detta kapitel finns förklarade i kapitel 12.
5.5.1
Flödesmodell och behov av data
Flödet av kemiska ämnen från kosmetiska och hygieniska produkter från tillverkning till potentiell miljöpåverkan kan beskrivas i ett antal steg, där vissa har avgörande betydelse för att man ska kunna göra en
bedömning av miljörisker. En vald metod för miljöriskbedömning måste kunna hantera dessa steg och data
måste finnas tillgängliga.
Figur 5.2. Schematisk skiss av flödet av ämnen från kosmetiska och hygieniska produkter
Uppgifter om tillverknings- och/eller försäljningsvolymer är nödvändiga som ett första steg i miljöriskbedömningen av ett ämne.
Kosmetiska och hygieniska produkter förväntas huvudsakligen hamna i avlopp efter användning. Rengöringsprodukter som tvål, schampo, balsam etc., sköljs av direkt vid användningen. Innehållsämnen i produkterna kan till en del tas upp av huden under användning och metaboliseras eller utsöndras. Kvarvarande
mängder på huden tvättas av.
En mindre andel av produkterna avgår till luft. Detta gäller främst drivgaser till aerosoler samt lösningsmedel i produkter. Etanol är enligt uppgift en vanlig drivgas och används även som lösningsmedel i kosmetis-
93
ka och hygieniska produkter. Mängden drivgaser samt etanol har grovt uppskattas till mindre än 2 600 ton
per/år.
En del produkter följer med sopor till kommunal avfallshantering. Det kan vara rester av produkten som
finns kvar i förpackningen efter användning eller oanvända produkter som kasserats av olika skäl. Det finns
endast få uppgifter tillgängliga om hur stor denna delström kan vara.
Rester av produkter som följer med sopor kan förbrännas eller deponeras, beroende på den kommunala
avfallshanteringen.
Data om nedbrytning i reningsverk och i miljön krävs för att kunna göra miljöriskbedömningar. Vidare
måste man ha information om hur ämnena fördelas i biomassan och vilka typer av toxiska effekter ämnena
kan orsaka. Ofta finns inte alla dessa data tillgängliga. Man kan då göra approximationer eller antaganden
om ett "worst case" Det betyder dock att resultaten blir mindre relevanta.
5.5.2
Vald metod EUSES
Miljöriskbedömningar gjordes med dataprogrammet EUSES 1.0. Att valet föll på EUSES beror bl.a. på att
metoden:
•
utgör ett relativt komplett system där många parametrar kan studeras och varieras
•
är väletablerad genom att den baseras på en av EU centralt framtagen modell (TGD)
•
är anpassad för att fungera för många typer av kemikalier
•
är gjord för att hantera många typer av recipienter.
EUSES rymmer ett stort antal beräkningsprogram och ger möjlighet att ta hänsyn till en stor mängd parametrar som bl.a. beskriver:
•
Fysikaliska, meteorologiska, hydrologiska och biologiska förhållandena i möjliga recipienter.
•
Designen hos aktuella reningsverk.
•
De processer som leder till utsläpp till vatten, luft och mark och de mängder som därvid släpps ut till
olika recipienter.
•
Ämnenas relevanta fysikaliska och ekotoxikologiska egenskaper och deras förmåga till nedbrytning.
För vissa av parametrarna ovan finns redan värden inlagda, s.k. defaultvärden. Dessa är genomsnittsvärden
för Europa. Det är därför önskvärt att lägga in data som är mer specifika för den miljö som undersökta ämnen hamnar i. Ju bättre man känner till de specifika förhållandena, ju mer data kan man själv lägga in, vilket kan förväntas ge mer realistiska resultat.
Viss information är nödvändig att mata in för att programmet ska kunna göra några beräkningar. Det är
data för ämnets vattenlöslighet, flyktighet, molekylvikt, fördelning i en oktanol/vattenblandning (anges som
log Kow) och den mängd som används. Information om den spädning som sker i vattenrecipienten är också
nödvändig.
EUSES kan ta hänsyn till att ämnet förekommer i många skiftande användningar, att det kan förekomma
utsläpp av ämnet från flera steg i en komplicerad livscykel och att utsläppen kan ske till luft, mark och
vatten.
EUSES innehåller de beräkningsmodeller som anges i TGD. För beräkning av vad som sker i reningsverket
använder EUSES 1.0 en metod som heter SimpleTreat 3.0.
EUSES beräkningar syftar till att ta fram de halter som kan förväntas i olika recipienter (PEC) och de högsta halter där negativa miljöeffekter inte antas kunna uppträda (PNEC) samt riskkvoten, PEC/PNEC.
94
5.5.3
Antaganden och bakgrundsdata vid användning av EUSES
5.5.3.1
Valt scenario
Utsläpp har olika effektpotential i olika recipienter. Målsättningen har varit att beskriva en recipient där
eventuella effekter blir så stora som möjligt och dessutom gärna en recipient med stor nationell betydelse.
De förutsättningar man då söker är en relativt stor utsläppskälla och en relativt begränsad recipient.
Storstockholm valdes därför som utsläppskälla och Mälarens utlopp genom Stockholm/ Stockholms skärgård som recipient. Modellen förenklades genom att räkna alla Storstockholms reningsverk som ett reningsverk (Himmerfjärdsverket är dock undantaget eftersom vattnet från detta reningsverk går ut i Mälaren
nära sjöns utlopp vid Södertälje och detta vatten blandas inte med skärgårdsvattnet nära Stockholm). Förenkling bör anses rimlig eftersom allt renat vattnet från Stockholms reningsverk blandas i Höggarnsfjärden
öster om Lidingö.
Endast en mindre del av avloppsslammet sprids ut på mark p.g.a. innehållet av tungmetaller. LRF gick
1999 ut med rekommendationen att avloppsslam inte ska används för gödsling på åker. Om tungmetallerna
kan elimineras i framtiden är det dock önskvärt att avloppsslammet kommer till användning som jordförbättringsmedel och näringskälla. Det är en avlägsen situation i dagsläget, men det är ändå skälet till att det
kan vara av intresse att se vilka risknivåerna blir vid tillförsel av avloppsslammet till mark.
5.5.3.2
Ingångsvärden och antaganden i beräkningsmodellen
5.5.3.3
Olika miljö- och recipientparametrar etc.
Vid beräkningen görs antagandet att det vatten som kommer från Mälaren inte innehåller några signifikanta
mängder av de substanser som ska undersökas. Befolkningen i Mälarens tillrinningsområde, exklusive
Storstockholm, är visserligen av samma storleksordning som den i Storstockholm, men ämnenas uppehållstid i Mälaren innebär antagligen att halterna minskar drastiskt, utom med vissa undantag. Det mesta av
lättnedbrytbara substanser bör ha eliminerats. Bioackumulerande svårnedbrytbara substanser har, förutom
de delar som fastnat i avloppsslammet, säkerligen till stor del sedimenterat tillsammans med dels det biologiska material i vilket de har tagits upp, dels på ytan av de partiklar där de kan ha adsorberats. Detta antagande håller dock inte för vissa ämnen. Det gäller vattenlösliga, svårnedbrytbara ämnen med låg adsorptionsförmåga, vilka kan följa med vattenmassorna och bidra till den koncentration som kommer att gå ut i
skärgården från Stockholm.
Utgångspunkten har varit en genomsnittlig omgivningstemperatur på 10 oC. För övriga omgivningsfaktorer
används de defaultvärden som ligger i EUSES.
Vidare utgicks från ett avloppsvattenflöde per person på 400 L/dygn, vatten- och lufttemperatur i reningsverken på 8 oC och att luftningen sker med genombubbling. I övrigt användes de defaultvärden som ges i
EUSES för avloppsbehandlingen.
I Mälarens tillrinningsområde och Stockholms skärgård med tillrinningsområden bor ca 2,5 miljoner invånare. Ytan är ca 20 000 km2. Följande antaganden om regionens yta har gjorts: sjöar och vattendrag utgör
20 %, naturmark 70 %, jordbruksmark 15 % och stads- och industrimark 5 % av marken. Den genomsnittliga årsnederbörden i regionen uppskattades till 500 mm. Eftersom påverkan av dessa faktorer är liten i
modellen har inga försök att verifiera dessa antaganden gjorts.
Vidare antas att inget av vattenflödet i regionen har kontinentalt ursprung, dvs. inget vatten rinner till Mälardalen från andra delar av EU och den inblandning av vatten med EU-ursprung som sker i Stockholms
inre skärgård antas vara försumbar, samt att det genomsnittliga vattendjupet i recipienten är 15 m. Detta
djup är det största rekommenderade djupet i EUSES. Allt avloppsvatten antas passera reningsverk av modern trestegstyp. Det finns visserligen en mindre andel avlopp som går via trekammarbrunnar i Storstockholm, men de förutsätts sakna betydelse. En mindre mängd vatten passerar dessutom inte genom renings-
95
verk p.g.a. breddning (man leder vattnet förbi reningen). Det kan ske t.ex. vid extrema dagvattenflöden
eller vid haveri i reningsverket. Detta flöde antogs vara marginellt utan påverkan på resultatet. I övrigt har
de defaultvärden som ges i EUSES för distributionsparametrar i kontinental och regional skala använts.
De delar av Storstockholm som lämnar avloppsvatten via reningsverken i Henriksdal, Käppala, Loudden
och Bromma har 1,435 miljoner invånare. Det genomsnittliga vattenflödet genom Stockholm, huvudsakligen via Norrström, är 160 m3/s dvs. 13 800 000 m3/dygn. Eftersom avloppsflödet i genomsnitt är 574 000
m3 /dygn, 400 L per personekvivalent, blir utspädningsfaktorn 24. Slamspridning på åkermark antogs vara
1 ton/ha och år. I övrigt användes de defaultvärden som ges i EUSES för distributionsparametrar i lokal
skala.
De svenska värdena på förbrukningen av de studerade ämnena har erhållits förutom för resorcinol och cetrimoniumsalter. Förbrukningen av dessa två ämnen har uppskattats som en befolkningsmässigt proportionell andel av EU:s förbrukning. Följande befolkningsrelationer har använts för uppskattning av den svenska
förbrukningen i relation till europeisk, regional (Mälardalens tillrinningsområde och Storstockholm) och
lokal (Storstockholm) förbrukning.
EU:
Sverige:
Regionen:
Lokalt:
41,1
1
0,278
0,159
Förbrukningen av ämnena antogs vara proportionell mot befolkningen i hela EU-området. Även om det inte
är sant, leder det inte till några betydande fel i EUSES-beräkningarna. De inhemska variationerna är sannolikt inte så stora, och bidraget från EU till nivåerna i Stockholms skärgård är marginellt.
Samma antaganden gjordes när det gällde förbrukningen i Sverige totalt, i regionen och i Storstockholm.
Det innebär en osäkerhet, eftersom kännedom saknas om geografiska skillnader i förbrukningsmönster.
De utvalda ämnena
Datakvalitet
I de data som erhållits saknas ofta uppgifter om standardiserat test använts för att ta fram informationen.
Datakvaliteten kan därför inte alltid bedömas.
I flera fall har tillgång till experimentella värden saknats. Då har QSAR använts för att beräkna log Kow,
vattenlöslighet, ångtryck, Koc och Henrys konstant. De framräknade värdena är ofta samstämmiga med
experimentella data, när sådana finns att jämföra med. Det finns dock alltid en stor osäkerhet vid brist på
experimentella data.
De data som genereras vid QSAR-beräkningar på tensider är däremot inte tillförlitliga och kan endast användas som konservativa första ansatser. För tensiderna är det särskilt önskvärt att experimentella data tas
fram för vattenlöslighet, ångtryck, log Kow och Koc.
De ämnen som studerats har så låg flyktighet att spridning via luft är liten i jämförelse med annan spridning. Därmed är noggrannheten i flyktighet och i Henrys konstant inte så viktig. Vattenlösligheten skulle
vara av stor betydelse om de mängder av en substans som släpps ut ligger i närheten av vad som vattnet
förmår att lösa. I de flesta undersökta fallen ligger dock halterna väl under lösligheten och vattenlösligheten
är därmed inte heller någon kritisk faktor.
Uppgifterna om volymer har tagits fram av KTF (KTF, 2003). Säkerheten i dessa är avhängig av tillförlitligheten i de uppgifter de fått från sina medlemmar och hur stor andel av medlemmarna som inte rapporterat till KTF. Dessutom förekommer hantering av kosmetiska och hygieniska produkter utanför KTF. Här
finns en betydande osäkerhet som har hanterats enligt följande:
KTF:s medlemmar handhar enligt egen utsago minst 85 % av försäljningen av kosmetiska och hygieniska
produkter med de utvalda ämnena. För de ämnen där volymuppgifter redovisats av KTF:s medlemmar har
96
uppgifterna multiplicerats med en faktor 1,2 för att täcka in de volymer som kommer från andra tillverkare
än de som är anslutna till KTF.
Nedbrytningskinetik i reningsverk
För alla ämnen antas att nedbrytningen är av första ordningen, dvs. att den är proportionell mot koncentrationen av ämnet i avloppsvattnet. Det är inte säkert att detta stämmer för alla undersökta ämnen. Det kanske
t.o.m. är troligt att särskilt kemikalier som förekommer i höga halter bryts ner enligt en annan kinetik. Det
kan t.ex. bero på att syretillförseln, som är konstant, begränsar nedbrytningshastigheten och eventuellt gör
även denna konstant och oberoende av ändring i ämnets koncentration, s.k. nollte ordningens kinetik.
För att beskriva övergången mellan första och nollte ordningens kinetik, används monod kinetik. Denna
kan inte tillämpas utan kunskaper om de monodkonstanter som gäller för respektive ämne och reningsverk.
I EUSES finns antaganden inlagda om vilken nedbrytningshastighet som blir resultatet om ett ämne har
klarat lättnedbrytbarhetstest eller om det har klarat test för potentiell bionedbrytbarhet mm. Dessa antaganden är baserade på ett mycket begränsat underlag. Därför är en av de centrala beräkningsfaktorerna i riskbedömningen mycket osäker.
För att kunna göra säkrare beräkningar behövs data om halveringstid för det undersökta ämnet. Sådana
halveringstider är dock inte universella. Nedbrytningen går med olika hastighet i olika reningsverk, och är
inte bara beroende av någorlunda lättkontrollerade faktorer såsom reningsverkets design och vattnets temperatur.
Andelen produkt i avloppsvattnet
Den mängd produkter som säljs är naturligtvis inte identisk med den mängd som hamnar i avloppet. Kunskapen om de verkliga förhållandena är emellertid inte så god varför uppskattningar får göras.
När det gäller schampo, tvål, hårbalsam och tandkräm är användningen av produkterna och vad som därmed hamnar i avloppet antagligen en mycket stor andel av den sålda volymen. Andra produkter hamnar
sannolikt inte i avloppsvattnet i samma utsträckning.
Lösningsmedel och drivgaser hamnar i huvudsak i luftmiljön. En del smink tas bort med make-upborttagningsmedel och hamnar därmed i soporna. Några ämnen tar sig i viss mån in genom huden. Vissa
ämnen förändras under användningen. Exempelvis bryts en del solskyddsfilter ner i betydande utsträckning
av solljuset. Solskyddsprodukter kommer dessutom i betydande utsträckning att hamna i vattenmiljön vid
badstranden och inte i avloppsvattnet.
De produktgrupper som utgör större delen av de kosmetiska och hygieniska produkterna kan dock antas
förbrukas till största delen. Kvantitativa data saknas dock som beskriver förbrukningen för olika produktgrupper. Därför har ändå räknats med att hela volymen av de ämnen som har ingått i kosmetiska och hygieniska produkter hamnar i avloppet.
De totala utsläppen av ämnena
Flera av de studerade ämnena används även i andra produkter. Det kan också finnas andra led i ämnenas
livscykel än försäljningen som skulle behöva beaktas. Exempelvis kan tillverkning av ämnen och formulering av produkter som sker i Sverige också medföra utsläpp som bör beaktas.
Beräkningarna har gjorts utifrån försäljningen av produkterna inom kosmetik och hygien. Där det är relevant redovisas även den totala användningen i samhället och riskkvoten för denna. De verkliga totala utsläppen har inte beräknats med utgångspunkt från den totala användningen eftersom de andelar som kommer ut i miljön ser olika ut för olika användningsområden.
97
5.6
Resultat av miljörisk- och
miljöfarlighetsbedömningar
5.6.1
Miljöriskbedömningar för sex ämnen/ämnesgrupper
Målsättningen har varit att ge en uppfattning om ämnenas miljöpåverkan vid utsläpp från kosmetiska och
hygieniska produkter. Vissa kompromisser har gjorts, vilka beskrivs i föregående kapitel. Beräkningar har
gjorts utifrån tillgängliga data. Nedan redovisas resultaten för de undersökta ämnena i form av de riskkvoter som räknats fram med hjälp av EUSES. Även om data för sedimentlevande organismer saknas beräknar
EUSES riskkvoter för sediment, utgående från ett antagande att den känsligaste sedimentlevande organismen är lika känslig som den känsligaste akvatiska.
Nedan förs resonemang om hur resultaten rimligen ska tolkas. Ofta kan tyvärr inga definitiva slutsatser om
riskerna med ämnena dras från resultaten eftersom utfallen ofta ligger nära gränsen för om ämnena kan
innebära problem eller inte. Dataosäkerheten och osäkerheten i bedömningsmodellerna ger ytterligare osäkerhet åt bedömningarna. Nedan sammanfattas resultaten för de sex ämnen för vilka volymdata erhölls och
en miljöriskbedömning kunde göras; bronopol, cetrimoniumsalter, kokamidopropylbetain, natriumlauryletersulfat, parabener och triklosan.
5.6.1.1
Bronopol
Bronopol förekommer i kosmetiska och hygieniska produkter samt t.ex. i allrengöringsmedel, diskmedel,
flytande tvättmedel, målarfärger och inom pappersindustrin.
Bronopol
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
log Kow
Aerob nedbrytbarhet
CAS nr 52-51-7
2-BROMO-2-NITROPROPANE-1,3-DIOL
200
1) Salmo gairdneri: LC50 96 tim 41,2 millig/L, Lepomis
macrochirus: LC50 96 tim 35,7 millig/L. 2) Oncorhynchus
mykiss: LC50 = 41 millig/L enligt OECD 203
Daphnia: EC50 48 tim = 1,4 millig/L
Scenedesmus subspicatus: EC50 72 tim = 0,4 - 1,9 millig/L enligt Growth Inhibition Test (OECD 201)
-0,64
Vattenlöslighet
1) Lättnedbrytbarhetstest (OECD 301D) visar ingen nedbrytning. Leverantörens (Boots Microcheck) eget test på
aktivt slam anger snabb nedbrytning. 2) 0 % BOD/COD
enligt OECD 301D (Closed Bottle Test)
250 g/L EUSES rekommederar inte värden över 100 g/L
Ångtryck
1,66E-3 Pa (25 oC)
Henrys konstant
1,33E-11 atm m3 mol-1
Koc
1,0
Årligt flöde, kosmetiska och hygieniska
produkter
Årligt flöde övrigt
900 kg i Sverige från KTF-medlemmar → 1080 kg i Sverige totalt, 300 kg i regionen och 172 kg i Storstockholm
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
148 ton
Kommissionen,1996
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003
Kemi&Miljö, 2004 och
Colipa, 2003
Kemi&Miljö, 2004 och
Colipa, 2003
Egen QSAR m EPI
Suite (EPA, 2003)
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003
EPI Suite databas
(EPA, 2003)
EPI Suite databas
(EPA, 2003)
EPI Suite databas
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI
Suite (EPA, 2003)
KTF, 2003
SPIN (Nordiska rådet,
2000)
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50 Mycket
giftigt för vattenlevande organismer, och R 53 Kan förorsaka skadliga långtidseffekter
i vattenmiljön
98
Riskkvoter för 2-Bromo-2-nitropropan-1,3-diol (Bronopol):
Kosmetiska och hygieniska produkter
Totalt
0,24
0,0023
0,30
24
0,24
31
PEC/PNEC vatten
PEC/PNEC jord
PEC/PNEC sediment
Riskkvoterna för vatten och sediment för den totala användningen indikerar att användningen av bronopol
är så hög att negativa miljöeffekter inte kan uteslutas. Användningen inom kosmetik och hygien är c:a 1 %
av den totala.
Den förmodat dåliga nedbrytbarheten ger särskild anledning till oro eftersom ämnet under spridningen
vidare ut i skärgården elimineras långsamt eller inte alls. De låga värdena på log Kow och Koc anger att ämnet inte heller i någon större utsträckning kommer att bindas till partiklar och fastna i sediment. Med en
mycket långsam nedbrytning kommer spädning genom inströmning av Östersjövatten att vara avgörande
för var i skärgården halten sjunkit till en nivå där den understiger gränsen för när man kan förutse att negativa effekter inte ska uppträda.
Användningen i kosmetiska och hygieniska produkter är inte i sig problematisk, men får ses som en del av
den totala exponeringen.
Ämnet bör undersökas vidare för att klargöra om det verkligen ger upphov till negativa effekter. Referensen som anger att nedbrytbarheten ändå är god i aktivt slam, dvs. under förhållanden som simulerar förhållandena i reningsverk, är svag och måste bekräftas.
Detta är det enda av de undersökta ämnena där flödena till Stockholms skärgård kan ha signifikanta bidrag
från utsläppen ifrån den övriga regionen. Det beror på den dåliga nedbrytbarheten och att sannolikt endast
lite binder till partiklar och till organismer. Det skulle därför vara intressant att undersöka om någon eliminering ändå sker under uppehållstiden i Mälaren. Det blir annars ännu högre riskkvoter, dvs. ännu större
sannolikhet för negativa effekter.
5.6.1.2
Cetrimoniumsalter
Cetrimoniumsalter används huvudsakligen i hårbalsam, kombinerat schampo och balsam, samt i relaterade
produkter såsom hårinpackning.
Cetrimoniumklorid får när det gäller inneboende egenskaper representera cetrimoniumsalterna som även
omfattar bromiden. Ur miljöeffektperspektiv är salterna i huvudsak likvärdiga eftersom det är cetrimoniumkatjonen som är toxisk. Behentrimoniumklorid är närbesläktad och kan förväntas ha liknande egenskaper. Detta ämne skiljer sig från cetrimoniumsalterna genom att ha kolkedjelängden 20 istället för 16.
Cetrimoniumsalter representerade av cetrimoniumklorid
CAS nr 112-02-7
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Kommissionen, 1996
log Kow
CETRIMONIUM CHLORIDE
320
1) Brachydanio reiro: LC50 96 tim 0,3 millig/L. 2)
Golden orfe: LC50 = 0,18 millig/L enligt OECD 203
1) Daphnia magna: EC50 24 tim 0,22 millig/L. 2)
Daphnia magna EC50 = 0,07 resp. 2 millig/L (två
studier) enligt OECD 202
1) Desmodesmus subspicatus: EC50 72 tim 0,01
millig/L. 2) EC50 = 0,03 - 0,09 millig/L enligt OECD
201
3,2
BCF
71
Aerob nedbrytbarhet
1) Lättnedbrytbar: 63 % på 28 dygn enligt OECD
301E. 2) 74 % BOD/COD enligt OECD 301D (Closed
Bottle Test). Flera tester visar på lättnedbrytbarhet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
99
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003
EPI Suite databas (EPA,
2003)
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003
Cetrimoniumsalter representerade av cetrimoniumklorid
Vattenlöslighet
1) 440 millig/L 2) 16,3 millig/L (25 oC)
Ångtryck
3,7E-8 Pa (25 oC)
Henrys konstant
2.68E-13 atm m3 mol-1
Koc
2,2E+5
Årligt flöde, kosmetiska och hygieniska
produkter
Årligt flöde övrigt
24 ton (beräknat från Sveriges befolkningsandel av
EU multiplicerat med användningen i EU)
CAS nr 112-02-7
1) SRC, 2004
2) Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
KTF, 2003
4 ton totalt - 3 ton från “Industry for perfumes and
SPIN (Nordiska rådet,
toilet preparations” = 1 ton (Det som redovisas kom2000)
ma från Industry for perfumes and toilet preparations
antas ingå i flödet av kosmetiska och hygieniska produkter och dras därför bort från det totalt angivna
flödet i SPIN för att ge Årligt flöde, övrigt.)
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50
Mycket giftigt för vattenlevande organismer
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
Riskkvoterna för cetrimoniumsalter:
Kosmetiska och hygieniska produkter
Totalt
3,3
1,3
3,7
3,4
1,4
3,9
PEC/PNEC vatten
PEC/PNEC jord
PEC/PNEC sediment
Riskkvoterna ligger något över ett och ämnesgruppen kan därför inte uteslutas ha negativa miljöeffekter.
Cetrimoniumsalterna är dock lättnedbrytbara och har höga log Kow och Koc. Därigenom kommer en relativt
snabb eliminering att ske i vattenmiljön, både genom nedbrytning och genom sedimentering.
Om det finns någon yta där sedimentlevande organismer skulle kunna påverkas går inte att bedöma, eftersom syrehalten vid bottnarna i den innersta skärgården periodvis är mycket låg och syreberoende organismer då försvinner. Eftersom även den anaeroba nedbrytningen av ämnena är relativt snabb (Madsen, 2001)
kan upplagring av ämnena i sediment inte förväntas.
5.6.1.3
Kokamidopropylbetain
Kokamidopropylbetain används huvudsakligen i schampo, hudrengörings- och badprodukter samt i tvättmedel och handdiskmedel. Ungefär hälften av den totala användningen utgörs av kosmetiska och hygieniska produkter.
Kokamidopropylbetain
CAS nr 61789-40-0
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet akut
Kommissionen, 1996
Fisktoxicitet kronisk
Invertebrattoxicitet
akut
Invertebrattoxicitet
kronisk
COCAMIDOPROPYL BETAINE
356,55
1) Brachydanio rerio: LC50 96 tim 1 - 10 millig/L. 2)
Brachydanio rerio: LC50 = 2,0 millig/L enligt OECD
203; Lepomis: LC50 = 1,6 millig/L enligt OECD 203
NOEC = 0,16 millig/L
1) Daphnia magna: EC50 48 tim 10 - 100 millig/L. 2)
Daphnia magna: EC50 = 1,1 millig/L enligt OECD 202.
3) Daphnia: EC50 = 6,5 millig/L enligt OECD 202
Daphnia NOEC = 0,02 och 0,9 millig/L
100
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003
(Molander och Moraes,
1996)
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003 3) IUCLID,
2000
(Molander och Moraes,
1996)
Kokamidopropylbetain
CAS nr 61789-40-0
Algtoxicitet akut
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Colipa, 2003. 3) IUCLID,
2000
Algtoxicitet kronisk
1) Scenedesmus subspicatus: EC50 72 tim 1 - 10
millig/L. 2) Scenedesmus subspicatus: EC50 = 0,78
millig/L enligt Growth Inhibition Test (OECD 201). 3)
Scenedesmus subspicatus: EC50 = 0,55 millig/L enligt
Growth Inhibition Test (OECD 201)
0,09 millig/L
log Kow
1,09
Aerob nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
Lättnedbrytbar 67 % enligt OECD 301B
550 millig/L (25 oC)
Ångtryck
1,4E-14 Pa (25 oC)
Henrys konstant
6,3E-19 atm m3 mol-1
Koc
3,6E+4
Årligt flöde, kosmetiska och hygieniska
produkter
197 ton i Sverige från KTF-medlemmar → 236 ton i
Sverige totalt, 66 ton i regionen o 37,5 ton i Storstockholm
Årligt flöde övrigt
336 ton totalt - 113 ton från “Industry for perfumes
SPIN (Nordiska rådet,
and toilet preparations” = 223 ton (Det som redovisas
2000)
komma från Industry for perfumes and toilet preparations antas ingå i flödet av kosmetiska och hygieniska
produkter och dras därför bort från det totalt angivna
flödet i SPIN för att ge Årligt flöde, övrigt.)
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50 Mycket giftigt för vattenlevande organismer
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
(Molander och Moraes,
1996)
Egen QSAR m EPI SUITE
(EPA, 2003)
Kemi&Miljö, 2004
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
KTF, 2003
Riskkvoterna för kokamidopropylbetain:
Kosmetiska och hygieniska produkter
Totalt
0,53
0,139
0,60
1,04
0,27
1,17
PEC/PNEC vatten
PEC/PNEC jord
PEC/PNEC sediment
Riskkvoterna antyder att ämnets totala användning ligger över gränsen där negativa miljöeffekter inte kan
uteslutas. Det finns risk att ämnet ger negativa effekter i de centralaste delarna av skärgården. Ämnet är
lättnedbrytbart och har ett högt Koc, vilket troligen innebär att spridningen längre ut blir liten.
Eftersom den anaeroba nedbrytningen av kokamidopropylbetain är relativt snabb (Madsen, 2001) kommer
de periodvis syrefria bottnarna i den innersta skärgården inte att leda till någon anlagring av ämnet i sediment.
5.6.1.4
Natriumlauryletersulfat
Natriumlauryletersulfat är inte entydigt definierat eftersom etoxylatkedjan kan ha varierande längd. Genomsnittet av etoxylatenheter i kosmetiska och hygieniska produkter är normalt åtta (KTF, 2003). Det förekommer en spridning inom gruppen av molekylvikt och fysikaliska egenskaper. Den homolog som har
åtta etoxylatenheter har fått representera gruppen. Däremot kan toxicitetsdata m.m. härröra från andra homologer. Olika homologer kan representeras av CxAEyS där CxA betyder x antal kol i alkylkedjan, Ey betyder y antal etoxylatenheter och S står för sulfat.
101
Natriumlauryletersulfat
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet akut
Fisktoxicitet kronisk
Invertebrattoxicitet akut
Invertebrattoxicitet kronisk
Algtoxicitet akut
Algtoxicitet kronisk
log Kow
Aerob nedbrytbarhet
CAS nr 9004-82-4
SODIUM LAURETH SULFATE
640,8
1) LC50 96 tim 1,4 - 20 millig/L. 2) LC50 (Golden orfe) = 7,9 millig/L enligt OECD 203
Fathead minnow: LOEC (365 dygn) = 0,22
millig/L; NOEC (365 d) = 0,1 (C13.7AE2.25S)
1) Daphnia EC50 50 tim 1 - 50 millig/L. 2)
EC50 = 79 millig/L enligt OECD 202
Daphnia magna: NOEC (21 dygn) = 0,27 millig/L (C13.67 AE2.25S); Mesocosmos, Invertebrate community: NOEC (56 dygn) = 0,25 millig/L
(C14-15 AE2.17S)
1) IC50 65 millig/L. 2) EC50 (Sc. Subspicatus)
= 2,6 millig/L enligt Growth Inhibition Test
(OECD 201)
Microcosmos, Algae community: NOEC (28
dygn) = 0,61 (C14.5AES)
-0,50
Anaerob nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
1) 67 - 100 % enligt OECD 301. 2) 77-79 %
BOD/COD enligt OECD 301D och 89 + 6 % Cremoval enligt OECD 301A
96 % nedbrytning "Anaerobic digester"
233 millig/L (25 oC)
Ångtryck
9,6E-20 Pa (25 oC)
Henrys konstant
2,6E-24 atm m3 mol-1
Koc
35
Årligt flöde, kosmetiska
och hygieniska produkter
Årligt flöde övrigt
3 127 ton i Sverige från KTF-medlemmar →
3752 ton i Sverige totalt, 1043 ton i regionen o
597 ton i Storstockholm
1 208 ton totalt - 773 ton från “Industry for
perfumes and toilet preparations” = 435 ton
(Det som redovisas komma från Industry for
perfumes and toilet preparations antas ingå i
flödet av kosmetiska och hygieniska produkter
och dras därför bort från det totalt angivna
flödet i SPIN för att ge Årligt flöde, övrigt.)
Ej miljöfarlig
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
Kommissionen, 1996
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,
2003
Madsen, 2001
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,
2003
Madsen, 2001
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,
2003
Madsen, 2001
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,
2003
Colipa, 2003
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
KTF, 2003
SPIN (Nordiska rådet, 2000)
Riskkvoterna för natriumlauryletersulfat:
PEC/PNEC vatten
PEC/PNEC jord
PEC/PNEC sediment
Kosmetiska och hygieniska produkter
Totalt
11,9
0,87
14,3
13,3
0,98
15,9
Riskkvoterna visar att ämnet kan ha negativa miljöeffekter.
En tidigare miljöriskbedömning med EUSES utförd av Molander och Moraes (1996), har mycket lägre
riskkvoter (t.ex. PEC/PNEC vatten = 0,617), främst beroende på att man använt högre värden på NOEC
(fisk 13 millig/L, Daphnia 1,0 och alg 1,0).
Detta är ett ämne som har stor användningsvolym och för vilket behovet av snabb eliminering i reningsverken är viktig. Den grova ansats till nedbrytningsberäkning som görs av EUSES, om man inte har studerat
102
nedbrytningskinetiken i detalj, är konservativ. Dessutom kan lauryletersulfat bilda svårlösliga komplex med
kalcium och magnesium, vilka kan falla ut och minska bidraget till PEC.
Den verkliga elimineringen i reningsverk kan belysas med utsläppsdata, men sådana är sällsynta. I Nederländerna har man hittat koncentrationer i utloppsvattnet från reningsverk på mellan 0,003 och 0,012 millig/L. Med vår spädningsfaktor 24 ger det högsta värdet ett PEC vatten tot = 0,0005 millig/L. Eftersom
PNEC vatten är 0,01 millig/L blir PEC/PNEC vatten tot = 0,05 millig/L. Det gäller under förutsättning att
vattenförbrukningen och förbrukningen av natriumlauryletersulfat per kapita är lika i Sverige och Holland,
och att svenska och nederländska reningsverk är lika effektiv på att eliminera ämnet.
5.6.1.5
Parabener
Användningen år 2002 av etylparaben var 15 ton, av metylparaben 48 ton och av propylparaben 19 ton.
Flödesdata saknas för isopropylparaben och butylparaben. Den sammanlagda användningen av dessa antas
efter diskussioner med KTF vara mindre än användningen av etylparaben. Det totala flödet av parabener
från kosmetiska och hygieniska produkter från medlemmar av KTF blir då högst 100 ton/år.
Parabenernas egenskaper skiljer sig åt bl.a. genom att de har olika vattenlöslighet. Ansatsen görs ändå att
behandla parabenerna tillsammans varför propylparaben fått representera gruppen, eftersom detta ämne vad
gäller fysikaliska och kemiska kunskaper ligger ungefär mitt emellan de övriga parabenerna.
Parabener representerade av propylparaben
CAS nr 4191-73-5
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Kommissionen, 1996
log Kow
PROPYLPARABEN
180
Fisk (OECD 203) Leuciscus idus: LC 0 = 5 millig/L, LC 50 > 5 millig/L
Daphnia (OECD 202): EC50 = 15 millig/L
Algae, Growth Inhibition Test (OECD 201) Scenedesmus subspicatus: EC50 = 15 [millig/L]
3,04
BCF
44
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
Aerob nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
92 % enligt OECD 301F
500 millig/L (25 oC)
Ångtryck
0,041 Pa (25 oC)
Henrys konstant
1,37E-7 atm m3 mol-1
Koc
427
Årligt flöde, kosmetiska och hygieniska
produkter
100 ton (Uppskattat värde utifrån uppgifter om
metyl-, etyl- och propylparaben inom KTF) i Sverige från KTF-medlemmar → 120 ton i Sv totalt, 33
ton i regionen o 19 ton i Storstockholm
51 ton totalt - 5 ton från “Industry for perfumes and
toilet preparations” = 46 ton (Det som redovisas
komma från Industry for perfumes and toilet preparations antas ingå i flödet av kosmetiska och
hygieniska produkter och dras därför bort från det
totalt angivna flödet i SPIN för att ge Årligt flöde,
övrigt.)
Ej miljöfarlig
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
Årligt flöde övrigt
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
103
KTF, 2003
KTF, 2003
KTF, 2003
EPI Suite databas (EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA,
2003)
KTF, 2003
SPIN (Nordiska rådet, 2000)
Riskkvoterna för parabener:
Kosmetiska och hygieniska produkter
Totalt
0,30
0,057
0,34
0,42
0,080
0,48
PEC/PNEC vatten
PEC/PNEC jord
PEC/PNEC sediment
Utifrån ovanstående riskkvoter är det osannolikt att parabenerna utgör ett problem för organismerna i vattenmiljön.
Parabener kan ha östrogen effekt på fisk (Madsen, 2001). Vitellogenininduktion har påvisats i regnbågslax
vid intraperitoneal injektion av doser på 100 – 300 millig/kg kroppsvikt. Den uppskattade totala halten av
parabener i ytvattnet ligger på ca 6 mikrog/L. Det är inte sannolikt att motsvarande höga exponering skulle
kunna uppnås genom upptag av parabener via vattnet även om hänsyn tas till eventuell biokoncentration.
5.6.1.6
Triklosan
Triklosan används som biocid i tandkräm som ska motverka gingivit (tandköttsinflammation), i antiperspirant/deodorant, schampo och tvål för att motverka utveckling av bakterier som leder till dålig lukt. Triklosan förekommer även i disktrasor och andra textilprodukter för att förhindra dålig lukt.
Triklosan
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
log Kow
Aerob nedbrytbarhet
CAS nr 3380-34-5
TRICLOSAN
289,5
Fathead minnow: LC50 (96 tim) = 0,26 millig/L enligt
OECDE 203; Bluegill sunfish: LC50 (96 tim) = 0,37 millig/L
Daphnia magna: EC50 (24 tim) = 0,39 millig/L enligt
(OECD 202)
Scenedesmus subspicatus: EbC50 = 0,7 [mikrog/L], ErC50
= 2,8 [mikrog/L], NOEC = 0,5 [mikrog/L] enligt Growth
Inhibition Test (OECD 201)
4,76
Vattenlöslighet
< 10 % BOD/COD OECD 301 C (Modified MITI Test); >
98,2 to 99,3% substance removal and 81-92% mineralization enligt Continuous activated sludge test ( [14-C] label),
10 ml/L (25 oC)
Ångtryck
6,2E-4 Pa (25 oC)
Henrys konstant
3,83E-7 atm m3 mol-1
Koc
1,84E+4
Årligt flöde KoH
2300 kg i Sverige från KTF-medlemmar → 2760 kg i Sverige totalt, 767 kg i regionen o 366 kg i Storstockholm
2 ton
Årligt flöde övrigt
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
Kommissionen, 1996
Colipa, 2003
Colipa, 2003
Colipa, 2003
EPI Suite databas
(EPA, 2003)
Colipa, 2003
EPI Suite databas
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI
Suite (EPA, 2003)
EPI Suite databas
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI
Suite (EPA, 2003)
KTF, 2003
SPIN (Nordiska rådet, 2000)
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50
Mycket giftigt för vattenlevande organismer och R 53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön
Ämnet är inte lätt nedbrytbart enligt standardiserad test. Om ingen nedbrytning antas ske i reningsverk fås
följande riskkvoter.
104
Riskkvoterna för triklosan:
Kosmetiska och hygieniska produkter
Totalt
63,3
47,8
71,6
109
82
124
PEC/PNEC vatten
PEC/PNEC jord
PEC/PNEC sediment
Riskkvoterna visar att triklosan kan ha negativa miljöeffekter.
Det finns motsägelsefulla uppgifter om ämnets nedbrytning. I en översiktsartikel om triklosan (SamsøePetersen, 2003) visas att det sker en snabb mineralisering (fullständig nedbrytning) av triklosan i reningsverken. I tester enligt principen "continuous activated sludge" (CAS) där den mest stabila delen av triklosanmolekylen märkts med radioaktiv 14C har man visat en primär nedbrytning på 94,7 %.
Mätningar i reningsverk i USA, Schweiz, Danmark och Sverige visar en kraftigt varierande eliminering.
Triklosanhalterna i inkommande avloppsvatten i Europa varierar mellan 0,1 och 3,0 mikrog/L. I USA är
halterna betydligt högre: 3,8 - 16,6 mikrog/L. Halterna i utloppsvattnet i Europa varierar mellan under detektionsgränsen och upp till 0,65 mikrog/L. I avloppsslammet är halterna 0,028 och 6,4 mikrog/g torrvikt. I
samma artikel visas också att triklosan inte bryts ner anaerobt.
Att ämnet inte klarar lättnedbrytbarhetstestet kan bero på att de halter eller de förhållanden som gällt i de
standardiserade nedbrytbarhetstesterna är sådana att mikroorganismerna dör eller inte förmår fungera som
avsett.
Mätnoggrannheten förefaller ha varit rätt olika vid de olika försök som redovisas i samma artikel. I de analyser som gjorts i Sverige har detektionsgränsen legat under 0,1 mikrog/L. För mätning vid Henriksdals
reningsverk i Stockholm gavs inget värde. Det låg under detektionsgränsen som dock inte var angiven.
Mätning på GRYAAB i Göteborg gav 0,1 mikrog/L. Om detektionsgränsen antas vara 0,05 mikrog/L och
Henriksdal får representera reningsverken i Stockholm fås med en spädningsfaktor på 24 för Henriksdal ett
PEC vatten som ligger på < 0,0021 mikrog/L. Värdet för PNEC vatten är 0,0007 mikrog/L. Därmed blir
PEC/PNEC < 3. Det kan således inte uteslutas att halterna ligger på en nivå där ämnet ger negativa effekter.
Eftersom ämnet är en biocid väcks frågan om det selektionstryck det innebär med en ständig halt som ligger i närheten av eller över de nivåer som har potential att ge miljöeffekter. SCCNFP (2002) har uttryckt att
användningen som den ser ut idag inte medför någon risk för resistensbildning.
5.6.2
Miljöfarlighetsbedömningar för nio ämnen/ämnesgrupper
Miljöfarlighetsbedömningar har gjorts för de utvalda ämnen för vilka miljöriskbedömningar inte kunde
genomföras p.g.a. att volymdata saknades. Farlighetsbedömningar har dessutom gjorts för ämnen som först
utvaldes från funktionsgrupperna, men därefter inte prioriterades för miljöriskbedömning, se vidare i 5.3.2.
Zinkpyrition bedömdes eftersom informationen om ämnet och dess användning tillkom i ett sent skede av
utredningen.
Miljöfarlighetsbedömning har inte gjorts för det återstående utvalda ämnet behentrimoniumklorid eftersom
det råder brist på data för detta ämne. Det bör dock ha egenskaper som påminner om cetrimoniumklorid.
5.6.2.1
Butylmetoxydibensoylmetan
Butylmetoxydibensoylmetan
CAS nr 70356-09-1
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
log Kow
Kommissionen, 1996
BUTYL METHOXYDIBENZOYLMETHANE
310,4
Regnbågslax: NOEC 96 tim 30 millig/L
Daphnia: LC50 48 tim 1,97 millig/L (OECD 202)
1) 6,0. 2) 4,51
105
Kemi&Miljö, 2004
Kemi&Miljö, 2004
1) Kemi&Miljö, 2004 2)
Egen QSAR m EPI Suite
Butylmetoxydibensoylmetan
CAS nr 70356-09-1
(EPA, 2003)
Aerob nedbrytbarhet
Abiotisk nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
Ångtryck
Henrys konstant
Koc
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
5.6.2.2
Ej lättnedbrytbar 6 %, 28 dygn (OECD 301F)
Fotonedbrytbar
Kemi&Miljö, 2004
Kemi&Miljö, 2004
Egen QSAR m EPI Suite
1,52 millig/L
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
0,0181 Pa
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
3,7E-7 atm m3 mol-1
(EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite
1705
(EPA, 2003)
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 51
Mycket giftigt för vattenlevande organismer och R53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön
EDTA (Etylendiamintetraättiksyra)
EDTA
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
Kronisk toxicitet
BCF
Aerob nedbrytbarhet
Abiotisk nedbrytbarhet
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
CAS nr 60-00-4
EDTA
Kommissionen, 1996
292
Static, Lepomis macrochirus (Fish, fresh water) i 96 tim
i millig/L NOEC = 24 millig/L, LC50 = 41 millig/L, LC100
= 75 millig/L enligt EPA: Committee on Methods for
Toxicity with Aquatic Organisms: “Methods for Toxicity
Tests with Fish, Macroinvertebrates and Aphibians”,
1975
IUCLID, 2000
Daphnia magna 24 tim EC50 = 610 millig/L enligt ISO
6341 and SFS 5062
IUCLID, 2000
Scenedesmus subspicatus, cellmultiplikationstest, 72
tim i millig/L NOEC = 100, LOEC > 100, EC10 > 100,
EC50 > 100, EC90 > 100 enligt EG Richtlinie
79/831/EWG, Anhang V,C,Algen: Pruefung der Wachstumshemmung (1988), Na4EDTA und FeCl3*6H2O i
ekvimolära mängder.
IUCLID, 2000
Daphnia magna (Crustacea) 21 dygn i millig/L, NOEC =
0,9, LOEC = 2,7 enligt UBA Verfahrensvorschlag: "Verlaengerter Toxizitaetstest bei D. magna (Bestimmung
der NOEC für reproduktionsrate, Mortalitaet und den
Zeitpunkt des Auftretens von Nachkommen, 21 d)".
Texte UBA 16/84 Heft 5, 133–142. Life cycle test
(1984)
IUCLID, 2000
Ca 1. Minskar bioackumulering av tungmetaller
IUCLID, 2000
1) Aerobic, activated sludge, non–adapted, < 20 % efter
28 dygn enl. OECD Guideline 302 B Modified Zahn–
Wellens Test". 2) Aerobic, < 1 % efter 42 dygn enligt
AFNOR–Test, 1977; (DOC) motsvarar Guideline OECD
301 A
IUCLID, 2000
Direkt fotolys i ljus som motsvarar solljus. 50 % nedbrytning av järnkomplexet efter 11 min, metoden ej
IUCLID, 2000
angiven.
Miljöfarlig, R 52 Skadligt för vattenorganismer och R53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön
En noggrann studie av hälso- och miljöeffekter av EDTA har publicerats i preliminär form inom EU:s kartläggningsarbete för prioriterade ämnen (Joint Research Centre, 2003).
Den toxicitet (< 100 millig/L) som uppmätts i några studier förklaras av EDTA:s effekt att minska tillgängligheten av viktiga närings- och spårämnen, t.ex. järn. Så låga toxicitetsvärden anses därför inte relevanta.
Av den anledningen bedömdes EDTA inte som miljöfarligt.
106
Eftersom användningen av EDTA är stor anser man ändå att det finns skäl för riskbegränsande åtgärder.
För stora användare av EDTA, t.ex. pappersmassaindustri, utan luftad biologisk avloppsreningsanläggning
med lång uppehållstid har i studien beräknats en riskkvot (PEC/PNEC) på 1,2. Riskbegränsning anses motiverad i dessa fall. I samhället i övrigt ligger riskkvoterna under 1.
Studien är kommenterad av CSTEE (2003). Den viktigaste invändningen rör kraven på riskbegränsning i
industrier som saknar långtidsrening, med hänvisning till att testdata från recipienterna ger mycket lägre
halter än de framräknade PEC-värdena.
5.6.2.3
Kokamid DEA (Kokosfettsyradietanolamid)
Kokamid DEA
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
log Kow
BCF
Aerob nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
Ångtryck
Henrys konstant
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
5.6.2.4
CAS nr 68603-42-9
COCAMIDE DEA
316
Semistatisk, Brachydanio rerio (Fish, fresh water)
96 tim i millig/L LC0: 2.52, LC50: 3.6, LC100: 5 enl.
ISO 7346/1–3 (1984)
Daphnia pulex: EC50 (48 tim) = 2,39 millig/L enligt
Static test according to Peltier & Weber, EPA/600/4
85/013 (1985)
Scenedesmus subspicatus, biomassa, 72 tim i
millig/L NOEC = 0,32, LOEC = 1, EC50 = 2,2. Metoden ej angiven.
3,52 (beräknad)
102
BOD/COD (30 dygn) = 71-74 % enl. Directive
84/449/EEC, C.6 "Biotic degradation – closed bottle test".
5 millig/L (25 oC)
Kommissionen, 1996
IUCLID, 2000
IUCLID, 2000
IUCLID, 2000
IUCLID, 2000
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
IUCLID, 2000
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
6,80E-9 Pa
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
4,3E-12 atm m3 mol-1
Egen QSAR m EPI Suite
(EPA, 2003)
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50
Mycket giftigt för vattenlevande organismer och R 53 Kan förorsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön.
Isoparaffiner
Isoparaffiner, representerade av Isohexadekan
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
log Kow
BCF
Aerob nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
Ångtryck
Henrys konstant
Koc
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
CAS nr 4390-04-9
ISOHEXADECANE
Kommissionen,1996
226
Fish (OECD 203) zebra fish: LC50 > 100 KTF, 2003
[millig/L]
7,8
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
5300
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
KTF, 2003
2 % BOD/COD enligt OECD 301 C (Modified MITI Test)
0,00205 millig/L
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
36 Pa
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
29 atm m3 mol-1
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
17 500
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
Miljöfarlig, R 53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön
107
5.6.2.5
Natriumlaurylsulfat
Natriumlaurylsulfat
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
Kronisk toxicitet
log Kow
BCF
Aerob
nedbrytbarhet
Anaerob
nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
Ångtryck
Henrys konstant
Koc
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet
med KIFS 2001:3
5.6.2.6
CAS nr 151-21-3
SODIUM LAURYL SULFATE
288,4
Flow through, Salmo gairdneri, estuary, fresh
o
water, static test, 15 C, 96 tim LC50: = 4.62
millig/L (1977)
Daphnia magna (Crustacea) 48 tim EC50 =
31 millig/L OECD Guideline 202, part 1
"Daphnia sp., Acute Immobilisation Test"
(1981)
Scenedesmus subspicatus (Algae) biomassa, 72 tim i millig/L, EC10 = 14 – 25, EC50 =
130 – 150, EC20 = 52 – 56 enligt DIN/EN
28692
Daphnia magna, mortality, 40 dygn, NOEC =
2 millig/L, enligt EPA–600/3–75–009 (1982)
1) ca. 0 – .5. 2) 1,6
BCF = 2.1 Cyprinus carpio (Fish, fresh water)
o
24 tim at 18 C, 25 millig/L
Aerobic, domestic sewage, 2 millig/L, nedbrytning 93 % efter 30 dygn enligt OECD
Guide–line 301 D "Ready Biodegradability:
Closed Bottle Test" (1986)
Anaerobic, bacteria from sewage sediments,
77 % efter 105 dygn. Metod ej angiven.
1) 1E+5 millig/L (25 oC)
240 Pa (25 oC)
1,1E-15 atm m3 mol-1
10 200
Ej miljöfarlig
Kommissionen, 1996
IUCLID, 2000
IUCLID, 2000 (256)
IUCLID, 2000 (341)
IUCLID, 2000 (268)
1) IUCLID, 2000. 2) EPI Suite databas
(EPA, 2003)
IUCLID, 2000
IUCLID, 2000
IUCLID, 2000
1) EPI Suite databas (EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)
Polykvaternium-10
Polykvaternium-10
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
Aerob nedbrytbarhet
Anaerob nedbrytbarhet
Årligt flöde, kosmetiska
och hygieniska produkter
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
CAS nr 68610-92-4
POLYQUATERNIUM-10
Kommissionen, 1996
Polymer med varierande kedjelängd
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa, 2003
1) Fathead minnow: LC50 96 tim = 2,4
millig/L. 2) LC50 (Pimephales promelas)
> 2,3 millig/L enligt OECD 203
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa, 2003
1) Daphnia magna: EC50 48 tim 27,8
millig/L. 2) EC50 > 26,1 millig/L enligt
OECD 202
Colipa, 2003
0 % CO2-utveckling enligt (Modified
Sturm Test) OECD 301B och 0 % DOC
enligt OECD 301B (Modified Sturm Test)
Kemi&Miljö, 2004
Mycket långsam nedbrytning: 20 dygn
5%
20 ton i Sverige från KTF-medlemmar → KTF, 2003
24 ton i Sverige totalt, 6,7 ton i regionen
och 3,8 ton i Storstockholm
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 51 Giftigt för vattenlevande organismer och R 53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i
vattenmiljön.
108
5.6.2.7
Resorcinol
Resorcinol
CAS nr 108-46-3
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
RESORCINOL
110
LC50 Fisk 96 tim: 34,7 millig/L Art: Guldid
Invertebrattoxicitet
Vattenlöslighet
Ångtryck
Henrys konstant
1) EC50 Daphnia 48 tim: >100 millig/L Art: D.
pulicaria. 2) EC50 = 0,9 millig/L; 1,28 millig/L
två olika tester enligt OECD 202
1) Chlorella pyrenoidosa IC50 72 tim: 1,1 millig/L. 2) Scenedesmus subspicatus: EC50 =
180 millig/L enligt Growth Inhibition Test
(OECD 201)
0,8; 0,97
2,4
BOD5/COD: 0,61; 66,7 % bryts ned på 14
dygn OECD 301C
Uppgifter som skiljer sig avsevärt beroende på
mikroflora. Från 0 % på 245 dygn till 98 % på
21 dygn.
1 g löser sig i 0,9 ml vatten
4,9E-4 mm Hg (25 oC)
2,0E-10 atm m3 mol-1
Koc
434 (beräknat)
pKa
pKa = 9.15 vid 25 C; pH = 4.5 vid 10 vol %
o
och 23 C
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50
Mycket giftigt för vattenlevande organismer
Algtoxicitet
log Kow
BCF
Aerob nedbrytbarhet
Anaerob nedbrytbarhet
o
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
5.6.2.8
Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
och Colipa, 2003
1) Kemiska ämnen (Prevent,
2003). 2) Colipa, 2003
Kemiska ämnen (Prevent, 2003
IUCLID, 2000
IUCLID, 2000
Kemiska ämnen (Prevent, 2003
och Colipa, 2003
IUCLID, 2000
The Merck Index, 2001
EPI Suite databas (EPA, 2003)
Egen QSAR med EPI Suite
(EPA, 2003)
Egen QSAR med EPI Suite
(EPA, 2003)
IUCLID, 2000
Zinkoxid
Zinkoxid
CAS nr 1314-13-2
INCI-namn
Mw
Miljöfarlighetsbedömning
5.6.2.9
Kommissionen, 1996
ZINC OXIDE
81,39
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas
med miljöfarlighetssymbol), R 50 Mycket giftigt
för vattenlevande organismer
Kommissionen, 1996
N-class (Nordiska rådet, 2004)
Zinkpyrition
Zinkpyrition
INCI-namn
Mw
Fisktoxicitet
Invertebrattoxicitet
Algtoxicitet
Kronisk toxicitet
CAS nr 13463-41-7
ZINC PYRITHIONE
317,68
1) I havsvatten: Cyprinodon variegatus: EC50
96 tim 0,4 millig/L
2) I sötvatten: Onchorhynchus mykiss: EC50
96 tim 0,0032 millig/L
3) I sötvatten: Pimephales promelas: EC50 96
tim 0,0026 millig/L
1) I sötvatten: Daphnia magna: EC50 48 tim
0,0036 millig/L
2) I havsvatten: Mysidopsis bahia: LC50 96 tim
0,0063 millig/L
Selenastrum capricornutum EC50 72-120 tim
0,028 millig/L, NOEC 0,0078 millig/L
1) Daphnia magna: reproduktion, 21 dygn,
NOEC 0,0025 millig/L
109
Kommissionen, 1996
1, 2, 3) Boeri et al 1994 i Madsen
et al., 2000
1) Boeri et al i Madsen et al.,
2000
2) Boeri et al 1993 i Madsen et
al., 2000
Ward et al 1994 i Madsen et al.,
2000
1) Olin 1997 i Madsen et al.,
2000
Zinkpyrition
log Kow
BCF
Aerob nedbrytbarhet
Anaerob nedbrytbarhet
Abiotisk nedbrytbarhet
Vattenlöslighet
Ångtryck
Henrys konstant
Koc
Miljöfarlighetsbedömning i enlighet med
KIFS 2001:3
CAS nr 13463-41-7
2) Fisk, Pimephales promelas: tidiga livsstadier (ELS), NOEC 0,0012 millig/L
0,97
Ostron 11
Vatten t½: 6 - 96 tim
Sediment t½: 0,6 - 1,3 tim
Sediment t½: 0,5 tim
1) Fotolys t½: 14 - 30 min
2) Fotolys t½: 13 min (pH 9), 17,5 min
artificiellt havsvatten
3) Hydrolys t½:11 - 96 dygn
4) Hydrolys: stabil vid pH 5, 7, 9 samt i
artificiellt havsvatten pH 8.2
5) Jord t½: 12 - 24 tim
6,0 millig/L
Icke flyktig, fast ämne (25°C)
Har ej beräknats
1) 800 – 10 000 (log Koc = 2,9 - 4,0)
2) 4 000 millig/L (uppmätt)
2) Boeri et al 1999 i Madsen et
al., 2000
Olin i Madsen et al., 2000
Sabaliunas et al., 2003
Sabaliunas et al., 2003
Sabaliunas et al., 2003
1, 3, 5) Sabaliunas et al., 2003
2, 4) Reynolds 1995 i Madsen et
al., 2000
Olin 1997 i Madsen et al., 2000
Olin 1997 i Madsen et al., 2000
1) Olin 1997 i Madsen et al.,
2000
2) Sabaliunas et al., 2003
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50
Mycket giftigt för vattenlevande organismer
Det finns förhållandevis gott om ekotoxikologiska uppgifter om zinkpyrition. Ämnet har mycket hög toxicitet mot vattenlevande organismer vilket föranleder riskfrasen R50. De snabbt bildade primära metaboliterna är signifikant mindre toxiska än zinkpyrition och bryts ner vidare i vatten och sediment (Sabaliunas et
al., 2003). Även stabila, oidentifierade metaboliter med förmodad låg biotillgänglighet och stark bindning
till sediment bildas. Det kan inte förväntas att zinkpyrition bioackumuleras i vattenlevande organismer.
En miljöriskbedömning har gjorts av zinkpyrition när det används i kosmetiska produkter och belastar recipienter via kommunalt avloppsvatten under förhållanden som antas föreligga inom EU (Sabaliunas et al.,
2003). Resultaten framgår av följande tabell:
Zinkpyrition från kosmetiska och hygieniska
produkter
PEC/PNEC vatten
PEC/PNEC jord
PEC/PNEC sediment
PEC/PNEC STP (Sewage Treatment Plant,
dvs. avser mikroorg. i reningsverk)
Nedströms utsläppspunkten
Regional effekt
0,26
0,03
0,32
0,04
0,003
0,0001
0,000001
I ovanstående miljöriskbedömning användes ett PNEC-värde för kronisk toxicitet för akvatiska organismer
på 1,13 mikrog/L framtaget via en probabilistisk metod. (En statistisk metod som räknar ut sannolikheten
att en art är känsligare än en annan och som eliminerar behovet av att lägga på säkerhetsfaktorer.) Då alla
förutsättningar för denna beräkning ej är kända är det svårt att bedöma PNEC-värdets relevans.
Om man istället hade utgått ifrån kronisk toxicitet för den känsligaste organismen (enligt ovan fisk,
Pimephales promelas: NOEC 1,2 mikrog/L) och en säkerhetsfaktor 10 skulle PEC/PNEC kvoterna bli en
faktor 10 högre. Enligt en sådan bedömning kan påverkan på vattenmiljön samt sedimentlevande organismer nedströms utsläppspunkten ej uteslutas.
Riskbedömningen ovan kan jämföras med en miljöriskbedömning som gjorts av zinkpyrition i dess användning som anti-fouling (skydd mot påväxt) i båtbottenfärger enligt ett scenario med danskt farvatten
(Madsen et al., 2000).
110
Zinkpyrition från anti-fouling
fritidsbåtshamn
båtfarled
PEC/PNEC
5,6-17
0,05 - 0,22
När nedbrytning genom fotolys ingick i beräkningarna erhölls den lägre riskkvoten, medan det högre värdet
erhölls om man bortsåg från nedbrytning genom hydrolys. Riskkvoten för hamnen ansågs kunna innebära
risk för bestående ekotoxikologiska effekter i hamnbassängen genom det kontinuerliga läckaget av zinkpyrition från båtarna, medan risken för effekter i farleden ansågs vara liten. När båtarna togs bort från vattnet
efter båtsäsongen antogs att zinkpyrition skulle elimineras snabbt från miljön p.g.a. av ämnets snabba nedbrytning i vatten och sediment.
I en nyligen presenterad studie (Svenska Naturskyddsföreningen, 2004) påpekas att nedbrytningen av zinkpyrition är komplex och beroende av omgivningsmiljön. Nedbrytningshastigheter och nedbrytningsprodukter kommer därför att variera och blir svåra att förutse under olika förhållanden. De primära nedbrytningsprodukter man känner till är visserligen mindre toxiska än zinkpyrition, men forskarna i denna studie menar
att nedbrytningsprodukterna istället är betydligt mer stabila och skulle kunna ansamlas i miljön. Utredarna
påpekar att nedbrytning av zinkpyrition genom fotolys blir mycket begränsad i avloppsvattenmiljö och att
det finns risk för att ämnet genom sin höga giftighet mot mikroorganismer och kontinuerliga tillförsel skulle kunna skada de mikrobiologiska processer som finns på reningsverken för att bryta ner föroreningarna i
avloppsvattnet.
Sammanfattningsvis kan sägas att studierna indikerar att zinkpyrition från kosmetiska och hygieniska produkter som hamnar i avloppsvatten till stor del borde kunna brytas ner redan i själva avloppsvattnet och
kvarvarande mängder i reningsverkets processer. Vid rötning av slam torde till exempel ämnet elimineras
eftersom det är anaerobt nedbrytbart. Oklarheter finns dock vad gäller de primära nedbrytningsprodukternas stabilitet, toxiska egenskaper och fortsatta nedbrytning till ofarliga ämnen.
111
6 Miljöpåverkan från förpackningar
6.1
Sammanfattning
Mängden läkemedelsförpackningar (exklusive glasförpackningar) uppgår till 7 500 – 8 000 ton/år, vilket
utgör 1,6 % av den totala förpackningsmängden som redovisats till REPA (Reparegistret AB - Register för
Producentansvar). Motsvarande mängd för förpackningar från kosmetiska och hygieniska produkter uppgår
till drygt 20 000 ton/år, vilket utgör ca 5 % av den totala förpackningsmängden.
Förpackningar för läkemedel och kosmetiska och hygieniska produkter skiljer sig i allmänhet inte från
andra typer förpackningar vad gäller materialval. För läkemedel gäller att plast är det vanligaste förpackningsmaterialet, följt av wellpapp och kartong. Därutöver används ett antal metaller och glas. För kosmetiska och hygieniska produkter gäller att kartong och wellpapp utgör den största delen, följt av plastmaterial
och metall. Inget av materialen som används torde vålla nämnvärda miljöproblem.
6.2
Inledning
Även förpackningar kan vara av intresse ur miljösynpunkt då dessa utgör stora volymer och dessutom kan
innehålla ämnen med miljöpåverkan. Alla förpackningar omfattas av producentansvaret för förpackningar
(SFS 1997:185 med tilläggsförfattningar). Det innebär att de företag som fyller förpackningarna har ett
ansvar för att tillhandahålla system för insamling av tömda förpackningar för att dessa ska kunna återvinnas
eller utnyttjas som energikälla.
Uppgifter om flöden av förpackningar har inhämtas via Reparegistret AB, som innehåller statistik över
insamlade förpackningar från sådana företag som är anslutna till förpackningsinsamlingen. För glasförpackningar som insamlas via Svensk GlasÅtervinning AB registreras antalet förpackningar, dock saknas
uppgifter om mängd glasförpackningar angivet i kg.
6.3
Läkemedel
6.3.1
Förpackningar, material och mängder
Läkemedel säljs i en för varje produkt specifik förpackning som ofta består av både inner- och ytterförpackning. Läkemedelsförpackningar skiljer sig i allmänhet inte från andra typer av förpackningar som cirkulerar i samhället vad gäller materialval. För att få användas för läkemedelsprodukter ska förpackningsmaterial uppfylla kraven i Europafarmakopén och kraven i EU-direktiv 2002/72/EG. Det finns ca 10 000 st
olika läkemedelsförpackningar och totalt sett hanterar Apoteket ca 150 miljoner förpackningar per år.
Förpackningarna består av en rad plastmaterial, dominerade av polyeten och polypropen, som inte vållar
några nämnvärda miljöproblem. Förutom dessa plaster förekommer också acetalplast, etyl-vinylacetalplast, polyamid, polyester, polykarbonat, polyuretan samt styrenplaster vilka likaså är acceptabla ur
miljösynpunkt. Fortfarande används PVC, den plast som är starkast ifrågasatt ur miljösynpunkt, i läkemedelsförpackningar trots att PVC sedan ett antal år är borta som förpackningsmaterial inom övriga sektorer.
Utöver plaster används ett antal metaller (huvudsakligen aluminium), glas samt cellulosafiber. Dessa material förekommer rena eller i olika blandningar. Bland läkemedelsförpackningarna finns ett antal förpackningar som är så tekniskt avancerade att de befinner sig i gränslandet mellan att vara förpackning för ett
läkemedel och att vara medicinsk-teknisk apparatur. Exempel på detta är astmainhalatorer.
I de fall företag som säljer läkemedel i Sverige har varit anslutna till Reparegistret AB har uppgifter om
förpackningar erhållits därifrån. Mängden läkemedelsförpackningar (exklusive glasförpackningar) uppgår
112
till mellan 7 500 – 8 000 ton/år, vilket utgör 1,6 % av den totala förpackningsmängden redovisad till Reparegistret AB (tabell 6.1). Av tabellen framgår även att plast är det vanligaste förpackningsmaterialet, följt
av wellpapp och kartong.
Tabell 6.1. Förpackningsmängder 2002, läkemedelsprodukter, ton/år
Materialslag
Enhet
Läkemedel
Total mängd förpackningsmaterial redovisat till
Reparegistret AB
varav från läkemedel
ton/år
11
1 961
373
3 218
2 114
7 708
ton/år
2 911
134 695
39 165
98 680
186 999
472 386
0,4
1,5
1,0
3,3
1,1
1,6
%
EPS
K
MAMS
P
W
Totalt
EPS = Skummad cellplast (frigolit)
K = Kartong/papper
MAMS = Metall (aluminium och stålplåt)
P = Plast
W = Wellpapp
6.3.2
Produktrester
Alla ”tömda” förpackningar innehåller ett större eller mindre mått av produktrester. Rester av läkemedel
innebär givetvis en potentiell risk för hälsan hos personer som befattar sig med de tömda förpackningarna
liksom för omgivande miljö. Förpackningar som innehåller synliga läkemedelsrester skall idag klassas som
läkemedelsavfall och hanteras enligt särskilda rutiner. Förpackningar utan synliga rester har normalt så små
restmängder att de saknar praktisk betydelse. Undantag finns dock, t.ex.:
•
Tuber och andra förpackningar som innehållit krämer, salvor etc. och består av ogenomskinligt material kan innehålla betydande mängder läkemedelsrest
•
Injektionsflaskor, ampuller etc. som normalt innehåller betydande mängder restsubstans
•
Aerosolbehållare som alltid innehåller icke försumbara rester av läkemedel
•
Infusions- och dialysvätskor vars förpackningar normalt innehåller betydande rester, i vissa fall med
potenta läkemedelssubstanser tillsatta
•
”Högteknologiska” förpackningar som astmainhalatorer
6.4
Kosmetiska och hygieniska produkter
6.4.1
Förpackningar, material och mängder
Förpackningar för kosmetiska och hygieniska produkter skiljer sig i allmänhet inte från andra typer av förpackningar som cirkulerar i vårt samhälle vad gäller materialval. De består av en rad plastmaterial, dominerade av polyeten och polypropen, som inte vållar några betydelsefulla miljöproblem. Förutom dessa plaster
förekommer acetalplast, etyl-vinyl-acetatplast, polyamid, polyester, polykarbonat, polyuretan samt styrenplaster, vilka likaså är acceptabla från miljösynpunkt. Förutom plaster används metaller (huvudsakligen
aluminium), glas samt cellulosafiber. Inget av dessa material vållar i denna användning nämnvärda miljöproblem.
Rapporterade förpackningsmängder från KTF:s medlemsföretag har sammanställts (tabell 6.2). Medlemsföretagen beräknas täcka ca 85 % av marknaden för dessa produkter.
Total mängd förpackningar från kosmetiska och hygieniska produkter uppgår till drygt 20 000 ton/år, dvs.
ca 5 % av förpackningsflödet i samhället. Av tabellen framgår att kartong och wellpapp utgör den största
andelen, följt av plastmaterial och metallförpackningar. Skummad cellplast, frigolit, utgör endast en liten
andel.
113
I tabellen anges också den totala mängden förpackningar som rapporteras av företag vilka fyller förpackningar till Reparegistret AB för år 2002. Förpackningar med kosmetiska och hygieniska produkter utgör
2 – 10 % av den totala förpackningsmängden redovisad till Reparegistret AB.
Tabell 6.2. Förpackningsmängder 2002, kosmetiska och hygieniska produkter, ton/år
Materialslag
Enhet
ton/år
Kosmetiska och hygieniska
produkter
Total mängd förpackningsma- ton/år
terial redovisat till Reparegistret AB
varav kosmetiska & hygienis- %
ka produkter
EPS
K
MAMS
P
W
Totalt
23
4 906
818
9 531
7 163
22 492
2 911
134 695
39 165
98 680
186 999
472 386
0,8
3,6
2,1
9,7
3,8
4,8
EPS = Skummad cellplast (frigolit)
K = Kartong/papper
MAMS = Metall (aluminium och stålplåt)
P = Plast
W = Wellpapp
6.4.2
Produktrester
Alla ”tömda” förpackningar innehåller ett större eller mindre mått av produktrester. Dessa innebär givetvis
en potentiell risk för hälsan hos personer som befattar sig med de tömda förpackningarna, liksom för omgivande miljö. Vad gäller förpackningar som innehåller synliga produktrester, t.ex. sminkprodukter som
läppstift, mascara m.m., är det omöjligt för normalkonsumenten att bedöma om de är återvinningsbara eller
inte.
Förpackningar utan synliga rester har normalt så små restmängder att de saknar praktisk betydelse. Undantag finns dock, t.ex. plasttuber och andra förpackningar som består av ogenomskinligt material som har
innehållit krämer, salvor etc. Dessa kan innehålla betydande mängder rester utan att det syns.
Råd och Rön genomförde under 2003 tester på hur mycket tandkräm som kan finnas kvar i tandkrämstuber
efter användningen (Råd och Rön, 2003). Mellan 3 till 11 % av tandkrämen var kvar i tuben efter användning. Trögflytande produkter i plasttuber är en kombination som konsumenter upplever som svårast att
tömma enligt en studie om konsumenters värderingar av förpackningar (Nilsson et al., 2000). Den mängd
av kosmetiska och hygieniska produkter som följer med ”tömda” förpackningar till avfall borde därför inte
vara större än nivån 10 %. Uppgifter om hur mycket kasserade produkter som slängs med soporna saknas.
Rester av produkter som följer med sopor förbränns eller deponeras, beroende på den kommunala avfallshanteringen.
6.5
Diskussion
Varje företag redovisar den totala mängden förpackningar till Reparegistret AB. I de fall företagen levererar även andra produkter än läkemedel t.ex. olika typer av medicinska artiklar ingår även dessas förpackningar i den redovisade mängden. Mängden kommer därigenom att överskattas. Å andra sidan kommer inte
de företag som inte är anslutna till förpackningsinsamlingen med (sannolikt ett fåtal). Motsvarande felkällor finns även för kosmetiska och hygieniska produkter.
Producentansvaret för förpackningar ska säkerställa att tömda förpackningar materialåtervinns på ett miljösäkert sätt och därmed minimerar miljöbelastningen från förbrukade förpackningar.
Trots en utbyggd materialåtervinning är det från strikt miljösynpunkt önskvärt att förbruka så liten mängd
förpackningsmaterial som möjligt. Utvecklingen har under många år gått åt detta håll, men förpackningar
för kosmetiska och hygieniska produkter skiljer i vissa fall ut sig genom exklusiv och materialkrävande
114
formgivning. Inom delar av detta produktområde tycks behovet vara stort av att göra ”säljande" förpackningar, vilket kan leda till större materialförbrukning än nödvändigt.
För båda produktområdena finns krav på mycket omfattande produktinformation. Det medför behov av en
tillräcklig stor yta på förpackningen alternativt bifogande av bipacksedel eller bruksanvisning, vilket tenderar att ge en utveckling mot större materialförbrukning. Större förpackningar är mindre lätta att stjäla än
små vilket också bidrar till en utveckling i samma riktning, vilket i detta avseende framförallt gäller kosmetiska och hygieniska produkter.
Inget av materialen som används för läkemedel respektive kosmetiska och hygieniska produkter torde vålla
nämnvärda miljöproblem.
Användningen av PVC-plast ger dock en del frågetecken från miljösynpunkt, väl dokumenterade i t.ex.
EU:s grönbok om PVC (kommissionen, 2000). Den största användningen i läkemedelsförpackningar är för
s.k. blisterförpackningar som består av styv PVC vilket är den minst ifrågasatta formen av detta material.
Det är inte sannolikt att användningen för förpackning av läkemedel orsakar en stor miljöpåverkan, särskilt
inte i jämförelse med de mångdubbelt större användningsområden för PVC som finns inom t.ex. byggindustrin. Icke desto mindre är det alltid lämpligt att byta ett sämre material till ett ur miljösynpunkt bättre och
fullgoda alternativ till PVC finns. En betydande del av PVC-plasten används också i blisterförpackningar
där den kombineras med aluminium vilket omöjliggör materialåtervinning.
115
7 Läkemedel – information om
kvantitet och innehåll
7.1
Sammanfattning
Kunskap om i vilka mängder och vilka vägar varor går genom vårt samhälle är viktig för att identifiera
eventuella problem som kan uppkomma från användningen av produkterna. Någon sammanställning av
massflöden av läkemedel görs inte idag. De marknadsuppföljningar som görs exempelvis av Läkemedelsstatistik (LS) är inriktade på värdet och antalet av de sålda produkterna.
Uppgifter om respektive läkemedels innehåll såväl vad avser mängd aktiva substanser som hjälpämnen
finns att tillgå. Informationen finns lagrad i Läkemedelsverkets databas.
Data från Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register har kombinerats för att få fram uppgifter om
mängder av läkemedel samt beräkna flödena uppdelat på human- och veterinärmedicinska läkemedel, aktiv
substans och hjälpämnen, undergrupper enligt ATC-systemet mm. Avsikten var att översiktligt kartlägga
massflöden i samhället från distributionsledet via användarled till spridningsvägar till miljön. Den typ av
uppgifter som för närvarande registreras är inte anpassade för detta behov och p.g.a. de felkällor som finns i
underlaget är det idag inte möjligt att redovisa helt tillförlitliga siffror för flöden av läkemedel.
Om befintliga register inom Läkemedelsverket och Apoteket AB anpassas för denna uppgift skulle förutsättningarna att få fram detaljerade uppgifter om flöden avsevärt förbättras. Arbetet med att kombinera
befintliga register har gett värdefull information om vilka svårigheter som måste lösas för att bättre kunna
utnyttja databaserna framöver. De datafiler som genererats vid samkörningen kan vara värdefulla för närmare uppföljningar av flöden av enskilda läkemedelssubstanser framöver.
Ett flöde som kan vara svårt att beräkna även efter att befintliga register anpassats för massflödesberäkningar är hur stor del av försålda läkemedel som kasseras i förhållande till den mängd som konsumeras.
Vidare är det oklart hur stor del av de kasserade produkterna som återlämnas till Apoteket AB respektive
slängs i soporna.
7.2
Befintliga informationssystem
I Läkemedelsverkets register lagras uppgifter om samtliga läkemedel som säljs på den svenska marknaden,
inklusive deras förpackningar. Uppgifterna omfattar produkternas ingående ingredienser kvantitativt, dvs.
mängden ingående substans i varje produkt. Förutom mängden för ingående ingredienser registreras även
deras roll uppdelat mellan aktiv substans, konserveringsmedel, antioxidationsmedel, färgämne, smakämne
samt "övriga hjälpämnen". Den aktiva substansen kan vara omräknad till annan kemisk förekomstform
(t.ex. ett salt) och kallas då för "aktiv motsvarande". Halten av en substans kan redovisas på olika sätt. För
vätskor och salvor/krämer anges ofta millig/L och millig/ml och för tabletter millig, g eller IE (internationella enheter).
Hos Apoteket AB finns dels uppgifter om försäljning av läkemedel i olika steg av distributionskedjan, dels
ett omfattande artikelregister som ur olika aspekter beskriver det enskilda läkemedlet. I Apoteket AB:s
register redovisas uppgifter om totalt inlevererade läkemedel samt om försålda läkemedel till sluten vård.
Registren innehåller bland annat uppgifter om varunamn, förpackningsstorlek, antal sålda förpackningar
samt antal DDD (Defined Daily Dose) per år. Apoteket AB:s statistik baseras på mängden aktiv substans.
Läkemedlen är kodade enligt ATC-systemet.
Varje läkemedel som godkänts för försäljning i Sverige har en till godkännandet tillhörande produktresumé
och bipacksedel. Dessa offentliga dokument finns att tillgå via Läkemedelsverket webbplats, www.mpa.se
116
och innehåller information om vilka aktiva substanser och hjälpämnen som ingår samt uppgift om mängd
av aktiva substanser.
7.3
Insamling och bearbetning av data
För att få fram massflöden om olika läkemedel behöver uppgifter från nämnda register kombineras. Apoteket AB:s register över inlevererade och försålda läkemedel under år 2002 samkördes med Läkemedelsverkets register över innehållet i registrerade läkemedel. Utdragen baserades på läkemedlens registreringsnummer. Registreringsnumren tilldelas läkemedlen vid tillverkning och import och är kopplade till uppgifter exempelvis som typ av beredning och styrka.
För att bestämma mängderna av de aktiva substanserna och de andra ingredienserna multiplicerades antalet
förpackningar av en viss artikel med uppgifter om förpackningens storlek och uppgifter om innehåll. Uppgifter om antalet artiklar, förpackningsstorlek samt antal DDD hämtades från Apoteket AB:s register, medan uppgifter om innehåll togs från Läkemedelsverkets register.
Resultatet av samkörningen sammanställdes i en basrapport som sedan bearbetades vidare av Apoteket AB
för att konvertera olika enheter till samma bas (kg) samt identifiera poster som saknas i något av registren.
I arbetet med samkörningen och utvärderingen av underlaget har ett antal brister och avvikelser mellan
framför allt Läkemedelsverkets register och Apoteket AB:s register upptäckts, se nedan.
7.4
Felkällor i underlaget
Eftersom databaserna inte är anpassade för att ta fram uppgifter för att beräkna massflöden finns flera felkällor som kan påverka resultaten. Nedan framgår vilka felkällor som upptäckts.
7.4.1
Samkörning av databaserna
Vissa varor saknade matchning i Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s utdrag. Antalet varor som saknade
matchning är ca 10 % av det totala antalet. Orsakerna till detta är:
•
Ex tempore-läkemedel, dvs. sådana som tillverkas hos Apoteket AB. Dessa registreras inte i Läkemedelsverkets databas.
•
Licenspreparat, dvs. läkemedel som inte godkänts generellt för försäljning men som efter särskilt tillstånd av Läkemedelsverket får förskrivas till enskild patient.
7.4.2
Olikheter i indata
Vissa indata kan vara ofullständiga eller felaktiga:
•
Olika enheter används för att ange innehållet i Läkemedelsverkets respektive Apoteket AB:s register.
Exempelvis kan innehåll i flytande läkemedel anges som millig/ml och millig/L.
•
I mycket omfattande databaser med ständiga förändringar i indata finns alltid risk för manuella fel.
•
Storleken på den dos som rapporterats till Apoteket AB:s register stämmer inte alltid överens med den
storlek som mängduppgifterna i Läkemedelsverkets register hänför sig till.
7.4.3
Övriga felkällor
Bristen på överensstämmelser mellan de två registren kan leda till fel i mängdberäkningarna:
•
Uppgifter om innehåll eller styrka kan anges i enheter som är svåra att omsätta till vikt i kg (gäller bl.a.
radiofarmaka, vacciner, etc). För vissa läkemedel anges t.ex. verkan i internationella enheter (IE). Dessa kan i vissa fall översättas till kg, i andra (exempelvis allergener och vacciner) finns ingen koppling.
117
•
Halten aktiv substans anges ibland i en annan form än vad den verkligen har i preparaten, exempelvis
som en amin fast den är ett salt i preparatet. Halten anges då som ”aktiv motsvarande” i Läkemedelsverkets databas.
•
Mängdberäkningar utgår från uppgifter om total mängd inlevererat till apoteken respektive försåld
mängd till slutenvården. Lagerhållning inom apoteken kan ge upphov till differenser mellan dessa uppgifter.
•
Alla varor till slutenvården registreras inte i databasen över totalt inkommande läkemedel till apoteken.
Enligt uppgift kan dessa varor levereras direkt till slutenvården av distributörer och då inte ingå i Apoteket AB:s register över försålda varor.
•
Det förekommer att humanläkemedel ges till djur varför uppdelning mellan human- och veterinärmedicinska läkemedel inte är helt självklar. Mängden humanläkemedel som ges till djur är dock sannolikt
liten.
7.5
Slutsatser
Läkemedelsverket kan periodiskt, eller med semiautomatiserade rutiner, tillhandahålla information om
godkända läkemedels sammansättning till organisationer som avser utföra kvantitativa analyser av försålda
mängder. Kostnaderna för sådana informationsuttag är i dagsläget inte beräknade.
Det är däremot inte möjligt att redovisa tillförlitliga siffror för totala massflöden av läkemedel baserat på
samkörning av uppgifter i Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register.
För vissa substansgrupper kan ovan nämnda felkällor vara obefintliga eller försumbara vid beräkning av
massflöden medan för andra grupper kan felkällorna vara betydande. Det är svårt att uppskatta påverkan på
helheten. Vid kontroll av enstaka läkemedel har det konstaterats att innehållet av substanser i vissa fall
felskattats med en faktor 100 eller 1 000. Om sådana felskattningar finns för en substans som används i stor
mängd medför det stora genomslag vid summeringar över substanser, substansgrupper och ATC-koder.
Sannolikt är felaktigheterna större för hjälpämnen än aktiva substanser, eftersom de senare registreras med
högre noggrannhet i Läkemedelsverkets register. Vidare är det sannolikt att vissa fel är mindre frekventa
för läkemedel vars artikelstorlek anges som st (läkemedel i form av tabletter, kapslar mm).
Försök till samkörning av Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register har gjorts men ovan angivna
felkällor visade sig medföra behov av omfattande manuell genomgång och korrigering av data. Det har inte
varit möjligt inom tillgänglig tid för uppdraget. Om man anser det vara önskvärt att med en rimlig arbetsinsats ta fram tillförlitliga uppgifter om massflöden av läkemedel framöver måste först en genomgripande
omstrukturering av Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register genomföras. Problem som framkommit
och som måste åtgärdas finns listade ovan. Ovan nämnda felkällor och problem skulle kunna minskas genom en ökad harmonisering av innehållet i de olika aktörernas databaser. Kostnader och komplexitet för ett
sådant arbete är idag okänt. I ett långsiktigt perspektiv är det dock inte självklart att de samlade uppgifterna
om läkemedlens försäljning i Sverige kan tillhandahållas av Apoteket AB då flera distributörer av läkemedel kan komma att finnas på marknaden.
118
8 Kosmetiska och hygieniska
produkter – information om
kvantitet och innehåll
8.1
Sammanfattning
Nuvarande produktregister för kosmetiska och hygieniska produkter vid Läkemedelsverket innehåller uppgifter om ca 20 000 produkter från drygt 500 företag. Anmälan av produkter till registret från tillverkare
och importörer är förenat med avgifter, som finansierar Läkemedelverkets tillsyn av kosmetikamarknaden.
Stor varuomsättning inom produktområdet innebär omfattande arbete med uppdatering av registret. Registret innehåller inga uppgifter om produkternas innehåll vare sig till art eller mängd eller uppgift om försäljningsvolymer.
Läkemedelsverket föreslog 1990 att uppgifter om innehållsämnen skulle krävas in till registret, men förslaget möttes av stark kritik och drogs tillbaka. Många av de problem och invändningar som påtalades redan
för 20 år sedan när det gäller ett utbyggt register kvarstår än idag och har dessutom i vissa avseenden förstärkts. Ökad information om ingrediensernas identitet och skärpta regler för ingredienser har minskat Läkemedelsverkets behov av ett utbyggt register jämfört med tidigare. Samtidigt har dock intresset för produkternas eventuella miljörisker ökat behovet av information om produkternas innehåll och mängder.
Läkemedelsverket har identifierat vilka svårigheter som finns samt vilka resurser som skulle krävas om
nuvarande produktregister skulle byggas ut med uppgifter om enskilda produkters innehåll och kvantitativa
sammansättning. Läkemedelsverkets bedömning är att nyttoeffekten av en sådan utbyggnad inte står i proportion till de uppskattade kostnaderna. Istället för att skapa ett mer omfattande register vid Läkemedelsverket, som kräver kontinuerlig uppdatering, ser Läkemedelsverket alternativa möjligheter, som bl.a. innebär att företagen bör ta ansvar för att ta fram och tillhandahålla de uppgifter som krävs för att möjliggöra ett
fortsatt arbete med utvärdering av eventuella miljörisker. En diskussion kring alternativa möjligheter redovisas.
8.2
Inrättandet av produktregister
8.2.1
Tidigare bestämmelser
Idag regleras kosmetiska och hygieniska produkter förutom i miljöbalken även i en särskild förordning
(SFS 1993:1283). Tidigare reglerades kosmetiska och hygieniska produkter under övergripande och mer
generella lagstiftningar. Under 1970-talet var det lagen (SFS 1973:329) om hälso- och miljöfarliga varor
(LHMV) som var aktuell. Socialstyrelsen utfärdade kungörelsen (SOSFS 1981:89) om förbud mot vissa
ämnen i kosmetiska eller hygieniska produkter. I den fanns utöver reglering av enskilda substanser även
generella bestämmelser om att kosmetiska och hygieniska produkter inte fick innehålla gift eller ämnen
som när de ingick i läkemedel var receptbelagda. Sistnämnda ämnen fanns förtecknade i bilaga till receptkungörelsen. Utöver förbudsmöjligheten hade Socialstyrelsen inga ytterligare bemyndiganden enligt
LHMV. Reglerna för produktmärkning enligt LHMV var så utformade att endast enstaka kosmetiska och
hygieniska produkter i praktiken fick någon märkning om innehåll och vådliga egenskaper.
I LHMV fanns bemyndigande att föreskriva om rapporteringsskyldighet för den som tillverkar, importerar
eller på annat sätt hanterar hälso- och miljöfarliga varor eller andra kemiska produkter. Ett beslut om inrättande av ett produktregister omfattande samtliga hälso- och miljöfarliga varor inklusive kosmetiska eller
hygieniska produkter fattades 1977 av regeringen. Därefter började dåvarande Produktkontrollnämnden vid
119
Naturvårdsverket att bygga upp ett centralt produktregister. Ett fåtal av de kosmetiska eller hygieniska
produkterna kom att ingå i detta register, men huvuddelen av sortimentet omfattades inte.
8.2.2
Uppdrag till Socialstyrelsen att utarbeta märkningsföreskrifter
År 1982 fastställde regeringen en ny märkningskungörelse för hälso- och miljöfarliga varor på förslag från
dåvarande Produktkontrollnämnden. Kosmetiska och hygieniska produkter undantogs från de nya märkningsbestämmelserna bl.a. p.g.a. att EU hade speciella klassificerings- och märkningsregler som skiljde sig
från de svenska reglerna. I anslutning till beslutet om nya märkningskungörelsen gav därför regeringen
Socialstyrelsen i uppdrag att utarbeta förslag till märkningsföreskrifter för kosmetiska och hygieniska produkter. Utgångspunkten skulle vara de märkningskrav som gällde inom EU, eftersom huvuddelen av Sveriges import av produkterna skedde från länder inom EU. Regeringen ansåg också att Socialstyrelsen i utredningen skulle beakta en riksdagsskrivelse, med anledning av en motion om behovet av förbättrad information om allergiframkallande ämnen.
Utredningen slutfördes 1984 av en arbetsgrupp vid dåvarande Socialstyrelsens läkemedelsavdelning i samarbete med branschorgan, tillverkare, inhemska och utländska myndigheter samt Europeiska kommissionen.
Utredningen pekade på en rad brister med dåvarande förhållanden rörande kosmetiska och hygieniska produkter:
•
Otillfredsställande svag kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter mot bakgrund av produkternas utbredda användning och hälsorisker
•
Regler eller anvisningar för prövning av produkterna saknades
•
Uppgifter saknades om vilka kosmetiska och hygieniska produkter som salufördes i Sverige
•
Överblick över vilka ämnen produkterna innehåller saknades
•
Det saknades märkningsbestämmelser och innehållsdeklaration krävdes inte på produkterna
•
Socialstyrelsens läkemedelsavdelning förutsattes ha översyn och agera mot skadliga produkter, medan
tillsynsansvaret och bemyndiganden enligt LHMV fanns hos Naturvårdsverket
För att förbättra situationen och för att öka konsumenternas skydd mot hälsorisker föreslog utredningen en
rad nya bestämmelser. I det följande tas endast sådant upp som rör register för produkter och innehållsämnen.
8.2.3
Förslag om att inrätta produktregister
Den ovan nämnda utredningen ansåg att en förutsättning för att de föreslagna nya bestämmelserna skulle
fungera och efterlevnaden skulle kunna övervakas, var att det fanns kännedom om vilka kosmetiska och
hygieniska produkter som fanns på den svenska marknaden. Följaktligen borde det inrättas ett produktregister anpassat till denna speciella produktgrupp. Utredarna ansåg också att det vore önskvärt att registret
innehöll fullständiga innehållsdeklarationer. Samtidigt konstaterade utredarna att det fanns flera skäl som
talade mot ett register med innehållsdeklarationer, nämligen:
•
Huvuddelen av de på den svenska marknaden befintliga kosmetiska och hygieniska produkterna importeras och ofta känner importörerna inte till produkternas sammansättning
•
Tillverkare är ibland obenägna att lämna ifrån sig dessa uppgifter
•
Det stora antalet produkter (ca 20 000) och det relativt stora antalet beståndsdelar i varje produkt kräver
betydande resurser om ett register ska upprättas
•
Det är en försvårande faktor att det saknas enhetlig nomenklatur för innehållsämnena
•
Omfattande varuförnyelse kräver kontinuerliga uppdateringar som är resurskrävande
120
På grund av ovan angivna svårigheter med inrättande av ett fullständigt produktregister för kosmetiska och
hygieniska produkter, föreslog utredarna istället initialt ett begränsat register baserat på en obligatorisk
anmälningsplikt för samtliga produkter. Anmälningsplikten föreslogs omfatta följande:
•
Produktens namn, produkttyp och användningsområde
•
Tillverkarens och importörens namn och adress
•
Innehåll av hälsofarligt ämne samt uppgift om ev. varningsmärkning
Utredarna bedömde dock att fördelarna med ett fullständigt produktregister ur kontrollfunktionssynpunkt
var stora och att målet därför på sikt borde vara att ett fullständigt register inrättas. Vidare menade man att
det var viktigt att registret successivt utvecklades och anpassades till de speciella behov som finns för
kosmetiska och hygieniska produkter och att betydligt mer kunskap måste vinnas innan ett beslut fattades
om inrättande av ett fullständigt register.
Utredarna underströk att det var av yttersta vikt att det föreslagna registret var lokaliserat till tillsynsmyndigheten och vidare konstaterades, att för ett fungerande register skulle kunna planeras och byggas upp,
krävdes att det fanns kvalificerad personal inom detta område. De kosmetiska och hygieniska produkterna
föreslogs bli utbrutna från det dåvarande produktregistret vid Produktkontrollnämnden och överförda till
Socialstyrelsens läkemedelsavdelning. Finansiering av verksamheten med kosmetiska och hygieniska produkter föreslogs ske med hjälp av avgifter för produktanmälan till registret.
Utredningsförslaget remissbehandlades under 1984. Flera remissyttranden påpekade att förslaget på väsentliga punkter avvek från EG-regler. Remissinstanserna var övervägande positiva till förslaget om att inrätta
ett begränsat produktregister av typen varuregister. Representanter för branschen avstyrkte bestämt ett utökat register innehållande uppgifter om beståndsdelar, medan exempelvis Giftinformationscentralen och
Svensk Förening för Toxikologi förordade ett fullständigt produktregister.
När utredningen överlämnades till regeringen föreslog Socialstyrelsen ”att primärt ett begränsat produktregister enligt tidigare förslag bör inrättas” och vidare: ”Något register med fullständig beståndsdelsdeklaration föreslås inte, då det enligt Socialstyrelsens mening för närvarande är oklart huruvida det föreligger ett
behov av ett sådant register och om det är administrativt möjligt att hålla ett sådant register aktuellt. Huruvida ett fullständigt register ska byggas upp bör enligt Socialstyrelsens mening baseras på erfarenheter av
tillsynen över produktgrupperna samt arbetet med det begränsade produktregistret. Socialstyrelsen bör
därför ges i uppdrag att utvärdera huruvuda ett fullständigt produktregister skall inrättas för kosmetiska och
hygieniska produkter."
8.2.4
Inrättande av ett enkelt produktregister
I och med utfärdandet av en ny lag (SFS 1985:426) om kemiska produkter och inrättandet av Kemikalieinspektionen 1986 ändrades förutsättningarna för nya bestämmelser om kosmetiska och hygieniska produkter. Regeringen lämnade nya direktiv som innebar att Socialstyrelsen skulle beakta den nya lagen och eftersträva en nära harmonisering med EG-bestämmelser.
Ett nytt förslag till märkningsbestämmelser för kosmetiska och hygieniska produkter togs fram samtidigt
som frågan om produktregister aktualiserades på nytt, eftersom detta enligt Socialstyrelsens mening ”hör
intimt samman med och utgör en förutsättning för utformningen och omfattningen av märkningsbestämmelserna”. Socialstyrelsen betonade också att svensk informationspolicy kring kemiska produkter gick
mycket längre än vad som gällde inom EU.
Med stöd av 9 § lagen om kemiska produkter beslutade regeringen 1988 att ett särskilt register för kosmetiska och hygieniska produkter skulle upprättas vid Socialstyrelsen och att verksamheten skulle finansieras
genom avgifter från företagen. Under våren 1989 utarbetade Socialstyrelsen föreskrifter om märkning och
anmälan av kosmetiska och hygieniska produkter samt även en föreskrift om avgifter för verksamheten. I
konsekvensbedömningen till föreskrifterna togs en rad nyttoskäl för ett register upp bl.a.:
121
•
Kännedom om vilka produkter som finns på marknaden är en förutsättning för tillsyn, såsom kontroll
av föreskriven märkning, kontroll av om förbjudna ämnen finns i produkterna eller kontroll av specifika produktgrupper med speciella problem
•
Ett register ger kännedom om och direktkontakt med tillverkare och importörer
•
Ett register ger kunskap om hur produkter används, vilket ger ett bättre underlag när det gäller riskbedömning av enskilda ämnen och produkter
Bestämmelser om anmälan till produktregister för kosmetiska och hygieniska produkter, om avgifter för
kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter och om märkning av kosmetiska och hygieniska produkter
beslutades av Socialstyrelsen under 1989. Registret utformades enligt den förenklade modellen, vilket innebar att uppgifter om produktnamn, tillverkarens/importörens namn och organisationsnummer, produkttyp
enligt en lista med 21 produktkategorier och användarkategori enligt en lista med 4 alternativ (till exempel
överlåtelse för konsumentbruk) skulle anmälas av tillverkare och importörer.
I samma konsekvensbedömning som nämnts ovan gjordes även beräkningar av såväl myndighetens som
företagens kostnader för anmälan till registret. Socialstyrelsens kostnad för att starta registret beräknades
till 3,8 miljoner kr för perioden 1 januari 1989 till 30 juni 1990 och 2,3 miljoner för budgetåret 90/91. Med
detta som utgångspunkt, tillsammans med antagandet att 165 företag skulle komma att anmäla 10 000 produkter, fastställdes avgifterna i den första avgiftskungörelsen (LVFS 1998:16) till 9 100 kr/år för tillverkare
eller importör samt 230 kr/år per anmäld produkt.
Utöver den direkta avgiften gjordes även beräkningar över företagens indirekta kostnader till följd av den
tid som skulle åtgå för att fylla i anmälningsblanketterna. En tidsåtgång på 10 – 60 min per produkt och en
timkostnad på 220 kr gav en totalkostnad på 374 000 – 2 200 000 kr för företagen. Den totala direkta och
indirekta kostnaden för företagen skulle då bli 3,8 miljoner plus 0,38 – 2,2 miljoner kr, alltså 4,2 – 6
miljoner kr. Detta skulle efter tillägg av overhead, innebärande en tredubbling av företagens kostnader, ge
en beräknad prishöjning på 12,5 – 18 miljoner kr för hela produktsegmentet. Vid den dåtida omsättningen i
branschen på ca 3,7 miljarder kr kunde den procentuella prishöjningen för konsumenterna beräknas bli 0,3
till 0,5 %. Kostnadsökningen för den enskilde bedömdes vara liten i förhållande till nyttoeffekten.
8.2.5
Förslag 1990 om ett utbyggt register
Utredarnas förslag 1984 var att börja med ett register med begränsade uppgifter som skulle byggas ut efterhand. Intentionen att bygga ut registret kvarstod vid Socialstyrelsen även sex år senare. I januari 1990 remitterade Socialstyrelsen ett förslag om produktdeklaration av kosmetiska och hygieniska produkter. Som
stöd för föreskriften åberopades förordningen (16 § SFS 1985:835) om kemiska produkter. Förslaget innebar att tillverkare och importörer av kosmetiska och hygieniska produkter på en blankett skulle redovisa
produkters fullständiga kemiska sammansättning. Deklarationen var tänkt att ske etappvis, i en första etapp
omfattade redovisningen 13 mer angelägna produktgrupper ur risksynpunkt, däribland hårvårdsprodukter.
Övriga produktgrupper var tänkta att deklareras successivt enligt en tidsplan som Socialstyrelsen senare
skulle fastställa.
I anslutning till remissförslaget fanns en utredning om sekretesshantering av registeruppgifter, registrets
datatekniska uppbyggnad och säkerhet samt resurs- och kostnadsberäkningar. För arbete med kontroll av
insända uppgifter, inmatning av uppgifter i dataregistret samt arbete med nomenklatursystem beräknades
1/3 tjänst per år vid Socialstyrelsen. Företagens kostnader för att sammanställa uppgifter om innehåll och
för att fylla i blanketter bedömdes vara svår att uppskatta. Som ett riktmärke antogs dock att tidsåtgången
per produkt skulle bli 10 minuter till 1,5 timmar, vilket med en timkostnad av 220 kr skulle ge en kostnad
per produkt på mellan 38 och 330 kr. Den totala kostnaden för den enskilde bedömdes vara relativt liten i
förhållande till samhällets och den enskildes nytta av registret.
Socialstyrelsens förslag om en föreskrift för produktdeklaration notifierades i EFTA och GATT av Kommerskollegium och möttes då av stark kritik. Förslaget ansågs vara en överreglering, där åtgärd inte ansågs
stå i rimlig proportion till effekt; ”would not confer any health benefit”, ”too burdensome in relation to any
122
realistic objective of health protection”. EG uppfattade det som ett överdrivet informationskrav på tillverkare och importörer och uppmanande Sverige att ändra inriktning av lagstiftningen till den som gällde i EG.
Även från amerikanskt håll uppmanades till en harmonisering med lagstiftning i övriga Europa. Amerikanarna ansåg systemet med avgiftsfinansiering som kostsamt och oberättigat och förslaget uppfattades som
ett handelshinder mot utländska företag som vill lansera produkter på den svenska marknaden. Det ifrågasattes om systemet kunde vara protektionistiskt till förmån för svensk industri.
Med anledning av den internationella kritiken mot förslaget begärde Kommerskollegium samråd med Socialstyrelsen, eftersom föreskriftsförslaget bedömdes kunna få väsentlig inverkan på handeln mellan Sverige
och andra länder. Efter samråd meddelade Läkemedelsverket (Socialstyrelsens läkemedelsavdelning hade
nu ombildats till en egen myndighet) att man p.g.a. den internationella kritiken drog tillbaka förslaget om
produktdeklaration av kosmetiska och hygieniska produkter.
8.3
Nuvarande produktregister
8.3.1
Föreskrifter
Bemyndigande för Läkemedelsverket att ha ett produktregister finns i 7 § förordningen (SFS 1993:1283)
om kosmetiska och hygieniska produkter, som ligger under miljöbalken.
Den inriktning och omfattning avseende anmälan, som fastställdes i den första föreskriften om produktregister (se 8.1.4) har i stort behållits vid revideringar av bestämmelserna. Det har tillkommit en uppgift som
ska anmälas, nämligen adressen till den plats där produkten tillverkas eller dit den först importeras inom
EES. Reglerna om anmälan finns i Läkemedelsverkets föreskrifter om kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter (LVFS 2004:12).
Anmälningspliktig till registret är den som tillverkar eller till Sverige importerar en kosmetisk och hygienisk produkt och anmälningsskyldigheten inträder när produkten saluförs eller används yrkesmässigt i Sverige. Som tillverkning räknas även omarbetning och ändring av produktens märkning. Även så kallad parallellimport ska anmälas. Om någon av de uppgifter som anmälts därefter ändras ska ändringen anmälas till
Läkemedelsverket.
Enligt 7 § förordning (SFS 1998:900) om tillsyn enligt miljöbalken, skall operativ tillsynsmyndighet föra
register över de verksamheter som fordrar återkommande tillsyn. Vidare kräver numera kosmetikadirektivet 76/768/EEC anmälan av så kallade produktinformationshållare inom EU/EES. Med anledning av detta
har krav på anmälan av verksamhetsutövare och produktinformationshållare nyligen införts. Denna ändring
innebär dock i praktiken endast små förändringar för företagen jämfört med nuvarande anmälningssystem.
8.3.2
Syfte med och användning av registret
Huvudsyftet med registret är att fungera som verktyg för Läkemedelsverkets och de kommunala myndigheternas tillsyn av produkter och företag inom området kosmetiska och hygieniska produkter. I och med att
registret kontinuerligt uppdateras ger det en bra bild över vilka produkter som vid ett givet tillfälle finns på
den svenska marknaden.
I vissa situationer är registret oumbärligt för att kunna vidta adekvata tillsynsåtgärder. Sökningar kan göras
för att kontrollera om en viss produkt förekommer på svenska marknaden och vilket företag som är ansvarigt för produkten t.ex. vid följande tillfällen:
•
”Rapid alert” meddelanden från andra EU-länder om att en produkt stoppats av någon anledning
•
Larm om farliga produkter
•
Biverkningsrapportering till Läkemedelsverket
•
Produkter som är felaktigt tillverkade eller felmärkta kan behöva dras in från marknaden
123
Registret utnyttjas även i extern service för de kommunala tillsynsmyndigheterna som kan begära utdrag
från registret, till exempel över vilka företag inom en kommun som anmält sig till registret. Endast Läkemedelsverket har behörighet att gå in i registret, men alla uppgifter i registret betraktas som allmän handling och kan lämnas ut på begäran.
Tillsynen innefattar bland annat inspektioner av företag och så kallade produktinformationspaket, utvärdering av biverkningsrapporter, tillsynsprojekt t.ex. med inriktning på kontroll av produktmärkning, analysprojekt av olika slag, tillsynsvägledning för kommuner och deltagande i EU:s arbetsgrupper inom området.
8.3.3
Invändningar mot produktregistret
Produktregister är inte reglerat i den EU harmoniserade lagstiftningen för kosmetiska och hygieniska produkter, det så kallade kosmetikadirektivet (Rådets direktiv 76/768/EEG). Med hänvisning till detta har
vissa företag haft invändningar mot registret. Den svenska branschen som helhet, representerad av branschorganet KTF, ställer sig dock positiva till nuvarande produktregister.
Invändningar från företag mot registret har föranlett Företagarnas riksorganisation, Näringsfrihetsombudsmannen och Kommerskollegium att närmare granska verksamheten med produktregistret. Kommerskollegium har i sitt yttrande till Socialdepartementet bland annat anfört att produktregister kan ha handelshindrande effekter.
Departementet anger att man inte får ha någon egen uppfattning om avgiftssystemet för kosmetiska produkter och att regeringen i 6 kap. 5 § förordningen (SFS 1998:940) om avgifter för prövning och tillsyn enligt
miljöbalken har föreskrivit att Läkemedelsverket får meddela föreskrifter om avgift för prövning och tillsyn
enligt föreskrifter som har meddelats med stöd av förordningen (SFS 1993:1283) om kosmetiska och hygieniska produkter. Socialdepartementet meddelade också att något förslag till ändring av först nämnda förordning inte var under beredning.
Enligt 7 § förordningen om kosmetiska och hygieniska produkter skall dessa produkter förtecknas i ett
produktregister. Enligt 6 kap 5 § förordningen om avgifter för prövning och tillsyn enligt miljöbalken får
Läkemedelsverket meddela föreskrifter om avgifter för prövning och tillsyn enligt nämnda balk. Detta har
verket gjort i Läkemedelsverkets föreskrifter (LVFS 1999:11) om avgifter för kontrollen av kosmetiska och
hygieniska produkter.
Mot bakgrund av Socialdepartementets yttrande till Kommerskollegium konstaterar Läkemedelsverket att
verket har det legala stöd som krävs för att föra produktregistret i kombination med uttag av avgifter.
8.3.4
Produkter och företag i registret
Ett år efter att registret startades 1989 hade drygt 300 företag som tillverkar eller importerar kosmetiska och
hygieniska produkter anmält mer än 8 000 produkter. Därefter har antalet produkter ökat kontinuerligt till
knappt 20 000, se bilaga 21. Antalet produkter i registret enligt bilagan avser produkter som finns på svenska marknaden vid den aktuella tidpunkten och den ökning av antalet produkter i registret som anges avser
nettoökning. Produktområdet karaktäriseras av en omfattande varuomsättning med både ny- och avregistrering. År 2003 anmäldes 5 016 och avregistrerades 3 816 produkter, vilket gav en nettoökning på 1 200
produkter. Varuförnyelsen på årsbasis vad gäller antalet produkter i registret är ca 20 %. När produkterna
avregistreras så finns informationen om produkterna kvar i registret och kan tas fram vid behov.
Antalet tillverkare eller importörer som anmält produkter till registret har sedan 1997 varit drygt 500 stycken. Varje år är det dock ungefär 40 – 50 företag som avregistrerar sig, medan ungefär lika många tillkommer som nya. Årlig ”omsättning” vad gäller antalet företag är ca 10 %.
Antalet produkter som varje enskilt företag anmäler varierar mellan 1 och fler än 200. Två tredjedelar av
företagen anmäler mellan 2 och 50 produkter, 18 % av företagen anmäler endast en produkt, medan 16 %
av företagen anmäler fler än 50 produkter.
124
Det finns inga uppgifter i registret om försäljningsvolymer eller andra mått på företagens storlek. Noteras
bör att det inte finns något direkt samband mellan antalet anmälda produkter och företagens storlek. Ett
stort företag kan ha sin huvudsakliga verksamhet inom ett angränsande produktområde och bara ha ett fåtal
kosmetiska och hygieniska produkter anmälda, vilket representerar en liten del av företagets hela ekonomi.
Ett annat företag kan vara helt ekonomiskt beroende av ett fåtal kosmetiska och hygieniska produkter, medan ett tredje företag kan vara ett fåmansföretag med en på marknaden liten produktserie, som ändå innehåller många olika produkter som är anmälda.
Tabell A i bilaga 21 visar hur många produkter som är anmälda i de 21 olika produktkategorierna. Den
största gruppen är hudkrämer och liknande produkter med 5 600 anmälningar. Andra kategorier som innehåller ett stort antal produkter är hårvårdsprodukter, tvål, duschkräm och parfym.
8.4
Faktorer att beakta vid en eventuell utbyggnad
av registret
8.4.1
Regler för ingredienser
Användningen av ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter är harmoniserad inom EU genom
direktivet 76/768/EEG och all reglering av ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter sker idag i
praktiken på EU-nivå. Direktivets generella regler som berör ingredienser har i Sverige införts i Läkemedelsverkets föreskrifter (LVFS 2004:12) om kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter. Direktivets
detaljregler för specifika ingredienser finns i Läkemedelsverkets föreskrifter LVFS 1993:2 om förbud och
begränsningar för vissa ämnen att ingå i kosmetiska och hygieniska produkter (senast ändrad och omtryckt
genom LVFS 2003:5).
I tre så kallade positivlistor förtecknas vilka färgämnen, konserveringsmedel respektive solskyddsfilter som
är tillåtna att använda i produkterna (bilagorna 3, 4 och 5 LVFS 1993:2). Andra färgämnen, konserveringsmedel eller solskyddsfilter än de förtecknade får inte användas. För ingredienser i de tre nyssnämnda kategorierna krävs det alltså en förhandsprövning hos kommissionen, SCCNFP och medlemsländernas myndigheter på begäran av någon tillverkare eller det europeiska branschorganet Colipa.
Bestämmelserna innehåller i övrigt inget krav på att kosmetiska och hygieniska produkter eller enskilda
ingredienser ska godkännas eller förhandsprövas av myndighet innan de får försäljas.
Det är tillverkaren som har det primära ansvaret för att produkterna, och indirekt även ingredienserna, inte
innebär risk för människors hälsa. Tillverkaren ska göra en bedömning av slutproduktens säkerhet för människors hälsa och tillverkaren ska då beakta ingrediensernas allmänna toxikologiska profil, kemiska struktur
och exponeringsgrad. Dokumentationen ska innehålla detaljerad information om produktens sammansättning och fysikalisk-kemiska och mikrobiologiska specifikationer för ingredienser och slutprodukt samt
renhetskriterier och kriterier för mikrobiologisk kontroll av produkten. Det ska även finnas uppgifter om
vilka biverkningar på människor som kan uppkomma vid produktens användning. Det finns däremot f.n.
inget krav i direktivet att säkerhetsbedömningen ska innehålla uppgifter om produktens eller ingrediensernas miljörisker.
Säkerhetsbedömningen finns i det så kallade produktinformationspaketet, vilket behöriga myndigheter har
rätt att granska till exempel vid misstanke om att en produkt inte uppfyller reglerna. Produktinformationspaketet ska finnas tillgängligt hos tillverkaren eller den som först importerar produkten till EU/EES och
denne tillverkare/importör ska finnas angiven med namn och adress i produktens märkning (PI-hållare).
Med undantag för färgämnen, konserveringsmedel och solskyddsfilter kan alltså övriga ingredienser användas av företagen under förutsättning att de produkter som ingredienserna används i har säkerhetsbedömts av företagen. De EU-gemensamma reglerna ger dock möjlighet för tillsynsmyndigheten att på förekommen anledning besluta om förbud eller restriktioner mot enskilda ingredienser i produkterna. I Sverige
är det Läkemedelsverket som har bemyndigande att reglera användningen av enskilda ingredienser.
125
Vanligen tar ett medlemsland initiativ och begär hos kommissionen en utredning av en ingrediens med stöd
av inlämnad dokumentation. Kommissionen begär yttrande från den vetenskapliga kommittén SCCNFP
som består av oberoende experter. Kommitténs yttrande bereds av representanter för medlemsländerna.
Kommissionens beslut implementeras av medlemsländerna på nationell nivå. Kommissionen kan inte ta
beslut om regler för ingredienser utan att begära yttrande från SCCNFP.
Cirka 800 ämnen eller ämnesgrupper har sedan kosmetikadirektivets tillkomst 1976 reglerats vad gäller
användning som ingrediens i produkterna. Uppemot 500 ämnen eller ämnesgrupper har förbjudits i kosmetiska och hygieniska produkter (bilaga 1, LVFS 1993:2). För 66 ämnen eller ämnesgrupper har användningen som ingredienser begränsats eller villkorats (bilaga 2 del 1, LVFS 1993:2). Begränsningarna kan
vara högsta tillåten koncentration, tillåten användning endast i vissa produkttyper eller renhetskrav. Villkoren utgörs bland annat av obligatoriska varningstexter i produktmärkningen. För 62 ingredienser, i huvudsak färgämnen för hårfärgning, gäller villkoret att de får användas fram till ett givet datum i avvaktan på
utredning av ämnenas hälsorisker (bilaga 2 del 2, LVFS 1993:2).
8.4.2
Antal ingredienser i produkterna och ingrediensers namn
Antalet ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter varierar inom ett brett intervall, från en till
närmare hundra ingredienser. Läkemedelsverket har studerat hur många ingredienser som fanns angivna i
innehållsdeklarationer till ett antal produkter som fanns i hushållen hos några personer i oktober 2003. Resultatet av studien har sammanställts i bilaga 21, tabell B.
Även om antalet ingredienser varierar relativt mycket sett över hela produktområdet, är antalsintervallet
ofta snävare för varje produktkategori. Exempel på kategorier som innehåller relativt få ingredienser är
deodoranter, antiperspiranter och parfymer (här bör påpekas att enskilda parfymämnen f.n. inte behöver
deklareras i märkningen, utan får redovisas samlat under beteckningen ”parfum”). Hårfärger, ”exklusiva”
hudkrämer och maskara är exempel på produktgrupper som kan innehålla många ingredienser. Medianvärden för antalet ingredienser har beräknats för några av de största produktgrupperna. Räknat på alla kontrollerade produkter i denna begränsade studie var medianvärdet för antalet ingredienser 15. Hos de stora produktgrupperna hudkräm, flytande tvål, schampo, hårbalsam, duschkräm och tandkräm är det vanligt med
produkter som har ett antal ingredienser kring medianvärdet 15. I denna studie låg ca 90 % av produkterna i
intervallet 5 till 30 vad gäller antalet ingredienser.
Ingrediensnamnen måste redovisas i produkternas innehållsdeklarationer med de namn som finns i en speciell förteckning upprättad av kommissionen, den s.k. inventeringen (kommissionen, 1996). Det namngivningssystem som tillämpas bygger på the International Nomenclature for Cosmetic Ingredients (INCI).
Förteckningen innehåller ca 6 000 ingredienser som används i kosmetiska och hygieniska produkter och
finns tillgänglig på kommissionens webbplats. Förteckningen är sökbar och innehåller bland annat också
namnsynonymer och ämnenas beteckningar i numeriska identifieringssystem, till exempel det mera allmänt
använda CAS-systemet.
INCI-namn är i de flesta fall ämnets kemiska namn på engelska, men ibland ett trivialnamn som etablerats i
just denna bransch, snarare än ett kemiskt namn konstruerat enligt vedertagna vetenskapliga principer.
Beståndsdelar från växter namnges med det latinska namnet på moderväxten. Färger namnges med en sifferkod enligt Colour Index (CI).
I bilaga 21, tabell C ges exempel på hur några innehållsdeklarationer med INCI-namn kan se ut: En enklare
produkt med få ingredienser, en produkt med antal ingredienser kring mediannivån samt en komplicerad
produkt med många ingredienser.
INCI-nomenklaturen kan sägas vara helt accepterad i den etablerade kosmetikabranschen, men är fortfarande relativt okänd utanför den egna branschen. Avsaknad eller felaktig användning av INCI-nomenklatur
är ett av de vanligaste märkningsfelen på produkterna enligt Läkemedelsverkets erfarenhet. Med tanke på
att namngivningen av ingredienser kräver INCI-namn måste dessa finnas i ett register som byggs ut med
ingredienser. Det torde dock inte innebära några större tekniska problem att registrera andra beteckningar
126
för ett ämne parallellt med INCI-namnet, däremot kan det bli en större fråga från datakapacitets- och resurssynpunkt.
Möjligheten att använda den datoriserade INCI-förteckningen med 6 000 ingredienser torde rent datatekniskt kunna innebära stora fördelar vid eventuell inmatning av ingrediensnamn i registret. En brist med
förteckningen är dock att den inte uppdaterats sedan den publicerades 1996. Det innebär att nya ingredienser som börjat användas sedan dess saknas i förteckningen och antalet sådana ingredienser kan grovt uppskattas till 1 000 stycken. Detta kommer att innebära problem vid registrering av ingrediensnamn i form av
ökad tidsåtgång och ytterligare merarbete.
8.4.3
Företagens möjlighet att anmäla produkters sammansättning
och försålda mängder
Produkternas innehåll av ingredienser måste finnas angiven på produkten. Det torde därför inte vara något
problem för de anmälande företagen att ha tillgång till denna information. Ingrediensernas namn ska dessutom i märkningen redovisas med den så kallade INCI-nomenklaturen. Alltså borde det vara lätt för företagen att anmäla ingredienserna till registret. Erfarenheten visar dock att många företag har svårt att förstå
INCI-namnen bl.a. beroende på bristande kunskaper. Det är därför vanligt med felskrivningar när INCInamn redovisas till Läkemedelsverket i anslutning till utredningar om produkter. Felskrivningarna leder till
problem med att identifiera ämnena och att lägga in uppgifter i ett register.
Produkternas kvantitativa innehåll kommer att vara ett betydligt större problem för flertalet av de anmälande företagen att ha kunskap om. I produkternas ingrediensförteckningar redovisas ingredienserna i fallande
viktsordning, men inte med angivande av mängder. Den kvantitativa sammansättningen måste däremot
finnas i produktinformationspaketet som enligt EU-krav ska finnas hos ett företag inom EU/EES.
Möjligheten för de svenska företag, som är anmälningspliktiga till registret, att rapportera kvantitativa data
om produkternas innehåll kan beskrivas med tre typfall, där det tredje fallet är det vanligaste:
1. Svenska företag som själva tillverkar de produkter som ska anmälas kommer att kunna lämna uppgifter. De lämnar redan sådana uppgifter till myndigheter när det gäller andra kemiska produkter.
2. Svenska företag som importerar produkter från tredje land blir anmälningspliktiga till registret. Om de
blir så kallade PI-hållare borde de därmed ha tillgång till kvantitativa produktdata. Det kan dock befaras att utländska företag av sekretesskäl kommer att vara mycket restriktiva med att lämna ut kvantitativa uppgifter till den svenske importören.
3. Ett svenskt företag importerar en produkt som tillverkas inom EU. Tillverkaren är då PI-hållare. Detta
fall liknar fall 2: Tillverkaren kommer troligen inte att vilja lämna uppgift om kvantitativ sammansättning till det svenska importföretaget.
Från och med september 2004 måste företagen för allmänheten tillhandahålla särskild information om
kosmetiska och hygieniska produkter utöver produktmärkningen, till exempel förekomst av hälsofarliga
ämnen i produkterna. För närvarande utarbetas närmare riktlinjer för denna konsumentinformation av
kommissionen i samarbete med branschen. Kvantitativa uppgifter kommer att finnas med i denna information.
Inom EU diskuteras f.n. en ny kemikaliestrategi, REACH, som bl.a. syftar till att öka kunskapen om kemikalieflödet inom unionen och REACH kommer att innebära en ökad skyldighet för företagen att redovisa
uppgifter om kemikalier. I vilken utsträckning kosmetiska och hygieniska produkter blir berörda av
REACH kan inte bedömas eftersom strategin ännu inte är beslutad.
För att få en fullständig bild av flödet av kemiska ämnen i samhället från produktgruppen krävs även uppgift om vilka mängder av produkterna som används.
Redan idag rapporterar företag årligen ekonomiska försäljningssiffror och försålda enheter till KTF. Denna
rapportering täcker ca 85 % av den svenska marknaden och utifrån KTF:s siffror går det att göra uppskatt-
127
ningar av den totala svenska marknaden för kosmetiska och hygieniska produkter. Det går att approximativt
omvandla försäljningsuppgifterna till viktsmängder för olika produktgrupper.
Inom ramen för det aktuella regeringsuppdragets kartläggning av varuflöden, har företagen lämnat uppgifter till LV om försålda mängder av olika produktgrupper mätt i vikt eller volym. I de fall företagen inte
kunnat lämna uppgifter har omräkningar gjorts utifrån de andra försäljningsmått som KTF har tillgång till
enligt ovan. Erfarenheterna från nämnda kartläggning indikerar att det borde vara möjligt för företagen att
mer regelbundet rapportera mängduppgifter för sålda kosmetiska och hygieniska produkter.
8.4.4
Läkemedelsverkets kostnader för att upprätta och driva ett
utbyggt register
För att upprätthålla och uppdatera nuvarande register som innehåller uppgifter om drygt 500 företag och
nära 20 000 produkter som är aktuella på marknaden, åtgår 75 % av en heltidstjänst på årsbasis. Femtio
procent av tjänsten beräknas åtgå för att lägga in 5 000 nyregistrerade produkter under året. Nyregistrering
av produkter innebär i nuvarande hantering inmatning av ett fåtal ganska enkla uppgifter, se 8.2.
För att få en grov uppskattning av resursbehovet för att bygga upp ett mer omfattande register kan följande
beräkning göras:
20 000 produkter x 15 ingredienser och 15 viktsangivelser per produkt = 300 000 registreringar.
Om 5 000 nyregistreringar enligt ovan tar 50 % av en heltid kommer en utbyggnad av registret att kräva
300 000 / 5 000 X 0,5 = 30 heltidstjänster under ett år. Om man lågt räknat antar att kostnaden för en heltid
är 0,5 miljon kr skulle totala personalkostnaden bli 15 miljoner kr för uppbyggnad av registret. Utslaget på
de 500 företagen i nuvarande register skulle det initialt innebära en ökad kostnad på 30 000 kr per företag.
För att därefter upprätthålla och uppdatera ett färdigutbyggt register kommer det att krävas betydligt mer
personresurser jämfört med vad som behövs för att driva nuvarande begränsade register. Med hänsyn tagen
till att årliga försäljningsmängder för 20 000 produkter ska läggas in och att det tillkommer 5 000 nya produkter per år, torde resursbehovet bli flera heltidstjänster. Merkostnaden för drift av registret beräknas bli
minst 4 miljoner kr per år. Utslaget på 500 företag skulle det ge en ökad årlig kostnad på 8 000 kr per företag.
Rationaliseringar kan innebära att resursbehovet kan minskas. Å andra sidan är det mer komplicerade uppgifter som ska matas in i det utbyggda registret jämfört med det som läggs in i nuvarande register, vilket
ger ökad tidsåtgång. Dessutom kan det förväntas vara flera fel på anmälningar av ingredienser jämfört med
nuvarande enkla anmälningar av produktnamn. Det kommer att ta mer tid i anspråk att utreda dessa fel.
Registrering av ingredienser torde ställa större krav på högre utbildad personal. Om uppgifterna i det utbyggda registret ska kunna bearbetas och utnyttjas i tillsynen torde det även krävas ytterligare resurser på
handläggarnivå.
Läkemedelsverket har gjort preliminära beräkningar av kostnaderna för den IT-utbyggnad som skulle krävas för ett mer omfattande register. Beräkningarna bygger helt på en uppskattning av detta projekts storlek i
förhållande till utvecklingen av bassystemet "Register för kosmetiska och hygieniska produkter". Den totala utvecklingskostnaden har uppskattats till ca 1,7 miljoner kr, med reservation för att beräkningarna är
behäftade med stora osäkerheter.
8.4.5
För- och nackdelar med ett utbyggt register
•
Data från ett utbyggt register kan ge värdefullt underlag vid kartläggningar av flöden av kemiska ämnen i samhället och till den yttre miljön. Registret skulle komma att innehålla mängduppgifter för
ca 7 000 kemiska ämnen som används som ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter.
•
Data från ett mer omfattande register skulle kunna användas till miljöriskbedömningar av ämnen.
•
Registret skulle kunna förse olika intressenter med uppgifter.
128
•
Ett utbyggt register skulle ge ett bättre underlag vid interna utredningar, till exempel i samband med
biverkningsrapportering eller annan tillsyn. Idag inhämtas uppgifter om en produkts sammansättning
genom kontakt med berört företag i varje enskilt ärende.
•
Ett utbyggt obligatoriskt anmälningssystem skulle kräva att företagen lämnar ut uppgifter som de på
frivillig väg har haft svårt för att lämna ut.
•
En utbyggnad av registret kan komma att ifrågasättas av branschen och aktualisera frågor om formella
hinder mot produktregister (jämför 8.2.4).
•
Nuvarande produktanmälan innebär att enstaka uppgifter om produkten läggs in i registret. Det handlar
inte om en förhandsprövning av produkten från myndighetens sida. En del av de anmälande företagen
uppfattar ändå anmälan som ett myndighetsgodkännande och använder det som ett godkännandebevis i
marknadsföringen. Denna felaktiga uppfattning om produktanmälan kan troligen komma att bli vanligare om anmälan utökas med detaljerade uppgifter om produkternas sammansättning, om inte myndigheten på förhand samtidigt kontrollerar att produkterna uppfyller bestämmelserna.
8.5
Diskussion
8.5.1
Sammanfattning av äldre utredningar
I gamla utredningar om produktregistret finns underlag, till exempel resursberäkningar och konsekvensanalyser, som har använts i denna utredning. Socialstyrelsens ursprungliga ambition och mål med produktregistret för kosmetiska och hygieniska produkter var ett ”fullständigt” register. Många av de problem och
invändningar som påtalades redan för 20 år sedan när det gäller ett utbyggt register kvarstår än idag och har
dessutom i vissa avseenden förstärkts. Läkemedelsverket har redan tidigare lagt förslag som inneburit att
uppgifter om innehållsämnen skulle krävas in, men det möttes av stark internationell kritik och drogs tillbaka.
8.5.2
Betydelsefulla förändringar sedan Läkemedelsverket första
gången föreslog ett utbyggt kosmetikaregister
Sverige har införlivat EG:s harmoniserade bestämmelser i kosmetikadirektivet 76/768/EEG i den nationella
lagstiftningen. Grundläggande syften med direktivet är att skydda folkhälsan och att underlätta den fria
rörligheten för varor. I kosmetikadirektivet regleras inte frågor om produktregister.
Svenska myndigheters styrning av vilka ingredienser som får användas har ökat i och med att EG-reglerna
har en omfattande detaljreglering av ingredienser. Det finns fungerande regler för att förbjuda eller begränsa användning av ingredienser. Det finns förbuds- och begränsningslistor för ingredienser och för vissa
ingrediensgrupper finns listor över ämnen som är tillåtna att använda.
Det finns fungerande regler och rutiner på EU-nivå för att säkerhetsbedöma ingredienser. I denna bedömning ingår dock inte miljöaspekter.
Numera är det krav på att ange vilka ingredienser som ingår i en produkt. Kosmetikaingrediensernas identitet och egenskaper vad gäller hälsorisker för användarna är inte alls lika okända för myndigheterna som de
var tidigare.
Risken för miljöeffekter från kosmetiska och hygieniska produkter har blivit mer uppmärksammad vilket
ökat behovet av att kunna göra miljöriskbedömningar, vilket i sin tur kräver mer information om produkternas innehåll.
Enligt EU direktiv 2003/15 måste företagen från och med september 2004 för allmänheten tillhandahålla
ökad information om produkterna. Enligt samma direktiv kommer så kallade CMR-ämnen (cancerogena,
mutagena och reproduktionsstörande ämnen) inte att vara tillåtna i kosmetiska och hygieniska produkter.
129
Läkemedelsverket bedömer att förändringarna sammantaget innebär ett minskat behov av ett utbyggt register jämfört med tidigare.
8.5.3
Bedömning av möjligheten att bygga ut nuvarande register
Det krävs stora personalresurser för att Läkemedelsverket inom en tioårsperiod ska kunna lägga in uppgifter om innehåll och kvantitet för 20 000 produkter i ett utbyggt register. Om utbyggnad av registret ska
finansieras av de anmälande företagen blir det avsevärda kostnader per företag. För flertalet av företagen
blir kostnaderna orealistiskt höga i förhållande till vad företagens verksamhet med kosmetiska och hygieniska produkter kan antas omsätta.
Den stora årliga varuförnyelsen av produkter på marknaden kräver stora personalresurser om ett utbyggt
register ska kunna hållas uppdaterat. Om driften av det färdigutbyggda registret ska finansieras med ökade
anmälningsavgifter innebär det ökade kostnader för företagen, minst 8 000 kr mer per år och företag.
En stor del av företagen som importerar kosmetiska och hygieniska produkter har inte kvantitativa uppgifter om produkternas innehåll lätt tillgängliga. De tillverkande företagen betraktar produkters kvantitativa
sammansättning som känslig från konkurrenssynpunkt.
En del företag ställer sig redan idag tveksamma till det förenklade anmälningsförfarandet. En anledning till
detta är att anmälan är förenad med en kostnad för företaget. Blir anmälningsförfarandet mer komplicerat
och dessutom dyrare befarar Läkemedelsverket att företagens benägenhet att anmäla kan komma att sjunka
drastiskt. Berörda företag är i stor utsträckning småföretag med ibland bristande kunskaper på de ämnesområden som är nödvändiga, för att kunna göra korrekta och fullständiga anmälningar.
Om ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter var kända för att utgöra allvarliga miljörisker kunde
detta vara ett starkt argument för att bygga ut registret. Enligt Läkemedelsverkets bedömning har inga allvarliga miljörisker kunnat påvisas inom ramen för denna utredning. Läkemedelsverket bedömer för närvarande att en utbyggnad av verkets nuvarande produktregister med uppgifter om produkternas innehåll är av
tveksamt värde i förhållande till kostnaden.
Om regeringen bedömer att konsekvenserna av ett utbyggt produktregister vid Läkemedelsverket kan hanteras och att verkets register bör användas för registrering av kosmetiska och hygieniska produkters innehåll, torde detta endast vara praktiskt möjligt att genomföra om företagen själva lägger in uppgifter i registret. Används detta förfaringssätt blir det mindre resurskrävande för Läkemedelsverket och företagens
avgifter till verket för produktregistret skulle inte behöva öka så kraftigt. Det bör dock poängteras att olika
rättsliga förhållanden måste utredas innan man kan gå vidare med detta arbetssätt. Det gäller till exempel
frågor kring Läkemedelsverkets ansvar för att kontrollera de av företagen inlagda uppgifterna. Även med
detta arbetssätt kommer det att krävas en omfattande utbyggnad av verkets register och betydande ökning
av verkets personalresurser för driften, vilket medför krav på höjda avgifter. Självklart åsamkas företagen
också kostnader genom dels den tidsåtgång som krävs för egen inmatning av uppgifterna, dels den ökning
av kompetensnivån som krävs hos företagen.
8.5.4
Andra möjligheter att förbättra företagens rapportering av produkternas innehåll
Läkemedelsverket anser för närvarande inte att det är motiverat med hänsyn till miljörisker med en kontinuerlig och fullständig registrering av innehållet i enskilda kosmetiska och hygieniska produkter genom att
utöka Läkemedelsverkets produktregister. Däremot kan det vara motiverat samt praktiskt och ekonomiskt
mer rimligt, att göra återkommande, översiktliga beräkningar av mängden produkter och ingredienser inom
detta område. Ansvaret för detta borde i första hand ligga hos företagen. Ytterligare möjligheter är regelbundna men begränsade och riktade kartläggningar, till exempel med inriktning på specifika ämnen eller
ämnesgrupper på förekommen anledning. Som en viktig ämnesgrupp att starta med föreslås konserveringsmedel.
130
KTF:s medlemsföretag rapporterar årligen försäljningsuppgifter för kosmetiska och hygieniska produkter
till KTF i syfte att beskriva marknaden och dess utveckling i ekonomiska termer. I och med att rapporteringen täcker ca 85 % av den svenska marknaden för kosmetiska och hygieniska produkter kan det finnas
skäl att utreda om denna rapportering kan utökas. Det borde till exempel vara relativt enkelt för företagen
att rapportera mängduppgifter av försålda produkter mätt som volym och /eller vikt. Efter indelning av
produkterna i lämpliga kategorier skulle därefter en årlig översikt av landets totala flöde av dessa produkter
kunna redovisas med kvantitativa mått. Här kan nämnas att KTF i årets insamling av försäljningsstatistik
från företagen efterfrågat uppgifter om försålda mängder för några utvalda produktgrupper för att testa
företagens möjligheter att lämna mängduppgifter.
Ytterligare utbyggnad av denna branschrapportering till att även innefatta produkternas ingredienser kunde
också övervägas. I uppdraget har Läkemedelsverket utöver kartläggning av flödet av kosmetiska och hygieniska produkter försökt att kartlägga flödet av ingredienser (se 5.2). Tanken var att ta fram generella uppgifter på sammansättningen, s.k. typformuleringar, för de viktigaste produktkategorierna, för att sedan med
hjälp av typformuleringarna kunna beräkna totalmängder av de vanligaste ingredienserna och ingrediensgrupperna. Detta lyckades inte inom ramen för uppdraget p.g.a. svårigheter med att få företagen att utarbeta
och komma överens om typformuleringar inom den korta utredningstiden. Läkemedelsverket bedömer ändå
att denna beräkningsmetod är en framkomlig väg för att få en översiktlig uppfattning om mängder av ingredienser. Företagen borde därför fortsätta och fullfölja arbetet med att utarbeta typformuleringar för
kosmetiska och hygieniska produkter för användning som underlag till kvantitativa kartläggningar av ingrediensflöden.
En uppenbar risk med frivilliga system för uppgiftslämnande är att bortfallet av uppgifter kan bli besvärande stort.
131
9 Läkemedelslagen och
miljöklassificering av läkemedel
9.1
Sammanfattning
Läkemedel är en vara på den inre marknaden, varför den inre marknadens regelverk är tillämpligt. Läkemedelsområdet är harmoniserat och regelverket är detaljerat. Reglerna styr det nationella försäljningsgodkännandet m.m. Därtill tillämpas principen om ömsesidigt erkännande. Dessutom finns ett centralt försäljningsgodkännande. EG-rätten på läkemedelsområdet innehåller inga regler om miljöklassificering.
Europaparlamentet önskade att möjligheten att införa ett europeisk miljöklassificeringssystem skulle utredas i revideringen av humanläkemedelsdirektivet, det veterinärmedicinska direktivet och förordningen.
Kommissionen motsatte sig detta. Övriga aktörer synes inte ha behandlat frågan. Åtminstone framgår detta
inte av offentliga dokument.
EG-rätten uppställer hinder för en rad klassificeringsmodeller. Frivillig klassificering och klassificering
utifrån de uppgifter (i miljöriskbedömningen) den sökande enligt EG-rätten måste inge vid ansökan om
försäljningsgodkännande kan inte anses strida mot regelverket. Kraven på miljöriskbedömningarna är tydligare på den veterinärmedicinska sidan, än för humanläkemedel. Krav på uppgiftslämnande därutöver och
kopplade handlingsdirigerande regler strider mot gällande rätt. Avvikande åtgärder måste notifieras. Om
notifieringen godkänns eller förkastas beror på hur stor avvikelsen är samt den politiska acceptansen. I
dagsläget synes kommissionen och vissa medlemsstater vara ovilliga att införa miljöklassificering av läkemedel.
En nationell miljöklassificering baserad på den miljöriskbedömning som skall ingå i en ansökan om försäljningsgodkännande skulle uppvisa kvalitativa och kvantitativa brister. Skall klassificeringen bidra till de
nationella miljömålen bör den kopplas till någon form av handlingsdirigering. Tvingande dirigering strider
mot gällande rätt. För att uppnå någon form av icke tvingande handlingsdirigerande potential är det lämpligt att koppla klassificeringen till någon form av informativ märkning eller text. Miljöklassificeringen (eg.
miljöinformationen) behöver kommuniceras till olika aktörer på ett enkelt och effektivt sätt.
Det lämpligaste med hänsyn till gällande rätt, miljöskyddsintresset och den inre marknadens funktion är att
arbeta aktivt för att miljöklassificering diskuteras på europeisk nivå. Regionala system kan leda till en
fragmentisering av marknaden till nackdel för samtliga aktörer. Ett gemensamt arbete är att föredra framför
att några medlemsstater parallellt utarbetar olika system.
Det föreligger brister vad gäller kunskapen om läkemedels miljöpåverkan. Brister som behöver åtgärdas.
Behovet har uppmärksammats inom gemenskapen. Avsaknaden av vetenskapliga data har betydelse för
möjligheten att argumentera framgångsrikt för avvikande nationella bestämmelser. Det får även antas påverka möjligheten att argumentera för ett europeiskt miljöklassificeringssystem.
9.2
Tolkning av uppdraget
Läkemedelsverket gavs i uppdrag att utröna möjligheterna att på nationell nivå införa miljöklassificering av
läkemedel.
Uppdraget har tolkats så att med miljöklassificering avses en klassificering av läkemedel baserat på dess
miljöeffekter utifrån givna uppställda kriterier. Vidare har Läkemedelsverket tolkat uppdraget så att konsekvenserna av såväl tvingande miljöklassificering som frivillig sådan skall utredas. Med tvingande avses
här, dels obligatorisk miljöklassificering vid marknadsgodkännande, dels olika aktörers skyldighet att beakta klassificeringen såsom en bestämmande faktor vid förskrivning och försäljning. Läkemedelsverket har
132
vidare tolkat uppdraget om miljöklassificering såsom innebärande att en analys skall företas av eventuella
konflikter mellan nationell miljöklassificering och EG-rätten.
Det räcker inte att enbart analysera om miljöklassificering i sig utgör ett hinder för den fria rörligheten.
Gemenskapsrätten på läkemedelsområdet får antas vara mer komplex. Dessutom kan utformningen av miljöklassificeringssystemet ha betydelse för dess eventuella potential att utgöra ett handelshinder (och därmed inte anses förenligt med den inre marknadens regelverk).
En strikt juridisk analys av utrymmet för nationella avvikande åtgärder som inte beaktar regelverkens syfte,
systematik och läkemedelsområdets karaktär blir ointressant. En utgångspunkt bör rimligtvis vara hur man
på bästa sätt uppnår en hållbar läkemedelsmarknad. Här specifikt ett i praktiken effektivt och fungerande
miljöklassificeringssystem såsom ett instrument för att styra produktion och konsumtion av läkemedel i en
mer hållbar riktning.
Initialt kan konstateras att läkemedel är en vara samt att gemenskapen har vidtagit harmoniseringsåtgärder.
Frågan är sålunda ifall en nationell miljöklassificering faller inom eller utanför det harmoniserade området.
Kan det konstateras att området är fullt harmoniserat och att en planerad åtgärd inte är förenlig med syftet
och/eller de materiella reglerna återstår föga nationellt utrymme. Den s.k. miljögarantin kan i vissa fall
åberopas. Med hänsyn till de rekvisit som måste vara uppfyllda är dock åberopandemöjligheten begränsad.
Faller åtgärder för miljöklassificering helt utanför det harmoniserade området får det analyseras om åtgärden utgör ett handelshinder enligt artikel 28 EG-fördraget och i så fall om de ändå kan vara tillåtna med
stöd av artikel 30 EG-fördraget. Försiktighet är dock påkallat vad avser en analys av en harmoniseringsåtgärds tillämpningsområde. Enbart det faktum att ett direktiv inte syftar till att reglera effekter på den yttre
miljön, eller inte omnämner skyddet för yttre miljön, kan inte tas till intäkt för att en nationell miljöskydds1
åtgärd faller utanför det reglerade området.
Problematiken är komplex och läkemedelsområdet utmärker sig genom en rad specifika särdrag både vad
avser tillämpliga regelverk och läkemedelsbranschen som sådan. Dessa faktorer kan inte bortses ifrån. Inte
heller kan bortses från att tillgängliga data och fakta vad gäller läkemedels miljöpåverkan är bristfälliga,
dels vad gäller tillförseln av läkemedel till den yttre miljön, dels förekomsten av mängden läkemedelssubstanser i miljön och dess miljöeffekter. På senare tid har problematiken dock rönt intresse, varför kunskapsläget får antas förbättras framöver.
Det bör även påpekas att EU är att betrakta såsom ett förhandlingsforum inom aktuella givna juridiska ramar. EU utvecklas ständigt, så även EG-rätten. EG-domstolen har en uttalat policyinriktad, funktionalistisk
integrationsbefrämjande praxis. I slutändan är det mer den politiska viljan hos medlemsstaterna och gemenskapens organ som avgör om en vidtagen åtgärd accepteras eller ej samt på vilken nivå (gemenskapsnivå
eller nationell nivå).
Nyligen har gällande rätt reviderats vad gäller direktiven om gemenskapsregler för humanläkemedel och
veterinärmedicinska läkemedel. Vidare har reviderats förordningen om inrättande av gemenskapsförfaranden för godkännande av och tillsyn över humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel samt om
inrättande av en europeisk läkemedelsmyndighet.
I utredningen fokuseras på Europaparlamentet och rådets direktiv 2004/27 om upprättande av gemenskapsregler för humanläkemedel. Europaparlamentets och rådets direktiv 2004/28 om upprättande av gemenskapsregler på det veterinärmedicinska området omnämns enbart i relation till humanläkemedelsdirektivet i
de fall då skillnader i reglerna är av betydelse. De materiella reglerna är i stort likartade, dock medger det
veterinärmedicinska direktivet mer miljöhänsyn. Europaparlamentet och rådets förordning om inrättande av
gemenskapsförfarande för godkännande av och tillsyn över humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel samt inrättande av en europeisk läkemedelsmyndighet (EG) nr 726/2004 behandlas inte.
1
Ett dylikt resonemang omintetgör inte bara harmoniseringssyftet, utan kullkastar hittillsvarande rättspraxis samt medför att varje harmoniseringsdirektiv måste söka utvidga tillämpningsområdet till att täcka in samtliga möjliga miljöaspekter (både vad gäller syfte och detaljregler) i syfte att
undanröja möjligheten till e contrariotolkningar.
133
9.3
Den inre marknaden
Av EG-fördragets artikel 2 följer att gemenskapen skall ha till uppgift att genom inrättandet av en gemensam marknad och genom att fullfölja den gemensamma politik eller verksamhet som omnämns i artikel 3
och 4 främja en harmonisk, väl avvägd och hållbar utveckling av näringslivet inom gemenskapen som helhet, en hög sysselsättningsnivå, socialt skydd, jämställdhet, en hållbar och icke-inflatorisk tillväxt, god
konkurrenskraft, ekonomisk konvergens, en hög nivå i fråga om miljöskydd och förbättring av miljöns
kvalitet m.m.
Den inre marknaden är ett instrument för ekonomisk integration och bygger på tanken om varors fria rörlighet. En av huvudprinciperna på den inre marknaden är principen om de fyra friheterna. Här är principen
om fri rörlighet för varor av intresse eftersom läkemedel är att definiera som en vara. Den inre marknadens
funktion kan dels främjas genom att gemenskapen antar harmoniseringsakter i enlighet med förfarandet i
kapitel 3 EG-fördraget (primärt artikel 95), s.k. positiv harmonisering, eller genom EG-fördragets förbud
mot kvantitativa restriktioner mellan medlemsstaterna, specifikt genom förbudstalan enligt artikel 28, s.k.
negativ harmonisering.
Läkemedelsområdet har varit föremål för gemenskapsåtgärder med stöd av artikel 95. Eventuella möjligheter att vidta nationella ensidiga åtgärder skall därför i princip bedömas i ljuset av den vidtagna harmoniseringen, om inte åtgärden ifråga kan anses helt falla utanför det harmoniserade området. Artikel 95 uppställer i stort sett samma rekvisit vad gäller möjligheten att behålla eller införa nationella bestämmelser som
artikel 28 och artikel 30, till den senare sker en direkt hänvisning. Den praxis som utvecklats av EGdomstolen vad gäller artikel 28 och artikel 30 har sålunda relevans även vid en bedömning av utrymmet i
2
artikel 95.
9.3.1
Principen om varors fria rörlighet
Enligt artikel 23 i EG-fördraget grundar sig gemenskapen på en tullunion som omfattar all handel med
varor. Export- och importtullar, avgifter med motsvarande verkan och tullar av fiskal karaktär är förbjudna
(artikel 25). Kvantitativa import- och exportrestriktioner samt åtgärder med motsvarande verkan är förbjudna medlemsstaterna emellan (artikel 28 och 29 EG-fördraget).
Förbudet i artikel 28 och 29 skall dock inte hindra sådana förbud eller restriktioner som grundas på hänsyn
till allmän moral, allmän ordning eller allmän säkerhet eller intresset av att skydda människors och djurs
hälsa och liv eller bevarandet av växter m.fl. angivna skyddsvärda intressen. Sådana förbud eller restriktioner får dock inte utgöra ett medel för godtycklig diskriminering eller innefatta en förtäckt begränsning av
handeln mellan medlemsstaterna (artikel 30 EG-fördraget). Förbudet i artikel 28 är som synes inte absolut.
Nationella ensidiga åtgärder som syftar till att skydda andra intressen kan tillåtas inskränka det fria varuflödet. Frågan måste dock vara om icke diskriminerande åtgärder som inte medför handelsrestriktioner på
något vis stör samhandeln. Syftet skall vara ett legitimt faktiskt skyddsvärt intresse och åtgärden skall vara
proportionell i förhållande till det åberopade skyddssyftet. Finns olika adekvata åtgärdsalternativ skall det
för samhandeln minst ingripande väljas. Rättsläget är mer komplext och praxis mer nyanserad än vad som
här framgår. I enstaka enskilda mål har domstolen dessutom i viss mån frångått sin egen praxis. Några
generella slutsatser bör dock inte dras utifrån mål med mer speciella omständigheter.
Generellt kan sägas att domstolen har tolkat förbudet (artikel 28) extensivt och undantagsmöjligheterna
(artikel 30) restriktivt. I sin rättstillämpning har domstolen aktivt främjat den europeiska integrationspro-
2
Se t.ex. kommissionens beslut 98/523/EG (EGT L 233, 1998 s 25). Fråga var om ett svenskt beslut att begränsa användningen av vissa luftfartyg på den nya flygplatsen i Karlstad samt startförbud för större flygplan nattetid. Området var harmoniserat. Sverige försvarade beslutet med att
det var en icke-diskriminerande åtgärd av miljö- och hälsoskyddsskäl. Kommissionen fann att det svenska beslutet var en miljöskyddsåtgärd.
Vidare anför kommissionen att ”även om nationella åtgärder som begränsar friheten att tillhandahålla tjänster tillämpas på samma sätt på inhemska tjänsteföretag som på andra medlemsstaters tjänsteföretag, är de fortfarande oacceptabla om de inte är motiverade av obligatoriska krav i det
allmänna intresset, eller om samma resultat kan uppnås genom mindre ingripande regler (proportionalitetsprincipen). I anledning av att den nya
flygplatsen var belägen i ett glesbefolkat område utanför staden och då trafikvolymen var låg drog kommissionen slutsatsen att begränsningen vad
gällde större flygplan inte var förenligt med principerna om nödvändighet och proportionalitet. Det nattliga startförbudet kunde enligt kommissionen
vara förenligt med nödvändighets- och proportionalitetsprincipen, i den mån avsikten var att skydda befolkningen mot buller från stora plan under
normala sovtider.
134
cessen genom att domarna medfört negativ harmonisering (vilket i sig ofta lett till aktiv positiv harmonisering).
9.3.2
Artikel 95 och den s.k. miljögarantin
Den vanligaste rättsgrunden för harmoniseringsdirektiv på den inre marknaden är artikel 95, i anledning av
att beslut då kan fattas med kvalificerad majoritet i rådet samt då visst utrymme för nationella åtgärder
kvartstår.
Enligt artikel 95 p.3 skall kommissionens förslag utgå ifrån en hög skyddsnivå när det gäller hälsa, säkerhet
samt miljö- och konsumentskydd. Ny utveckling grundad på vetenskapliga fakta skall särskilt beaktas.
Oaktat de specifika skrivningarna i artikel 95 följer av artikel 6 att miljöskyddskrav generellt skall integreras i utformningen och genomförandet av gemenskapens politik och verksamhet, särskilt i syfte att främja
en hållbar utveckling.3 Enligt artikel 95 p.4 kan en medlemsstat få behålla existerande miljöskyddsbestämmelser samt under vissa förutsättningar införa nya bestämmelser efter harmonisering i enlighet med artikel
95 p.5. Bestämmelserna har kommit att kallas miljögarantin. Den senare har av vissa tolkats extensivt,
måhända influerat av benämningen ”miljögarantin”. Någon sedvanlig garanti är det knappast fråga om.
Om en medlemsstat avser att behålla nationella bestämmelser enligt p.4 skall detta grundas på väsentliga
behov i enlighet med artikel 30 eller som avser miljö- eller arbetsmiljöskydd. Medlemsstaten skall notifiera
kommissionen om bestämmelserna och om skälen att behålla dem. Åberopas p.5 som grund för nya bestämmelser krävs att de bestämmelser som medlemsstaten önskar införa skall vara nödvändiga och grundade på nya vetenskapliga belägg med anknytning till miljöskydd för att lösa ett miljöproblem som är specifikt för den medlemsstaten. De specifika problemen skall dessutom ha uppkommit efter harmoniseringsbeslutet. Även här skall bestämmelserna och de bakomliggande skälen notifieras till kommissionen som kan
godkänna eller förkasta de nationella bestämmelserna.
Kommissionen skall vid sin bedömning konstatera om bestämmelserna utgör godtycklig diskriminering,
innebär förtäckta handelshinder eller kan utgöra ett hinder för den inre marknadens funktion. Accepteras
avvikande nationell bestämmelse skall kommissionen undersöka om den skall föreslå harmonisering (artikel 95 p.7). Kommissionen eller medlemsstaterna kan hänskjuta ett ”notifieringsärende” direkt till EGdomstolen.
Garantin är sålunda avhängig av en prövning där miljöskyddet vägs mot dess negativa effekter för den inre
marknaden (primärt den fria rörligheten).4 Beaktas skall att harmoniseringsakter antagna med stöd av artikel 95 skall utgå ifrån en hög miljöskyddsnivå (artikel 95 p.3). Enligt skrivningen skall skyddet vara högt
vad gäller förslag om hälsa, säkerhet samt miljö- och konsumentskydd. Gemenskapen ”får” sålunda antas
ha utgått ifrån en hög miljöskyddsnivå när dessa frågor aktualiserats vid harmonisering, oaktat att kritik
kan, och om så, bör anföras i det enskilda fallet.5 Därtill skall miljöskyddet integreras i gemenskapens övriga politik och verksamhet (artikel 6 EG-fördraget). Det inre marknadssyftet och kravet på att en harmoniseringsåtgärd skall utgå ifrån en hög miljöskyddsnivå kan anföras som skäl att tolka utrymmet för avvikande
nationella åtgärder i artikel 95 restriktivt. Avvikande åtgärd bör nog dessutom tolkas såsom innebärande
strängare miljöskyddsåtgärder.
De rekvisit som uppställs i p.5 ter sig i praktiken svåra att leva upp till i annat än exceptionella fall. Frågan
är om rekvisitet nya och specifika problem syftar på miljöeffekten eller på dess bakomliggande orsaker.
3
Integrationsprincipen har helt klart ett värde, då den tillskriver miljöskyddet en unik ställning, men såsom tenderar att vara fallet med alla generella principer kan de svårligen åberopas i ett enskilt fall. Har gemenskapen agerat är det snarare så att den skall anses ha beaktat integrationskravet i det enskilda fallet. Teoretiskt kan tänkas att domstolen skulle kunna ogiltigförklara en rättsakt i flagranta uppenbara fall av icke beaktande.
4
Kommissionen eller en medlemsstat kan dessutom direkt hänskjuta ett ärende till domstolen om de anser att en medlemsstat missbrukar befogenheterna i artikel 95. Vilka befogenheter en medlemsstat kan missbruka framgår ej. Förvisso kan t.ex. avsaknad av notifiering avses, men om
så agerar medlemsstaten i strid med artikel 95, vilket inte är detsamma som att missbruka de befogenheter artikeln ger. Även bristande efterlevnad av ett förkastande är att se som stridande mot artikel 95, inte ett missbruk av densamma. Den medlemsstat som anser att en avvikande
bestämmelse inte borde ha godkänts bör ju rimligtvis rikta sig till kommissionen såsom varande det organ som fattat ett beslut i strid med p.6
(artikel 95).
5
Politiska realiteter och högts ställda miljöskyddskrav korresponderar inte alltid med varandra.
135
Med dagens kunskap om miljöproblem är det svårt att tänka sig en situation där en negativ miljösituation
inte har uppmärksammats.6 Med hänsyn till att såväl orsakerna till ett miljöproblem, som miljöproblemet i
sig, tenderar att vara gränsöverskridande är ett scenario som är helt exklusivt för en medlemsstat
osannolikt. Detta oaktat ter det sig svårt för en medlemsstat att leva upp till det stränga kravet på vetenskapliga belägg. Svårigheten att framställa oomtvistade vetenskapliga bevis vad gäller miljöproblem är oftast
stor. Därav inskrivandet av försiktighetsprincipen i miljöartiklarna (EG-fördraget).
9.4
Läkemedelsområdet
Läkemedelsområdet är i hög grad reglerat på nationell nivå och på gemenskapsnivå i anledning av läkemedels betydelse för, och möjliga påverkan på, folkhälsan. Området kännetecknas även av nationella ekonomiska och sociala hänsynstaganden. Andra faktorer av betydelse är förekomsten av monopolaktörer, såsom
7
Apotek AB, och partihandelsregleringen. Dessutom krävs tillstånd (försäljningsgodkännande) för att en
produkt skall få introduceras på marknaden.
Medlemsstaterna har valt att behålla kompetensen på hälso- och sjukvårdsområdet. Av artikel 152 p.5 EGfördraget följer explicit att gemenskapen (när den handlar på folkhälsoområdet) fullt ut skall respektera
medlemsstaternas ansvar för att organisera och ge hälso- och sjukvård.
Läkemedelsprodukter är en vara på den inre marknaden. Läkemedel kan sålunda vara föremål för harmoniseringsåtgärder i syfte att underlätta den fria rörligheten och den inre marknadens funktion. I avsaknad av
harmoniseringsåtgärder gäller principen om fri rörlighet. De vetenskapliga kraven på humanläkemedel och
veterinärläkemedel är harmoniserade inom gemenskapen. Gemenskapen har även bl.a. reglerat märkning
och reklam.
Harmoniseringen syftar till att främja den fria rörligheten för läkemedelsprodukter på den inre marknaden,
med bibehållen kontroll av läkemedel och dess användning. Vidare finns ett uttalat mål inom gemenskapen
att aktivt främja forskning och utveckling inom läkemedelsområdet, dels för att stärka den europeiska industrins konkurrenskraft, dels för att tillförsäkra medborgarna en god och säker tillgång till läkemedel. Trots
harmoniseringen är systemet komplext i anledning av att medlemsstaterna önskar behålla det nationella
inflytandet över hälso- och sjukvården, inte minst vad gäller finansiering, subventioner och kostnadsersättningar. Komplexiteten är också hänförlig till läkemedelsområdets specifika karaktäristik bl.a. den omfattande kontrollen inför, men även efter, ett försäljningsgodkännande.
9.4.1
Direktiv och förordning
I denna utredning fokuseras på Europaparlamentet och rådets direktiv om upprättande av gemenskapsregler
för humanläkemedel (2001/83/EG) och direktiv 2004/27/EG om ändring i detta direktiv. I det följande
hänvisas till grund- respektive ändringsdirektivet endast när den åberopade artikeln kvarstår helt oförändrad
eller är ersatt med en helt ny bestämmelse. Är en artikel delvis ändrad görs således ingen hänvisning. De
veterinärmedicinska direktiven är förhållandevis likartade humanläkemedelsdirektiven vad gäller innehåll
och struktur. Det veterinärmedicinska ändringsdirektivet går aningen längre vad gäller integrering av miljöskyddskraven t.ex. ingår miljöeffekter som ett kriterium vid bedömningen av nytta/riskförhållandet (artikel
1 p. 19, ny). Negativa miljöeffekter kan sålunda vid en nytta/riskavvägning föranleda avslag på en försäljningsgodkännandeansökan. Miljöeffekter ingår i definitionen av risk i samband med användning. En ansökan skall innehålla en miljöriskbedömning (artikel 12 .j). Potentiell allvarlig miljörisk kan utgöra grund för
att inte ömsesidigt erkänna ett försäljningsgodkännande (kapitel 4). Vad som skall utgöra en potentiell
allvarlig risk skall definieras i riktlinjer som skall antas av kommissionen. Medlemsstaterna skall ansvara
6
Beaktas försiktighetsprincipen (såsom ett vetenskapligt förhållningssätt) torde det oftast vara helt uteslutet att hävda sig stå inför ett hittillsvarande oupptäckt miljöproblem, med dito okända orsaker. Även marginella indikationer bör ha uppmärksammats. Syftet med försiktighetsprincipen var
förvisso inte att den skulle kunna åberopas såsom ett hinder mot avvikande miljöskyddsåtgärder.
7
Det svenska detaljhandelsmonopolet är för närvarande föremål för EG-domstolens bedömning. Parter i målet är den svenska staten och företaget Bringwell och dess tidigare vd Krister Hanner.
136
för att det finns lämpliga system för insamling av oanvända läkemedel eller för läkemedel vars sista förbrukningsdag har gått ut (artikel 95a). Enligt direktivets preambel bör miljöpåverkan studeras och särskilda
bestämmelser för att minska den utarbetas för varje enskilt fall.
9.4.2
Direktivets syfte
Av preambeln till direktiv 2004/27/EG följer att målet är att skapa fri och säker rörlighet för humanläkemedel samt att undanröja handelshinder (p.2). Nationella skillnader i fråga om grundläggande principer för
den inre marknaden behöver undanröjas genom anpassning, samtidigt som en hög hälsoskyddsnivå säkerställs (p.3). Föreskrifter på området skall ha som främsta syfte att värna folkhälsan. Det målet bör dock inte
hindra läkemedelsbranschens utveckling eller handeln med läkemedel. Av preambeln följer vidare att definitionen av läkemedel dvs. vad som faller under läkemedelslagstiftningen bör förtydligas (p.7). Valmöjligheten mellan centraliserat förfarande och ömsesidigt erkännande eller decentraliserat förfarande inskränks
för vissa läkemedel till förmån för det centraliserade förfarandet (p.8). Vid utvärderingar av nuvarande
förfaranden har framkommit att det ömsesidiga erkännandet bör ses över i syfte att öka samarbetet mellan
medlemsstaterna. Vidare behövs ett lämpligt förfarande vid hänskjutning (p.12). Kriterierna för kvalitet,
säkerhet och effekt (nytta/riskbedömningen) bör bli enhetligare och så även avslagskriterier (p.16). Försäljningsgodkännanden bör förnyas fem år efter beviljandet. Därefter bör godkännandet normalt gälla utan
tidsbegränsning (p.17).
Miljöpåverkan bör studeras och särskilda bestämmelser för att minska den måste utarbetas för varje enskilt
fall. Miljöpåverkan bör dock inte utgöra ett kriterium för en vägran att bevilja godkännande för utsläppande
8
på marknaden (p.18). Vidare skall läkemedelskvalitén garanteras genom principerna om god tillverkningssed, gemenskapsbestämmelser om inspektion skärpas, ett gemenskapsregister över inspektionsresultat upprättas och säkerhetsövervakning och allmän övervakning skärpas m.m. (p.19-20). Som ett led i att säkra en
korrekt användning av läkemedel bör förpackningsbestämmelserna anpassas (p.21).
Av preambeln följer att ändringsdirektivet i stort har samma syfte som direktiv 2001/83/EG. Det har tillkommit för att skapa bättre förutsättningar för den fria rörligheten i anledning av iakttagna problem med
hittills gällande regelverk och förfaranden. Det uttalade inre marknadssyftet är detsamma, så även betoningen av folkhälsan som det tyngst vägande syftet samt främjandet av läkemedelsbranschens utveckling.
Skrivningen om läkemedels miljöpåverkan är ny, frågan är dock vilken tyngd som kan tillskrivas densamma. Det är förvisso bra att forskningsbehovet uppmärksammas samt att begränsningsbestämmelser skall
utarbetas i enskilda fall. Vad som avses med det senare synes oklart. Avsikten torde däremot vara att gemenskapen måste agera när forskningsresultat påvisar att olika ämnen behöver särregleras p.g.a. sina negativa miljöeffekter. Skrivningen kan knappast tolkas så att den ger ett utrymme för nationella avvikande
åtgärder.
9.4.3
Direktivens innehåll
Direktiv 2001/83/EG och 2004/27/EG är omfattande. Här redogörs för de artiklar som bedöms vara av
intresse för frågan om en nationell miljöklassificerings förenlighet med EG-rätten. Även några artiklar av
9
mer generellt miljöintresse berörs kort.
9.4.3.1
Definitioner
I ändringsdirektivet definieras nytta/riskförhållande såsom en utvärdering av ett läkemedels positiva effekter i förhållande till varje risk i samband med läkemedlets kvalitet, säkerhet eller effekt med avseende på
8
Det engelska should har översatts till bör. Den engelska skrivningen är som följer ”the environmental impact should be assesed, and on a caseby-case basis, specific arrangments to limit should be envisaged. In any event this impact should not constitute a criterion for refusal of a marketing authorisation. Den svenska översättningen bör inte är allt annat än lyckad. Översättningen skapar ett tolkningsutrymme som inte återfinns i
den engelska texten. Den engelska versionen, syftet och sammanhanget indikerar att skall inte eller får inte bör vara en bättre översättning.
9
Med reservation för att en avgränsning alltid innebär att någon liten detalj som bortsetts ifrån i framtiden kan visa sig vara av betydelse. Här torde
även valet av klassificeringssystem och dess implikationer ha betydelse.
137
användarens hälsa eller folkhälsan (p.28 första ledet). I linje med preambeln ingår sålunda miljöaspekter
inte i definitionen av nytta/riskförhållande.
I det veterinärmedicinska direktivet definieras nytta/riskförhållande som en bedömning av ett läkemedels
positiva terapeutiska effekter i förhållande till varje risk i samband med läkemedlets kvalitet, säkerhet och
effekter på människors och djurs hälsa och varje risk för oönskade miljöeffekter. Här ingår miljöaspekten i
nytta/riskförhållandet explicit. Implicit framgår det även av hänvisningen till människors hälsa (t.ex. vad
avser läkemedelsrester i livsmedel).
9.4.3.2
Explicita nationella befogenheter
Av artikel 4 p.3 i direktiv 2001/83/EG följer att inget i direktivet skall påverka medlemsstaternas myndigheters befogenheter vare sig i fråga om prissättningen på läkemedel eller dessas införlivande i de nationella
sjukförsäkringssystemen mot bakgrund av hälsomässiga, ekonomiska eller sociala förhållanden. Miljöhänsyn nämns inte såsom en grund för den nationella prissättnings- och läkemedelsförmånsrätten.
9.4.3.3
Dokumentation i ansökan och produktsammanfattning
Av artikel 8 i direktiv 2001/83/EG och 2004/27/EG framgår vad en ansökan om försäljningsgodkännande
skall innehålla. Uppgiftsskyldigheten är av betydelse för en nationell miljöklassificering. Betraktas listan
såsom uttömmande blir det svårt att kräva in för klassificeringen behövliga eller nödvändiga uppgifter som
inte ingår i listan. Ändringsdirektivet går längre än nuvarande. Idag omfattar uppgiftsskyldigheten enbart
uppgifter om bortskaffande av avfallsprodukter samt i direktiv 2004/27/EG uppgifter om eventuella potentiella miljörisker i tillämpliga fall (artikel 8 p.3g). Vad som avses framgår mer detaljerat i riktlinjer till direktivet. ”Eventuella potentiella miljörisker” är en synnerligen vag skrivning, så även ”i tillämpliga fall”.
Enligt ändringsdirektivet skall en ansökan innehålla en bedömning av läkemedlets eventuella miljörisker.
Miljöpåverkan skall studeras och särskilda bestämmelser för att minska den skall utarbetas för respektive
fall. I en ny bestämmelse (artikel 8 p.3.g) skall sökanden ange skälen till eventuella försiktighets- och säkerhetsåtgärder vid lagring, administrering och destruktion av avfallsprodukter, med uppgift om potentiella
miljörisker som läkemedlet kan medföra.
Artikel 11 i ändringsdirektivet innehåller en lista över vilka uppgifter om produktens egenskaper som den
s.k. produktsammanfattningen skall innehålla. Sammanfattningen är av värde, eftersom den sammanställer
information om läkemedlet i ”tillgänglig” form, dessutom styr sammanfattningen innehållet i bipacksedeln
(vilket är den information patienten tillhandahålls). Det uppställs inga krav på att sammanfattningen skall
innehålla information om miljörisker. Med hänsyn till att en miljöriskbedömning skall ingå i ansökan skulle
ett dylikt krav inte ha medfört några ytterligare pålagor på den sökande. Möjligheten synes dock ha uppmärksammats vid utarbetandet av de nya riktlinjerna för miljöriskbedömningar, under förutsättning att viss
högre grad av miljörisk bedöms föreligga.10
Enligt p.6.6. skall sammanfattningen innehålla information om särskilda försiktighetsåtgärder vid destruktion av använda läkemedel eller avfall, om så erfordras. Här bör rimligtvis kunna läsas in miljörisker förenade med destruktion och avfallsomhändertagande, i så måtto att miljörisker bör medföra särskilda försiktighetsåtgärder.
9.4.3.4
Godkännandets giltighet
Ett försäljningsgodkännande skall vara giltigt under fem år. Godkännandet kan förnyas efter fem år, om så
skall godkännandet gälla utan tidsbegränsning, om inte säkerhetsövervakningsmotiverade skäl medför att
behörig myndighet beslutar om ytterligare ett femårigt förnyande (artikel 24 i direktiv 2004/27/EG). Det får
10
Av riktlinjerna följer att ”When the possibility of environmental risks cannot be excluded, precautionary and safety measures may consist of;
Product labelling, Summary Products Characteristics (SPC), Package leaflet (PL) etc.”
138
antas medföra legalitetsproblem att efterfråga information om miljörisker för redan godkända läkemedel.
Förvisso ingår oönskade miljöeffekter i definitionen av risk vid användning, men övrig tillsyn och övervakning tycks fokusera på hälsoaspekter, varför det är ytterst tveksamt ifall uppgifterna kan krävas in p.g.a.
efter godkännandet befarade användningsrisker.
9.4.3.5
Förutsättningar för att inte bevilja godkännande
Enligt artikel 26 i ändringsdirektivet skall ett godkännande inte beviljas om ansökan inte uppfyller samtliga
uppgiftsskyldighetskrav (p.2). Vid den materiella bedömningen skall en ansökan inte beviljas om: Nytta/riskförhållandet inte anses gynnsamt, eller den terapeutiska effekten inte dokumenterats tillräckligt av
sökanden, eller läkemedlets kvalitativa och kvantitativa sammansättning inte överensstämmer med den
uppgivna. Enkelt kan sägas att en prövning skall utgå ifrån en bedömning av kvalitet, effektivitet och säkerhet. I anledning av att miljökonsekvenser inte ingår i definitionen av nytta/riskförhållandet samt då miljön inte nämns i artikeln utgör negativa miljöeffekter inget skäl för att avslå en ansökan.
9.4.3.6
Ömsesidigt erkännande och decentraliserat förfarande
11
Kapitel 4 behandlar det ömsesidiga erkännandet och det decentraliserade förfarandet. Artiklarna analyseras inte djupare här, även om det ömsesidiga erkännandet är av stor praktisk betydelse för möjligheten att
beakta en nationell miljöklassificering samt även så det praktiska utfallet av ett nationellt dito. Syftet med
det ömsesidiga erkännandet är att tillse att ett läkemedel som erhållit ett försäljningsgodkännande i en medlemsstat skall erhålla detsamma i andra medlemsstater. Vidare skall en ansökan ingiven i flera medlemsstater hanteras enligt ett gemensamt decentraliserat förfarande t.ex. med en utsedd referensmedlemsstat och
genom krav på enhetliga ansökningar. Det senare torde medföra att det blir svårt för en medlemsstat att (i
praktiken) efterfråga specifik information som inte omfattas av direktivet eller som inte efterfrågas av övriga medlemsstater.
Förfarandereglerna är komplexa. De innehåller t.ex. tvistlösningsmekanismer för det fall medlemsstaterna
inte är ense om ett godkännande bör beviljas eller avslås. I ”tvistlösningsförfarandet” ingår en samord12
ningsgrupp, Europeiska läkemedelsmyndigheten, kommissionen och medlemsstaterna. Ur miljöaspekt
synes förfarandet mindre relevant i anledning av att en medlemsstat kan underlåta att godkänna utredningsprotokollet, sammanfattningen, märkningen och bipacksedeln p.g.a. potentiell allvarlig folkhälsorisk. Vad
som utgör en potentiell allvarlig folkhälsorisk skall definieras i riktlinjer antagna av kommissionen. Förvisso kan en potentiell eller faktisk allvarlig miljörisk i praktiken utgöra en potentiell allvarlig folkhälsorisk.
Tolkningens förenlighet med definitionen av folkhälsorisk i artikeln är dock mycket tveksam. Därmed inte
sagt att den uttryckligen strider mot skrivningen. Det återstår att se hur kommissionen kan komma att definiera vad som avses med allvarlig potentiell folkhälsorisk.
9.4.3.7
Märkning och bipacksedlar
Enligt artikel 60 i direktiv 2001/83/EG får en medlemsstat inte förbjuda eller hindra försäljning av läkemedel inom sina territorier av skäl som har samband med märkningen eller bipacksedelns utformning, om
dessa följer bestämmelserna i direktivet. (Frånsett tillåtna avvikelser enligt artikel 57, miljöinformation
ingår inte i listan på tillåtna avvikelser.) Den behöriga myndigheten får inte heller invända mot saluförande
av läkemedel om märkningen eller bipacksedeln följer gällande bestämmelserna och om de motsvarar uppgifterna i produktsammanfattningen. Skrivningarna kan knappast tolkas på annat vis än att nationella avvikande märknings- och informationskrav (innehållet i bipacksedeln) inte är förenliga med direktiven. Dylika
11
Sverige synes ha tolkat direktivet (artikel 29) så att ömsesidigt erkännande kan nekas ifall läkemedlet kan antas medföra risker för miljön (6§
läkemedelslagen). Det senare är inte förenligt med humandirektivet, då miljöeffekter inte kan utgöra grund för att inte bevilja försäljningsgodkännande eller neka ömsesidigt erkännande. Vad gäller veterinärmedicinska läkemedel kan miljörisker utgöra avslagsgrund, eftersom miljökriterier
ingår i nytta/riskbedömningen.
12
I direktivets avdelning XII stadgas om en ständig kommitté som skall biträda kommissionen. Kommittén skall vara behjälplig vid harmoniseringsåtgärder. I de allmänna bestämmelserna, avdelning XIII finns ytterligare regler om samarbete och samarbetsförfaranden.
139
krav skulle särskilt bli svåra att upprätthålla vid ömsesidiga erkännanden samt för produkter godkända
genom det centraliserade förfarandet.13
Av artikel 54 framgår vilka uppgifter som skall finnas på läkemedelsförpackningen eller läkemedelsbehållaren. Märkningskraven är detaljerade. Ur miljösynpunkt är det nya kravet på att uppgift om särskilda försiktighetsåtgärder vid bortskaffande av oanvända läkemedel eller i förekommande fall, avfall som härrör
från läkemedel samt en anvisning till befintliga insamlingssystem av intresse. Redan idag skall förpackningar/behållare ha en särskild varningstext, om en sådan krävs för läkemedlet ifråga.
Märknings- och bipacksedelartiklarna uppställer inga explicita krav på miljöinformation. Frånsett att miljöeffekter kan anses vara att definiera som en oönskad effekt. Utkastet till riktlinjer för miljöriskbedömningar
uppställer krav på försiktighets- och säkerhetsåtgärder i vissa fall när miljörisk inte kan uteslutas. I linje
med riktlinjerna borde försiktighets- och säkerhetsåtgärderna anges genom märkning (t.ex. på förpackningen) eller i bipacksedeln främst i syfte att främja insamling, bortskaffande och destruktion av läkemedelsres14
ter.
En bipacksedel skall ingå i läkemedelsförpackningen, såvida inte all information som krävs enligt direktivet framgår av yttre förpackning eller behållaren (artikel 58 i direktiv 2001/83/EG). Bipacksedeln skall
utformas i överensstämmelse med sammanfattningen av produktens egenskaper (artikel 11). Såsom konstaterats uppställer artikel 11 inga krav på miljöinformation. I enlighet därmed uppställs inte heller några krav
på att miljöinformation skall framgå av bipacksedeln. Upplysning om särskilda varningar skall ges, det
torde dock avse av hälsoskäl påkallade varningar. Vidare skall bipacksedeln innehålla en fullständig innehållsdeklaration avseende aktiva substanser och hjälpämnen, läkemedelsform, mängd per viktenhet eller
antal doser. Upplysningsplikten är långtgående. Den som innehar avancerad sakkunskap skulle utifrån t.ex.
innehållsdeklarationen kunna beakta eventuella miljökonsekvenser. Gemene man behöver dock tydlig och
lättillgänglig miljöinformation.
9.4.3.8
Läkemedelsklassificering
Vid utfärdandet av ett försäljningsgodkännande skall läkemedlet klassificeras i receptbelagda läkemedel
samt receptfria läkemedel (artikel 70). Av artikel 71 framgår under vilka förutsättningar ett läkemedel skall
vara receptbelagt. Risken för potentiella eller faktiska negativa miljöaspekter nämns inte som ett kriterium
för att införa krav på receptförskrivning. Det senare hade ur miljösynpunkt varit av godo, då kravet på receptförskrivning medför ökad kontroll av användningen. Direkt eller indirekt fara nämns dock, som det får
förstås i betydelsen fara för patienten samt om läkemedlet innehåller substanser vilkas verkan och/eller
biverkan behöver undersökas ytterligare. Avsikten med skrivningen torde inte ha varit att receptbelägga ett
läkemedel p.g.a. att dess miljöpåverkan bör undersökas ytterligare.
9.4.3.9
Marknadsföring och information
Marknadsföringsreglerna är detaljerade och strikta. De styr såväl innehåll som form och tar hänsyn till
målgruppen för en marknadsföringsåtgärd. Syftet är att säkerställa vederhäftig information till konsumenter, patienter, förskrivare och övriga hanterare samt att söka minimera risken för otillbörlig påverkan på
t.ex. förskrivare och hanterare.
Av artikel 87 i direktiv 2001/83/EG följer att marknadsföringen till alla delar måste stämma med de uppgifter som anges i produktsammanfattningen. Med hänsyn till kunskapsbristerna vad gäller läkemedels miljöpåverkan kan det vara svårt att presentera vederhäftig information vad gäller effekter i den yttre miljön.
Viktigt är att konsumenter och övriga aktörer inte ges missvisande information, så att de t.ex. ges uppfatt-
13
Med reservation för krav i enlighet med riktlinjerna för miljöriskbedömningar. Dessa skall dock vara förenliga med direktivet dvs. inte att avvikande krav därutöver.
14
Föreslagna riktlinjer för miljöriskbedömningar vid godkännande enligt humanläkemedelsdirektivet (EMEA) (CPMP) kap. 6.
140
ningen att ingående aktiva substanser medför mindre miljöbelastning än annan likvärdig produkt, när så
inte är visat.15
Kommissionen skall (tre år efter det att direktivet trätt i kraft) efter samråd med en rad berörda grupper och
organisationer se över dagens (morgondagens) informationsmetoder (artikel 88a 1 st i direktiv
2004/27/EG.) Om kommissionen finner det lämpligt skall förslag till en gemensam informationsstrategi tas
fram i syfte att garantera högkvalitativ, objektiv och trovärdig information utan försäljningssyfte etc.. Behovet av gemensam vederhäftig miljöinformation kan då komma att bli föremål för diskussion.
9.4.3.10
Säkerhetsövervakning
Artiklarna som behandlar säkerhetsövervakning är nya. Säkerhetsövervakningen riktar helt in sig på läkemedels biverkningar dvs. påverkan på människors hälsa. Därtill hänvisas till betydelsen för nytta/risk bedömningen (där miljörisker/miljöeffekter inte ingår). Skrivningen i artikel 102 i ändringsdirektivet vari
anges att medlemsstaternas säkerhetsövervakningssystem skall användas för att samla in information av
betydelse för säkerhetsövervakningen, särskilt i fråga om biverkningar hos människor, samt för att vetenskapligt utvärdera denna information lämnar förvisso utrymme för annan information. Sett i ljuset av övriga
artiklar i avdelningen och direktivet i övrigt får dock antas att fråga är om hälsorelaterad information, inte
miljökonsekvensinformation. Insamling och sammanställning av miljöinformation måste per se dock vara
tillåten, eftersom miljöpåverkan enligt preambeln skall studeras samt då en godkännandeansökan skall
innehålla en miljöriskbedömning.
9.4.3.11
Tillsyn och sanktioner
Inte heller artiklarna om tillsyn och sanktioner kan anses vara av specifik relevans för möjligheten att införa
ett nationellt miljöklassificeringssystem. Frånsett att tillsyn och sanktioner, liksom säkerhetsövervakningen
bör inkludera miljöaspekter för det fall att någon form av tvingande miljöklassificering införs. Klassificeringssystemet bör kopplas till någon form av kontroll även efter marknadsintroduktion. En klassificering
baserad på frivillighet bör följas av annan form av övervakning, med betoning på självreglering och egenkontroll.
Behöriga myndigheter kan tillfälligt återkalla, upphäva, dra tillbaka eller ändra ett försäljningsgodkännande
(artikel 116 i direktiv 2004/27/EG) eller förbjuda ett visst läkemedel (artikel 117) under vissa angivna förhållanden. Skälen är dock hänförliga till den gängse bedömningen av kvalitet, säkerhet och effekt.
9.4.3.12
Insamlingsförfarande
I en ny artikel 127b stadgas uttryckligen att medlemsstaterna skall ansvara för att det finns lämpliga system
för insamling av oanvända läkemedel eller för läkemedel vars sista förbrukningsdag har gått ut. I linje med
principen om att förorenare betalar samt arbetet mot integrerad produktpolicy och livscykelanalyser bör
tillses att industrin finansierar insamling, bortskaffande och destruktion.
Som en konsekvens av insamlingsansvaret borde rimligtvis ha följt att den miljöriskbedömning som skall
ingå i godkännandeansökan borde ha innefattat samtliga nödvändiga uppgifter som krävs för att avfallsledet
skall kunna hanteras på ett miljösäkert vis.16 Det synes dock som om riktlinjernas tröskelvärden och miljörisknivåindelning medför att bara vissa läkemedel och fakta kommer att ingå i riskbedömningen.
15
Vid marknadsföring får inte antydas att en produkt är säker eller effektiv enkom på grund av att det är en naturprodukt. Även ämnen och substanser som naturligt förekommer i miljön kan orsaka miljöproblem vid icke naturlig användning och vid stora koncentrationer.
16
I förslaget till miljöriskbedömningsriktlinjer skall riskbedömningen innefatta uppgifter om och förslag till åtgärder, t.ex. märkning, i anledning av
risker förenade med administrering, bortskaffande och destruktion. Allt i linje med försiktighetsprincipen och kravet på säkerhetsåtgärder i humanläkemedelsdirektivet.
141
9.4.4
Förslaget till riktlinjer för miljöriskbedömning
Riktlinjer för miljöriskbedömningar (Environmental Risk Assessment) av humanläkemedel är under utarbetande. I nuvarande förslag till riktlinjer (EMEA, 2000) uppställs krav på vad som skall ingå i en miljöriskbedömning vid försäljningsgodkännande, femårsförnyelsen och vid s.k. större ändringar av typ II, ifall
ändringen avser ökad försäljningsvolym.
Riktlinjerna är väsentliga då de uppställer kvalitets och kvantitetskrav på den miljöriskbedömning som
skall ingå i en ansökan om försäljningsgodkännande. Riskbedömningen är indelad i två faser. En bedömning kan stanna redan vid Fas I. För dessa produkter kommer därför ur miljöklassificeringssynpunkt relevanta data saknas.
Förslag till nya riktlinjer har tagits fram även för miljöriskbedömningar på det veterinärmedicinska området, (EMEA, 2003). Ett problem med riktlinjerna kan vara att antagandet och tillämpningen ingår i ett internationellt samarbete mellan EU, Japan, USA, Kanada, Australien och Nya Zeeland. Det är av godo ur
miljösynpunkt om bra krav gäller på den internationella nivån, men då EU (än mindre Sverige) inte förfogar över riktlinjerna kan möjligheten att påverka riktlinjernas innehåll minska.
9.4.5
Svensk lagstiftning
Humanläkemedelsdirektivet och det veterinärmedicinska direktivet är implementerat genom Läkemedelslagen (1992:859) och Läkemedelsförordningen (1992:1752). Förordningen om gemenskapsförfaranden
vid godkännande, tillsyn och om inrättandet av den europeiska läkemedelsmyndigheten har direkt tillämplighet. Ansvarig svensk myndighet är Läkemedelsverket. Läkemedelslagen är en ramlag. Detaljregleringar
återfinns i Läkemedelsverkets föreskrifter.
Läkemedelslagen definierar läkemedel såsom en vara som är avsedd att tillföras människor eller djur för att
förebygga, påvisa eller bota sjukdom eller symptom på sjukdom eller att användas i likartat syfte. Lagen
reglerar sålunda humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel i deras egenskap av varor. Enligt 6§
läkemedelslagen skall ett läkemedel godkännas för försäljning om det uppfyller kraven enligt 4§. Godkännande av ett läkemedel och tillstånd enligt 5§ får förenas med villkor. Varken 4§ eller 5§ nämner överhuvudtaget miljön. 6§ 2 st anger dock att godkännande av ett läkemedel som har meddelats i en annan medlemsstat i EU skall erkännas här i landet, om det saknas anledning att anta att läkemedlet kan medföra risker för människors eller djurs hälsa eller för miljön.
Miljöriskaspekten återkommer i läkemedelsförordningen (1992:1752 § 9a.) Enligt 19§ läkemedelslagen
skall den som yrkesmässigt tillverkar, importerar, säljer, transporterar, förvarar eller på annat vis yrkesmässigt hanterar läkemedel vidta de åtgärder och i övrigt iaktta sådan försiktighet som behövs för att hindra att
läkemedel skadar människor, egendom eller miljön.
Av läkemedelslagens skrivning följer konsekvensen att det inte synes möjligt att neka ett nationellt försäljningsgodkännande med hänvisning till miljön. Dock kan miljörisker åberopas som ett skäl att neka ett ömsesidigt erkännande. Lagen synes inte förenlig med EG-rätten. Miljörisker får åberopas som avslagsgrund
när fråga är om veterinärmedicinska läkemedel. Den avslagsgrunden återfinns dock inte i 4§ eller 5§, varav
synes följa att miljöskäl inte kan utgöra avslagsgrund för veterinärmedicinska läkemedel (eller humanläkemedel) på nationell nivå. Miljörisker är ingen avslagsgrund vid nationellt godkännande eller ömsesidigt
erkännande av humanläkemedel. Någon distinktion görs emellertid inte mellan humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel i 6§ 2 st. Ifall ett ömsesidigt erkännande av ett humanläkemedel nekades med
stöd av 6§ 2 st är det högst osannolikt att detta skulle hålla i rätten. En nationell domstol skall inte tillämpa
nationell rätt som uppenbart strider mot EG-rätten. EG-domstolen skulle med största sannolikhet underkänna en nationell reglering som strider mot EG-rätten.
Läkemedelsförmånslagen (2002:160) och läkemedelsförmånsförordningen (2002:687) innehåller inga hänvisningar till miljön, vilket är i linje med gällande EG-rätt. Medlemsstaterna äger alltjämt uttalat befogenheten att reglera prissättning på läkemedel samt att besluta om läkemedels införlivande med nationella
sjukförsäkringssystem o.dyl. av skäl hänförliga till hälsomässiga, ekonomiska eller sociala förhållanden.
142
Miljöhänsyn omnämns inte, varför den senare inte kan åberopas som grund för nationell prisreglering eller
som grund för införlivande av ett specifikt läkemedel i sjukförsäkringssystemet. Utbytesregeln är förenlig
med gällande rätt i anledning av att den enkom utgår ifrån priset. Gällande EG-rätt ger inte utrymme för
utbyte baserat på miljöegenskaper.
9.5
Miljöklassificering
Läkemedelsverket har tolkat regeringsuppdragets så att vad som skall utredas är möjligheten att klassificera
läkemedel utifrån en strukturerad vetenskaplig utvärdering av deras effekter på den yttre miljön. I uppdraget analyseras om ett nationellt miljöklassificeringssystem är förenligt med EG-rätten. Ett miljöklassificeringssystem kan utformas på olika sätt vad gäller kriterier och omfattning. Vidare kan olika handlingsdirigerande regler kopplas till klassificeringen. Syfte och utformning har betydelse för bedömningen av förenligheten med EG-rätten. I anledning härav uppställs och analyseras några alternativa klassificeringsmodeller. Nedan redogörs även för den senaste tidens händelseutveckling inom gemenskapen.
I uppdraget ligger inte att presentera något eller några färdiga system. Vid utarbetandet av det senare kan
t.ex. Kemikalieinspektionens klassificeringssystem tjäna som vägledning, så även det klassificeringsarbete
som bedrivs på landstingsnivå.
En distinktion bör göras mellan miljöklassificering och miljömärkning (av typen Svanen och EU-blomman)
samt olika typer av miljöcertifieringar, miljöledningssystem (t.ex. ISO 1400 och EMAS) och miljödeklarationer. Miljömärkning och certifieringar syftar till att styra konsumtionsbeteenden. För märkning eller certifiering krävs att produkten och/eller produktionen lever upp till det specifika märkets (organisationens)
kriterier.
17
Miljömärkningssystemen utmärks av att deltagande är frivilligt. Märkningen antas vara positiv ur marknadsföringssynpunkt. Fokus idag är ofta placerat på livscykelanalyser (en bedömning av en produkts väg
18
från produktion till destruktion).
Märkningssystemet kan vara utformade såsom ett klassificeringssystem i betydelsen att en produkt kan
19
placeras i olika klasser där miljöklass 1 är bättre än miljöklass 2 etc. Många gånger är miljömärkta produkter dyrare, dels för att de kan vara dyrare att tillverka och distribuera, dels för att märket som sådant
skall finansieras. För att söka styra konsumtionen och därmed produktionen kan olika förmåner kopplas till
märkningen. Miljöklassningen av bilar har t.ex. betydelse för förmånsbeskattningen. Statligt finansierade
kopplade förmåner kan strida mot EG-rätten, eftersom de påverkar den inre marknadens funktion genom att
de t.ex. kan vara konkurrenssnedvridande. Ett miljöklassificeringssystem behöver inte syfta till att styra
konsumtion eller produktion. Systemet huvudsyfte kan vara att tillhandahålla ”ren” information till olika
aktörer om produkters/ämnens miljöegenskaper/effekter. Kunskap som dock kan komma att styra konsumtion och produktion.
Klassificeringen kan vara tvingande t.ex. kan marknadsintroduktionen vara avhängig av klassificeringen.
Den kan vidare vara styrande för vilka regler som blir tillämpliga på produkten (ämnet). Regler om t.ex.
tillstånd (prövningsförfarande, informationskrav och villkor), produktion, hantering, förvaring, distribution,
användning, information och ansvar. Klassificeringen kan innefatta märkningskrav. Märkningskravet kan
avse information om klassificeringen som sådan (vilken kategori) eller avse information om egenskaper
och säkerhetsåtgärder m.m. kopplat till eventuella risker (det senare får i sin tur antas ha haft betydelse för
klassificeringen). Kemikalieinspektionens föreskrifter om klassificering och märkning av kemiska produkter (KIFS 1994:12) är ett bra exempel på kombinationen klassificering och märkningsplikt. Båda krävs för
17
Frivilligheten kan stundom ifrågasättas om t.ex. en stor dagligvarukedja endast saluför produkter som är miljömärkta är deltagande i praktiken
tvingande med hänsyn till dagligvaruhandelns struktur.
18
En schematisk genomgång av olika miljömärken och typer av märken återfinns i Kommerskollegiums yttrande System för frivillig märkning och
den inre marknaden, dnr 100-418-2003.
19
Här kan som argument för indelning i olika klasser anföras att fråga inte är om diskriminering utan en distinktion mellan mer och mindre miljövänliga bilar dvs. inte samma typ av vara (bilar) utan olika typer av varor (miljövänligare bilar till skillnad från andra biltyper). Av betydelse är även
huruvida majoriteten av tillverkarna kan tillhandahålla en mer miljövänlig produkt.
143
marknadsintroduktion. Kraven innebär att kemiska produkter skall vara klassificerade och märkta med
avseende på hälso- och miljöfarlighet m.m. Ju större målgrupp ett klassificeringssystem har desto väsentligare ter det sig att även märka produkten. Märkningen kommunicerar effektivt information om att en produkt är klassificerad och utfallet av klassificeringen (t.ex. egenskaper och risker). Lättillgänglig information
är nödvändig vad gäller farliga produkter och ämnen för att tillse att riskerna minimeras vid hantering och
användning.
9.5.1
Miljöklassificering på EU-nivå – Uppföljning
Under beslutsprocessen av de nyligen antagna ändringsdirektiven till human- och veterinärläkemedelsdirektiven har frågan om miljöklassificering tagits upp. I direktiven omnämns inte miljöklassificering. Direktiven uppmärksammar dock miljöeffekter generellt, även om det senare inte lett till några egentliga materiella ändringar.
20
Kommissionens ursprungliga förslag till direktiv innehåller inget förslag om miljöklassificering. Förslaget synes över lag föga beakta miljöaspekter eller integrationsprincipen. Europaparlamentet behandlade
förslaget första gången den 23 oktober 2002. Vid samma tillfälle behandlades även det veterinärmedicinska
direktivet. Parlamentet beslutade att godkänna båda, dock med ändringar. I humanläkemedelsbetänkandets
ändringspunkt 10 föreslår parlamentet att kommissionen bör utreda om det är möjligt att utveckla ett scha21
bloniserat miljöklassificeringssystem för humanläkemedel, om kommissionen finner en lämplig modell
för detta bör ett förslag föreläggas parlamentet före utgången av 2003. Parlamentet motiverar sitt ändringsförslag med att ett miljöklassificeringssystem vore en värdefull informationskälla för den förskrivande
läkaren i dennes val av läkemedel. Systemet bör vara utformat så att patientens användning av ordinerade
22
23
läkemedel inte försvåras. Skrivningen är i stort identisk i veterinärmedicinbetänkandet. Parlamentet
önskar även att det explicit skall skrivas in i humanläkemedelsdirektivet att läkemedel inte är en vara som
alla andra varor.
Kommissionens respons på klassificeringsförslaget var negativt och föga elaborerat.24 Kommissionen godtar inte ändring 10, genom vilken ett skäl införs om miljöklassificering av läkemedel. Ett sådant skäl återspeglar inte någon bestämmelse i förslaget. Responsen på förslaget att införa miljöklassificering av veterinärmedicin är aningens mer elaborerad. Kommissionen kan inte godta ändring 3 om ett nytt skäl om att
kommissionen på Europaparlamentets begäran skall utveckla ett standardiserat miljöklassificeringssystem
för veterinärmedicinska läkemedel. Enligt kommissionen är förslaget inte nödvändigt, eftersom det för alla
nya veterinärmedicinska läkemedel görs en miljöriskbedömning vid den övergripande prövningen av läkemedlets fördelar och risker. Betonas görs också problemet med tillgången till veterinärmedicinska läkemedel.
Med hänsyn till responsen på klassificering av veterinärläkemedel finns fog för att anta att kommissionen
underkände förslaget att klassificera humanläkemedel på den grunden att miljöeffekter inte är något som
skall vägas in vid försäljningsgodkännandet. Kommissionen kan i anledning därav ifrågasatt den praktiska
nyttan med ett klassificeringssystem. Vidare bör beaktas att parlamentet med hänsyn till kunskapsbristerna
på området gav kommissionen snäva tidsramar för utredning och framtagande av modellförslag. Dessutom
kan parlamentets motivering ha föranlett problem för kommissionen. Förskrivarmotiveringen är både rela-
20
KOM/2001/404/FINAL, EGT C E/2002/75/ 216 (2001-11-26).
21
Parlamentet definierar inte vad som avses med termen schabloniserat. I det veterinärmedicinska betänkandet används termen standardiserat
istället för schabloniserat (samma utskott och samma föredragande). Det får antas att parlamentet avser ett inom gemenskapen standardiserat
(harmoniserat) klassificeringssystem. Termen klassificeringssystem som sådant leder tanken till schabloniserad och standardiserad systematisk
indelning.
22
Betänkande A5/2002/340 ändringsförslag 10 (ansvarigt utskott Miljö, folkhälsa och konsumentfrågor), Europaparlamentets ståndpunkt, EGT C
E/2003/300/ 352, ståndpunkt 22.
23
Veterinärmedicinbetänkandet A5/2002/334. Ändringsförslag 3, skäl 21A- Kommissionen bör utreda om det är möjligt att utveckla ett standardiserat miljöklassificeringssystem för veterinärläkemedel och om kommissionen finner en lämplig modell, bör ett förslag om detta läggas fram för
parlamentet före utgången av år 2003. Motivering: Ett miljöklassificeringssystem för läkemedel skulle ge värdefull information till läkare när de
väljer vilka läkemedel som skall skrivas ut. Det bör vara så utformat att överensstämmelsen med vissa recept inte påverkas negativt.
24
Kommissionens ståndpunkt avseende Europaparlamentets ändringsförslag 1:a behandlingen, Kom/2003/163/FINAL.
144
tivt snäv samt kan ur ett frihandelsperspektiv te sig som alltför styrande för läkemedelsvalet. Frågan gäller
trots allt val mellan för försäljning godkända läkemedel. Parlamentet har inte föreslagit eller efterfrågat
tvingande styrning. Skrivningen kan dock ha uppfattats som alltför styrande.25
Vid en genomgång av övrig officiell dokumentation i beslutsprocessen framgår att frågan om miljöklassificering inte berörts av övriga gemenskapsorgan och beslutsinstanser.
Det synes inte möjligt att utifrån beslutsprocessen uttala sig generellt om olika aktörers syn på miljöklassificering av läkemedel för framtiden. Det går endast att konstatera att parlamentets ändringsförslag underkändes av kommissionen samt att rådet m.fl. inte visat frågan något officiellt intresse.
Rent generellt skulle ett miljöklassificeringssystem samt reella krav på miljökonsekvensbeskrivningar eller
miljöriskbedömningar vilka vägs in vid godkännandeprövningen vara i linje med gemenskapens miljöpolitiska mål. Direktiven kan idag inte sägas beakta integrationsprincipen i artikel 6 EG-fördraget. Frånsett det
är det föga kontroversiellt i sig att ställa krav på miljörelaterade innehållsdeklarationer och miljörisk- eller
miljökonsekvensbeskrivningar. Läkemedelsområdet tycks dock delvis ses som annorlunda än andra branscher och produkter. Ökar allmänhetens intresse för, och kunskapen om, läkemedels faktiska miljöeffekter
eller potentiella miljörisker är det möjligt att ett miljöklassificeringssystem eller motsvarande utvecklas
inom en inte alltför avlägsen framtid. Givetvis under förutsättning att intresse finns på politisk nivå.
9.5.2
Nationell miljöklassificerings och gällande EG-rätt
Valet av klassificeringsmodell, dess utformning och syfte är avgörande vid en tillåtlighetsbedömning. Vissa
modeller förutsätter avvikande nationella bestämmelser, vilka måste notifieras. Vissa modeller kan genomföras utan avvikande bestämmelser. Acceptansen för svenska avvikande bestämmelser eller för ett system
baserat på det utrymme nuvarande regler och krav ställer är i sista hand mer en politisk fråga än en juridisk.
9.5.3
Nationell klassificering – fri rörlighet – harmonisering
Av genomgången av principen om varors fria rörlighet och den s.k. miljögarantin kan vissa generella slutsatser dras om ett nationellt miljöklassificeringssystem på läkemedelsområdets förenlighet med EG-rätten.
För det fall att ett klassificeringssystem skulle anses falla utanför det harmoniserade området, aktualiseras
om åtgärden utgör ett hinder för den fria rörligheten. Med hänsyn till harmoniseringsgraden är den rimliga
bedömningen att åtgärden faller under det harmoniserade området.
9.5.3.1
Artikel 30 eller tvingande hänsyn
Vore läkemedelsområdet helt oreglerat skulle EG-domstolen mycket väl kunna komma till slutsatsen att
nationell miljöklassificering inte strider mot artikel 28 EG-fördraget. Argument härför vore det faktum att
hälso- och sjukvårdsområdet inte ingår i EG-fördraget samt att medlemsstaterna vid avsaknad av harmonisering fullt ut skulle förfogar över det nationella försäljningsgodkännandet. Kopplas klassificeringssystemet
till godkännandet i betydelsen att viss klassificering medför att marknadsintroduktion helt eller delvis nekas
eller innehåller systemet handlingsdirigerande regler riktade till olika adressater skulle dock domstolen
troligtvis betrakta det hela som en åtgärd med motsvarande verkan.
Anses klassificeringssystemet strida mot principen om fri rörlighet (med eller utan handlingsdirigerande
regler) får Sverige svårt att argumentera för ett klassificeringssystems tillåtlighet med stöd av artikel 30
EG-fördraget eller med stöd av doktrinen om tvingande hänsyn. Vad gäller artikel 30 EG-fördraget skulle
kunna argumenteras för att åtgärden primärt avser att skydda människors och djurs liv eller hälsa.
25
Med hänsyn till kommissionens korta och något lakoniska motivering är varje tolkning av orsakerna till att klassificeringsförslaget underkändes
hypotetiska. Det tycks vara en spridd uppfattning hos berörda på Läkemedelsverket att kommissionen (och ett antal medlemsstater) per se är
negativt inställd till miljöklassificering av läkemedel.
145
Ett klassificeringssystem skulle kunna anses utgöra en hälsoskyddsåtgärd. Sannolikare är dock att det betraktas såsom en miljöskyddsåtgärd utanför artikel 30:s tillämpningsområde. Frågan är då om åtgärden kan
legitimeras med doktrinen om tvingande hänsyn. Om tvingande miljöskyddshänsyn kan påvisas, återstår att
visa att åtgärden är proportionell och lämplig dvs. är det nödvändigt och rimligt att vidta den specifika åtgärden för att skydda miljön.
Det ter sig mer än svårt att vetenskapligt bevisa förekomsten av ett faktiskt miljöproblem av sådan dignitet
att det legitimerar åtgärden, dels i anledning av kunskapsbristen, dels i anledning av att forskningen kanske
finner att vissa läkemedel förvisso är miljöskadliga per se, men att de negativa miljöeffekterna är mindre
allvarliga eller ringa (i anledning av kvantitet etc). Förvisso finns försiktighetsprincipen. En argumentering
baserad på försiktighetsprincipen synes dock allt annat än enkel i förevarande situation. Läkemedels miljöeffekter måste trots allt nå upp till en viss nivå för att legitimera en inskränkning av den fria rörligheten.
Vidare är svårt att anföra att ett nationellt klassificeringssystem är en nödvändig åtgärd för att söka lösa ett
eventuellt miljöproblem. Det är tveksamt ifall ett klassificeringssystem är en ändamålsenlig åtgärd. För att
åtgärda problemen krävs handlingsdirigering och i tillämpliga fall förbud eller restriktioner mot saluförande. Ett miljöklassificeringssystem som sådant lär inte vara ett verkningsfullt styrmedel. Handlingsdirigerande regler relaterade till klassificeringen medför dock att åtgärden kan komma att anses såsom alltför
26
ingripande och inre marknadsstörande. Behandlas nationella och importerade produkter lika kan anföras
att åtgärden i vart fall inte är godtyckligt diskriminerande.
9.5.3.2
”Miljögarantin”
Initialt kan konstateras att humanläkemedelsdirektiven inte utmärker sig ur miljöskyddsaspekt. Man kan
fråga sig ifall man inom gemenskapen utgått ifrån att humanläkemedels fria rörlighet endast har försumbar
miljöeffekt. Så torde dock inte vara fallet då direktiven trots allt uppmärksammar läkemedels miljöeffekter.
Avser Sverige att införa ett nationellt miljöklassificeringssystem handlar det om att införa en ny bestäm27
melse efter det att harmoniseringsåtgärder vidtagits.
Ett åberopande av den s.k. miljögarantin förutsätter att rekvisiten i artikel 95 p.5 EG-fördraget är uppfyllda.
Forskning om läkemedels miljöeffekter skulle förvisso kunna leda till att nya vetenskapliga belägg framkommer om läkemedels miljöeffekter. Vetenskapliga rön som visar att miljöproblemen är stora (större än
väntat) samt att de har uppkommit efter harmoniseringsåtgärden. Det kan dock bli svårt att påvisa att problemet är specifikt för Sverige. Det ter sig dock svårt att framgångsrikt kunna argumentera för att rekvisiten
skulle vara uppfyllda.
I sammanhanget kan i och för sig den nuvarande kunskapsbristen utgöra en tillgång, frånsett svårigheten att
framställa oomtvistade vetenskapliga belägg vad gäller miljöproblem. Kravet på belägg medför att försiktighetsprincipen inte torde kunna åberopas.
Vad gäller införandet av ett miljöklassificeringssystem på nationell nivå så är det (beroende på val av modell) att bedöma som en avvikande åtgärd. Om avvikande åtgärd i artikel 95 skall tolkas som strängare
åtgärd uppfyller ett klassificeringssystem knappast kraven för strängare miljöskyddsåtgärd, då klassificeringen som sådan föga åtgärdar miljöproblemet. Även här synes kraven på ändamålsenlighet och lämplighet förutsätta att någon form av handlingsdirigering kopplas till klassificeringen. Det senare medför att den
nationella åtgärden avviker än mer ifrån direktivet samt att det kan komma att ses som ett hinder för den
fria rörligheten och den inre marknadens funktion (vars främjande är direktivets huvudsyfte). Med hänsyn
härtill torde alltför avvikande bestämmelser inte godkännas.
26
Sålunda en ”moment 22 situation”.
27
Här antas att utrymme inte medges enligt gällande rätt samt att en svensk reglering med hänsyn till tidsapekten inte hinner införas innan det
nya direktivet antas.
146
9.5.4
Klassificeringsmodeller
9.5.4.1
Modell - ej tvingande
Det finns inget i gällande rätt som hindrar vetenskaplig analys och sammanställning av tillgängliga data.
Den fria forskningen kan inte inskränkas med argumentet att den stör den inre marknaden.
Det står staten fritt att finansiera forskning om läkemedels miljöeffekter och framtagandet av ett nationellt
miljöklassificeringssystem för läkemedel. Systemet får dock inte vara tvingande för läkemedelsindustrin
och inte heller innehålla tvingande handlingsdirigerande regler för olika aktörer. Systemet får endast vara,
och användas som, en vetenskaplig kunskapsbank. Läkemedelsbranschen får inte tvingas utge information
och uppgifter utöver de krav som uppställs i direktivet (och de därpå baserade riktlinjerna). Idag behöver
den som ansöker om försäljningsgodkännande endast lämna uppgifter och dokumentation om eventuella
potentiella miljörisker i tillämpliga fall. I ändringsdirektivet ställs krav på att alla ansökningar skall innehålla en miljöriskbedömning. Kravet innebär att viss data om miljöeffekter blir tillgängliga. Det återstår dock
att se vad det praktiska utfallet blir av riktlinjerna vad gäller miljöriskbedömningarnas kvalitet och användningsområde. Beaktas skall även att direktivet avser miljöriskbedömningar inte miljökonsekvensbeskrivningar.
Vidare skall sökanden lämna andra uppgifter som kan vara av värde vid en miljöeffektanalys. Frågan är om
uppgiftskraven räcker som underlag för klassificering eller om offentliga medel måste tillskjutas för att
finansiera forskning om läkemedels innehåll och dess miljöeffekter. Denna ekonomiska insats måste vägas
mot fördelarna med ett klassificeringssystem. Här beaktas inte eventuell sekretessproblematik, eftersom
vad som åsyftas är forskningen som sådan, inte problem vid eventuella offentliggöranden. Konstateras skall
dock att sekretessfrågor kan påverka vilken information som kan offentliggöras.
Miljöinformation kan antas påverka konsumenter och förskrivare. Skall detta vara möjligt måste informationen kommuniceras effektivt. Informationen skall helst finnas lättillgänglig i valsituationen, vara tydlig
och begriplig. Klassificeringen skulle kunna få viss effekt om den beaktades såsom kunskapsbas vid offentlig upphandling. Såväl kommissionen och EG-domstolen har accepterat att hänsyn tas till miljökriterier vid
28
offentlig upphandling. Frågan är dock hur kommissionen och domstolen skulle ställa sig till en invändning om att ett nationellt framtaget och statligt finansierat klassificeringssystem indirekt styr den offentliga
upphandlingen. Ponera att samtliga sjukvårdshuvudmän strikt började tillämpa klassificeringssystemet som
grund för sin upphandling. Klassificeringssystemet kommer enkom att accepteras ifall det ses som rent
vetenskaplig information. Risken är att det kan ses som en förtäckt form av statligt sanktionerad handlings29
dirigerande norm.
Samhället behöver mer kunskap om läkemedels miljöeffekter. Miljöeffekterna är dock avhängiga av en
helhetssyn. Att ett visst läkemedel innehåller en aktiv substans eller ett hjälpämne som kan klassificeras
utifrån relevanta kriterier räcker inte. I beaktande av detta samt i beaktande av svårigheterna och kostnaderna förenade med ett system framtaget enligt ovan samt den marginella styrnings/påverkanspotentialen är
ovanstående modell mindre lämplig. Det går dock att genomföra utan hinder av den inre marknaden. Beaktas skall även ”Polluter Pays Principle”. Modellen medför inga direkta ekonomiska konsekvenser för läkemedelsindustrin, men väl för skattebetalarna.
9.5.4.2
Modell- frivillig klassificering
Ett för läkemedelsindustrin frivilligt klassificeringssystem kan svårligen angripas. Gällande rätt förbjuder
inte uttryckligen något dylikt och nationella former av miljömärknings och ”miljöinformationssystem” har
28
Mål C-513/99, Concordia Bus Oy AB, EGT 2002
29
Se t.ex. EG-domstolens mål C-325. Målet handlar om en tysk kvalitetsmärkning stod i strid med artikel 28 i EG-fördraget. Märkningen hade inte
sin grund i lag eller annan rättsakt, utan i ett frivilligt licensavtal mellan två företag. EG-domstolen tillskrev dock bolagets agerande den tyska
staten mot bakgrund av bl.a. den tyska statens kopplingar till bolaget. Appliceras ett dylikt resonemang på t.ex. Apotek AB och vissa av partihandelsaktörerna så lär kopplingen till den svenska staten te sig tämligen uppenbar.
147
accepterats inom gemenskapen, även om de kan kritiseras för att leda till en fragmentisering av den inre
marknaden. Kommerskollegium är delvis kritiska till förekomsten av frivilliga märkningssystem p.g.a. att
de kan medföra inre marknadsstörningar. I anledning därav föreslog Kommerskollegium i december 2003
30
en uppförandekod avsedd för alla aktiviteter inom frivillig märkning. Koden syftar till att öka trycket på
märkningsorganen att ha öppna, konkurrensneutrala system. Därtill anser Kommerskollegium att EUblomman skall stärkas samt att ömsesidigt erkännande skall införas.
Ett frivilligt systemet måste tas fram tillsammans med och finansieras av branschen. Systemet bör övervakas av något oberoende kontrollorgan. Är branschen huvudansvarig kan ett av dem gemensamt organ som
på goda grunder kan antas vara oberoende vara tänkbart. Systemet kommer inte att äga trovärdighet utan en
objektiv vetenskaplig garant. Föreligger ett intresse hos branschen att tillskapa ett nationellt klassificeringssystem ligger det i deras intresse att systemet är trovärdigt. Systemet kan inte innefatta några handlingsdiri31
gerande regler. Eftersom det är baserat på frivillighet bygger det på producenternas goda vilja. Vissa
produkter och substanser kan förbli oklassificerade.
9.5.4.3
Modell- Tvingande klassificering
Det finns inga miljöklassificeringsregler i humanläkemedelsdirektiven. Ett tvingande krav på att en läkemedelsprodukt skall miljöklassificeras för att den skall få marknadsintroduceras är sålunda inte förenligt
med EG-rätten. Det har redan anförts att rekvisitet avvikande bestämmelse i artikel 95 EG-fördraget kanske
snarare skall förstås som strängare bestämmelse (högre miljöskyddsnivå) samt att ett klassificeringssystem
som sådant inte riktigt kan sägas vara en strängare miljöskyddsåtgärd.
Ett tvingande system kan trots allt komma att accepteras under vissa givna omständigheter. Ett system som
enkom utgår ifrån och innehåller de uppgifter som framgår ur den miljöriskbedömning som skall ingå i
ansökan om försäljningsgodkännande uppställer inga uppgiftsskyldighetskrav utöver de som uppställs i
direktiven (och riktlinjerna). I anledning därav kan inte hävdas att några ytterligare pålagor utöver de som
följer av EG-rätten ställs på den sökande. Detta förutsätter dock att klassificeringen inte tillskrivs betydelse
vid godkännandebedömningen och att klassificeringssystemet inte innehåller handlingsdirigerande regler
riktat mot olika adressater t.ex. förskrivare och detaljhandelsledet.
Ett problem med modellen är att det nya direktivet endast innehåller krav på en miljöriskbedömning. Som
tidigare nämnts kan denna stanna vid Fas I och därmed sakna för miljöklassificering relevanta data. Nuvarande direktiv ställer enkom krav på att ansökan skall innehålla uppgifter om eventuella potentiella miljörisker i tillämpliga fall. Nuvarande krav ger inte mycket substantiellt att basera en miljöklassificering på.
Miljöriskbedömningar av den nya typen kan inte krävas retroaktivt för produkter som redan beviljats försäljningsgodkännande. Klassificeringssystemet kommer sålunda inte att innehålla samtliga uppgifter om
samtliga relevanta läkemedelsprodukter och substanser på marknaden. Retroaktiva krav på miljöriskbedömningar i enlighet med de krav som uppställs i humanläkemedelsdirektivet är att definiera som en avvikande åtgärd som måste notifieras.
Tvingande uppgiftskrav som går utöver uppgiftsskyldigheten enligt direktiven (dvs. mer elaborerade miljöriskbedömningar än vad riktlinjerna medger) är att betrakta som avvikande bestämmelser som måste notifieras. Problem uppstår även vad gäller det centrala, decentraliserade förfarandet och det ömsesidiga erkännandet ifall Sverige ställer högre krav på uppgiftsskyldigheten än EMEA och övriga medlemsstater. En
utvidgad uppgiftsskyldighet för svensk marknadsintroduktion medför störningar på den inre marknaden och
strider mot det uttalade syftet med gemenskapsrätten på läkemedelsområdet. Det medför dessutom att ett
redan komplext system blir än mer komplicerat. Tillämpas mer långtgående uppgiftsskyldighetskrav enkom
vid rent nationella godkännanden kan vissa läkemedelsproducenter förväntas avstå från nationellt godkännande i Sverige. Genom centralt, decentraliserat eller ömsesidigt godkännande kan företagen istället uppnå
marknadsintroduktion i Sverige, utan att inkomma med uppgifter utöver direktivets krav.
30
Kommerskollegiums yttrande System för frivillig märkning och den inre marknaden, dnr 100-418-2003.
31
Annat än riktlinjer och rekommendationer som privaträttsliga objekt uppställer, någon koppling till offentligrättsliga organ får då inte förekomma.
148
9.5.5
Handlingsdirigering
9.5.5.1
Försäljningsgodkännande
Miljörisker får inte vägas in vid risk/nytta bedömningen. Det är uteslutet att anta att gemenskapens olika
aktörer skulle acceptera att miljöklassificering skulle tillskrivas betydelse för försäljningsgodkännandet.
Detta oaktat om det gällde förbud, begränsningar eller olika former av restriktioner. På veterinärsidan ingår
miljörisker i nytta/riskförhållandet. Ett miljöklassificeringssystem skulle där kunna utgöra en kunskapsbank
för den godkännande myndigheten. En bedömning skall dock ske i varje enskilt fall och utgå ifrån en avvägning av samtliga relevanta fakta i det enskilda fallet. Klassificeringssystemet som sådant får inte medföra avslag per automatik, knappast ens vara en presumtion.
9.5.5.2
Förskrivare
Europaparlamentet motiverade införandet av ett miljöklassificeringssystem med att det kunde utgöra en
informationskälla för förskrivare i deras val av läkemedel. Att enskilda förskrivare kan beakta ett frivilligt
miljöklassificeringssystem eller ett system baserat på direktivets miljöriskbedömningar strider inte mot
gällande rätt, så länge detta inte är föranlett av några statliga påbud eller sanktioner. Givetvis under förutsättning att det avgörande vid förskrivningen är läkemedlets terapeutiska effekt och den enskilde patientens
behov. En tvingande handlingsdirigering i tillämpliga regelverk eller med hänvisning till miljöbalkens sub32
stitutionsprincip är dock inte förenligt med EG-rätten. Tvingande handlingsdirigering skulle vad gäller
receptbelagda läkemedel medföra att läkemedel som erhållit försäljningsgodkännande i praktiken inte
kommer att försäljas, eftersom förskrivningen styr konsumtionen. En legitim vara blir i praktiken illegitim.
Målsättningen ekologisk hållbar utveckling är ett viktigt och oundgängligt samhällsmål, men det ter sig
ologiskt att först godkänna en produkt för försäljning och sen via andra regler hindra att den inhandlas.
9.5.5.3
Apoteket AB
Apoteket AB är ett statligt ägt aktiebolag. Statens krav och förväntningar regleras i ett verksamhetsavtal.
Apoteket AB:s läkemedelsförsäljning är regelstyrd (läkemedelslagen, lag om handel med läkemedel etc.)
och Apoteket AB:s övriga upphandling styrs av lagen om offentlig upphandling. Såsom tidigare har konstaterats kan miljöhänsyn tas vid offentlig upphandling. I linje därmed borde Apoteket AB kunna välja att
köpa och i förlängningen sälja utifrån miljöbelastningskriterier. Apoteket AB kan dock ej välja sortiment
eftersom de måste tillhandahålla de läkemedel som godkänts för försäljning. Det första må vara förenligt
med EG-domstolens praxis vad avser offentlig upphandling. Det är dock föga förenligt med artikel 31 i
EG-fördraget, vari stadgas att medlemsstaterna skall säkerställa att statliga handelsmonopol anpassas på
sådant sätt att ingen diskriminering med avseende på anskaffnings- och saluförandevillkor föreligger mel33
lan medlemsstaternas medborgare. Vidare kan statliga handelsmonopol även strida mot artikel 28 EGfördraget i de fall de i praktiken medför handelsrestriktioner eller åtgärder med motsvarande verkan.
34
I det s.k. Franzénmålet angående systembolagsmonopolet underströk EG-domstolen med tillämpning av
artikel 31 EG-fördraget att handelsmonopol måste anpassas på sådant sätt att det inte föreligger någon
diskriminering med avseende på anskaffnings- och saluförandevillkor mellan medborgarna. Systembolagets monopol ansågs tillåtet mot bakgrund av att dess metoder för urval, detaljhandelsorganisationen och
marknadsföringen varken rättsligt eller faktiskt befanns missgynna drycker som importerats från andra
32
Förskrivaren förskriver i kraft av sin legitimation. Situationen har vissa likheter med offentlig upphandling. I linje därmed skulle kunna anföras att
miljökriterier får vägas in vid offentlig upphandling, varför så även skulle kunna argumenteras för i förskrivarsituationen. Dessutom finns inga
uttalade krav i EG-rätten eller nationella regelverk (förutom vad som kan utläsas ur miljöbalken) som stadgar att miljöhänsyn måste tas vid offentlig upphandling.
33
Av intresse är även de allmänna konkurrensrättsliga reglerna artikel 81 och 82 i EG-fördraget samt det grundläggande diskrimineringsförbudet i
artikel 12.1 EG-fördraget.
34
Mål C 189/95. Allmänna åklagaren (Sv) mot Harry Franzén (REG 1997, s I-5909).
149
medlemsstater. Däremot gjorde domstolen en kritisk bedömning av den svenska ordningen för import- och
partihandelsverksamhet med alkoholdrycker på basis av artikel 28 och 30.
Apoteket AB uppvisar likheter med Systembolaget. Sett i ljuset av Franzén-domen ter sig Apoteket AB:s
möjligheter att beakta miljökriterier i sin upphandling, samt i förlängningen möjligheten att rikta tvingande
handlingsdirigerande substitutionskrav baserade på miljöhänsyn, ringa. Monopolet tolereras så länge metoder för urval och urvalet som sådant inte godtyckligt diskriminerar producenter från andra medlemsstater.
Här får anses ingå även ett krav på ickediskriminering mellan olika producenter och produkter, särskilt på
läkemedelsområdet där förhandsgodkännande krävs för försäljning. Varorna är sålunda per se lagliga, i
betydelsen godkända, om inte får de inte saluföras.
Handlingsdirigerande regler motiverade av miljöskyddsintresset och tillämpning av substitutionsprincipen
strider inte bara mot EG-rätten. Dylika krav strider även mot de svenska läkemedelsförmånerna och utbytesregeln. Om ett förskrivet läkemedel ingår i läkemedelsförmånerna och ett likvärdigt billigare läkemedel
finns att tillgå på det lokala apoteket skall det dyrare bytas mot det billigare (ifall inte kunden betalar mellanskillnaden eller förskrivaren har motsatt sig ett utbyte). Utbytesregeln lämnar inte utrymme för utbyte
p.g.a. bättre miljöegenskaper, och tidigare har konstaterats att miljöskyddshänsyn inte ingår i grunderna för
den nationella prisregleringskompetensen. Regelverket medger ej miljömotiverad substitution, oaktat detta
skulle ett utbyte med allra största sannolikhet anses vara en åtgärd med motsvarande verkan enligt artikel
28 EG-fördraget. Tillhandahållande av objektiv vederhäftig miljöinformation kan dock inte anses strida
mot principen om fri rörlighet eller den inre marknadens funktion. Apoteket AB är vidare skyldiga att i sin
hantering vidta åtgärder och iaktta sådan försiktighet som behövs för att hindra att läkemedel skadar miljön
(19§ läkemedelslagen).
9.5.5.4
Patient
Tvingande handlingsdirigerande krav kan inte riktas till konsumenter eller patienter vad gäller lagligen
introducerade och existerande produkter på marknaden. Miljömärkningar och miljöinformation tillåts dock.
I den mån ett miljöklassificeringssystem mer är utformat som en kunskapsbank kan det i praktiken ha en
tillåten styrande potential, i så måtto att konsumenten frivilligt kan beakta miljöaspekter i sitt val mellan
olika produkter.
Endast ett miljöklassificeringssystem ter sig dock som ett föga effektivt system, i anledning av att det är
svårt att åstadkomma ett system som är en effektiv bärare av miljöinformationen. Tidigare har anförts att
systemet bör kopplas till någon form av märkning. Här kan tänkas både positiv miljömärkning och någon
form av varnings/säkerhetsmärkning. Humanläkemedelsdirektiven och riktlinjerna för miljöriskbedömningar medger miljömärkning, eller snarare information om miljörisker och försiktighetsåtgärder, i vissa
fall. En generell märkning baserad på mer obligatorisk miljöklassificering synes det inte finnas utrymme
för i direktivet (se t.ex. artikel 60 i direktiv 2001/83/EG). Dylika icke tvingande styrmedel är i linje med
gemenskapens miljöpolitik och miljöhandlingsprogram.
9.5.5.5
Miljömärkning
Ett tvingande miljöklassificeringssystem och därtill kopplade handlingsdirigerande regler är inte förenligt
med EG-rätten. Frånsett en obligatorisk miljöklassificering baserad på den information som enligt direktiv
och riktlinjer skall ingå i försäljningsgodkännandeansökan. För att uppnå någon form av handlingsdirigerande potential torde ett miljöklassificeringssystem därför behöva kompletteras med ett märkningssystem
(märkning utifrån klassificeringen). Klassificeringssystemet som sådant har ringa kommunikationsförmåga
vid konsumentens/patientens val mellan olika produkter. Även förskrivare behöver lättillgänglig och lättförstålig information.
150
9.5.6
Miljöklassificeringssystem: EU/nationellt
I brist på ett europeiskt miljöklassificeringssystem för läkemedel kan ett nationellt system införas. Detta
under förutsättning att systemet uppfyller vissa kvalitativa och kvantitativa krav, samt har någon potential
att styra läkemedelsproduktionen och konsumtionen i en ekologiskt mer hållbar riktning.
Det synes lämpligast i alla avseenden att aktivt arbeta på gemenskapsnivå för att söka införa ett europeiskt
miljöklassificeringssystem för läkemedel med hänsyn till:
•
gällande rätt på läkemedelsområdet,
•
läkemedelsområdets specifika karaktär,
•
den inre marknadens funktion,
•
risken för att nationella särlösningar leder till en fragmentisering av den inre marknaden till nackdel för
samtliga aktörer,
•
miljöskyddet,
•
miljöproblemens oftast gränsöverskridande karaktär,
•
de begränsningar gällande rätt medför i valet mellan olika klassificeringsmodeller,
•
en tillåten klassificerings förmåga att bidra till en ekologisk hållbar utveckling.
Den långsiktiga ambitionen bör vara att upprätta internationella standarder, klassificeringssystem och miljömärkning av läkemedel. Utarbetandet av en svensk modell kan dock påskynda utvecklingen inom EU
genom att tjäna som ett praktiskt exempel. Dessutom kan eventuella notifieringar komma att föranleda
gemenskapsaktivitet. EU har på samma sätt förmågan att påverka på den internationell nivån, särskilt i
anledning av det trilaterala samarbete som redan pågår.
För övrigt skulle en innovativ tolkning av subsidiaritetsprincipen (artikel 5 EG-fördraget) kunna användas
som argument för att prioritera gemenskapsnivån framför ensidiga nationella åtgärder. Enligt subsidiaritetsprincipen skall gemenskapen vidta en åtgärd endast om och i den mån som målen för den planerade
åtgärden inte i tillräckligt utsträckning kan uppnås av medlemsstaterna, p.g.a. den planerade åtgärdens omfattning eller verkningar, bättre kan uppnås på gemenskapsnivå. I förevarande fall skulle kunna anföras att
en medlemsstat inte bör vidta en åtgärd på nationell nivå om dess syfte bättre kan uppnås på gemenskapsnivå. Särskilt om ett genomförande på gemenskapsnivå effektivare kan bidra till att målet med åtgärden
uppfylls och eventuella störningar för andra intressen/sektorer minimeras (proportionalitetsprincipen och
ändamålsprincipen).
9.6
Referensmaterial
Bernitz, Ulf & Kjellgren, Anders, Europarättens grunder, andra upplagan, 2002, Norstedt Juridik AB.
Krämer, Ludwig, EC Environmental Law, femte upplagan, 2003, Sweet & Maxwell.
Mahmoudi, Said, EU:s miljörätt, andra upplagan, 2003, Norstedt Juridik AB.
Kommerskollegiums yttrande Dnr 100-418-2003 System för frivillig märkning och den inre marknaden.
Miljö 2010: Vår framtid-vårt val, EU:s sjätte miljöhandlingsprogram.
The Eurobarometer 52.1 Europeans and the EC Logo, INRA, (europé) 15 mars 2000.
151
10 Åtgärdsförslag: läkemedel
10.1
Inledning
Syftet med regeringens uppdrag till Läkemedelsverket var bl.a. att utreda läkemedels miljöpåverkan. Den
svenska läkemedelsarsenalen innehåller ca 1 200 aktiva substanser och ca 1 300 hjälpämnen. Dessa ämnen
ingår i ca 7 600 olika produkter, varav ca 7 200 är humanläkemedel och ca 400 är veterinärmedicinska
läkemedel. Resultaten från utredningen kan inte stödja att dagens läkemedelsanvändning orsakar några
stora akuta miljörisker men kan heller inte utesluta potentiella långsiktiga miljörisker.
Läkemedelsverket anser att miljöaspekter på läkemedel bör betonas ytterligare med målsättningen att de
finns med och får större betydelse genom hela läkemedlets livscykel. En förbättrad kunskap om läkemedelsbehandling där klara indikationer tillämpas och behandlingen följs upp är naturligtvis grundläggande
för att minska miljöbelastningen av läkemedel.
Åtgärder för att minska läkemedels potentiella påverkan på miljön måste grundas på kunskap om akuta
men framförallt långsiktiga effekter. Aktuell kunskap är i många fall mycket ofullständig eftersom detta
vetenskapsområde är ungt och under etablering. Ett uppenbart önskemål är att resurser ställs till förfogande
för läkemedelsinriktad miljöforskning i syfte att förbättra beslutsunderlaget. Nedan följer utredningens
åtgärdsförslag. Vissa av förslagen behöver utredas vidare med avseende på medicinska, juridiska och ekonomiska förutsättningar i förhållande till möjliga och faktiska miljövinster.
10.2
Ökad baskunskap
Som ovan beskrivet föreligger ett tydligt behov av kunskapsuppbyggnad inom detta område. Bland annat
råder brist på ur miljösynpunkt relevanta och tillgängliga kemiska och biologiska data för läkemedelssubstanser, metaboliter och hjälpämnen.
Anslagsbeviljande organ bör fortsatt i ökad omfattning stödja forskning om läkemedel och miljö i konkurrens med annan miljörelaterad forskning. Det är angeläget att öka kunskapen om läkemedels miljöpåverkan
även om miljöproblemen och behovet av resurser för annan miljöforskning kan vara större. Ett starkt önskemål är dock att resurser ställs till förfogande för läkemedelsinriktad miljöforskning.
Myndigheter, läkemedelsföretag och oberoende forskare bör verka för ökad baskunskap inom området. Av särskilt intresse är:
•
att öka kunskapen om läkemedelsubstansers, metaboliters och hjälpämnens:
–
ekotoxiska effekter
–
omvandling, fördelning och persistens i miljön
•
att utveckla testmetoder för relevanta testorganismer som visar på specifika effekter utifrån läkemedelssubstansens biologiska aktivitet
•
att utveckla tillförlitliga metoder för analys av låga halter av läkemedelsrester i olika typer av recipienter (vatten, slam, jord etc.)
•
att öka kunskapen om faktisk förekomst av aktiva substanser och hjälpämnen i miljön genom återkommande kemiska analyser av läkemedelsrester i vatten-, sediment-, jord-, gödselprov m.m.
•
att utveckla och validera de matematiska beräkningsmodellerna för uppskattning av halter av läkemedelssubstanser i miljön samt anpassa modellerna till svenska förhållanden
152
•
att utveckla effektivare metoder för specifik avloppsrening av läkemedelssubstanser vid punktkällor
(t.ex. sjukhus)
•
att utveckla effektivare metoder för avloppsrening generellt i reningsverk som även avlägsnar läkemedelssubstanser
•
att bygga vidare på den granskning som påbörjats inom detta uppdrag:
–
utvärdera struktur/aktivitetssamband, som hjälpmedel för att identifiera och bedöma kritiska egenskaper såsom nedbrytbarhet och bioackumulering
–
ta fram kompletterande data för substanser vilka identifierats som intressanta för miljöriskbedömning
–
mäta halter i svenska recipienter av substanser som bedömts utgöra en potentiell risk för akvatisk
miljö
10.3
Ökad miljöhänsyn i den europeiska
läkemedelslagstiftningen
Den lagstiftning som finns idag inom EU tillåter inte att miljöaspekter vägs in vid godkännande av ett läkemedel för humant bruk. Vid den nyligen genomgångna revideringen av EU:s regelverk för läkemedel
framfördes krav på ökad miljöhänsyn vid godkännande av läkemedel för försäljning. Denna syn fick inte
stöd i den slutliga utformningen vad avser humanläkemedel men diskussionen var värdefull och ökade
miljömedvetandet.
•
Frågan om ökad miljöhänsyn vid godkännande av humanläkemedel bör fortsatt drivas av regeringen
och berörda myndigheter. Särskilt bör lagstiftningen ändras så att miljörisk kan vägas in i risk-nytta
bedömningen för humanläkemedel, enligt tydliga kriterier så att tillgången på säkra och effektiva läkemedel för den enskilde patienten inte äventyras.
För humanläkemedel saknas i dagsläget en fastställd riktlinje för hur miljöriskbedömningar ska göras i
samband med läkemedelsansökningar. Ett utkast finns dock men de tester som anges för att utvärdera ekotoxicitet är otillräckliga framförallt vad gäller långsiktig miljöpåverkan och specifika effekter utifrån substansers biologiska aktivitet.
•
Läkemedelsverket bör fortsatt verka aktivt för att riktlinjen för miljöriskbedömningar för läkemedel
justeras så att kunskapen om eventuell långsiktig miljöpåverkan kan öka.
•
Regeringen och Läkemedelsverket bör vidare verka för att möjliggöra restriktioner beträffande läkemedelssubstanser vilka bedöms utgöra en potentiell miljörisk.
10.4
Fler och förbättrade miljöriskbedömningar
För nya läkemedel sker en miljöriskbedömning i samband med godkännande av produkten.
•
Miljöriskbedömningen bör av ansvarigt läkemedelsföretag uppdateras fem år efter godkännandet samt
vid förbättrad kunskap om ekotoxicitet och andra miljödata.
•
Äldre läkemedel har inte genomgått någon regelmässig miljöriskbedömning vid godkännandet. Läkemedelsverket har i dagsläget ingen rättslig grund för att kräva uppdateringar eller miljöriskbedömningar av äldre substanser. På frivillig bas kan det däremot ses som en möjlighet att tillgodose de starka
önskemål om aktuella miljöriskbedömningar som finns i samhället.
•
Miljöriskbedömningar bör förutom på produktnivå även göras på substansnivå. Dessa bör baseras på
återkommande beräkningar av predikterade halter i miljön (PEC) utgående från försäljningsstatistik, eller i förekommande fall uppmätta halter. Vid miljöriskbedömningarna bör hänsyn tas till eventuella
nya ekotoxikologiska data.
153
•
Eftersom det saknas tester av ekotoxiska effekter orsakade av den biologiska aktivitet som är karakteristisk för läkemedelssubstanser, är ”klasseffekter” av läkemedel på miljön ännu inte möjliga att studera, men om detta i framtiden blir möjligt bör övervägas att göra miljöriskbedömningar på substansklassnivå.
I denna utredning har ett urval av läkemedelssubstanser gjorts och dessa har sedan miljöriskbedömts. Under
utredningens gång har Läkemedelsverket identifierat ytterligare aktiva substanser för vilka det bör göras en
miljöriskbedömning, se kapitel 3 ”Urval av aktiva substanser”.
•
Läkemedelsverket bör därför få i uppdrag och ges resurser för att fortsätta arbetet med att göra och
uppdatera miljöriskbedömningar och därvid prioritera de substanser som synes mest angelägna. Särskilt bör beaktas att vissa substanser ingår i flera produkter.
10.5
Sammanställning och elektronisk tillgänglighet av
data
I dagsläget saknas samlad kunskap vad avser nedbrytbarhets-, bioackumulerings-, ekotoxikologiska data
samt relevanta kemisk-fysikaliska data för läkemedel. Dessutom saknas en elektronisk förteckning över
vilka läkemedel som genomgått fullständiga miljöriskbedömningar.
•
Data med ur miljöhänsyn intressanta uppgifter för läkemedelssubstanser är spridda i olika publikationer, tidskrifter, läkemedelsansökningar och kongressrapporter. Läkemedelsverket bör därför ges resurser för att sammanställa en databas med ur miljösynpunkt relevanta data angående läkemedel ur ovanstående källor.
10.6
Kontinuerlig uppföljning av flöden
Korrekta uppgifter om massflöden i samhället avseende faktiska mängder läkemedelssubstanser är en
grundförutsättning för att kunna göra adekvata miljöriskbedömningar.
•
Regeringen bör uppdra åt Läkemedelsverket att ansvara för kontinuerlig kartläggning av sådana flöden.
•
Dagens databaser vid Läkemedelsverket och Apoteket AB som innehåller data om godkända läkemedel
respektive data om deras försäljningsvolym, har inte byggts upp för att leverera uppgifter om massflöden. Kostnader och komplexitet för anpassning av databaserna måste utredas vidare. Det kan dock
konstateras redan idag att ett sådant arbete kommer bli mycket omfattande.
I ett långsiktigt perspektiv är det inte självklart att de samlade uppgifterna om läkemedelsförsäljning kan
tillhandahållas av Apoteket AB mot bakgrund av det aktuella ifrågasättandet av apoteksmonopolet.
10.7
Utbildning och information för att stimulera
miljötänkandet
Det finns i samhället önskemål och behov av information och utbildning vad gäller läkemedels miljöpåverkan.
Information om läkemedelssubstansers miljöpåverkan bör, om den är känd, i ökad omfattning ges via produktresuméer och bipacksedlar. Det är viktigt att uppgifterna baseras på vetenskapliga data och inte får
formen av ett reklambudskap. Den europeiska lagstiftningen ger idag möjlighet att lämna information om
veterinärmedicinska läkemedels miljöpåverkan i produktresumén. I dagsläget finns inte motsvarande möjlighet för humanläkemedel. På europeisk nivå har f.n. inte visats något starkare intresse för att delge information om miljöpåverkan vad avser humanläkemedel via läkemedlens produktinformation.
•
Riktlinjerna för produktresuméer och bipacksedlar kommer att revideras under år 2004-2005 och Läkemedelsverket bör i förhandlingarna med andra europeiska läkemedelsmyndigheter fortsatt verka för
154
att information om miljöpåverkan framöver ska kunna ges i dessa dokument även för humanläkemedel.
Det är för närvarande inte möjligt att ställa nationella krav på sådan information.
Information om förpackningens källsortering, hantering av överblivna läkemedel samt hantering av använda läkemedel vilka innehåller substansrester kan idag ges via produktresuméer och bipacksedlar för både
human- och veterinärmedicinska läkemedel. I samarbete med de nordiska länderna har t.ex. utarbetats gemensamma texter riktade till allmänheten om återlämnande av överblivna läkemedel till apotek. Däremot
finns inte juridiskt stöd för att ge miljörelaterad information direkt på läkemedelsförpackningarna. En dispensregel avseende information på förpackningarna beräknas med stöd av europeisk lagstiftning, kunna
träda ikraft i Sverige inom ett år.
•
En dispensmöjlighet vad avser märkning av förpackningar skulle kunna användas för att i undantagsfall ge väsentlig information på förpackningen om t.ex. hantering av använda läkemedel med substansrester.
•
Utredare på Läkemedelsverket bör ges fortlöpande utbildning i miljökunskap för att omsätta befintliga
miljödata för en enskild läkemedelssubstans till relevant och praktisk information i framförallt produktresuméer och bipacksedlar.
•
Nyheter om läkemedel och miljöpåverkan bör fortsatt presenteras på Läkemedelsverkets webbplats på
samma sätt som nyheter om biverkningar, interaktioner etc.
•
Universitet bör överväga att i grundutbildningen för yrkeskategorier som förskriver/hanterar läkemedel
inkludera miljökunskap och på motsvarande sätt inkludera läkemedelskunskap i miljörelaterade grundutbildningar.
10.8
Framtida miljöklassificering
•
Regeringen och berörda myndigheter bör verka för att ett europeiskt miljöklassificeringssystem för
läkemedel diskuteras på gemenskapsnivå.
•
I avvaktan på ett eventuellt europeiskt miljöklassificeringssystem kan ett frivilligt nationellt system
införas.
Ett tvingande nationellt miljöklassificeringssystem strider mot gällande EG-rätt. Ett frivilligt system måste i
så fall tas fram i samarbete med branschen. Denna utredning har genomlyst de juridiska förutsättningarna
och vissa formella invändningar har identifierats, se kapitel 9. Innan ett frivilligt nationellt system införs
bör även de praktiska aspekterna ingående diskuteras med berörda intressenter. Avsaknaden av vetenskapliga data medför problem och risken för felaktiga slutsatser är uppenbar. Läkemedelsverket menar därför att
nyttan med ett nationellt system är tveksam.
Om ett frivilligt nationellt miljöklassificeringssystem införs bör läkemedelsindustrin ges ansvar för att ta
fram nödvändiga data. Miljöklassificering bör inte ske regionalt, utan en nationellt gällande klassificering
är i så fall att föredra. En klassificering baserad på frivillighet bör bygga på självreglering och egenkontroll
då statlig styrning kan uppfattas som en indirekt reglering med risk för konkurrenssnedvridning. Innehållet
i publicerad information kommer dock ingå i Läkemedelsverkets ansvar för granskning av läkemedelsinformation. Detta innebär i sin tur att Läkemedelsverket måste tillförsäkras resurser för ett utökat arbetsområde.
10.9
Minskad kassation och förbättrad avfallshantering
Konsumenternas beteende t.ex. i fråga om att lagra läkemedel i hemmen samt att göra sig av med läkemedel via avloppet eller hushållsavfall måste kartläggas och påverkas. Socialstyrelsens utreder för närvarande
frågan om kassation av läkemedel.
155
•
Läkemedelsverket stödjer Socialstyrelsen i slutsatsen att en patients läkemedelsanvändning bör följas
upp kontinuerligt för att upprätthålla en korrekt och kostnadseffektiv användning och på så sätt minska
kassationen. Viktiga faktorer är en god patient/förskrivarrelation, tillgång till aktuell och korrekt information om läkemedels egenskaper och patientens hela läkemedelsanvändning samt att uppföljning
sker på ett ändamålsenligt och patientanpassat sätt. En begränsad kassation uppnås även genom att tillhandahålla och förespråka användande av startförpackningar. I övrigt hänvisas till Socialstyrelsens utredning.
•
Förpackningar med betydande mängd läkemedelsrest bör hanteras som läkemedelsavfall i stället för
som förpackningar avsedda för återvinning. Förutsättningarna för detta kan förbättras genom en utökad
information till användare om att förpackningar som normalt innehåller läkemedelsrest efter tömning
skall hanteras som läkemedelsavfall.
•
Möjligheterna att införa pantsystem kan övervägas för läkemedel som innehåller aktiv substans efter
användning och bedöms ha stor risk för miljöpåverkan såsom t.ex. hormonplåster.
•
Nära tillgång till lättanvända system för återlämning av läkemedelsavfall för samtliga användare bör
säkerställas långsiktigt. Idag finns bra rutiner för omhändertagande av läkemedelsavfall från allmänheten genom Apoteket AB. Motsvarande för företagare t.ex. lantbrukare saknas vilket medför risk för att
läkemedelsrester inte adekvat tas om hand.
•
Återvinning av förpackningar bör underlättas genom att så långt möjligt undvika materialblandningar.
156
11 Åtgärdsförslag: kosmetiska och
hygieniska produkter
11.1
Inledning
Idag används ca 7 000 ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter. Till detta kommer några tusen
parfymämnen. Regler och tillsyn av ingredienserna har hittills varit inriktade på ämnenas hälsorisker för
användarna, däremot inte på miljöaspekter. Läkemedelsverket har inom ramen för detta uppdrag granskat
ett mindre antal potentiellt miljöfarliga ämnen i en datorbaserad beräkningsmodell för miljöriskbedömning.
Denna granskning har inte givit sådana tydliga indikationer om ingrediensers skadliga effekt på miljön att
det finns grund för att i dagsläget föreslå förbud eller begränsa användningen av något ämne. Resultaten
visar dock att miljöstörande effekter från vissa ämnen inte kan uteslutas. Nedan föreslås ett antal åtgärder
bl.a. med syfte att öka kunskapen och förbättra beslutsunderlaget så att säkrare slutsatser om miljöeffekterna blir möjliga.
11.2
Ökad baskunskap
För att möjliggöra bedömningar av ingrediensers miljöfarlighet krävs en rad uppgifter om ämnenas ekotoxikologiska egenskaper, bl.a. nedbrytbarhet och toxicitet för vattenlevande organismer. I en utredning om
miljöaspekter på kosmetiska och hygieniska produkter 1993, konstaterade Läkemedelsverket att sådana
uppgifter i stor utsträckning saknades. Den nu aktuella utredningen visar att sådan uppgifter fortfarande
saknas eller är bristfälliga för många ämnen som används i kosmetiska och hygieniska produkter, vilket
inte kan anses vara acceptabelt.
•
Tvingande krav för företagen att ta fram miljödata bör därför övervägas. Sådana krav torde dock bli
svåra att genomdriva så länge lagstiftningen inte täcker in miljöaspekterna, se 11.4.
De miljörisk- och miljöfarlighetsbedömningar som presenterats visar att vissa ingredienser har sådana
egenskaper att miljöstörande effekter inte kan uteslutas.
•
Ämnen som visar sådana egenskaper bör utredas vidare genom att:
–
ytterligare data om ämnenas egenskaper och effekter i miljön tas fram, (för att möjliggöra säkrare
bedömning av riskpotentialen)
–
tillförlitliga analysmetoder utvecklas för att mäta förekomst i miljön
–
utföra mätningar för att kontrollera om de kan detekteras i avloppsvatten och recipienter
–
de tas med i program för miljöövervakning, framförallt de ämnen som används i stora volymer
I de fall ämnena är aktuella även inom andra produktområden behövs samordning med berörda myndigheter.
11.3
•
Fler och förbättrade miljöriskbedömningar
Läkemedelsverket föreslår att de miljöriskbedömningar som p.g.a. uteblivna uppgifter om volymer inte
kunnat genomföras inom ramen för detta uppdrag fullföljs. Branschen bör ges i uppdrag att i samråd
med Läkemedelsverket fortsätta att kartlägga flöden för de ingredienser som prioriterats i uppdraget
och dessutom ta fram ytterligare uppgifter av bättre kvalitet för att eventuella miljörisker med större
säkerhet ska kunna bedömas.
157
•
En angelägen åtgärd är att företagen dessutom tar fram volymdata för de ingredienser som klassificeras
som miljöfarliga. Företrädare för branschen synes positiva till ett sådant fortsatt arbete och verket ställer sig positiva till att med branschen diskutera formerna för detta arbete.
•
Flera av de ämnen som bedömts i utredningen har valts ut för att representera en grupp av ämnen med
besläktad struktur och likartade egenskaper. Det innebär att det kan finnas ytterligare ämnen med liknande miljöegenskaper som de som studerats. För att få en mer heltäckande bild bör miljöriskbedömningar göras även för närbesläktade ämnen som används i stora volymer.
•
Det åtgärdsförslag som angivits i föregående kapitel om läkemedel, i avsikt att utveckla och anpassa de
datorbaserade beräkningsmodellerna för miljöriskbedömning, är relevant även för området kosmetiska
och hygieniska produkter.
11.4
Ökad miljöhänsyn i lagstiftningen
Miljöbalken (14 kap 9 §) ger tillsynsmyndigheten möjlighet att från företagen begära in uppgifter om kemiska produkter som behövs för att bedöma produkternas miljörisker. Läkemedelsverket har i förordningen
(SFS 1993:1283) fått bemyndigande att utfärda föreskrifter om detta, men har ännu inte utnyttjat möjligheten, eftersom det enligt verkets bedömning finns risk för att detta medför handelshinder och därmed kan stå
i konflikt med det inom EU harmoniserade kosmetikadirektivet.
•
Frågan om kraven i miljöbalken är förenliga med EU:s kosmetikadirektiv är angelägen att utreda. Den
är av avgörande betydelse för Läkemedelsverkets fortsatta arbete med att utreda miljöeffekter och begränsa miljörisker av kosmetiska och hygieniska produkter.
En mycket viktig åtgärd för att kunna minska riskerna för miljöeffekter från kosmetiska och hygieniska
produkter är att komplettera EU:s kosmetikadirektiv, så att det vid säkerhetsbedömningen av ingredienser
och slutprodukter även blir krav på att bedöma risker för miljön och inte bara risker för hälsoeffekter vid
produkternas användning. Även Kemikommittén ansåg i utredningen (SOU 1997:84) ”En hållbar kemikaliepolitik” att detta var en angelägen åtgärd.
•
Frågan om ett mer miljöskyddsinriktat kosmetikadirektiv bör drivas av Sverige i ministerrådet och i
parlamentet. Det är också viktigt att andra intressenter som deltar i EU-arbetet verkar i samma riktning.
Läkemedelsverket har på EU nivå försökt ta upp miljöaspekter i bedömningsarbetet, dock med begränsad
framgång. Stödet från kommissionen och andra medlemsländer har varit svagt med hänvisning till att miljöaspekter inte ryms inom nuvarande direktiv. Genomförs nämnda ändring av EU-reglerna får det en direkt
påverkan på kosmetikaindustrin i Europa som måste ta ökade miljöhänsyn vid produktutvecklingen, vilket
på sikt kommer att minska risken för miljöstörningar från produkterna. Även utomeuropeiska företag skulle
behöva anpassa sig till de ändrade reglerna för att kunna importera varor till EU. Ett miljöskyddsinriktat
kosmetikadirektiv skulle dessutom lösa den konflikt som eventuellt finns mellan miljöbalken och EU:s
kosmetikadirektiv.
11.5
Förbättrad rapportering av produkternas innehåll
och kontinuerlig uppföljning av flöden
Läkemedelsverket upprätthåller i dagsläget ett enkelt produktregister. Verket bedömer det som ytterst tveksamt med en utbyggnad av registret, eftersom det medför ökade kostnader och stora praktiska problem i
förhållande till den förväntade nyttoeffekten.
Läkemedelsverket vill dock betona att den nuvarande situationen inte är acceptabel utan menar att det behövs åtgärder för att förbättra informationen om produkternas innehåll.
•
Istället för att skapa ett mer omfattande register vid Läkemedelsverket som kräver kontinuerlig uppdatering ser verket alternativa möjligheter, som innebär att företagen ges ansvar för att ta fram nödvändi-
158
ga uppgifter. En diskussion kring alternativa möjligheter finns i kapitel 8. För att lyckas med alternativa arbetssätt torde dock en mycket aktiv medverkan från Läkemedelsverket vara nödvändig.
Denna utredning, liksom andra erfarenheter, har tydligt visat på de problem som finns att på frivillig väg få
information från branschen om mängder av produkter och ingredienser på marknaden.
•
Tvingande krav för företagen att lämna uppgifter om flöden till tillsynsmyndigheten bör därför övervägas.
11.6
Ökad information för att stimulera miljötänkandet
Kommissionen har nyligen beslutat om ändrade regler för kosmetika, som bl.a. innebär ökade krav på företagen att informera allmänheten om farliga ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter och om biverkningar av produkterna. De nya reglerna träder i kraft i september 2004. I samråd med medlemsländerna och
branschen utarbetar kommissionen för närvarande riktlinjer för hur denna nya informationsskyldighet för
företagen skall genomföras i praktiken.
•
Läkemedelsverket ser den webb-portal som den europeiska branschföreningen Colipa håller på att
upprätta som en möjlighet för företagen att redovisa ytterligare uppgifter om produkterna, t.ex. miljöegenskaper och översiktliga, kvantitativa uppgifter om sammansättningen.
•
En viktig åtgärd för att få fram fler uppgifter om miljöegenskaper är att de olika marknadsled som hanterar ingredienser och slutprodukter efterfrågar sådan information. Särskilt angeläget är det att tillverkare av kosmetiska och hygieniska produkter begär uppgifterna från råvarutillverkare. Självklart är
även konsumenterna en stark påtryckargrupp för att få fram uppgifterna.
159
12 Förkortningar, definitioner
och förklaringar
Akut toxicitet: de skadliga effekter som på kort tid (dagar) framkallas hos en organism som exponeras för
ett ämne.
Akvatisk miljö: vattenmiljö.
Akvatiska organismer: vattenlevande organismer.
ATC-systemet: Läkemedelssubstanser indelas enligt ATC-klassificeringssystemet, som utarbetats av
WHO. ATC-systemet (Anatomical Therapeutic Chemical Classification System) tar samtidigt hänsyn till
både verkningsplatsen för substansen, t.ex. mag-tarmkanalen eller centrala nervsystemet, samt till dess
verkningssätt och kemiska struktur. Systemet består av 14 huvudgrupper och ett stort antal undergrupper.
Varje aktiv substans har en för substansen unik ATC-kod. Vissa substanser kan ha flera ATC-koder beroende vilket organsystem substansen ska påverka. Betablockeraren timolol har t.ex. ATC-koden C07AA06
när den används i tablettform för att sänka blodtrycket och ATC-koden S01DE01 när den ingår i ögondroppar för behandling av grön starr.
Atm: Normalt atmosfärstryck = 101 325 Pa.
Biokoncentration: upptag av ett ämne genom absorption från vatten, via respirationsytor och/eller skinn,
vilket resulterar i att koncentrationen av ämnet i en akvatisk organism blir högre än i det omgivande vattnet.
Biokoncentrationsfaktor (BCF): kvoten mellan koncentration av ett ämne i en akvatisk organism och den
totala, eller fritt lösta, koncentrationen av ämnet i omgivande vatten.
Bioackumulation: den process som orsakar en ökad koncentration av ett ämne i en akvatisk organism
jämfört med koncentrationen i omgivande vatten, beroende av upptag via samtliga exponeringsvägar (absorption via födan, respirationsytor och skinn). Bioackumulering kan således ses som en kombination av
biokoncentration och födointag av ett ämne.
Bioackumulationsfaktor (BAF): se biokoncentrationsfaktor (BCF) ovan.
Biomagnifikation: bioackumulering, vid vilken koncentrationen av ett ämne i ett rovdjur överstiger koncentrationen i bytesdjuren, beroende på absorption via födan. Signalerar således att substansen anrikas i
näringskedjan.
Biomagnifikationsfaktor (BMF): kvoten mellan koncentrationen av ett ämne i organismen och koncentrationen av ämnet i organismens föda.
Biomarkör: ett på individnivå (eller lägre) mätbart biologiskt svar på exponering för ett ämne.
Bioindikator: ett på populations-, samhälls- eller ekosystemnivå mätbart svar på exponering för ett ämne.
BOD (Biological Oxygen Demand): syreförbrukning vid biologisk nedbrytning av ett ämne.
COD (Chemical Oxygen Demand): syreförbrukning vid kemisk nedbrytning av ett ämne när det utsätts
för ett oxidationsmedel.
DDD (Defined Daily Dose): uppskattad genomsnittlig tillförd dos per dygn vid användning för läkemedlets huvudindikation.
EC50 (Effect Concentration 50 %): den koncentration av ett ämne som leder till en viss effekt, t.ex. immobilisering, på hälften av testorganismerna.
160
ECOSAR (Ecological Structure Activity Relationships): dataprogram som modellerar ekotoxicitetsdata
för fisk, ryggradslösa djur och alger utifrån struktur-aktivitetssamband. Ingår i EPI Suite.
EPI Suite 3.11 (Estimation Program Interface): ett dataprogram för QSAR-beräkningar. I detta program
ingår också en stor mängd experimentella data i en databas. EPI Suite är framtaget för U.S. Environmental
Protection Agency (EPA). EPI Suite är kostnadsfritt tillgängligt via
http://www.epa.gov/opptintr/exposure/docs/episuite.htm.
EMEA (European Medicines Agency): Europeiska läkemedelsmyndigheten.
Fullständig bionedbrytning (aerob): nedbrytningsgrad som har nåtts när mikroorganismer har förbrukat
ett testämne fullständigt samtidigt som koldioxid, vatten, oorganiska salter och nya celldelar bildas (biomassa).
Henrys konstant: matematisk storhet i Henrys lag som beskriver ett ämnes jämviktsfördelning mellan
vatten och luft.
Hydrolys: en reaktion mellan ett ämne RX och vatten. Denna reaktion kan uttryckas som nettoutbytet mellan gruppen X och OH: RX + HOH (vatten) → ROH + HX.
INCI: International Nomenclature for Cosmetic Ingredients
Intersex: förekomst av tecken på såväl honliga som hanliga yttre och /eller inre könsorgan i en och samma
individ.
Invertebrat: ryggradslöst djur.
Kemiska Ämnen (online): kemikaliedatabas utgiven av Prevent. Webbversionen av Kemiska Ämnen omfattar 17 100 kemiska ämnen. Totalt innehåller databasen ca 1 500 000 uppgifter varav 208 405 är sökbara.
KIFS: Kemikalieinspektionens författningssamling.
Kronisk toxicitet: skadliga effekter som framkallas hos en organism efter långvarig (månader) exponering
för ett ämne.
KTF: Kemisk-Tekniska leverantörförbundet.
Koc: ett ämnes affinitet för organiskt kol, dvs. dess benägenhet att bindas till partiklar (se sorption).
Kow: fördelningen av ett ämne mellan oktanol och vatten. Kvoten mellan andelarna av det tillsatta ämnet i
respektive vätskefas beror på ämnets fettlöslighet. Logaritmen för Kow används som mått på ämnets potential för biokoncentration i vattenlevande organismer.
LC50 (Lethal Concentration 50 %): den koncentration av ett ämne som dödar hälften av testorganismerna.
Licenspreparat: läkemedel som inte godkänts generellt för försäljning, men som efter särskilt tillstånd av
Läkemedelsverket får förskrivas till enskild patient.
LIF: Läkemedelsindustriföreningen.
LOEC (Lowest Observed Effect Concentration): den lägsta testkoncentrationen av ett ämne vid vilken
man kan observera signifikanta effekter. Alla testkoncentrationer över LOEC måste framkalla skadliga
effekter som är lika stora eller större än de effekter som kan observeras vid LOEC.
LOEL (Lowets Observed Effect Level): se LOEC.
LVFS: Läkemedelsverkets författningssamling.
Lätt bionedbrytning: ämnen som i specifika tester snabbt bryts ned i vattenmiljö i närvaro av syre (luft).
Marknadspenetrationsfaktorn: hur stor andel av populationen som behandlas dagligen med en specifik
läkemedelssubstans.
MIC (Minimum inhibitiory concentration): lägsta tillväxthämmande koncentration
161
Miljöfarlighet: ett ämnes inneboende förmåga att orsaka skada i miljön. Denna förmåga fastställs utifrån
vilka samband som observeras mellan given dos av ämnet och eventuella toxiska effekter i olika testorganismer, stabilitet i biologiska system samt kemisk-fysikaliska egenskaper hos ämnet. Ett ämnes miljöfarlighet bedöms utan att ta hänsyn till vilken mängd av ämnet som kan förväntas släppas ut.
Miljöklassificering: beskrivning av ett ämnes miljöfarlighet genom att tilldela det riskfraser och märkningar efter tydliga kriterier.
Miljörisk: en funktion av ett ämnes förmåga att orsaka skada och i vilken grad ekosystemet exponeras för
ämnet.
Miljöriskbedömning: vid en miljöriskbedömning uppskattas den halt av ett ämne som olika delar av miljön kan förväntas exponeras för vid en viss definierad användning av ämnet. Den uppskattade halten jämförs med ämnets förmåga att orsaka skada vid olika halter. Om den uppskattade halten överstiger den halt
som ej anses orsaka skada föreligger en miljörisk. Den på detta sätt uppskattade miljörisken gäller endast
för den specifika exponeringssituationen och den antagna miljötypen. Ett ämne kan alltså anses utgöra en
miljörisk vid utsläpp av en viss mängd i en viss typ av miljö men inte i en annan miljö.
Mineralisering: se fullständig bionedbrytning.
Multivariat: flera variabler.
Mw: molekylvikt.
N-class: Nordiska rådets databas innehållande information som ligger till grund för klassificeringar och
klassificeringsförslag för drygt 7 400 ämnen. Uppgifterna avser i första hand effekter på miljön men även
brand- och hälsofaroklassificeringar. Databasen är framtagen i samarbete med European Chemicals Bureau
och finns tillgänglig på www.kemi.se/nclass/default.asp.
NOEC (No Observed Effect Concentration): den högsta testkoncentrationen av ett ämne vid vilken ingen
effekt observeras. Förutsätter att effekt observeras vid en högre testkoncentration.
NOEL (No Observed Effect Level): se NOEC.
Pa: Pascal. 1 Pa = 0,00001 atm
PCA (principalkomponentanalys): matematisk metod som ur en multivariat datamatris kan extrahera ett
antal sk. principalkomponenter vilka beskriver variationen i datamatrisen på ett överskådligt sätt.
PEC (Predicted Environmental Concentration): den halt av ett ämne som kan förväntas i en recipient
utifrån kunskap om de utsläpp till mark, luft och vatten som sker av ämnet och utifrån kunskap om ämnets
nedbrytbarhet, löslighet, flyktighet och sorptionsegenskaper.
PNEC (Predicted No Effect Concentration): den koncentration av en substans som inte förväntas ge
någon toxisk effekt i miljön. PNEC beräknas utifrån akuttoxicitetstester med fisk, hinnkräfta (Daphnia
magna) och alg som divideras med en säkerhetsfaktor 1000. Kroniska NOEC-värden kan även användas
och divideras då med en säkerhetsfaktor 100, 50 eller 10 beroende på hur omfattande data som finns.
PEC/PNEC-kvoten: beskriver ett ämnes potential att påverka miljön. Är kvoten lika med eller över ett kan
inte negativa effekter på miljön uteslutas.
Persistens: ett ämnes förmåga att motstå nedbrytning i miljön.
Potentiell (inherent) bionedbrytbarhet: karaktäriserar en klass ämnen för vilka det finns klara bevis för
bionedbrytning (primär eller fullständig) vid varje erkänt test av bionedbrytbarhet.
Primär bionedbrytning: ändring av ett ämnes kemiska struktur, framkallad på biologisk väg, som resulterar i att ämnet mister sina specifika egenskaper.
QSAR (Quantitative Structure Activity Relationship): kvantitativa matematiska samband mellan olika
ämnens kemiska struktur/fysikalisk-kemiska egenskaper och deras biologiska och kemiska aktiviteter.
162
Ramformulering: den typiska sammansättningen av en viss kosmetisk eller hygienisk produkt, t.ex.
schampo. Ramformuleringen anger sammansättningen med en maximal halt för de olika ämnesgrupperna i
produkten. Ofta kan det vara relativt stora spann i dessa ramformuleringar och adderar man de maximala
halterna kan summan bli betydligt större än 100 %. Ramformuleringar (frame formulas) utarbetas av den
europeiska branschorganisationen (Colipa).
RCR (Risk Characterisation Rate): kvoten mellan PEC och PNEC. Värden > 1 innebär att negativa effekter i miljön inte kan uteslutas.
REACH (Registration, Evaluation and Authorisation of Chemicals): ett system för kemikaliekontroll
(registrering, utvärdering, godkännande och begränsning av kemikalier), som ligger som lagstiftningsförslag i EU. Det förutsätter bl.a. omfattande framtagning av data om hälso- och miljöegenskaper samt exponeringsdata.
REPA: Reparegistret AB (register för producentansvar) ägs av Plastkretsen, Returwell, Svensk Kartongåtervinning och MetallKretsen och är ett systerföretag till Förpackningsinsamlingen. Svenska företag kan
ansluta sig till REPA och betala förpackningsavgifter. Därmed uppfyller de sitt producentansvar för förpackningar. Avgifterna finansierar insamling och återvinning av förpackningar.
Riskkvot: se RCR och PEC/PNEC.
RQ (Risk Quotient): riskkvot, se RCR och PEC/PNEC.
SCCNFP: Scientific Committee on Cosmetic products and Non-Food Products intended for consumers.
Selektionstryck: skillnader i för- eller nackdelar mellan konkurrerande organismer som uppstår i en miljö
t.ex. när ett ämne släpps ut. Exempel på detta är resistensbildning hos bakterier mot antibiotika.
Sorption: molekylers förmåga att bindas till fasta ämnen. Delas ofta upp i absorption som betyder att molekylerna tas upp i det fasta ämnet och adsorption då molekylerna binder till det fasta ämnes yta. Ett ämnes
benägenhet att bindas till partiklar anges med Koc.
SPIN (Substances in Preparation in Nordic Countries): databas innehållande information från de nordiska produktregistren om vilka kemiska ämnen som finns på marknaden. Innehåller även data om ämnesmängder, i vilka typer av produkter och i vilka branscher som ämnena förekommer.
Terrester miljö: markmiljö.
Terrestra organismer: marklevande organismer.
TGD (Technical Guidance Document): ett inom EU använt vägledningsdokument till stöd för riskbedömning med avseende på hälsa och miljö inom ramen för kemikalielagstiftningen.
Vitellogenin: ägguleprotein hos fisk, reptiler, amfibier och fåglar.
Vitellogenininduktion: onormal förhöjning/förekomst av vitellogenin i blodplasma. Kan användas som
biomarkör för östrogen påverkan.
163
13 Referenser
Andreozzi (2003). REMPHARMAWATER http://cds.unina.it/~rmarotta/SECTION%206.pdf
Apoteket AB (1997). Miljöbedömning av förpackningsmaterial.
Apoteket AB (2002). Läkemedel i miljön.
Baguer AJ, Jensen J, Krogh PH. Effects of the antibiotics oxytetracycline and tylosin on soil fauna. Chemosphere 2000;40:751-757.
Baleux B, Caumette P. Biodegradation des agents de surface no-ionic, etud d’une nouvelle méthode experimentale et essai de classification. Rev Ins Pasteur de Lyon, 1974.
Bernitz U & Kjellgren A (2002). Europarättens grunder, andra upplagan, Norstedt Juridik AB.
Bloom R, Matheson J. Environmental assessment of avermectins by the US Food and Drug Administration.
Vet Parasitol 1993;48:281-294.
Boxall AB, Fogg LA, Blackwell P, Kay P, Pemberton E, Croxford A. Veterinary medicines in the environment. Rev Environ Contam Toxicol 2004;180:1-91.
Boxall AB, Fogg LA, Kay P, et al. Prioritisation of veterinary medicines in the UK environment. Toxicol
Lett 2003;142:207-218.
Brain RA, Johnson DJ, Richards SM, et al. Effects of 25 pharmaceutical compounds to Lemna gibba using
a seven-day static-renewal test. Environ Toxicol Chem 2004;23:371-382.
Brooks BW, Foran CM, Richards SM, et al. Aquatic ecotoxicology of fluoxetine.Toxicol Lett
2003;142:169-183.
Buser H-R., Poiger T, Müller M.D. Occurrence and fate of the pharmaceutical drug diclofenac in surface
waters: Rapid photodegradation in a lake. Environ Sci Technol 1998; 32:3449-3456.
Calamari D, Zuccato E, Castiglioni S, Bagnati R, Fanelli R. Strategic survey of therapeutic drugs in the
rivers Po and Lambro in Northern Italy. Environ Sci Technol 2003;37:1241-1248.
Calleja M.C, Persoone G, Geladi, P. Comparative acute toxicity of the first 50 Multicentre Evaluation of In
vitro Cytotoxicity chemicals to aquatic non-vertebrates. Arch Environ Contam Toxicol 1994;26:69-78.
Castiglioni S, Fanelli R, Calamari D, Bagnati R, Zuccato E. Methodological approaches for studying pharmaceuticals in the environment by comparing predicted and measured concentrations in River Po, Italy.
Regul Toxicol Pharmacol 2004;39:25-32.
Cleuvers M. Aquatic ecotoxicity of pharmaceuticals including the assessment of combination effects. Toxicol Lett 2003;142:185-194.
Colipa (2003). Data förmedlade via KTF.
CSTEE (2003). Opinion on the results of the Risk Assessment of Ethylenediamine tetraacetate (EDTA).
Daughton CG, Ternes TA. Pharmaceuticals and personal care products in the environment: agents of subtle
change? Environ Health Perspect 1999;107 Suppl 6:907-938.
De Liguoro M, Cibin V, Capolongo F, Halling-Sørensen B, Montesissa C. Use of oxytetracycline and tylosin in intensive calf farming: evaluation of transfer to manure and soil. Chemosphere 2003;52:203-212.
Di Guardo A, Calamari D, Benfenati E, Halling-Sørensen B, Zuccato E, Fanelli, R. Pharmaceuticals as
environmental contaminants: Modelling distribution and fate. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in
the Environment . Sources, Fate, Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg, 2001; pp. 91-102.
164
DiMasi JA, Hansen RW, Grabowski H. The price of innovation: new estimates of drug development costs.
J. Health Econ. 2003; 22: 151-185.
Eksvärd J. Lantbrukarnas Riksförbund (LRF), personlig kommunikation.
EMEA (1996). Note for guidance: Environmental risk assessment for veterinary medicinal products other
than GMO-containing and immunological products. EMEA/CVMP/055/96.
EMEA (2000). Note for guidance on environmental risk assessment of medicinal products for human use.
CPMP/SWP/4447/00/draft.
EMEA (2003). Environmental Impact Assessments for Veterinary Medicinal Products-Phase II,
CVMP/VICH/790/03-CONSULTATION
EPA (2003). Databas EPI Suite 3.11 http://www.epa.gov/opptintr/exposure/docs/episuite.htm
European Chemicals Bureau (2004). European Union System for the Evaluation of Substances (EUSES).
http://ecb.jrc.it
Farré M, Ferrer I, Ginebreda A, Figueras M, Olivella L, Tirapu L, Vilanova M, Barceló D. Determination
of drugs in surface water and wastewater samples by liquid chromatography-mass spectrometry: methods
and preliminary results including toxicity studies with Vibrio fischeri. J Chromatography A 2001;938:187197.
FASS (2000). Läkemedel för humant bruk. Läkemedelsindustriföreningen, Stockholm.
FASS (2003). Läkemedel för humant bruk. Läkemedelsindustriföreningen, Stockholm.
Ferrari B, Paxeus N, Lo GR, Pollio A, Garric J. Ecotoxicological impact of pharmaceuticals found in treated wastewaters: study of carbamazepine, clofibric acid, and diclofenac. Ecotoxicol Environ Saf
2003;55:359-370.
Fong PP, Huminski PT, D'Urso LM. Induction and potentiation of parturition in fingernail clams (Sphaerium striatinum) by selective serotonin re-uptake inhibitors (SSRIs). J Exp Zool 1998;280:260-264.
Forbes V, Calow P. Extrapolation in ecological risk assessment: Balancing pragmatism and precaution in
chemicals controls legislation. Bio Science 2002;52(3):249-257.
Goodrich M, Melancon M, Davis R, Lech D. The toxicity, bioaccumulation, metabolism and elimination of
dioctyl sodium sulfosuccinate DSS in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Wat Res 1991;25(2):119-124.
Gunnarsson B., personlig kommunikation, Apoteket AB.
Halley B, VandenHeuvel W, Wislocki P. Environmental effects of usage of avermectins in livestock. Vet
Parasitol 1993;48:109-125.
Halling-Sørensen B, Lutzhoft HC, Andersen HR, Ingerslev F. Environmental risk assessment of antibiotics:
comparison of mecillinam, trimethoprim and ciprofloxacin. J Antimicrob Chemother 2000;46 Suppl 1:5358.
Halling-Sørensen B, Nors NS, Lanzky PF, et al. Occurrence, fate and effects of pharmaceutical substances
in the environment--a review. Chemosphere 1998;36:357-393.
Halling-Sørensen B. Algal toxicity of antibacterial agents used in intensive farming. Chemosphere
2000;40:731-739.
Heberer T. Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment: a review
of recent research data. Toxicol Lett 2002;131:5-17.
Henschel K, Wenzel A, Diedrich M, Fliedner A. Environmental hazard assessment of pharmaceuticals. Reg
Tox Pharm 1997;25:220-225.
Holtzen Lützhøft H-C, Halling-Sørensen B, Jørgensen S.E. Algal toxicity of antibacterial agents applied in
danish fish farming. Arch Environ Contam Toxicol 1999;36:1-6.
165
Huggett DB, Brooks BW, Peterson B, Foran CM, Schlenk D. Toxicity of select beta adrenergic receptorblocking pharmaceuticals (B-blockers) on aquatic organisms. Arch Environ Contam Toxicol 2002;43:229235.
IUCLID (2000). Public data on high volume chemicals. CD-ROM, EUR 19559 EN.
Jensen J, Krogh PH, Sverdrup LE. Effects of the antibacterial agents tiamulin, olanquindox and metronidazole and the anthelmintic ivermectin on the soil invertebrate species Folsomia fimetaria (Collembola) and
Enchytraeus crypticus (Enchytraeidae). Chemosphere 2003;50:437-443.
Jobling S, Beresford N, Nolan M, Rodgers-Gray T, Brighty GC, Sumpter JP et al. Altered sexual maturation and gamete production in wild roach (Rutilus rutilus) living in rivers that receive treated sewage effluents. Biol Reprod 2002 (a);66:272-281.
Jobling S, Coey S, Whitmore JG, Kime DE, Van Look KJ, McAllister BG et al. Wild intersex roach ahve
reduced fertility. Biol Reprod 2002 (b);67:515-524.
Joint Research Centre (2003). Draft Risk Assessment Report Edetic acid (EDTA). http://ecb.jrc.it
Joint Research Centre (2004). Risk Assessment Report, dibutyl Phthalate, EINICS No: 201-557-4.
Jones OA, Voulvoulis N, Lester JN. Aquatic environmental assessment of the top 25 English prescription
pharmaceuticals. Water Res 2002;36:5013-5022.
Jones OA, Voulvoulis N, Lester JN. Human pharmaceuticals in the aquatic environment a review. Environ
Technol 2001;22:1383-1394.
Kemi & Miljö (2004). Kemi & Miljö:s egen databas.
Kemikalieinspektionen (2003). Underlag till fördjupad utvärdering av miljökvalitetsmålet Giftfri miljö.
Kemikalieinspektionen (2004). Priodatabasen, kortstatistik kvicksilver.
Kime DE, Nash JP. Gamete viability as an indicator of reproductive endocrine disruption in fish. Sci Total
Environ1999;233:123-129.
Kolpin DW, Furlong ET, Meyer MT, et al. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants in U.S. streams, 1999-2000: a national reconnaissance. Environ Sci Technol 2002;36:1202-1211.
Kommerskollegiums yttrande (2003). System för frivillig märkning och den inre marknaden. Dnr 100-4182003.
Kommissionen (1996). Beslut om gemensam nomenklatur över de beståndsdelar som används i kosmetiska
produkter, 96/335/EG, EGT L 132. http://pharmacos.eudra.org/F3/inci/index.htm .
Kommissionen (1998) 603 final. Strategy for the phaseout of CFCs in metered dose inhalers.
Kommissionen (2000). Green paper. Environmental issues of PVC. COM 469, 26/7/2000.
Kommissionen (2003). Technical Guidance Document on Risk Assessment. http://ecb.jrc.it/new-chemicals
Kommissionen (2004). Notice to applicants. Volym 2B respektive 7A: Environmental risk assessment.
EudraLex. Pharmaceutical Legislation.
Kozak R.G, D’Haese I, Verstraete W. Pharmaceuticals in the Environment: Focus on 17α-ethinylestradiol.
I: Kümmerer K. (Ed.). Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate, Effects and Risks. SpringerVerlag, Heidelberg, 2001;pp. 49-65.
Krämer L (2003). EC Environmental Law, femte upplagan, Sweet & Maxwell.
KTF (2003). Data från KTF.
Kungliga Skogs- och Lantbruksakademiens tidskrift, 2003;142:12.
166
Kümmerer K, Al Ahmad A, Mersch-Sundermann V. Biodegradability of some antibiotics, elimination of
the genotoxicity and affection of wastewater bacteria in a simple test. Chemosphere 2000;40:701-10.
Kümmerer K. (Ed.). Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate, Effects and Risks. SpringerVerlag, Heidelberg, 2001.
Käppalaförbundet (2004). http://www.kappala.se/tekniska.htm
Larsson DGJ, Adolfsson-Erici M, Parkkonen J, Pettersson M, Berg H, Olsson P-E, et al. Ethinyloestradiol
– an undesired fish contraceptive? Aquatic Toxicol 1999;233:123-129.
Larsson, J. Potentiella miljörisker med EVRA och NuvaRing. Information från läkemedelsverket, 2003;14
(1): 4-7.
Laville N, Ait-Aissa S, Gomez E, Casellas C, Porcher JM. Effects of human pharmaceuticals on cytotoxicity, EROD activity and ROS production in fish hepatocytes. Toxicology 2004;196:41-55.
Lodén, M. Ren, mjuk och vacker - Kemi och funktion hos kosmetika. Apotekarsocieteten 2003.
Loke ML, Tjornelund J, Halling-Sørensen B. Determination of the distribution coefficient (log Kd) of oxytetracycline, tylosin A, olaquindox and metronidazole in manure. Chemosphere 2002;48:351-61.
Läkemedelsverket (1993). Miljöaspekter på kosmetiska och hygieniska produkter, Rapport 1993;2.
Länge R, Hutchinson TH, Croudace CP, et al. Effects of the synthetic estrogen 17 alpha-ethinylestradiol on
the life-cycle of the fathead minnow (Pimephales promelas). Environ Toxicol Chem 2001;20:1216-1227.
Länsstyrelsen i Jönköpings län (2001). Miljöpåverkan av hygienprodukter— Materialflödesanalys i Emåns
avrinningsområde, Meddelande 2001:33
Madsen T, Samsøe-Petersen L, Gustavson K, Rasmussen, D. Ecotoxicological Assessment of Antifouling
Biocides and Nonbiocidal Antifouling Paints, Environmental Project N0. 531, Miljöstyrelsen, Danmark,
2000.
Madsen T. (Ed.). Environmental and Health Assessment of Substances in Household Detergents and Cosmetic Detergent Products. Danska EPA, Environmental Project 2001;615
Mahmoudi S (2003). EU:s miljörätt, andra upplagan, Norstedt Juridik AB.
Metcalfe CD, Metcalfe TL, Kiparissis Y, et al. Estrogenic potency of chemicals detected in sewage treatment plant effluents as determined by in vivo assays with Japanese medaka (Oryzias latipes). Environ Toxicol Chem 2001;20:297-308.
Migliore L, Cozzolino S, Fiori M. Phytotoxicity to and uptake of flumequine used in intensive aquaculture
on the aquatic weed, Lythrum salicaria L. Chemosphere 2000;40:741-50.
Miljö 2010: Vår framtid-vårt val, EU:s sjätte miljöhandlingsprogram.
Molander, S och Moraes, R. Initial Environmental Risk Assessment of Selected Shampoo Constituents
using the European Union System for the Evaluation of Substances (EUSES). Chalmers Tekniska Högskola 1996.
Montforts M.H.M.M. Regulatory and methodological aspects concerning the risk assessment for medicinal
products; need for research. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in the Environment . Sources, Fate,
Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg 2001; pp. 159-174.
Mälarens Vattenvårdsförbund. www.vasteras.se/malarensvattenvardsforbund/miljon.htm
Nakano E, Watanabe LC, Ohlweiler FP, Pereira CA, Kawano T. Establishment of the dominant lethal test
in the freshwater mollusk Biomphalaria glabrata (Say, 1818). Mutat Res 2003;536:145-54.
Nakauchi R, Miyazaki T. Toxicity of amoxicillin to yellowtail. Fish Pathology 1988;23(4): 241-255.
Naturvårdsverket (1996). Läkemedel och Miljö. Rapport nr 4660.
167
Naturvårdsverket (2003a). Screening av antibiotika i avloppsvatten, slam och fisk under 2002/2003. Miljögiftsamordning. Kontrakt nr 219 0205.
Naturvårdsverket (2003b). Skyddande ozonskikt, underlagsrapport till fördjupad utvärdering av miljömålsarbete. Rapport 5320.
Nilsson B, Hermansson A (2002). Packforsk. Konsumenters värdering av förpackningar. Rapport nr 197.
Nordiska Rådet (2000). SPIN. http://www.spin2000.net.
Nordiska rådet (2004). Databas N-class. www.kemi.se/nclass/default.asp
Nyberg H. Growth of Selenastrum capricornutum in the presence of synthetic surfactants. Wat Res
1998;22:217-223.
Oaks JL, Gilbert M, Virani MZ, et al. Diclofenac residues as the cause of vulture population decline in
Pakistan. Nature 2004;427:630-3. www.nature.com/nature, [doi:10.1038/nature02317].
Pascoe D, Karntanut W, Muller CT. Do pharmaceuticals affect freshwater invertebrates? A study with the
cnidarian Hydra vulgaris. Chemosphere 2003;51:521-8.
Prevent (2003). Kemiska ämnen. Kemikaliedatabas på Internet.
Pro J, Ortiz JA, Boleas S, et al. Effect assessment of antimicrobial pharmaceuticals on the aquatic plant
Lemna minor. Bull Environ Contam Toxicol 2003;70:290-5.
Purdom CE, Hardiman PA, Bye VJ, Eno NC, Tyler C, Sumpter J. Estrogenic effects of effluents from sewage treatment works. Chem Ecol 1994;8:275-285.
Reddersen K, Heberer T, Dunnbier U. Identification and significance of phenazone drugs and their metabolites in ground- and drinking water. Chemosphere 2002;49:539-44.
Råd och Rön. Test tandkrämsspill, 26 mars 2003.
Sabaliunas D, Turley P, Fendinger N. Environmental Safety Assessment of Zinc Pyrithione (ZPT) in
Down-the-drain Cosmetic Products, Poster vid SETAC Europé 13th Annual Meeting in Hamburg 2003.
Samsøe-Petersen, L. DHI Water & Environment, Fate end Effecs of Triclosan,. Danska EPA 2003.
Sanderson H, Johnson DJ, Wilson CJ, Brain RA, Solomon KR. Probabilistic hazard assessment of environmentally occurring pharmaceuticals toxicity to fish, daphnids and algae by ECOSAR screening. Toxicol
Lett 2003;144:383-95.
Saski W, Mannelli M, Saettone M, Bottari. Relative toxicity of three homologous series of nonionic surfactants in the planarian. Journal of Pharmaceutical Sciences, 1971; 60(6):854-859.
SCCNFP (2002). Opinion concerning Triclosan.
SCCNFP (2003). Notes of guidance for the testing of cosmetic ingredients and their safety evaluation, 5th
revision, 0690/03.
Shore L.S, Gurevitz M, Shemesh M. Estrogen as an environmental pollutant. Bull Environ Contam Toxicol
1993;51:361-366.
SIFO (2004). Överbliven receptlagd medicin.
Sih C, Wang C, Thai H. C22 acid intermediates in the microbiological cleavage of the cholesterolside chain. J Am Chem Soc 1967;89:1956-1957.
Socialstyrelsen (2001). Läkemedel i miljön- En hälsorisk? Artikelnr 2001-123-76.
Spenshult AB (2002). Läkemedelsrester i avloppsvatten från ett reumatikersjukhus.
SRC (2004). PhysProp database. http://esc.syrres.com/interkow/physdemo.htm
Statens næringsmiddeltilsyn (2002). Do cosmetics ingredients pose considerable environmental problems?
168
Stockholm Vatten (2002). Hårvårdsprodukter-Vad innehåller de och hur påverkas miljön? Rapport nr 21.
Stockholm Vatten (2004). http://www.stockholmvatten.se/indexie.htm
Stockholms läns landsting. 2003. Landstingets miljöklassning av antibiotika. http://www.sll.se/csmedia/w_pressinfo/xyz/000100639.doc
Stuer-Lauridsen F, Birkved M, Hansen LP, Lutzhoft HC, Halling-Sørensen B. Environmental risk assessment of human pharmaceuticals in Denmark after normal therapeutic use. Chemosphere 2000;40:783-93.
Stumpf M, Ternes TA, Wilken RD, Rodrigues SV, Baumann W. Polar drug residues in sewage and natural
waters in the state of Rio de Janeiro, Brazil. Sci Total Environ 1999;225:135-41.
Svenska Naturskyddsföreningen (2004). Undersökning om zinkpyrition i mjällschampo.
The Eurobarometer 52.1 Europeans and the EC Logo, INRA, (europé) 15 mars 2000.
Ternes T. Analytical methods for the determination of pharmaceuticals in aqueous environmental samples.
Trends Analyt Chem 2001;20:419-434.
Ternes, T.A. Occurrence of drugs in german sewage treatment plants and rivers. Water Research
1998;32(11):3245-3260.
The Merck Index (2001). An encyclopedia of chemicals, drugs and biologicals. Merck & Co, Inc. 13 ed.
USGS (2004). Toxic substance hydrology program. http://toxics.usgs.gov/regional/contaminants.html
Webb S, Ternes T, Gibert M, Olejniczak K. Indirect human exposure to pharmaceuticals via drinking water. Toxicol Lett 2003;142:157-67.
Webb, S. A data-based perspective on the environmental risk assessment of human pharmaceuticals I –
collation of available ecotoxicity data and II – Aquatic risk characterisation. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate, Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg
2001;pp.175-230.
VICH (2000). Environmental Impact Assessment for Veterinary Medicinal Products Phase I, VICH GL6
(FINAL)-06/00
WHO (2002). Introduction to drug Utilazation. Res.
Wollenberger L, Halling-Sørensen B, Kusk KO. Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to
Daphnia magna. Chemosphere 2000;40:723-30.
Zuccato E, Bagnati R, Fioretti F, Natangelo M, Calamari D, Fanelli R.. Environmental loads and detection
of pharmaceuticals in Italy. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate,
Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg 2001;pp.19-27.
Zuccato E, Calamari D, Natangelo M, Fanelli R. Presence of therapeutic drugs in the environment. Lancet
2000;355:1789-90.
Zuccato, E. Pharmaceuticals in the environment: Results of a monitoring program in Italy. 2003.
www.envirpharma.org , 2004-01-29.
Zwiener C, Gremm T.J, Frimmel F.H. Pharmaceutical residues in the aquatic environment and their significance for drinking water production. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in the Environment . Sources,
Fate, Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg, 2001;pp:81-89.
169
14 Bilagor
Bilaga 1: Regeringsbeslut
2002-12-12
S2002/9654/HS
Socialdepartementet
Uppdrag angående miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter
Regeringens beslut
Regeringen uppdrar åt Läkemedelsverket att:
•
utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers förpackningar,
•
lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt som
inom EU,
•
utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga,
•
utreda hur företagens rapportering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter kan förbättras,
•
se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel.
I uppdraget ingår även att rapportera om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera läkemedel. Så
långt möjligt bör det göras en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån ansamling i miljön och med hänsyn
tagen till aktuell försäljningsvolym.
Uppdraget skall ske i samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter. Uppdraget skall redovisas till regeringen senast den 1 juli 2004.
Skälen för regeringens beslut
Riksdagen har på förslag från regeringen fastställt 15 miljökvalitetsmål som kontinuerligt skall följas upp.
Ett av dessa mål är särskilt relevant för läkemedelssektorn, nämligen Giftfri miljö, men sektorn berörs även
av en rad andra miljökvalitetsmål. Målet Giftfri miljö lyder: Miljön skall vara fri från ämnen och metaller
som skapats i eller utvunnits av samhället och som kan hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden. Miljökvalitetsmålet i ett generationsperspektiv innebär att:
•
halterna av ämnen som förekommer naturligt i miljön är nära bakgrundsnivåerna,
•
halterna av naturfrämmande ämnen i miljön är nära noll,
•
den sammanlagda exponeringen i arbetsmiljö, yttre miljö och inomhusmiljö för särskilt farliga ämnen
är nära noll och för övriga kemiska ämnen inte skadlig för människor,
•
förorenade områden är undersökta och vid behov åtgärdade.
Regeringen lade också under våren 2001 fram propositionen Kemikaliestrategi för Giftfri miljö (prop.
2000/01:65). I propositionen, som har antagits av riksdagen, anges bl.a. att nyproducerade varor som används på ett sådant sätt att de kommer ut i kretsloppet skall så långt det är möjligt vara fria från cancerframkallande ämnen, arvsmassepåverkande och fortplantningsstörande ämnen senast år 2007. Varorna skall
heller inte innehålla några nya organiska ämnen som är långlivade och bioackumulerande senast från år
2005. För övriga organiska ämnen som är mycket långlivade och mycket bioackumulerande är tidpunkten
170
för utfasning senast år 2010 och för övriga organiska ämnen som är långlivade och bioackumulerande är
tidpunkten senast år 2015. Nyproducerade varor skall också så långt det vara möjligt vara fria från kvicksilver senast år 2003 samt kadmium och bly senast år 2010. Redan befintliga varor, som innehåller ämnen
med ovanstående egenskaper eller kvicksilver, kadmium samt bly, skall hanteras på ett sådant sätt att ämnena inte läcker ut i miljön.
Vidare gäller att det senast år 2010 skall finnas uppgifter om egenskaperna hos alla avsiktligt framställda
eller utvunna kemiska ämnen som hanteras på marknaden. Detta gäller både nya och existerande ämnen.
Senast år 2010 skall varor vara försedda med hälso- och miljöinformation om de farliga ämnen som ingår.
I proposition "De nya läkemedelsförmånerna" (prop. 2001/02:63) fastslog regeringen att det är väsentligt
att miljöhänsyn arbetas in som en naturlig del vid godkännande för försäljning, förskrivning, användning
och prissättning av läkemedel liksom vid hantering av överblivna läkemedel.
Sedan den 1 maj 1995 har krav på miljökonsekvensbeskrivning införts inom EU vid ansökningar om godkännande för nya läkemedel. En sådan beskrivning skall redovisas vid ansökan om godkännande för såväl
human- som djurläkemedel (direktiv 2001/83/EC och 2001/82/EC). För humanläkemedel saknas idag gemensamma riktlinjer inom EU för hur miljökonsekvensbeskrivningen skall bedömas. Beskrivningen omfattar därtill endast enskilda nya läkemedel medan det saknas en värdering av de läkemedel som godkändes
före den 1 maj 1995 samt vilka miljörisker som den totala användningen av läkemedel kan medföra.
Vid seminariet Läkemedel – ett miljöproblem? Som arrangerades av Apoteket AB den 7 juni 2001 framkom följande. Det är känt att läkemedelsrester förekommer i t.ex. vattenmiljön och att läkemedlens aktiva
substanser ofta är verksamma även efter det att de kommer ut i naturen. Kunskaperna kring läkemedels
ansamling i miljön är dock ofullständig. Dessutom saknas kunskap om vilka hälso- och miljörisker som
dessa läkemedelsrester kan medföra. Det gäller såväl effekter av läkemedel som deras nedbrytningsprodukter.
Produktområdet kosmetiska och hygieniska produkter ligger under en särskild lagstiftning i miljöbalken.
Svenska föreskrifter inom området utfärdas av Läkemedelsverket. De i Sverige implementerade EUreglerna kräver bl.a. att företagen gör säkerhetsvärderingar av ingredienser och slutprodukter men idag
finns inga uttalade krav på att värderingarna skall omfatta miljöaspekter.
Det finns enstaka rapporter om att ingredienser som används i kosmetiska och hygieniska produkter har
påträffats i miljön. Det är dock inte känt hur vanligt detta är samt i vilken utsträckning det medför skadliga
effekter i miljön.
Läkemedelsverket får i samband med ansökan om godkännanden in uppgifter om innehåll och mängder av
alla ingående ämnen i varje enskilt läkemedel. Sammanställningar av totala mängder av olika ämnen som
årligen säljs via läkemedel saknas dock idag. För kosmetiska och hygieniska produkter finns ett register hos
Läkemedelsverket där det framgår vilka produkterna är men registret saknar uppgifter om mängd och innehåll av kemiska ämnen. I redovisningen av regeringsuppdraget att utreda upplagring och flöden av farliga
kemikalier i samhället (NV rapport nr. 5036) framgår att det finns behov av att bättre kunna följa kemiska
ämnen i läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter. Vidare föreslår utredningen att en rapportering liknande den som sker till produktregistret för andra kemiska produkter vore önskvärd även för läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter.
Det är viktigt att öka kunskaperna för att kunna följa farliga ämnens förekomst i samhället och deras exponering av miljön och människor. Regeringen anser därför att det finns behov av att se över hur information
om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter kan
förbättras och göras mer lättillgängliga.
På regeringens vägnar
Lars Engqvist
Birgitta Bratthall
171
Bilaga 2: Projektplan
Uppdrag angående miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och
hygieniska produkter
Innehåll
•
Bakgrund
•
Uppdrag
•
Syfte
•
Projektets huvudmål och delmål
•
Delmål och tidplan
•
Etappmål och aktiviteter
•
Organisation
•
Avgränsningar/begränsningar
•
Risker
Bakgrund
Riksdagen har på förslag från regeringen fastställt 15 miljökvalitetsmål som kontinuerligt skall följas upp.
Ett av dessa mål är särskilt relevant för läkemedelssektorn, nämligen Giftfri miljö. Målet Giftfri miljö
lyder: Miljön skall vara fri från ämnen och metaller som skapats i eller utvunnits av samhället och som kan
hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden. Miljökvalitetsmålet i ett generationsperspektiv
innebär att:
•
halterna av ämnen som förekommer naturligt i miljön är nära bakgrundsnivåerna,
•
halterna av naturfrämmande ämnen i miljön är nära noll,
•
den sammanlagda exponeringen i arbetsmiljö, yttre miljö och inomhusmiljö för särskilt farliga ämnen
är nära noll och för övriga kemiska ämnen inte skadlig för människor,
•
förorenade områden är undersökta och vid behov åtgärdade.
I proposition De nya läkemedelsförmånerna (prop. 2001/02:63) fastslog regeringen att det är väsentligt att
miljöhänsyn arbetas in som en naturlig del vid godkännande för försäljning, förskrivning, användning och
prissättning av läkemedel liksom vid hantering av överblivna läkemedel.
Sedan den 1 maj 1995 har krav på miljöriskbedömning införts inom EU vid ansökningar om godkännande
för nya läkemedel. Kravet omfattar endast enskilda nya läkemedel medan det saknas en värdering av de
läkemedel som godkändes före den 1 maj 1995 samt vilka miljörisker som den totala användningen av
läkemedel kan medföra.
Vid seminariet “Läkemedel – ett miljöproblem?” som arrangerades av Apoteket AB den 7 juni 2001 framkom att kunskaper kring läkemedels ansamling i miljön är ofullständiga och att det saknas kunskap om
vilka hälso- och miljörisker som läkemedelsrester kan medföra.
De i Sverige implementerade EU-reglerna för kosmetiska och hygieniska produkter kräver bl.a. att företagen gör säkerhetsvärderingar av ingredienser och slutprodukter men idag finns inga uttalade krav på att
värderingarna ska omfatta miljöaspekter.
172
Det finns enstaka rapporter om att ingredienser som används i kosmetiska och hygieniska produkter har
påträffats i miljön. Det är dock inte känt hur vanligt detta är samt i vilken utsträckning det medför skadliga
effekter i miljön.
I redovisningen av regeringsuppdraget att utreda upplagring och flöden av farliga kemikalier i samhället
(NV rapport nr. 5036) framgår att det finns behov av att bättre kunna följa kemiska ämnen i läkemedel samt
kosmetiska och hygieniska produkter. Vidare föreslår utredningen att en rapportering liknande den som
sker till produktregistret för andra kemiska produkter vore önskvärd även för läkemedel samt kosmetiska
och hygieniska produkter.
Uppdrag
Regeringen beslutade den 12 december 2002 att ge Läkemedelsverket ett uppdrag angående miljöpåverkan
från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter.
Regeringen uppdrar åt Läkemedelsverket att:
•
utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers förpackningar
•
lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt som
inom EU
•
utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga
•
utreda hur företagens rapportering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter kan förbättras
•
se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel.
I uppdraget ingår även att rapportera om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera läkemedel. Så
långt möjligt bör det göras en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån ansamling i miljön och med hänsyn
tagen till aktuell försäljningsvolym.
Uppdraget skall ske i samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter. Uppdraget skall redovisas till regeringen senast den 1 juli 2004.
Syfte
Syftet med projektet är att ge regeringen det underlag som efterfrågas.
Projektets huvudmål och delmål
Huvudmål
Huvudmålet med projektet är att lämna en tillfredsställande redovisning av uppdraget till regeringen den 24
augusti 2004.
Delmål
1) Utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers förpackningar och så långt möjligt göra en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån ansamling i miljön och med hänsyn tagen till aktuell försäljningsvolym
2) Lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt
som inom EU
173
3) Utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga
4) Utreda hur företagens rapportering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter kan förbättras
5) Rapportera om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera läkemedel samt se över möjligheten
att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel
6) Samverka med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter
Delmål och tidplan
Delmål
Etappmål
Utförare
Tidplan
Delmål 1
1. Utreda miljöpåverkan från humanläkemedel och veterinärläkemedel (aktiva substanser samt hjälpämnen) inklusive förpackningar
Konsult,
avstämning
med LV
2004-04-01
2. Utreda miljöpåverkan från naturläkemedel
Konsult,
avstämning
med LV
Konsult,
avstämning
med LV
Konsult,
avstämning
med LV
Konsult
2004-04-01
3. Utreda miljöpåverkan från kosmetiska och hygieniska produkter
inklusive förpackningar
4. Kartlägga mängder och flöden för läkemedel samt kosmetiska
och hygieniska produkter
Delmål 2
Delmål 3
Delmål 4
Delmål 5
Delmål 6
Huvudmål
5. Utvärdera datamodellering som verktyg för prioritering av läkemedel med potentiell miljöpåverkan för riskbedömning och miljöklassificering
6. Lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från
läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive
dessa produktgruppers förpackningar såväl nationellt som inom
EU
7. Utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska
ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga
8. Utreda hur företagens rapportering av kvantitet och innehåll av
kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter kan förbättras
9. Rapportera om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera läkemedel
10. Se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel
11. Samverka med berörda myndigheter, organisationer och
andra intressenter
Slutrapport till regeringen
2004-04-01
2003-11-31
2004-02-01
LV samt
Konsult
2004-04-01
LV
2004-02-01
LV
2004-03-01
LV
2003-11-30
LV
2004-02-01
LV
2004-05-01
LV
2004-08-24
Etappmål och aktiviteter
Etappmål
Aktiviteter
Utförare
Tidplan
Etappmål 1
Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för ATC kod J, G
och H (aktiva substanser)
Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för ATC kod B, C,
L, N, P och V (aktiva substanser)
LV
2003-09-01
LV
2003-10-01
174
Etappmål
Aktiviteter
Utförare
Tidplan
Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för resterande ATCkoder (aktiva substanser)
Bedömning och prioritering av aktiva substanser och hjälpämnen
Litteraturstudier och sammanvägning av miljöeffekter
LV
2003-11-01
K&M avstämn.
med LV
K&M avstämn.
med LV
K&M avstämn.
med LV
K&M avstämn.
med LV
ÅF avstämn.
med LV
LV
2003-09-30
Beskrivning av miljöpåverkan från förpackningsmaterial
Riskbedömning av några utvalda aktiva substanser
Exponeringsanalys samt enstaka riskbedömning av utvalda
hjälpämnen
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring
Etappmål 2
Sammanställning av naturläkemedel
Etappmål 3
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring
Insamling av data
Prioritering av funktionsgrupper och ämnen
Kartläggning av miljöegenskaper
Beskrivning av miljöpåverkan från förpackningsmaterial
Etappmål 4
Riskbedömning av några utvalda funktionsgrupper och ämnen
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring
Insamlande av data för läkemedel (produktinnehåll, försålda
mängder av aktiva substanser, hjälpämnen och förpackningar)
Flödesanalys av läkemedel (aktiva substanser, hjälpämnen,
förpackningar)
Insamlande av data för kosmetiska och hygieniska produkter
(typformuleringar, förpackningsmaterial, försålda mängder)
Flödesanalys av kosmetiska och hygieniska produkter (innehållsämnen, förpackningar)
Insamlande av data för naturläkemedel (försålda mängder)
Flödesanalys av naturläkemedel
Beskrivning av historik och trender i flöden för läkemedel
samt kosmetiska och hygieniska produkter
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring
Etappmål 5
Etappmål 6
ÅF avstämn.
med LV
LV
K&M, LV
K&M avstämn.
med LV
K&M avstämn.
med LV
K&M avstämn.
med LV
K&M avstämn.
med LV
LV
LV, ÅF
ÅF avstämn.
med LV
ÅF, LV
ÅF avstämn.
med LV
ÅF, LV
ÅF avstämn.
med LV
ÅF avstämn.
med LV
LV
LV
2003-10-31
2003-10-31
2003-12-31
2004-04-01
2004-08-17
2004-02-15
2004-08-17
2003-08-15
2003-09-15
2003-10-31
2003-10-31
2003-12-31
2004-08-17
2003-09-30
2003-11-30
2003-09-30
2003-11-30
2003-10-01
2003-10-31
2003-11-30
2004-08-17
Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data (aktiva substanser)
Sammanställning av förbrukningsdata, flödesberäkningar
UmU
Se etappmål 1
2003-09-01
Sammanställning av kemisk-fysikaliska data
UmU
2003-11-15
Beräkningar och experimentella bestämningar av egenskaper
UmU
2003-12-01
Multivariat databehandling och tolkning av resultat
UmU
2003-12-31
Urval av substanser
UmU
2004-02-01
Inventering av möjliga åtgärdsförslag vid idéseminarium med
externa intressenter
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från läkemedel inklusive förpackningar nationellt
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från läkemedel inklusive förpackningar inom EU
LV
2003-04-03
LV, K&M
2004-02-15
LV, K&M
2004-02-15
175
Etappmål
Etappmål 7
Etappmål 8
Etappmål 9
Etappmål 10
Etappmål 11
Aktiviteter
Utförare
Tidplan
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från kosmetiska och hygieniska produkter inklusive förpackningar nationellt
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från kosmetiska och hygieniska produkter inklusive förpackningar inom EU
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring
LV, K&M
2004-02-15
LV, K&M
2004-02-15
LV
2004-08-17
Inventera och beskriva befintliga informationssystem
LV
2003-11-30
Beskriva möjligheter för tillgängliggörande av information om
kvantitet och innehåll
Juridisk granska vad som får göras allmänt tillgängligt
LV
2003-11-30
LV
2003-12-31
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring
Beskriva nuvarande registret över kosmetiska och hygieniska
produkter
Utreda möjligheter till utbyggnad av registret över kosmetiska
och hygieniska produkter med avseende på kvantiteter och
innehållsämnen
Konsekvensanalys av ett utökat register över kosmetiska och
hygieniska produkter
Juridisk kvalitetssäkring
LV
LV
2004-08-17
2003-11-01
LV
2004-02-01
LV
2004-03-01
LV
2004-03-01
Rapportbearbetning
Uppföljning av parlamentets förslag att kommissionen skall
utreda möjligheten att utveckla ett standardiserat miljöklassificeringssystem
Juridiskt granska möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering (såväl myndighetsbasis som frivillig basis)
Rapportbearbetning
Idéseminarium
Information på LV:s hemsida
LV
LV
2004-08-17
2003-06-30
2003-11-30
LV
2004-02-01
LV
LV
LV
2004-08-17
2003-04-03
2002-12-12
2003-04-08
2003-10-13
2004-06-11
2003-11-10
LV
Utskick om strategi för uppdraget, projektplan samt minnesanteckningar till deltagare vid idéseminarium
Avstämningsmöten med LIF:s miljökommitté
LV
Möten med LIF:s ledning
LV
Information vid möte med Läkemedelsnämnden och Veterinärnämnden
LV
Avstämningsmöten med KTF
LV
Informationsmöte med Colipa
Information vid Kosmetikarådets möten
LV
LV
Möten med Apoteket AB för framtagande av mängder
LV, ÅF
Envirpharmakonferens
Presentation av strategi för industri, Apoteket AB och Stockholms läns landsting vid besök på Brixhams ekotoxlab
Presentation av uppdraget och dess strategi vid forskarnät-
LV
LV
2003-04-29
2003-09-10
2003-10-06
2003-11-12
2004-02-13
2003-09-13
2003-09-19
2004-02-13
2004-04-22
2003-06-24
2003-10-22
2003-10-20
2003-04-10
2003-10-02
2004-04-20
2003-06-26
2003-08-28
2003-11-07
2003-04-16
2003-09-03
LV
2003-09-26
176
Etappmål
Aktiviteter
Utförare
Tidplan
LV
LV
2003-11-10
2003-11-18
LV
2004-03-24
verksmöte Enviropharm
Information vid arbetsgruppen för EKU-verktyget
Information vid ”Kemilänken” nätverk för kommuner, landsting, länsstyrelser och VA-verk
Presentation av uppdraget och dess strategi vid Tillsyns- och
föreskriftsrådet
Organisation
Beställare
Beställare av projektet är verkets generaldirektör. Beställaren beslutar om direktiv och ramarna för projektplan.
Styrgrupp
Styrgruppen granskar och godkänner projektplan inkl budget och tidsplan, tillsätter erforderliga resurser,
följer och stödjer arbetet, värderar och diskuterar förslagen och tar ställning till delrapporter respektive
slutrapport.
I styrgruppen ingår följande personer:
Thomas Kühler, Direktör - Läkemedel, Styrgruppens ordförande
Gunnar Alvan, Generaldirektör
Kerstin Bergman, Senior expert - Toxikologi
Christina Graffner, Ämnesområdeschef - Farmaci/biotek
Jan Liliemark, Ämnesområdeschef - Farmakoterapi
Maria Szirmai, Direktör - Läkemedelsnära produkter
Projektgrupp/Arbetsgrupp
Projektledning: Anna-Karin Johansson, projektledare med inriktning på läkemedel.
Gunnar Guzikowski, bitr. projektledare med inriktning på kosmetiska och hygieniska
produkter
Ekotoxikologi: Carina Carlsson
Veterinärmedicinska läkemedel: Karolina Törneke
Farmaci: Sven-Erik Hillver
Hormoner: Viveca Odlind
IT: Jeff Martin och Torbjörn Sjölin
Juridik: Gunnar Ekbom, Gertrud Heed, Bo Lindström och Pernilla Lötberg
Kommunikation: Karin Ljudén
Redigering: Mårten Jernberg och Cecilia Ulleryd
Konsulter
Kemi & Miljökonsulterna AB (K&M)
177
ÅF-Energi & Miljö AB (ÅF)
Miljökemi/Kemiska Institutionen/Umeå Universitet (UmU)
Apoteket AB
Moa Carlsson, miljöjurist
Samverkan
Samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter påbörjades genom ett idéseminarium för att samla in synpunkter angående prioriterade områden/förslag på delprojekt, begränsningar/avgränsningar samt åtgärdsförslag. Efter idéseminariet sker samverkan i olika delar med berörda parter
vid behov.
Avgränsningar/begränsningar
Då uppdraget är mycket omfattande och tiden för genomförande kort, finns inte möjlighet att göra en fullständig utvärdering. Strategin kommer att vara ett inledande helhetsgrepp som sedan utmynnar i riskbedömningar för några noga utvalda substanser.
Uppdraget omfattar befintlig information, det vill säga verket utför eller initierar ingen ny forskning inom
ramen för detta uppdrag.
Fokus kommer att ligga på miljöeffekter och inte hälsoeffekter eftersom formuleringen i uppdraget syftar
till utredning av miljöpåverkan.
Fokus kommer att ligga på substansnivå och inte på enskilda produkter eller substansklassnivå.
Tillverkning och produktion av läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter behandlas ej i uppdraget.
Genetiskt Modifierade Organismer (GMO), bioteknologiska produkter, radiofarmaka och illegala läkemedel samt medicintekniska produkter inkluderas ej i utredningen.
Uppgiften att se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering tolkas som att Läkemedelsverket ur ett juridiskt perspektiv ska se över möjligheterna.
Risker
Att enskilda företag inte kan leverera det underlag som krävs för en fullständig bedömning av miljöeffekter
och risker.
Åtgärd: Utgår från det som finns publicerat och gör riskbedömningar där så är möjligt. Redogör för denna
brist som en felkälla i rapporten.
Svårigheter med att finna accepterade riskbedömningsmodeller.
Åtgärd: För ett resonemang om begränsningarna vad gäller riskbedömning i rapporten.
Att förväntningarna på utredningen är mycket större än resurserna och att intressenter uttrycker besvikelse.
Åtgärd: Tydliggör ambitionsnivån och möjligheterna vid samverkan.
178
Bilaga 3: Minnesanteckningar från idéseminarium
3 april 2003
Deltagare på läkemedelsdelen
Apoteket AB
Arbetsmiljöverket AV
Göteborgs kommuns reningsverk, Gryaab
Göteborgs universitet, Fysiologi
Göteborgs universitet, Zoologiska institutionen
Institutet för tillämpad miljöforskning, ITM
IVL Svenska Miljöinstitutet AB
Kemikalieinspektionen, KemI
Livsmedelsverket, SLV
Luleå Tekniska Universitet
Läkemedelsindustriföreningen, LIF
SIS Miljömärkning AB
SLU, Vet med fak., Institutionen för patologi
Socialstyrelsen, Enheten för hälsoskydd, SoS
Statens Jordbruksverk, SJV
Statens veterinärmed. anstalt, Avd F, Kemi
Stockholms läns landsting
Svenska läkare för miljön
Umeå Universitet, Miljökemi
Uppsala Universitet, Avd. Ekotoxikologi
Läkemedelsverket, LV
Staffan Castensson, Bo Gunnarsson, Lena Lagerholm, Tom Wall
Mudite Hoogland Krasts
Nicklas Paxeus
Joakim Larsson
Lars Förlin
Bengt-Erik Bengtsson
Anders Svensson
Alicja Andersson
Bitte Erlandsson
Helena Palmqvist
Gisela Holm (AstraZeneca AB), Inger Näsman,
Susanna Westin (Nycomed AB)
Catharina Daggenfelt
Leif Norrgren
Ing-Marie Olsson
Kinfe Girma
Mikael Hedeland
Åke Wennmalm
Ingrid Eckerman
Magnus Johansson
Cecilia Berg
Gunnar Alvan, generaldirektör
Kerstin Bergman, senior expert – toxikologi
Anna-Karin Johansson, miljösamordnare
Thomas Kühler, moderator, ledningsgruppen
Jan Liliemark, ämnesområdeschef
Viveca Odlind, läkare (hormonpreparat)
Karolina Törneke, veterinär (antibiotika)
Kerstin Wikström, prekliniker (cytostatika)
Deltagare på delen för kosmetiska och hygieniska produkter (KoH)
Apoteket AB
Arbetsmiljöverket, AV
Folkhälsoinstitutet, FHI
Institutet för tillämpad miljöforskning, ITM
IVL Svenska Miljöinstitutet AB
Kemikalieinspektionen, KemI
Kemisk Tekniska Leverantörsförbundet, KTF
Luleå Tekniska Universitet
SIS Miljömärkning AB
Socialstyrelsen, Enheten för hälsoskydd, SoS
Svenska Naturskyddsföreningen, SNF
Läkemedelsverket, Enheten för läkemedelsnära produkter, LV
Läkemedelsverket, Enheten för läkemedelsnära produkter, LV
Läkemedelsverket, Enheten för läkemedelsnära produkter, LV
179
Lena Lagerholm
Marianne Cardfeldt
Elisabeth Nordling
Margareta Adolfsson Erici
Ann-Sofie Allard
Barbro Gustafsson, Eva Ljung, Alf Lundgren, Ulf Rick, Margareta Östman
Camilla Fagerberg, Peter Jansson
Helena Palmqvist
Vahida Lindström
Michael Ressner
Frida Olofsdotter
Gunnar Guzikowski, moderator, kemist
kosmetikagruppen
Maria Szirmai, enhetschef
Monica Tammela, chef för kosmetikagruppen
Inledning
Thomas Kühler från Läkemedelsverkets ledningsgrupp hälsade välkommen till seminariet och generaldirektör Gunnar Alvan gav en översiktlig presentation av LV:s verksamhet. Miljösamordnare Anna Karin
Johansson gick därefter igenom regeringsuppdragets olika delar och regeringens bakgrundsbeskrivning.
Diskussion från förmiddagspasset
De olika inläggen har redigerats och samlats under några teman som kunde identifieras i efterhand.
Vad som ingår i uppdraget
Ett flertal gånger i diskussionen framfördes från flera håll synpunkter- eller ställdes frågor, om vilka ämnesområden och problemställningar som kunde ingå i uppdraget. Synpunkterna har sammanfattats i följande tabell där också LV:s uppfattning om uppdragets omfång lagts in, liksom kommentarer från LV eller
seminariedeltagare. Visst material från eftermiddagens diskussioner har också lagts in i tabellen, för att få
en mer samlad bild.
Produkt-/Problem-område
Ingår i uppdraget: Ja/Nej - Kommentar
Veterinära läkemedel
Tandlagningsprodukter, t.ex. amalgam
Läkemedelsrester i livsmedel
Illegal import av läkemedel
Läkemedelsrester i dricksvatten
Ja
Nej - hör till medicinteknik, som inte ingår i uppdraget
Nej
Nej
Ja, vad avser kartläggning av spridningsvägar och
eventuellt riskbedömning. Nej, vad avser reningsåtgärder o.dyl.
Ja, vad avser kartläggning av spridningsvägar och
eventuellt riskbedömning. Nej, vad avser åtgärder
o.dyl.
Ja
Nej – ej LV:s ansvarsområde
Ja, underlag finns från Apoteket och REPA-arbetet,
dessutom har SoS regeringsuppdrag
Ja, det finns redan en hel del gjort som vi kan utgå
ifrån
Ja, kommer att belysas vad avser LV:s ansvarsområden
Nej
Nej – ingår inte i kosmetiska och hygieniska produkter (KoH) enligt definition
Nej
Läkemedelsrester i avloppsslam och vid gödsling
med slam och urin
Ej aktiva beståndsdelar, hjälpsubstanser etc.
Miljöeffekter fr produktion av läkemedel o KoH
Kasserade läkemedel/Kvittblivning av KoH
Förpackningars miljöeffekter
Begränsningar och behov av ändringar i EU-direktiv
och nationella regler
Miljöskador av utvinning av läkemedel
Rengöringsmedel
Kemikalier i textilier, t.ex. antibaktmedel
Samverkan och harmonisering
Förskrivarna är en viktig grupp att samverka med, Läkaresällskapet borde t.ex. ha inbjudits till seminariet.
Det är viktigt att informera förskrivarna om miljöeffekter, eftersom de i hög grad styr vilka läkemedel som
används.
Kommer forskarkollektivet att få ta del av utredningsarbetet och remissbehandlas rapporten innan den lämnas till regeringen? LV utgår från att regeringen remissbehandlar utredningen som LV lämnar. LV planerar
att återkomma till enskilda forskare i ett senare skede av utredningen.
Representanter för KemI, liksom andra deltagare, betonade att läkemedel också är kemikalier och att läkemedelslagstiftning därför bör harmoniseras med kemikalielagstiftning. Inga principiella skillnader bör finnas. Kosmetiska och hygieniska produkter bör hanteras som övriga kemikalier, då skulle t.ex. avfallshanteringen kunna stramas upp. Substitutionsprincipen borde tillämpas mera, både vad gäller läkemedel och
KoH-ingredienser.
180
Hur omfattas miljökvalitetsmålen av utredningen? LV bör ta hänsyn till miljömålen och har därvid möjlighet att samarbeta med Socialstyrelsen och andra myndigheter som har ansvar i miljömålsarbetet. Viktigt att
få underlag för uppföljning av miljömålet Giftfri miljö. Miljöeffekter måste också kopplas till risker för
hälsoeffekter föreslogs från något håll medan andra menade att man bör prioritera miljöeffekter.
Generella synpunkter på hur uppdraget kan genomföras
Man kan utgå dels från substanser med förväntade effekter på miljön, dels från observerade effekter som
kan kopplas till läkemedel. Vi kan inte granska alla ämnen, så avgörande för en lyckad utredning blir hur
väl vi kan prioritera. Det är viktigt att vara tydlig med hur prioritering görs och varför. LV kommer att
använda konsulter för att göra denna prioritering.
Spridningsvägarna i miljön bör kartläggas. Vilka som är ansvariga för åtgärder för de olika spridningsvägarna behöver klargöras.
Apoteket AB har bra försäljningsstatistik över läkemedel som kan användas som underlag vid flödeskartläggning och belastningsberäkningar.
Faktorer att beakta när det gäller miljöpåverkan
Flera forskarrepresentanter underströk bristen på kunskap när det gäller läkemedlens effekter i miljön.
Läkemedel skiljer sig från de flesta andra kemikalier genom att de designas för att ha specifika biologiska
effekter på människa/djur. I viss mån kan läkemedel jämföras med biocider, som också designas för att ha
biologisk effekt. Skillnaden är att man för biocider uppmärksammat problemet med oönskade miljöeffekter
och försökt eftersträva att produkterna skall kunna brytas ner i miljön på ett kontrollerat sätt, medan man på
läkemedelssidan snarare har betraktat lång hållbarhet och därmed lång halveringstid som en fördel.
Risken för synergistiska effekter och interaktion måste beaktas när aktiva läkemedelssubstanser blandas i
reningsverken. Akuttoxicitet är ofta inte intressant, däremot långtidseffekter.
Problemet är ofta inte persistens utan kontinuerlig tillförsel till miljön via reningsverk varför reningsaspekten är viktig. Detta gäller såväl läkemedelssubstanser som KoH ingredienser.
Biotillgänglighet är ett intressant mått för att bedöma miljörisk för läkemedel. Hög biotillgänglighet medför
minskad dosering, vilket kan vara en fördel ur miljösynpunkt.
Endokrina effekter i vattenmiljöer är ett högaktuellt forskningsområde som bör uppmärksammas i utredningen. Även risker med transgena mikroorganismer, som används inom produktionen, är något som utredningen kan behöva se närmare på.
Diskussion i läkemedelsgruppen (eftermiddagspasset)
Vissa synpunkter som återkommer från förmiddagens diskussion och återges i anteckningarna ovan, upprepas inte här. Inläggen har redigerats och samlats under rubricerade teman.
Arbetssätt och modeller för riskbedömning
”Giftfri miljö” har ett bra koncept som kan tillämpas på uppdraget, med kunskapsinsamling, information,
riktvärden och åtgärder.
Från flera håll ifrågasattes om PBT (persistens, bioackumulerbarhet och toxicitet) är lämpliga kriterier för
läkemedel, särskilt ”B” diskuterades. Kan känsliga faser, exponeringsvägar och långtidseffekter vara bättre
kriterier för miljöfarlighet än akuttoxicitet och bioackumulerbarhet?
Medan en myndighetsrepresentant förespråkade inneboende egenskaper som utgångspunkt för riskbedömning - det arbetssätt som tillämpas för vanliga kemikalier, hävdades från forskarhåll att kopplingen mellan
inneboende egenskaper och toxicitet är svag. Toxicitet bestäms av testorganismen, ej inneboende egenskaper hos kemikalien. Skilj mellan potentiell risk och faktiska effekter.
181
Modeller för att förutsäga PBT finns för kemikalier, t.ex. (Q)SAR. Dessa kan ge bra överblick över kemisk
variation samt information om okända grupper och därmed ge underlag för urval. LV har planer på ett pilotprojekt för (Q)SAR inom ramen för utredningen. Sådana modeller ifrågasattes dock från några håll: De
är inte färdigutvecklade, de passar för persistens men inte för toxicitet, de kan passa för vissa ämnesgrupper
men inte för andra. Istället för (Q)SAR lyfte forskare fram modeller för verkningsmekanismer som ett bättre arbetssätt, här pågår arbete på flera håll.
Gränsvärden för miljöriskbedömning passar ej läkemedel eftersom de ofta är potenta i små doser. Använd
ej gram och kilo, utan istället kan man se på procentandel nedbrutet och räkna på dygnsdoser. Från industrin påpekades vikten av att även titta på metaboliter av läkemedel.
Åter betonades från Apoteket att det finns bra underlag för att räkna på flöden av läkemedel i samhället.
Diskussionen återkom också till att utredning bör ske efter två linjer; dels att dokumentera vilka effekter
läkemedel har i miljön, dels försöka förutse vilka substanser som kan ha effekt.
LV-representant påminner om att det på EU-nivå redan finns guidelines för miljöriskvärdering av läkemedel i samband med godkännande. Diskussioner kring detta borde föras på Europanivå och övergripande
frågor borde tas upp, snarare än enskilda substanser.
LV behöver hjälp med att bedöma om det blir effekter från läkemedel i miljön. Det påpekades att uppmätt
halt i miljön inte behöver vara liktydigt med att det finns en miljöpåverkan. Det kan också vara så att vissa
läkemedel inte går att mäta i miljön, men ändå har påverkan. Vi vet ännu väldigt lite om miljöeffekterna, så
även om påverkan inte är känd idag måste vi räkna med att nya rön om effekter kan komma i framtiden.
Till detta kommer regeringens miljömål om ”nollnivå”.
Prioritering av ämnen/ämnesgrupper
För att klara uppdraget måste prioriteringar göras, vissa ämnen och ämnesgrupper kommer inte att granskas
närmare. Hur prioritering och gallring sker måste motiveras.
Som bra kriterium för prioritering föreslogs nedbrytbarhet. Industrin har data om detta och utredningen kan
få tillgång till data. Det är dock viktigt att definiera vilken typ av nedbrytbarhet som efterfrågas. Volymer
föreslogs som ytterligare ett kriterium för prioritering. När det gäller effekter föreslogs fortplantningsstörning som ett viktigt kriterium för prioritering.
I Apotekets skrift ”Läkemedel i miljön” från 2002 omnämns könshormoner, antibiotika, cytostatika, blodfettsänkande läkemedel, medel mot epilepsi samt betablockare som viktiga att studera ur miljösynpunkt.
Utöver dessa föreslogs antidepressiva medel, NSAIDs och antiparasitära medel. Från KemI betonades att
prioriteringen inte enbart kan få styras av vad som påträffats i miljön.
Åtgärder och fortsatt samarbete
Information till och utbildning av förskrivarna om miljö kunde vara en framkomlig väg, förskrivningsmönster kan påverkas på så vis. Man kan börja med enklare information i FASS, som kan byggas ut efterhand. Branschen menar att FASS är en möjlighet att nå ut med miljöinfo men att det kan vara svårt att bedöma vad som är relevant information. SPC:er och bipacksedlar är reglerat av lagstiftning på EU-nivå och
är därför svårare att påverka.
Det föreslogs information i bipacksedlar om återlämnande av överblivna läkemedel till apotek.
Från forskarhåll undrades det om LV kommer att föreslå riktade insatser där kunskapsluckor identifieras.
Därutöver sades att analysmetoder och modeller behöver vidareutvecklas.
Från branschen påpekades att tillämpning av substitutionsprincipen blir svårt för läkemedel. Att utveckla
miljöanpassade läkemedel kostar pengar och det behövs morötter för att lyckas, kanske rabatteringssystem.
Från branschen påpekades också att företagen har miljödata som utredningen uppmanades ta del av, dokumentationskrav för företagen finns sedan 1995. LV påpekade att det dock är ett problem att man i denna
182
dokumentation endast ser till varje enskild produkt och att miljöriskbedömningen ofta stannar vid riktvärdet
för PEC (predicted environmental concentration).
För övrigt föreslogs samverkan med:
•
KemI gällande redan existerande system för riskbedömning och miljöklassificering
•
KemI, SoS, SNV och AV om ”Giftfri miljö”
•
AV gällande avfallshantering, t.ex. föreskrifter om sortering och cytostatika
•
Förskrivarorganisationer bland läkare, distriktssköterskor, veterinärer
•
SJV om miljöinformation till veterinärer och lantbrukare
•
SoS och Apoteket AB om kassation av läkemedel
•
Samverkansgrupp om hälsa i miljömålen med representanter från SNV, SGU, SSI, FHI, SLV, KemI,
SoS
•
Reningsverk
•
Forskare
Diskussion i gruppen för kosmetiska och hygieniska produkter (eftermiddagspasset)
Diskussionen inleddes med presentation av deltagarna och en kort genomgång av G Guzikowski över produktområdet kosmetiska och hygieniska produkter.
För att få en uppfattning om hur stora problemen kan vara är det viktigt att fullständigt kartlägga varuflödet inom KoH-området. Ta reda på vilka mängder som förekommer, gärna uppdelat på produktgrupper. Då
bör man relatera till andra produktområden, såsom kemiska produkter, för att få fram proportionerna.
En kärnfråga är att få fram uppgifter om mängder från branschen, t.ex. från försäljningsstatistik. KTF vill
försöka bistå med uppgifter, men dessa kan vara konfidentiella, särskilt vad gäller utländska företag och i
och med att stor del av KoH-produkterna är importerade kan vi få problem. Det är viktigt att förankra
uppdraget i internationell kosmetikaindustri. Europeiska branschorganet Colipa har startat fristående
projekt HERA; Human Environmental Risk Assessment, vilket vi borde bevaka.
Genom att koppla försäljningsstatistik till produkters ramformuleringar går det att beräkna mängder av
funktionsgrupper och ämnestyper. Uppgifter om totalmängder av högvolymämnen är viktigt, stora utsläpp
kan förklara förekomst i miljön av ämnen vars ekotoxdata i tester ser ”snälla” ut – kontinuerligt hög belastning ger ett intryck av persistens.
Vilka vägar går flödet? Man borde ta reda på vad som händer i reningsverken?: Vad bryts ner och vad
hamnar i slam resp. går ut i recipienten. Men sådana mätningar är svåra att göra hävdade forskarrepresentanter, går bara om man vet vilka ämnen man skall leta efter och det blir ju dessutom okända omvandlingsprodukter i avloppsvattnet. Luleå tekn. univ. har en del uppgifter om vad som kan finnas i avloppsvatten,
liksom danska Miljöstyrelsen.
Ett annat angreppssätt är att definiera de ämnestyper eller produktgrupper som är potenta och därefter
inrikta kartåläggningen på dessa. Det finns flera prioriteringsmodeller för att hitta ämnena. För ämnen vilka
saknar data kan datasimuleringsmodeller provas, t.ex. (Q)SAR. I Nordic Substance Data Base finns en
del data och för högvolymsämnen inom EU finns SBHC-egenskaper (?). Branschen betonade fördelen med
specifik riskbedömning med hänsyn till ämnets KoH-användning kontra generella slutsatser av ämnets
inneboende egenskaper – andra förespråkade inneboende egenskaper som urvalskriterium för att bedöma
miljöfarlighet. Från forskarhåll betonades att effekter på organismer är en viktigt kriterium.
En tredje arbetsmetod är att beräkna och utgå ifrån hur mycket KoH en genomsnittskonsument använder och hur den enskilde därmed påverkar miljön. Sådana beräkningar kan ha gjorts tidigare, det borde
kollas med SCB, som utfört konsultuppdrag om detta. Även KemI:s produktregister kan ha uppgifter.
183
När det gällde administrativa åtgärder framfördes önskemål om att företagen borde anmäla KoH till LV
på samma sätt som andra kemiska produkter anmäls till KemI:s produktregister. Uppgifterna borde sedan
vara tillgängliga i ett offentligt register. I den säkerhetsvärdering som idag görs av KoH borde miljöaspekter ingå och data borde offentliggöras. Branschen påpekade att det kommer nya EU-regler som innebär
ökad skyldighet att rapportera och offentliggöra data.
Man borde ställa krav på att tillverkare tillämpade substitutionsprincipen vad gäller olämpliga ingredienser, här är dock bristande harmonisering mellan svensk Miljöbalk och EU-lagstiftning ett problem, vilket
borde belysas i uppdraget.
KemI tryckte hårt på harmonisering, när det gäller regler borde KoH hanteras på samma sätt som andra
kemiska produkter. EU:s preparatdirektiv borde vara styrande, det kräver miljöinfo för varje produkt. Vi
borde belysa likheter resp. olikheter och utreda möjligheter till att harmonisera hantering av KoH och kemiska produkter.
SoS ville se en tydlig koppling till Giftfri miljö-arbetet och vill gärna ha samarbete kring detta, liksom
folkhälsomål och allergifrågor. FHI, SNF m.fl. betonade den enskilda människans perspektiv; hur kan vi
ändra attityder och öka kunskap och t.ex. påverka den enskildes användning av KoH. Människan är en del
av miljön – kan människans parfymanvändning då ses som ett miljöproblem i och med allergirisken? Allergiaspekten borde ingå i uppdraget. Se rapport från FHI 1999 om parfymer.
Olika sätt att öka info till konsumenterna diskuterades: Märkning med miljöklassning eller varning om
miljörisk, varuinformationsblad med miljöinfo även i konsumentprodukter föreslogs också. Miljöinfomärkning bör vara produktspecifik – generella fraser är mindre bra ur pedagogisk synpunkt. Miljöfaroklassning
kunde prövas för produkter som innehåller miljöfarliga ämnesgrupper, jmf med KI:s verksamhet. Detta
kunde ev. drivas som ett delprojekt. AV tryckte på behovet av varuinfoblad för yrkesmässig KoHanvändning, om produkterna innehöll farliga ämnen.
Kassation och kvittblivning bör ingå i uppdraget eftersom man kan misstänka att mycket slängs i sopor
eller spolas ner i avloppet. Man bör särskilt beakta större mängder hos frisörer. En möjlighet är också att
införa ett system för återlämnande. Vi har även aspekten att kastade förpackningar kan innehålla rester av
produkten.
När det gäller förpackningar framfördes synpunkten att särskilt kartlägga PVC-användning, gärna i relation till PVC-användning inom andra områden. Påpekades att märkningskraven påverkar förpackningens
storlek – ökade märkningskrav kan innebära större förpackningar. Avsikten med att inkludera förpackningar i uppdraget torde vara att utreda om några miljöfarliga ämnen förekommer i sammanhanget, snarare än
att vi skall göra livscykelanalyser eller kvantifiera bidrag till växthuseffekt o.dyl.
Ytterligare synpunkter beträffande samverkan var att bilda arbetsgrupper som kunde ha möten eller referensgrupp för att initialt ta fram delprojekt och mot slutet formulera resultatet.
KoH-gruppens diskussion sammanfattad på tavlan under programrubrikerna i inbjudan (delvis redigerat i
efterhand)
Fokusering
Kvantifiera ämnen och ämnesgrupper
Definiera mest potenta ämnen
Kvittblivning och avfallshantering.
Jämför med andra produktgrupper, t.ex. kemiska produkter, m a på mängder av kemiska ämnen i KoHprodukter
Alla produkter eller endast mest använda
184
Begränsning/avgränsning
Endast ta upp sådant som har betydelse
Förpackningar (ingår redan i REPA systemet)
Angelägna ämnen o ämnesgrupper
PBT-ämnen och vPBT-ämnen
CMR-ämnen
Hormonstörande ämnen (tveksamt, kräver mer testning)
Tensider (toxiska mot encelliga organismer)
Allergiframkallande ämnen
Ämnen som orsakar annan överkänslighet
Parfymämnen
Halogenerade / klorerade ämnen
Kvartära ammoniumföreningar
Alkylfenoler, kanske inte behövs mer utredning
BHT, butylfenoler
Färgämnen
Silver
Miljömålsmetaller, kadmium, bly, kvicksilver
Zink (riskanalys pågår vid KemI, zink kan vara ett problem)
Metaller (gå igenom alla och miljöklassificera)
Miljöfaroklassa produkttyper på prov enligt KemI
Förpackningar: granska användning av PVC, jmf med annan PVC-användning
Särskilda utredningar
Datasimuleringar, (Q)SAR
Jmf inkommande till och utgående vatten från reningsverk
Människors attityd till användning av KoH
Människors kunskap om risker med KoH
Utred om kontinuerlig tillförsel kan anses motsvara persistens ur risksynpunkt
Kunskap om effekt på en speciell organism saknas ofta
Åtgärder
Krav i PI på info om miljöeffekter
Harmonisera med kemiska produkter
Tillämpa substitutionsprincipen på KoH-ämnen på EU-nivå
185
Gör märkningen mer begriplig
Miljöuppgifter om råvaror borde överföras till slutprodukter
Säkerhetsdatablad (varuinfoblad) som kombinerar hälsa o miljö som för andra kemiska produkter
Säkerhetsdatablad borde finnas för alla produkter / enbart för hälso- o miljöfarliga produkter
Samarbete
Med tillverkare och importörer m a på kartläggning av ämnen
Med SCB för att få underlag om hur mycket KoH som används
Regulatoriska enheten KemI
SoS angående folkhälsomålen
Myndigheter som utarbetar Preparatdirektivet (kommissionen + KemI)
Folkhälsoinstitutet angående parfymutredning 1999
Miljöstyrelsen angående analys av avloppsvatten m a på KoH-ämnen
186
Bilaga 4: Brev till Läkemedelsindustrin
Läkemedelsindustriföreningen
Datum: 2003-06-17
Dnr: 291:2003/33498
Förfrågan om data i samband med regeringsuppdrag
Läkemedelsverket har fått i uppdrag av regeringen att utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers förpackningar (se bilaga). Uppdraget skall
ske i samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter. Redovisning skall ske
senast den 1 juli 2004.
För att kunna genomföra uppdraget behöver Läkemedelsverket få hjälp att samla in relevanta data för aktiva substanser från era medlemmar. Då vi har mycket begränsad tid för att genomföra uppdraget ber vi att få
in uppgifter snarast, stabilitetsdata (halveringstider) senast den 15 augusti och bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data senast den 1 september. Vad gäller kemisk-fysikaliska data
ber vi att i första hand få in uppgifter från ATC kod J, G och H, för övriga ATC koder ber vi att få in uppgifter senast den 1 oktober. Nedan följer en förteckning över önskade data. Vänligen uppge vilken standard
som använts (t.ex. OECD).
Stabilitetsdata i form av:
T1/2 hydrolys, helst enligt OECD 111
T1/2 för biologisk nedbrytning, helst enligt OECD 301-308
T1/2 fotolys
Bioackumuleringsdata, helst enligt OECD 305. Där detta saknas, log Kow, helst enligt OECD 107 eller
117
Ekotoxikologiska data, helst enligt OECD 201-204, 207-212, 215-217
Experimentellt bestämda kemisk-fysikaliska data (i första hand läkemedelssubstanser som ingår i ATC
kod J, G och H, men även från andra grupper):
Molekylvikt
Kokpunkt
Smältpunkt
Log Kow
Vattenlöslighet
Ångtryck
Henrys lags konstant
Refraktions index
pKa (helst enligt OECD guideline 112)
adsorptionskoefficient Koc (helst enligt OECD guideline 121)
På Läkemedelsverkets vägnar
Anna-Karin Johansson, miljösamordnare
187
Läkemedelsindustriföreningen
Datum: 2003-08-20
Dnr: 291:2003/33498
(för vidaredistribution till föreningens medlemmar)
Komplettering av förfrågan om data i samband med regeringsuppdrag
Den 17 juni 2003 skickade Läkemedelsverket ett brev till Läkemedelsindustriföreningen (se bilaga) och
bad om hjälp med att få fram relevanta data för att kunna genomföra det miljöuppdrag Läkemedelsverket
fått av regeringen. Efter fortsatta diskussioner med Läkemedelsindustriföreningen önskar Läkemedelsverket göra några förtydliganden och kompletteringar till den ursprungliga förfrågan enligt nedan.
Läkemedelsverket vill klargöra att det endast är befintliga data som efterfrågas och endast för produkter
som säljs i Sverige. Om uppgifter saknas ber vi er uppge detta. Även information om att data saknas är en
viktig uppgift i sammanhanget. Att uppgifter saknas kan bero på att de inte är relevanta för vissa produktgrupper/produkttyper, men det kan också vara så att vi identifierar kunskapsluckor. Vi vill även förtydliga
att andra standarder än OECD självfallet kan förekomma. I dessa fall ber vi er vänligen uppge vilken standard som använts.
De snäva tidsramar som angivits för insamlande av data har av Läkemedelsindustriföreningen anförts som
ett problem. Anledningen till den korta svarstiden är att uppdraget i sin helhet är mycket omfattande och
hårt tidspressat. Vi är tacksamma för att få in data snarast möjligt, men föreslår följande justerade svarstider
i förhållande till brevet daterat den 17 juni:
•
Stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för ATC
kod J, G och H senast den 1 september
•
Stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för ATC
kod B, C, L, N, P och V senast den 1 oktober
•
Stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för resterande ATC-koder senast den 1 november
•
Om ovanstående data även finns för substanser i den form de når miljön, t.ex. som metaboliter, önskar
Läkemedelsverket även få denna information för senare bearbetning
Observera att tidsramarna avser såväl humana som veterinära produkter, dvs. även ATC koder som inleds
med Q.
Det breda upplägg som Läkemedelsverket har är i enlighet med regeringsuppdraget där det står att verket
skall utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers förpackningar och så långt möjligt göra miljöriskbedömningar. Vår ambition är att vi förutsättningslöst skall kunna få en uppfattning om helheten och därmed minimera risken för att bara uppmärksamma vad som redan är väldokumenterat och förbise sådant som inte är lika välkänt men ändå kan vara
relevant. Detta helhetsgrepp kan dessutom komma att medföra att Läkemedelsverket kan avskriva vissa
ämnen som sannolikt ej miljöpåverkande.
Strategin för Läkemedelsverkets breda angreppssätt är att utgå från stabilitetsdata, kopplat till bioackumuleringsdata och ekotoxikologiska data där sådana finns. Som ett komplement görs en flödesanalys där vi
sammanställer mängder och distribution. Vi har även för avsikt att inkludera det som finns dokumenterat i
litteraturen. Självklart kommer vi inte att ha möjlighet att gå så långt som till riskbedömningar för samtliga
ämnen, men vi vill börja brett för att i nästa steg göra begränsningar. Med hjälp av en sammanvägning av
ovanstående uppgifter kommer vi att välja ut ett fåtal substanser att gå vidare med för riskbedömning. Vi
kommer i vår rapportering inte att lägga fokus på produktnivå utan på substansnivå alternativt substansklassnivå. Vi anser att inlämnade data omfattas av samma sekretess som handlingar inlämnade till Läkemedelsverket i samband med ansökan om godkännande. För de substanser där vi gör en riskbedömning kan
188
det även bli nödvändigt att titta på metaboliter. I de fall de uppgifter vi efterfrågar finns tillgängliga för
metaboliter tar vi gärna emot dessa i ett prospektivt syfte.
Modellstudier av substansernas karaktär kommer också att utföras som ett pilotprojekt för att eventuellt
kunna prediktera risk för miljöpåverkan. Initialt begränsas modellstudien till enbart aktiva substanser, men i
ett senare skede kan även metaboliter vara av intresse.
Vissa av de data som efterfrågas skulle kunna inhämtas från ansökningar om godkännanden, men denna
information finns tyvärr inte lättillgänglig för Läkemedelsverket. Att gå igenom samtlig dokumentation
skulle ta så pass mycket resurser i anspråk att verksamheten i övrigt skulle drabbas hårt. Vi vill därför vädja
till varje enskilt företag att bistå oss med uppgifter för sina respektive aktiva substanser.
I de fall mer omfattande ekotoxikologisk information i enlighet med vad vi efterfrågar
(t.ex. enligt OECD 201-204, 207-212, 215-217) redan skickats in i samband med ansökning om godkännande behöver vi inte få uppgifterna på nytt. Vi ber dock företagen meddela att de redan delgett informationen till verket och uppge i vilket sammanhang samt vid vilken tidpunkt för att underlätta spårandet av
informationen.
Läkemedelsverkets tackar för er samverkan
……………………………...
……………………………..
Gunnar Alvan
Anna-Karin Johansson
Generaldirektör
Miljösamordnare
Kopia till: Regeringsuppdragets Styrgrupp
189
Se bilagd sändlista.
Datum: 2004-04-01
Dnr: 291:2004/20085
Miljöriskbedömningar av aktiva substanser; för kommentarer
Läkemedelsverket har fått i uppdrag av regeringen att utreda miljöpåverkan från läkemedel (se bilaga).
Inom ramen för detta uppdrag har verket utfört miljöriskbedömningar på ett urval av aktiva läkemedelssubstanser. De företag som berörs av detta bereds härmed, i enlighet med tidigare information (se LIFs hemsida; Medlemsservice Regulatory), tillfälle att komma med synpunkter, kommentarer eller kompletteringar.
Vi önskar även erhålla dokumentation som kan styrka eventuella invändningar eller kompletterande uppgifter som är av vikt för utgången av miljöriskbedömningarna.
Den bilagda rapporten innehåller genomförande- och resultatdelarna av miljöriskbedömningarna, vilka i
detta skede måste betraktas som preliminära och kan komma att ändras. Om en annan grad av metabolism
än den vi har räknat med åberopas måste dokumentation som styrker avsaknad av återaktivering i miljön
samt ekotoxiska effekter av dessa metaboliter tillhandahållas.
Ytterliggare några substanser kan komma att miljöriskbedömas i ett senare skede. Eftersom tiden för genomförande av uppdraget är mycket begränsad kan vi ej bereda tillfälle att kommentera dessa eventuella
ytterliggare miljöriskbedömningar, utan framtida diskussion kommer att ske enbart med LIF:s miljökommitté.
I slutrapporten kommer förutom bilagda delar även en diskussion kring resultaten att inkluderas.
Vi vill också understryka att det ytterst är Läkemedelsverkets bedömningar och formuleringar som kommer
att ligga till grund för Regeringsrapporten.
Då tiden för genomförande av uppdraget är mycket begränsad får vi be om ett skyndsamt svar, senast 200404-28. Eventuella kommentarer/kompletteringar inkomna senare kommer tyvärr ej att kunna beaktas i slutrapporten till Regeringen.
På Läkemedelsverkets vägnar
Anna-Karin Johansson
Miljösamordnare
190
Bilaga 5: Beskrivning av olika ekotoxikologiska tester
Det finns ett stort antal beskrivna och standardiserade tester för olika typer av organismer och miljöer.
Nedan följer kortfattade beskrivningar av några vanliga tester som man använder sig av vid bedömning av
substansers/ämnens ekotoxicitet, nedbrytbarhet och potential till biokoncentration. Bilagda beskrivningar är
förkortade, förenklade och något modifierade referat från förslaget till ny kemikalielagstiftning inom EU,
REACH (Del V, Bilaga X Testmetoder del C, tillgänglig på http://europa.eu.int/eur-lex/sv/com/
pdf/2003/act0644sv04/5.pdf). Den OECD testriktlinje som respektive test bygger på anges inom parantes.
Akut toxicitet för fisk (OECD 203)
Ett flertal arter rekommenderas för detta test och utav dessa är zebrafisk och regnbågslax att föredra. Syftet
med detta test är att bestämma ett ämnes akuta dödliga toxicitet för sötvattenfisk. Fisken exponeras för
testämnet som i en rad koncentrationer tillsätts vattnet under 96 timmar. Dödligheten registreras med högst
24 timmars mellanrum och om så är möjligt beräknas de koncentrationer som vid varje observationstillfälle
har medfört att 50 % av fisken (LC50) har dött. Ett gränstest kan utföras med 100 millig/L för att konstatera
om LC50 är större än denna koncentration.
Tillväxttest på unga exemplar av fisk (OECD 215)
Testet är avsett för bestämning av vilka verkningar långvarig exponering för kemikalier har på tillväxten
hos unga exemplar av fisk. Testet är framtaget för regnbågslax, men även zebrafisk och Japansk risfisk kan
användas. Unga fiskexemplar i exponentiell tillväxtfas vägs och placeras i testkärl där de exponeras för en
serie subletala koncentrationer av testämnet upplöst i vatten. Testperiodens längd är 28 dagar. Fiskarna
utfodras dagligen. Foderportionen baserar sig på fiskarnas begynnelsevikter och kan räknas om efter 14
dagar. Vid slutet av testet vägs fiskarna på nytt. Effekterna på tillväxthastigheten analyseras för att bestämma den koncentration som leder till en variation på x % av tillväxthastigheten ( t.ex. EC10, EC20 eller
EC30). Alternativt kan testdata jämföras med kontrollgruppens värden för att bestämma den lägsta koncentration vid vilken effekter observeras (LOEC) och den koncentration vid vilken inga effekter observeras
(NOEC).
Fisk, korttidstest avseende toxicitet på embryo- och säckyngelstadierna
(OECD 212)
Testet är avsett för bestämning av de letala och, i begränsad utsträckning, subletala effekterna av kemikalier
på de specifika stadier och specifika arter som testas. Fiskens embryo- och säckyngelstadier exponeras för
en serie koncentrationer av testämnet upplöst i vatten. Testet inleds med att befruktade ägg placeras i testkärl. Testet avslutas strax innan någon av gulesäckarna i något av testkärlen har absorberats helt eller innan
ynglen i kontrollgruppen börjar dö av svält. De letala och subletala effekterna bedöms och jämförs med
kontrollgruppernas värden i syfte att bestämma den lägsta koncentrationen vid vilken effekter observeras
(LOEC) och den koncentration vid vilken inga effekter observeras (NOEC). Fiskarter som rekommenderas
är regnbågslax, zebrafisk, karp, Japansk risfisk och fathead minnow.
Akut toxicitet för Daphnia (OECD 202)
Helst skall hinnkräftan Daphnia magna användas men även Daphnia pulex är tillåten. Syftet med detta test
är att bestämma ett ämnes effektiva genomsnittskoncentration (EC50) för immobilisering av Daphnia i sötvatten. Daphnia utsätts för testämnet i vatten i en rad koncentrationer i 48 timmar. Olika koncentrationer
resulterar i olika procentandelar Daphnia som i slutet av testet inte längre kan simma. De koncentrationer
som leder till 0 eller 100 % immobilisering avläses direkt vid observationerna under testet medan
191
48-timmars EC50 om möjligt bestäms genom beräkning. Ett gränstest kan utföras med 100 millig/L för att
konstatera om EC50 är större än denna koncentration.
Reproduktionstest på Daphnia magna (OECD 211)
Syftet med detta test är att bedöma kemikaliers effekter på reproduktionskapaciteten hos Daphnia magna.
Unga honor av Daphnia som är yngre än 24 timmar vid testets början exponeras för testämnet som tillsätts
vatten i en serie koncentrationer. Testperiodens längd är 21 dagar. Vid testets slut görs en bedömning av
mängden levande avkomma per föräldrageneration. Sådan avkomma som producerats under testet men som
dör under testets gång räknas inte med. Reproduktionskapaciteten hos djur som exponeras för testämnet
jämförs med kontrollgruppens reproduktionskapacitet i syfte att fastställa den lägsta koncentration vid vilken effekter observeras (LOEC) och den koncentration vid vilken inga effekter observeras (NOEC).
Test av tillväxthämning på alger (OECD 201)
Det föreslås att de grönalger som används är av en snabbväxande art som är lämplig för odling och test.
Selenastrum capricornutum och Scenedesmus subspicatus anges som lämpliga. Syftet med denna test är att
bestämma ett ämnes effekter på encelliga grönalgers tillväxt. Kulturer av utvalda grönalger med exponentiell tillväxt exponeras för olika koncentrationer av testämnet över flera generationer under väl definierade
testbetingelser. Testlösningarna inkuberas i 72 timmar och under denna period mäts celltätheten minst var
24:e timme. Tillväxthämningen i förhållande till en kontrollkultur bestäms. I denna metod avses med EC50
den testämneskoncentration som medför en 50-procentig reduktion av antingen tillväxten (EbC50) eller
tillväxttakten (ErC50) i förhållande till kontrollproven. Ett gränstest kan utföras med 100 millig/L för att
konstatera om EC50 är större än denna koncentration.
Toxicitet hos daggmaskar; Test i syntetisk jord (OECD 207)
Detta test är en metod för att under en relativt kort tid undersöka kemikaliers effekter på daggmaskar vid
upptag genom huden eller via fodret. Eftersom jord är ett variabelt medium används en noggrant definierad
syntetisk lerjord för detta test. Vuxna daggmaskar av arten Eisenia foetida hålls i en definierad syntetisk
jord som behandlats med olika koncentrationer av testämnet. Behållarnas innehåll sprids ut på en bricka 14
dagar efter inledningen av testet och det antal daggmaskar som överlever räknas.
Bestämning av ”lätt” bionedbrytarhet (OECD 301 A-F)
Det finns ett antal beskrivningar av tester för ”lätt” nedbrytbarhet och det är viktigt att man känner till testämnets fysikalisk-kemiska egenskaper innan man väljer test. Testämnet upplöses eller uppslammas i ett
oorganiskt testmedium, inokuleras under aeroba förhållanden i mörker eller diffust ljus. Inokulatet innehåller mikroorganismer och kan stamma från en rad olika källor, t.ex. aktivt slam, spillvattensavlopp, ytvatten
och ytjord eller en blandning av dessa. I allmänhet följs nedbrytning genom bestämning av parametrar såsom upplöst organiskt kol (DOC), CO2-produktion och syreupptagning. Mätningar görs tillräckligt ofta för
att möjliggöra identifiering av början och slutet av bionedbrytningen. Specifika kemiska analyser kan också
användas för att bedöma primär nedbrytning av testämnet och för bestämning av koncentrationen av eventuella mellanprodukter. Testet varar normalt i 28 dagar. När bionedbrytningen har nått en platå vid minst 3
mätningar kan dock testet avbrytas. Om kurvan visar att bionedbrytning har börjat men ännu inte nått en
platå inom 28 dagar kan testet förlängas utöver denna period.
Biologisk nedbrytbarhet Zahn-Wellens test (OECD 302 B)
Syftet med denna metod är att mäta bionedbrytbarheten hos vattenlösliga , icke flyktiga organiska föreningar när de utsätts för relativt höga koncentrationer av mikroorganismer under ett statiskt test. Aktiverat
slam, oorganiska näringsämnen och testämnet, som är den enda kolkällan i vattenlösning, placeras i en
glasbehållare med en volym av 1-4 liter, som är försedd med omröring och luftning. Blandningen rörs och
192
luftas i upp till 28 dagar. Nedbrytningen följs genom mätning av DOC-värden i den filtrerade lösningen en
gång om dagen. Förhållandet mellan eliminerat DOC efter varje tidsintervall och värden tre timmar efter
testets inledning uttrycks som procentuell bionedbrytning och är ett värde för bionedbrytningen vid denna
tidpunkt. Om en specifik analysmetod används kan ändringar av det ursprungliga ämnets koncentration till
följd av bionedbrytning mätas (primär bionedbrytning).
Biokoncentration: Genomflödesprovning med fisk (OECD 305)
Fiskarter som rekommenderas för detta test är bl.a. zebrafisk, fathead minnow (art av kvidd), karp, regnbågslax m.fl. Denna metod beskriver en procedur för karaktärisering av potentialen för biokoncentration av
ämnen i fisk. Provet består av två faser: exponerings- (upptagnings-) fasen och efterexponerings- (utsöndrings-) fasen. Under upptagningsfasen exponeras separata grupper av en fiskart för minst två koncentrationer av det undersökta ämnet. Fiskarna överförs därefter till ett medium fritt från det undersökta ämnet för
utsöndringsfasen. Utsöndringsfas krävs alltid med mindre ämnesupptagningen under upptagningsfasen
varit obetydlig, t. ex. om BCF är mindre än 10. Koncentrationen av det undersökta ämnet i/på fisken eller
specificerad vävnad därav skall följas under de bägge provningsfaserna. Utöver de två provningskoncentrationerna skall en kontrollgrupp fiskar hållas under identiska förhållanden, förutom frånvaron av det undersökta ämnet, för att kunna jämföra eventuella negativa effekter i biokoncentrationsprovet mot en jämförbar
kontrollgrupp och för att få bakgrundskoncentrationen av det undersökta ämnet. Upptagningsfasen sträcker
sig över 28 dagar. Om stabilitet inte uppnås skall upptagningsfasen förlängas upp till 60 dagar. Biokoncentrationsfaktorn (BCF) uttrycks som en funktion av fisken totala, våta vikt. Biokoncentrationen bör även
uttryckas i förhållande till fettinnehållet för ämnen med hög fettupptagningsförmåga (log Kow > 3).
Övrigt
För samtliga tester finns detaljerade beskrivningar av hur testet skall utföras, hur organismerna skall födas
upp och hållas före och under testet samt hur data skall behandlas och utvärderas.
Dessutom finns det tester för att bedöma växtskyddsprodukters akuta toxicitet på vuxna arbetsbin (OECD
213 och 214); akut toxicitet och reproduktion i fåglar (OECD 205 och 206); tillväxt i terrestra växter
(OECD 208). Nyligen (1 februari 2004) tillkom det även tester för att bedöma toxicitet i sedimentlevande
chironomider (OECD 218 och 219); reproduktion i jordlevande organismer, Enchytraeidae och daggmask
(OECD 220 och 222). Dessutom finns ett antal utkast till riktlinjer för akvatiska och terrestra växter samt
utvecklade tester för akut toxicitet och reproduktion i fåglar.
Det finns även ytterligare tester för mätning av bionedbrytbarhet t.ex. ett test som kan mäta fullständig
bionedbrytbarhet i en aktivslamanläggningsmodell (OECD 303).
Abiotiska nedbrytningstester (ej biologisk nedbrytning) finns även beskrivna som t.ex. mäter kemisk syreförbrukning, samt hydrolys som funktion av pH (OECD 111).
193
Bilaga 6: Läkemedelssubstanser som detekterats i miljön
Tabell A. Exempelsamling av i miljön uppmätta halter.
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Acetylsalicylsyra
Lätt analgetika, inflammationshämmande
Atenolol
Betablockerare
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
1,5a
Ytvatten
(mikrog/L)
Floder
(mikrog/L)
Dricksvatten
(mikrog/L)
Grundvatten
(mikrog/L)
Sediment från
flod
(nanog/kg)
Referenser
0,34a
Daughton och Ternes, 1999.
< 0,05
Zwiener et al., 2001.
1
0,05 – 1,51
0,0034 –
0,039
Zuccato, 2003.
0,241
Betaxolol
Bezafibrat
Vid glaukom, betablockerare
Blodfettsänkande,
lipidregulator
0,19a
0,028a
Zwiener et al., 2001.
upp till mikrog/L nivå
upp till mikrog/L nivå
Heberer, 2002.
4,6a
3,1a
Daughton och Ternes, 1999.
a
0,027
0,25 – 4,56
0,005 – 0,38
upp till mikrog/L nivå
upp till mikrog/L nivå
Zuccato et al., 2001.
Zwiener et al., 2001.
0,190a
0,0008 –
0,0027
Heberer, 2002.
130
Zuccato, 2003.
0,0572
Bisoprolol
Bleomycin
Betablockerare
Cytotoxisk antibiotika
0,37a
2,9a
Zwiener et al., 2001.
upp till mikrog/L nivå
upp till mikrog/L nivå
Heberer, 2002.
0,011 – 0,019
<0,005 /
0,017
Halling-Sørensen et al.,
1998.
0,005 –
0,013
194
Zuccato et al., 2001.
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Cimetidin
Histamin-2receptorantagonister
Ciprofloxacin
Antibiotika
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
Ytvatten
(mikrog/L)
Floder
(mikrog/L)
Dricksvatten
(mikrog/L)
Grundvatten
(mikrog/L)
0,58a
Sediment från
flod
(nanog/kg)
Referenser
Kolpin et al., 2002.
0,249 – 0,405
Heberer, 2002.
3 - 87b
0,03a
Kolpin et al., 2002
a
0,0261
Zuccato, 2003.
0,0144
Cyklofosfamid
Cytostatika
Halling-Sørensen et al.,
1998.
0,146b
0,02a
0,0019 – 4,5
Dextropropoxifen
Analgetika, muskelavslappande
Diazepam
Lugnande medel
<1
Daughton och Ternes, 1999.
b
0,002 /
0,010c
Zuccato et al., 2000.
∼1
Halling-Sørensen et al.,
1998.
∼ 0,01
0.04a
10 - 40
0,0007 /
0,0012c
0,0005 /
0,0007c
Digoxin
Hjärtstimulerande
Halling-Sørensen et al.,
1998.
∼ 0,01
0,020 /
0,024c
Daughton och Ternes, 1999.
Zuccato et al., 2000.
0 / 0,002c
Xd
USGS, 2004.
195
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
Diklofenak
Analgetika
0,310 – 0,930
2,1a
Ytvatten
(mikrog/L)
Floder
(mikrog/L)
Sediment från
flod
(nanog/kg)
Referenser
Buser et al. 1998.
0,015 –
0,304
0,038 –
0,489
0,001 –
0,012
Halling-Sørensen et al.,
1998.
Daughton och Ternes, 1999.
0,001 0,006
0,489a
1,63
Grundvatten
(mikrog/L)
0.37a
1,2
0,005 - 1,59
2,51
Dricksvatten
(mikrog/L)
Zuccato et al., 2001.
0,005 - 0,49
Zwiener et al., 2001.
Heberer, 2002.
0,0062
0,5 – 1,8
Laville, 2003.
0,68 - 5,45
0,99
Diltiazem
Enalapril
Kalciumantagonist
0,049a
Kolpin et al., 2002.
a
ACE-hämmare
0,0001
Zuccato, 2003.
0,0003
Enalaprilat
ACE-hämmare
0,046a
Kolpin et al., 2002.
ErythromycinH2O (erythromycin metabolit)
Antibiotika
∼1
Halling-Sørensen et al.,
1998.
630
400 / 600c
Zuccato et al., 2000.
10
1
a
6,00
Zuccato et al., 2001.
a
1,70
Zwiener et al., 2001.
a
1,7
Kolpin et al., 2002.
0,0014 0,0159
Zuccato, 2003
0,0045
196
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Etinylöstradiol
(17α - Ethinyl
östradiol)
Könshormon
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
0,007a
< 0,0002 1,78h
Dricksvatten
(mikrog/L)
Grundvatten
(mikrog/L)
Floder
(mikrog/L)
<0,0002
0,0002 0,015
<0,0005
0,0043a
< 0,0001 0,0043
< 0,005
0,002 - 0,015
< 0,005
Kozac et al., 2001.
0,002 - 0,005
0,004a
Zuccato et al., 2001.
Referenser
Halling-Sørensen et al.,
1998.
< 0,0005
Daughton och Ternes, 1999.
a
0,831
0,017
0,009
Sediment från
flod
(nanog/kg)
Ytvatten
(mikrog/L)
Kolpin et al., 2002.
0,0043a
0,0005 /
0,0024
Larsson, 2003.
0,0024a
Heberer, 2002.
i
0,001 - 0,003
Fenazon
0,41a
0,95a
Fenoterol
Lätt analgetika, inflammationshämmande
Antiastmatika
Fluoxetin
Antidepressant
0,012
Kolpin et al., 2002.
Furosemid
Diuretika (vätskedrivande)
0,0017 0,067
Zuccato, 2003.
Daughton och Ternes, 1999.
0,4
a
0,06
Reddersen et al., 2002.
a
0,061
Daughton och Ternes, 1999.
0,2547
Gemfibrozil
0,19a
Serumlipidsänkande
a
Hydroklorotiazid
Diuretika (vätskedrivande)
1,5
0,51
upp till mikrog/L nivå
upp till mikrog/L nivå
Zuccato et al., 2001.
Zwiener et al., 2001.
0,340a
0,0244a
Heberer, 2002.
Zuccato, 2003.
0,255
Ibuprofen
Analgetika
<0,005 0,041
0,017 - 0,139
197
Halling-Sørensen et al.,
1998.
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
3,4a
Ytvatten
(mikrog/L)
Floder
(mikrog/L)
Dricksvatten
(mikrog/L)
Grundvatten
(mikrog/L)
Sediment från
flod
(nanog/kg)
0,53a
Daughton och Ternes, 1999.
0,008a
220
0,139a
0,05 - 3,35
0,87 - 85
Referenser
Zuccato et al., 2000.
Zuccato et al., 2001.
0,05 – 0,28
Zwiener et al., 2001.
a
2,7
Heberer, 2002.
a
1,0
Kolpin et al., 2002.
a
0,0097
Zuccato, 2003.
0,078
Ifosfamid
Cytostatika
Halling-Sørensen et al.,
1998.
0,024b
2,9a
Daughton och Ternes, 1999.
1,91ab
Indometacin
Antiinflammatorisk
< 0,005 0,026
0,017 - 0,121
0,60a
Ivermektin
Endektocid
Jomeprol
Kontrastmedel
Jopamidol
Kontrastmedel
Kontrastmedel
0,20a
Daughton och Ternes, 1999.
> 60 %: utsöndrat med fekalierna de tre första dagarna efter injektionen, 2% konc. i urinen
Halling-Sørensen et al.,
1998.
upp till mikrog/L nivå
Heberer, 2002.
upp till mikrog/L nivå
15a
upp till mikrog/L nivå
Jopromid
Halling-Sørensen et al.,
1998.
Daughton och Ternes, 1999.
upp till
mikrog/L
nivå
upp till mikrog/L nivå
11a
upp till mikrog/L nivå
Heberer, 2002.
Daughton och Ternes, 1999.
upp till
mikrog/L
nivå
upp till mikrog/L nivå
198
Heberer, 2002.
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
Karbamazepin
Antiepileptika
6,3a
Ytvatten
(mikrog/L)
1,1a
Floder
(mikrog/L)
Dricksvatten
(mikrog/L)
Grundvatten
(mikrog/L)
Sediment från
flod
(nanog/kg)
Referenser
Daughton och Ternes, 1999.
a
a
1,075
0,03
a
1,1
Heberer, 2002.
2,1
1,63
Laville, 2003
0,87 - 1,2
0,95
Ketoprofen
Antiinflammatorisk.
Klaritromycin
Antibiotika
0,38a
0,12a
a
a
0,24
Daughton och Ternes, 1999.
0,26
Zwiener et al., 2001.
0,0005 0,0203
0,0083
Kloramfenikol
Klortetracyklin
Antibakteriell
upp till mikrog/L nivå
upp till mikrog/L nivå
0,56a
0,06a
Analgetika
Koffein
Stimulant
Heberer, 2002.
Zwiener et al., 2001.
a
Antibiotika
Kodein
Zuccato, 2003.
0,69
Kolpin et al., 2002.
a
0,019
Kolpin et al., 2002.
∼1
16 - 292
>1
6,0
Kolpin et al., 2002.
5,7
Metformin
Antidiabetika
Metoprolol
Betablockerare
0,15a
a
2,2
Kolpin et al., 2002.
a
2,2
Daughton och Ternes, 1999.
upp till mikrog/L nivå
Naproxen
Antiinflammatorisk
0,52a
Heberer, 2002.
0,39a
Daughton och Ternes, 1999.
0,02 - 0,05
Noretistron
Könshormon
Halling-Sørensen et al.,
1998.
Stumpf et al., 1999.
< 0,01
<1
199
Halling-Sørensen et al.,
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
Ytvatten
(mikrog/L)
Floder
(mikrog/L)
Dricksvatten
(mikrog/L)
Grundvatten
(mikrog/L)
Sediment från
flod
(nanog/kg)
1998.
< 0,017
Norfloxacin
Antibiotika
Oxitetracyklin
Antibiotika
Paracetamol
Lätt analgetika
0,045 – 0,120
Heberer, 2002.
0,12
Kolpin et al., 2002.
0,1 - 11
285
0,34
Propranolol
Betablockerare
Halling-Sørensen et al.,
1998.
Kolpin et al., 2002.
a
6,0
Jones et al., 2001.
a
0,29
a
0,59
Daughton och Ternes, 1999.
upp till mikrog/L nivå
Heberer, 2002
0,01- 0,09
Ranitidin
Referenser
Laville, 2003
Medel vid magsår
150
410
0,01a
Zuccato et al., 2000.
Kolpin et al., 2002.
a
0,004
Zuccato, 2003.
0,0385
Roxitromycin
Antibiotika
1,00a
0,56a
Zwiener et al., 2001.
a
0,18
Salbutamol
Bronkodilator
a
0,17
Kolpin et al., 2002.
a
0,035
Daughton och Ternes, 1999.
a
0,0017
Zuccato, 2003.
0,0025
Sotalol
Betablockerare
Sulfametoxazol
Antibiotika
0,56a
1
a
2,00
Heberer, 2002.
Zuccato et al., 2001.
a
0,48
Zwiener et al., 2001.
a
0,41
a
Heberer, 2002.
Kolpin et al., 2002.
1,9
200
Förekomst i miljön
Substans
Funktion
Utlopp från
reningsverk
(mikrog/L)
Ytvatten
(mikrog/L)
Floder
(mikrog/L)
Dricksvatten
(mikrog/L)
Grundvatten
(mikrog/L)
Sediment från
flod
(nanog/kg)
Referenser
0,52a
0,05 - 0,09
Laville, 2003
0,02
Montforts, 2001.
Sulfasalazin
Intestinala inflammationer
Teofyllin
Antiastmatika
Terbutalin
Bronkodilator
0,12a
Daughton och Ternes, 1999.
Testosteron
Könshormon
0,8 - 1,1j
Halling-Sørensen et al.,
1998.
Tetracyklin
Antibiotika
Timolol
Betablockerare
Trimetoprim
Antibiotika
Tylosin
Antibiotika
Halling-Sørensen et al.,
1998.
∼1
a
0,07
a
0,66
0,214a
Kolpin et al., 2002.
∼1
1
Halling-Sørensen et al.,
1998.
Zuccato et al., 2001.
0,11
Kolpin et al., 2002.
a
Daughton och Ternes, 1999.
a
Zwiener et al., 2001.
0,01
0,20
0,0006 /
0,0017c
0,0022
2640
Zuccato et al., 2000.
130
0,28a
Warfarin
Antikoagulant
Östradiol
Könshormon
Kolpin et al., 2002.
d
0 – 0,130e
<0,00030,0055
X
USGS, 2004.
0,023-0,025
Kozac et al., 2001.
0,074af
Kolpin et al., 2002.
ag
0,2
0,093ag
Östriol
Könshormon
0,051a
Kolpin et al., 2002.
201
a
max värde
f
17α-östradiol
b
utlopp från sjukhus, genom reningsverk
g
17β-östradiol
c
två provtagningar i samma flod
h
värden från åtta referenser, spridda mellan sju länder.
d
hänvisning till referens, värde redovisas inte
i
medelvärde från Tyskland, England, Nederländerna och USA
e
värden från nio referenser, spridda mellan åtta länder.
j
nmol/liter inkommande avloppsvatten
202
Tabell B. Läkemedelssubstanser analyserade i svenska utgående avloppsvatten
Substans
Halt (mikrog/L)
Referens
acebutolol
aminofenazon
amoxicillin
ampicillin
betaxolol
bezafibrat
cefadroxil
cefuroxim
ciprofloxacin
ej detekterad (e.d)
e.d
e.d
e.d - 0,063
e.d
e.d
e.d - 0,129
e.d - 0,150
0.03
0,008 - 0,013
e.d - 0,060
e.d
0,5 - 0,7*
e.d - 0,915
0,01
e.d
0,0045
e.d
e.d
e.d*
e.d
e.d*
e.d
e.d
2,07
0,5*
7,11
0,2 - 0,3*
3,3 - 5,0*
0,87
0,38 - 0,40
e.d
0,2 - 0,8*
e.d
0,46
e.d*
0,13
< 0,02*
0,39
0,60 - 0,89*
0,015 - 0,080
e.d - 0,107
2,15
0,6 - 1,2*
0,03
0,008 - 0,012
e.d - 0,037
0,12
< 0,02*
0,006 - 0,007
e.d - 0,052
e.d
REMPHARMAWATER, 2003
REMPHARMAWATER, 2003
Naturvårdsverket, 2003 a
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
REMPHARMAWATER, 2003
Naturvårdsverket, 2003 a
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
Stockholms läns landsting, 2003
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
Naturvårdsverket, 2003 a
Larsson et al., 1999
REMPHARMAWATER, 2003
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
Stockholms läns landsting, 2003
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
REMPHARMAWATER, 2003
Stockholms läns landsting, 2003
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
Spenshult, 2002
Stockholms läns landsting, 2003
Naturvårdsverket, 2003 a
REMPHARMAWATER, 2003
diklofenak
doxycyklin
enoxacin
erytromycin [-H2O]
etinylöstradiol
fenazon
fenofibrat
fenoprofen
fenoximetylpenicillin
flurbiprofen
gemfibrozil
ibuprofen
indometacin
karbamazepin
ketoprofen
klofibrat
klofibrinsyra
lomefloxacin
metoprolol
metronidazol
naproxen
norfloxacin
ofloxacin
oxprenolol
* utgående avloppsvatten från sjukhusreningsverk
203
Bilaga 7: Sammanställning av ekotoxicitetsdata från litteraturen
Observera att denna sammanställning ej är komplett. Fokus ligger på de i utredningen utvalda läkemedelssubstanserna.
Substans
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
amoxicillin
Microcystis aeruginosa (cyanobakt/blågrönalg)
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50, endast PNEC-värde angivet (omräknat m. h. a. säkerhetsfaktorn)
EC50, endast PNEC-värde angivet (omräknat m. h. a. säkerhetsfaktorn)
NOEL, fysiol. test, 10 dygn
0,0037 mikrog/L
Jones et al., 2002
250 mikrog/L
Jones et al., 2002
400 millig/kg kroppsvikt
Nakauchi och Miyazaki, 1998
Microcystis aureginosa (cyanobakt/blågrönalg)
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt, 7 dygn
0,0037 millig/L
Holten Lutzhoft et al., 1999.
NOEC, tillväxt, 7dygn
Brain et al., 2004
(grönalg)
PNEC, ECOSAR
> 1000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
77,7 mikrog/L*
Hydra vulgaris (cnidaria)
Akuttox, 7 dygn, effekt på polypstruktur,
(LOEC)
Akuttox, 7 dygn, effekt på polypstruktur,
(NOEC)
EC50 (tillväxt inhibering)
10 millig/L (enda konc. med
effekt)
1 millig/L
Pascoe et al., 2003
80 mikrog/L
Kümmerer et al., 2000
SOS chromotest (bakteriellt gentoxtest)
0,2-0,4 mikrog/L
Kümmerer et al., 2000
bakterier
EC50
0,61 millig/L
Halling-Sørensen et al., 2000
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50
2,97 millig/L
Halling-Sørensen et al., 2000
Microcystis aeruginosa (cyanobakt/blågrönalg)
Daphnia magna
EC50
0,005 millig/L
Halling-Sørensen et al., 2000
NOEC
60 millig/L
Halling-Sørensen et al., 2000
Brachydanio rerio (zebrafisk)
NOEC
100 millig/L
Halling-Sørensen et al., 2000
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt antal "fronds", 7 dygn
697 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn
300 mikrog/L
Brain et al., 2004
cefalexin
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 dygn
Brain et al., 2004
cyklofosfamid
Biomphalaria glabrata (mollusk, sötvatten )
Dominant letal test (könscellsmutationstest)
> 1000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
könscellsmutagent
Seriola quinqueradiata (fisk)
atenolol
Hydra vulgaris (cnidaria)
ciprofloxacin
Ps putida (bakterie)
204
Jones et al., 2002
Pascoe et al., 2003
Nakano et al., 2003
Substans
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
(fisk)
EC50, ECOSAR
70 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(Daphnid)
EC50, ECOSAR
1795 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(alg)
EC50, ECOSAR
11 millig/L*
Sanderson et al., 2003
EC50, 24 tim (Rotoxkit F)
5,4 millig/L
Calleja et al., 1994
EC50, 24 tim
24,6 millig/L
Calleja et al., 1994
Daphnia magna (känsligast av 5 invertebra- EC50, 24 tim
ter)
EC50
Daphnia magna
14,1 millig/L
Calleja et al., 1994
13,9 millig/L; 4,3 millig/L
Halling-Sørensen et al., 1998
gam
Akuttox, föda, njursvikt, LOAEL
0,007 millig/kg
Oaks et al., 2004
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, 30 min
11,45 millig/L
Ferrari et al., 2003
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, ToxAlert, 15 min
13.5 millig/L
Farré et al., 2001
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, Microtox
13,7 millig/L
Farré et al., 2001
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum (grönalg)
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum (grönalg)
Daphnia magna
NOEC, 96 tim, tillväxt
10 millig/L
Ferrari et al., 2003
LOEC, 96 tim, tillväxt
20 millig/L
Ferrari et al., 2003
EC50, 48 tim
224.3 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
EC50, 48 tim
22,7 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
NOEC, 7 dygn, reproduktion
1,0 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
LOEC, 7 dygn, reproduktion
2,0 millig/L
Ferrari et al., 2003
Brachionus calyciflorus (rotifer)
NOEC, 48 tim, reproduktion
12.5 millig/L
Ferrari et al., 2003
Brachionus calyciflorus (rotifer)
LOEC, 48 tim, reproduktion
25 millig/L
Ferrari et al., 2003
Danio rerio (zebrafisk)
NOEC, 10 dygn, ELS
4 millig/L
Ferrari et al., 2003
Danio rerio (zebrafisk)
LOEC, 10 dygn, ELS
8 millig/L
Ferrari et al., 2003
Desmodesmus subspicatus (grönalg)
EC50, natriumsaltet, 72 tim
72 millig/L
Cleuvers, 2003
Daphina magna
EC50, natriumsaltet, 48 tim
68 millig/L
Cleuvers, 2003
Lemna minor
EC50, tillväxt, 7 dygn
7,5 millig/L
Cleuvers, 2003
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
316 mikrogL
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt, 7 dygn
300 mikrog/L
Brain et al., 2004
dextropropoxi- Brachionus calyciflorus (känsligast av 5 infen
vertebrater)
Daphnia magna
diazepam
diklofenak
doxocyklin
205
Substans
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
etinylöstradiol
Invertebrattoxicitet
NOEC, reproduktion
0,01 millig/L
Halling- Sørensen et al., 1998
EC50, reproduktion
0,105 millig/L
Halling- Sørensen et al., 1998
EC50, akut
5,7 millig/L
Halling- Sørensen et al., 1998
Algtoxicitet
EC50
0,84 millig/L
Halling- Sørensen et al., 1998
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
0,00003 mikrog/L
Metcalfe et al., 2001
Brain et al., 2004
erytromycin
Lemna gibba (andmat)
LOEL, inducerad intersex (testis-ova),
exponering från kläckning-90 dygn
NOEC, tillväxt, 7dygn
fluoxetin
Daphnia spp.
EC50 (fluoxetin HCL)
> 1000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
0,94 millig/L
Oncorhynchys mykiss (regnbågslax)
LC50 (fluoxetin HCL)
2,0 millig/L
Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)
grönalg
EC50 (fluoxetin HCL)
0,031 millig/L
Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)
Sphaerium spp. (mollusk)
LOEC 4 tim
1,55 millig/L
Webb, 2001(urspr.: Fong et al., 1998)
grönalg
NOEC (fluoxetin HCL)
0,001 millig/L
Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum
Ceriodaphnia dubia (kräftdjur)
EC50, akut, tillväxt
0,024 millig/L
Brooks et al., 2003
LOEC, akut, tillväxt
0,0136 millig/L
Brooks et al., 2003
LC50, 48 tim
0,234 millig/L
Brooks et al., 2003
Ceriodaphnia dubia (kräftdjur)
LOEC, 7 dygn, repro
0,112 millig/L
Brooks et al., 2003
Ceriodaphnia dubia (kräftdjur)
NOEC, 7 dygn, repro
0,056 millig/L
Brooks et al., 2003
Daphnia magna
Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)
LC50, 48 tim
0,820 millig/L
Brooks et al., 2003
Pimephales promelas (fisk; fathead minnow) LC50, 48 tim
0,705 millig/L
Brooks et al., 2003
Hyalella azteca (amfipod, sedimentlevande)
LC50, 10 dygn
Brooks et al., 2003
Hyalella azteca (amfipod, sedimentlevande)
LOEC, 10 dygn, tillväxt
> 43 millig/kg (ingen effekt i
högsta konc.)
5,4 millig/kg
Hyalella azteca (amfipod, sedimentlevande)
Reproduktion, 42 dygn, antal avkomma/hona
LC50, 10 dygn
Ej reducerad
Brooks et al., 2003
15,2 millig/kg
Brooks et al., 2003
LOEC, 10 dygn, tillväxt
1,3 millig/kg
Brooks et al., 2003
LOEC, Reproduktion, onormal embryoutveckling
0,1 mikrog/L
Brooks et al., 2003
Chironomus tentans (chironomid, sedimentlevande)
Chironomus tentans (chironomid, sedimentlevande)
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
206
Brooks et al., 2003
Substans
gemfibrozil
ibuprofen
ivermektin**
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
LOEC, 4 v, plasmaöstradiol i honfisk,
0,1 mikrog/L
Brooks et al., 2003
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 dygn
Brain et al., 2004
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, ToxAlert, 15 min
> 1000 mikrog/L (högsta
testatde konc.)
18,8 millig/L
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, Microtox
31,5 millig/L
Farré et al., 2001
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 dygn
Brain et al., 2004
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, ToxAlert, 15 min
> 1000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
12,1 millig/L
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, Microtox
19,1 millig/L
Farré et al., 2001
Lepomis macrochirus (fisk)
LC50, 96 tim, statiskt
173 millig/L
Halling-Sørensen et al., 1998
Lepomis macrochirus (fisk)
NOEC,96 tim, statiskt
10 millig/L
Halling-Sørensen et al., 1998
Daphnia magna
LC50, 48 tim, statiskt
9,06 millig/L
IUCLID, 2000
Daphnia magna
NOEC,48 tim, statiskt
3,37 millig/L;
IUCLID, 2000
Skeletonema costatum (alg)
EC50, 96 tim
7,1 millig/L
Halling-Sørensen et al., 1998
Eisenia foetida (daggmask)
LC50, 28 dygn
315 millig/kg jord
Bloom and Matheson, 1993 (review)
Eisenia foetida (daggmask)
NOEL, 28 dygn
12 millig/kg jord
Halley et al., 1993, (review)
Daphnia magna
LC50, 48 tim
0,025 mikrog/L
Bloom and Matheson, 1993 (review)
Daphnia magna
NOEL (dödlighet), 48 tim
0,01 mikrog/L
Bloom and Matheson, 1993 (review)
Daphnia magna
0,004 mikrog/L
Bloom and Matheson, 1993 (review)
Oncorhynchus mykiss (regnbågslax)
MATC (21 dygn max. accept. toxicant
conc.)
LC50, 96 tim
3,3 mikrog/L
Bloom and Matheson, 1993 (review)
bluegill sunfish
LC50, 96 tim
5,3 mikrog/L
Bloom and Matheson, 1993 (review)
bobwhite quail
LD50, oral akut
2000 millig/kg
Bloom and Matheson, 1993 (review)
bobwhite quail
LC50, 8 dygn subakut, diet
3102 millig/kg
Bloom and Matheson, 1993 (review)
mallard duck
LD50, oral akut
85 millig/kg
Bloom and Matheson, 1993 (review)
mallard duck
LC50, 8 dygn subakut, diet
383 millig/kg
Bloom and Matheson, 1993 (review)
mallard duck
NOEC, Reproduktion, 18 mån kronisk
födoexponering,
Respiration och nitrifkation i jord (betesoch skogs)
12 millig/kg
Bloom and Matheson, 1993 (review)
Ingen effekt vid konc. 2,510 ggr högre än förväntad
exkretion
Bloom and Matheson, 1993 (review)
mikroorganismer
207
Farré et al., 2001
Farré et al., 2001
Substans
karbamazepin
ketoprofen
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
Salmo gairdneri (=Oncorhynchus mykiss,
regnbågslax)
Salmo gairdneri (=Oncorhynchus mykiss,
regnbågslax)
Chlorella pyrenoidosa (alg)
LC50, ,96 tim
3 millig/L
Halling-Sørensen et al., 1998
NOEC, 96 tim
0,9 millig/L
Halling-Sørensen et al., 1998
NOEL (no effect level)
> 9,1 millig/L
Halling-Sørensen et al., 1998
Jord
Nitrifikation och respiration, NOEC
30 mikrog/kg
Halley et al., 1993, (review)
Folsomia fimetaria (springtail)
LC50, ? tim
8.4 millig/kg torrvikt
Jensen et al., 2003
Folsomia fimetaria (springtail)
EC50, reproduktion, ? dygn
1.7 millig/kg torrvikt
Jensen et al., 2003
Folsomia fimetaria (springtail)
NOEC, reproduktion, ? dygn
0.3 millig/kg torrvikt
Jensen et al., 2003
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
LC50, ? tim
Jensen et al., 2003
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
EC50, reproduktion, 21 dygn
> 300 millig/kg (ingen effekt
vid högsta dosen)
36 millig/kg torrvikt
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
NOEC, reproduktion, 21 dygn
3 millig/kg
Jensen et al., 2003
Bakterier
Standardtester, NOEC
2 millig/kg
Halley et al., 1993, (review)
Svamp
Standardtester, NOEC
2 millig/kg
Halley et al., 1993, (review)
Scarabaeidae (dynglevande insektslarv)
NOEL (förekomst av larver i dynga)
0,125 millig/kg dynga
Halley et al., 1993, (review)
Scarabaeidae (dynglevande insektslarv)
LOEL (förekomst av larver i dynga)
0,250 millig/kg dynga
Halley et al., 1993, (review)
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, 30 min
> 81 millig/L
Ferrari et al., 2003
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum (grönalg)
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum (grönalg)
Daphnia magna
NOEC, 96 tim, tillväxt
> 100 millig/L
Ferrari et al., 2003
LOEC, 96 tm, tillväxt
> 100 millig/L
Ferrari et al., 2003
EC50, 48 tim
> 13,8 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
EC50, 48 tim
77,7 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
NOEC, 7 dygn, reproduktion
0,025 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
LOEC, 7 dygn, reproduktion
0,100 millig/L
Ferrari et al., 2003
Brachionus calyciflorus (rotifer)
NOEC, 48 tim, reproduktion
0,377 millig/L
Ferrari et al., 2003
Brachionus calyciflorus (rotifer)
LOEC, 48 tim, reproduktion
0,754 millig/L
Ferrari et al., 2003
Danio rerio (zebrafisk)
NOEC, 10 dygn, ELS
25 millig/L
Ferrari et al., 2003
Danio rerio (zebrafisk)
LOEC, 10 dygn, ELS
50 millig/L
Ferrari et al., 2003
(fisk)
EC50, ECOSAR
32 millig/L*
Sanderson et al., 2003
208
Jensen et al., 2003
Substans
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
(Daphnid)
EC50, ECOSAR
248 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(alg)
EC50, ECOSAR
164 millig/L*
Sanderson et al., 2003
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, Microtox
19,3 millig/L
Farré et al., 2001
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, ToxAlert 100, 15 min
15,6 millig/L
Farré et al., 2001
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, 30 min
91,8 millig/L
Ferrari et al., 2003
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum (grönalg)
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum (grönalg)
Daphnia magna
NOEC, 96 tim, tillväxt
75 millig/L
Ferrari et al., 2003
LOEC, 96 tim, tillväxt
150 millig/L
Ferrari et al., 2003
EC50, 48 tim
> 200 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
EC50, 48 tim
> 200 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
NOEC, 7 dygn, reproduktion
0,64 millig/L
Ferrari et al., 2003
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
LOEC, 7 dygn, reproduktion
2,56 millig/L
Ferrari et al., 2003
Brachionus calyciflorus (rotifer)
NOEC, 48 tim, reproduktion
0,246 millig/L
Ferrari et al., 2003
Brachionus calyciflorus (rotifer)
LOEC, 48 tim, reproduktion
0,740 millig/L
Ferrari et al., 2003
Danio rerio (zebrafisk)
NOEC, 10 dygn, ELS
70 millig/L
Ferrari et al., 2003
Danio rerio (zebrafisk)
LOEC, 10 dygn, ELS
140 millig/L
Ferrari et al., 2003
kotinin
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 dygn
Brain et al., 2004
levofloxacin
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
> 1000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
185 mikrog/L
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn
30 mikrog/L
Brain et al., 2004
linkomycin
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 dygn
Brain et al., 2004
lomefloxacin
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
> 1000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
97 mikrog/L
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt antal "fronds", 7 dygn
30 mikrog/L
Brain et al., 2004
(grönalg)
PNEC, ECOSAR
511,57 mikrog/L*
Jones et al., 2002
(fisk)
EC50, ECOSAR
3,32e-4 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(Daphnid)
EC50, ECOSAR
1345 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(alg)
EC50, ECOSAR
511 millig/L*
Sanderson et al., 2003
Lepomis macrochirus (fisk-bluegill sunfish)
LC50 (metformin HCL)
> 982 millig/L
Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)
Daphnia spp.
EC50 (metformin HCL)
130 millig/L
Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)
klofibratsyra
metformin
209
Brain et al., 2004
Brain et al., 2004
Substans
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
metoprolol
Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande)
LC50, 48 tim
> 100 millig/L
Huggett et al., 2002
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
LC50, 48 tim
8,8 millig/L
Huggett et al., 2002
Daphnia magna
LC50, 48 tim
63,9 millig/L
Huggett et al., 2002
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
LC50, 48 tim
> 100 millig/L
Huggett et al., 2002
monensin
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
998 mikrog/L
Brain et al., 2004
nadolol
Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande)
LC50, 48 tim
> 100 millig/L
Huggett et al., 2002
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
LC50, 48 tim
> 100 millig/L
Huggett et al., 2002
Daphnia magna
LC50, 48 tim
> 100 millig/L
Huggett et al., 2002
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
LC50, 48 tim
> 100 millig/L
Huggett et al., 2002
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, ToxAlert 100, 15 min
21,2 millig/L
Farré et al.,. 2001
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, Microtox
35 millig/L
Farré et al., 2001
neomycin
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt
Brain et al., 2004
norfloxacin
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
> 1 000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
913 mikrog/L
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn
1 000 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
532 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn
300 mikrog/L
Brain et al., 2004
Folsomia fimetaria (springtail)
EC50, reproduktion, 21 dygn
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Folsomia fimetaria (springtail)
NOEC, reproduktion, 21 dygn
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Folsomia fimetaria (springtail)
NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
EC50, reproduktion, 21 dygn
2 701 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
NOEC, reproduktion, 21 dygn
2 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
LC50, överlevnad vuxna, 21 dygn
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn
3 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
EC50, reproduktion, 21 dygn
4 420 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, reproduktion, 21 dygn
3 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
EC50, kläckbarhet, 21 dygn exponering
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, kläckbarhet, 21 dygn exponering
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
naproxen
ofloxacin
oxitetracyklin
210
Brain et al., 2004
Substans
paracetamol
propranolol
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
EC50, tillväxt, 21 dygn
>5 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, tillväxt, 21 dygn
3 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Daphnia magna
LOEC, LC10 48 tim
Wollenberger et al., 2000
Daphnia magna
EC50, reproduktion, 21 dygn
100 millig/L (högsta testade
dosen)
46,2 millig/L
Microcystis aeruginosa (cyanobakt)
EC50
0,207 millig/L
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50
4,5 millig/L
R. Salina (alg)
EC50
1,6 millig/L
Lemna minor (akvatisk vaskulär växt)
EC50, antal gröna "fronds", 7 dygn
4,92 millig/L
Halling-Sørensen, 2000 (urspr.: Holten
Lutzhøft et al., 1999)
Halling-Sørensen, 2000 (urspr.: Holten
Lutzhøft et al., 1999)
Halling-Sørensen, 2000 (urspr.: Holten
Lutzhøft et al., 1999)
Pro et al., 2003
Chlorella vulgaris (grönalg)
EC50, 48 tim
6,4 millig/L
Pro et al., 2003
(fisk)
EC50, ECOSAR
1,66e-5 millig/L *
Sanderson et al., 2003
(Daphnid)
EC50, ECOSAR
2432 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(alg)
EC50, ECOSAR
2294 millig/L*
Sanderson et al., 2003
Penaeus setiferus (crustacea )
LC50, 24 tim
> 5 millig/L
Webb, 2001(urspr.: Johnson, 1976)
Morone saxatilis (fisk- stripped bass, larv)
LC50, 24,48,72 tim (oxitetracyklin HCL)
62,5 millig/L
Webb, 2001(urspr.: Hughes, 1973)
Morone saxatilis (fisk- stripped bass, fingerling)
Lemna gibba (andmat)
LC50, 24, 48, 72, 96 tim (oxitetracyklin
HCL)
EC50, tillväxt våtvikt, 7dygn
150, 125, 100, 75 millig/L
Webb, 2001(urspr.: Hughes, 1973)
1 010 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7dygn
1 000 mikrog/L
Brain et al., 2004
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50, 72 tim
4,18 millig/L
De Liguoro et al., 2003
Streptocephalus proboscideus (känsligast av EC50, 24 tim (Streptox kit F)
5 invertebrater)
EC50, 24tim
Daphnia magna
9,2 millig/L
Calleja et al., 1994
55,5 millig/L
Calleja et al., 1994
Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande)
LC50, 48 tim
29,8 millig/L
Huggett et al., 2002
Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande)
Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande)
NOEC, reproduktion, 27 dygn
0,001 millig/L
Huggett et al., 2002
LOEC, reproduktion, 27 dygn
0,1 millig/L
Huggett et al., 2002
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
LC50, 48 tim
0,8 millig/L
Huggett et al., 2002
211
Wollenberger et al., 2000
Substans
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
NOEC, reproduktion, 7 dygn
0,125 millig/L
Huggett et al., 2002
Cerodaphnia dubia (kräftdjur)
LOEC, reproduktion, 7 dygn
0,250 millig/L
Huggett et al., 2002
Daphnia magna
LC50, 48 tim
1,6 millig/L
Huggett et al., 2002
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
LC50, 48 tim
24,3 millig/L
Huggett et al., 2002
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
0,00005 millig/L
Huggett et al., 2002
0,001 millig/L
Huggett et al., 2002
0,100 millig/L
Huggett et al., 2002
650 millig/L
Webb, 2001
Brain et al., 2004
ranitidin
Daphnia spp
Reproduktion, 4 veckor, antal lagda ägg,
LOEC
Hormonstörande effekt, 2 v, plasmaöstradiol/testosteron, hannar
Hormonstörande effekt, 2 v, plasmaöstradiol, honor
EC50
roxitromycin
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 dygn
salicylsyra
Vibrio fischeri (bakterier)
EC50, ToxAlert 100, 15 min
> 1 000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
43,1 millig/L
Scenedesmus subspicatus (grönalg)
EC50, 72 tim
> 100 millig/L
Henschel et al., 1997
NOEC, tillväxt, 7 dygn
Brain et al., 2004
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
Farré et al., 2001
Daphnia magna
streptomycin
Lemna gibba (andmat)
sulfadimetoxin Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
> 1 000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
248 mikrog/L
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7dygn
300 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7dygn
1 277 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7dygn
1 000 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
81 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt antal "fronds", 7 dygn
30 mikrog/L
Brain et al., 2004
Folsomia fimetaria (springtail)
EC50, reproduktion, 21 dygn
475 millig/kg torrvikt
Jensen et al., 2003
Folsomia fimetaria (springtail)
LC50, ?
Jensen et al., 2003
Daphnia magna
LC50 48 tim
> 5 000 millig/kg torrvikt
(ingen effekt vid högsta
dosen)
40 millig/L
Daphnia magna
EC50, reproduktion, 21 dygn
5,4 millig/L
Wollenberger et al., 2000
Microcystis aeruginosa (sötvattens cyanobakterie)
EC50, tillväxt, 7 dygn
0,003 millig/L
Wollenberger et al., 2000
sulfametazin
sulfametoxazol
tiamulin
212
Brain et al., 2004
Wollenberger et al., 2000
Substans
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50, tillväxt, 3 dygn
0,165 millig/L
Wollenberger et al., 2000
Daphnia magna
NOEC, LC10 48 tim
Daphnia magna
EC50, reproduktion, 21 dygn
340 millig/L (ingen effekt vid Wollenberger et al., 2000
högsta dosen)
44,8 millig/L
Wollenberger et al., 2000
Microcystis aeruginosa (sötvattens cyanobakterie)
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50, tillväxt, 7 dygn
0,09 millig/L
Halling-Sørensen, 2000
EC50, tillväxt, 3 dygn
2,2 millig/L
Halling-Sørensen, 2000
(fisk)
EC50, ECOSAR
16 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(Daphnid)
EC50, ECOSAR
550 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(alg)
EC50, ECOSAR
475 millig/L*
Sanderson et al., 2003
Nitszcha closterium (marin kiselalg)
EC50, 72 tim
16 millig/L
Salvelinus namaycush (fisk-lake trout)
LC50, 24/96 tim (tetracyklin HCL)
220 millig/L
Webb, 2001 (urspr.: Peterson et al.,
1993)
Webb, 2001(urspr.: Marking et al., 1988)
Morone saxatilis (fisk-stripped bass)
LC50, 24, 48, 96 tim (tetracyklin HCL)
>182 millig/L
Webb, 2001(urspr.: Welborn 1969)
Lemna gibba (andmat)
EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn
723 mikrog/L
Brain et al., 2004
Lemna gibba (andmat)
LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn
1 000 mikrog/L
Brain et al., 2004
trimetoprim
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 dygn
Brain et al., 2004
tylosin
Folsomia fimetaria (springtail)
EC50, reproduktion, 21 dygn
1 000 mikrog/L (högsta
testade konc)
2 520 millig/kg torrvikt
Folsomia fimetaria(springtail)
NOEC, reproduktion, 21 dygn
3 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Folsomia fimetaria (springtail)
NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn
Baguer et al., 2000
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
EC50, reproduktion, 21 dygn
> 5 000 millig/kg torrvikt
(ingen effekt vid högsta
dosen)
3 109 millig/kg torrvikt
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
NOEC, reproduktion, 21 dygn
3 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
LC50, överlevnad vuxna, 21 dygn
3 381 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Enchytraeus crypticus (white pot-worm)
NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn
2 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
EC50, reproduktion, 21 dygn
4 530 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, reproduktion, 21 dygn
3 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn
> 5 000 millig/kg torrvikt
(ingen effekt vid högsta
dosen)
Baguer et al., 2000
tetracyklin
213
Baguer et al., 2000
Baguer et al., 2000
Substans
warfarin
östradiol
östriol
Art
Typ av test
Ekotoxicitetsdata
Referens
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
EC50, kläckbarhet, 21 dygn exponering
4 823 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, kläckbarhet, 21 dygn exponering
3 000 millig/kg torrvikt
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
EC50, tillväxt, 21 dygn
Baguer et al., 2000
Aporrectodea caliginosa (earthworm)
NOEC, tillväxt, 21 dygn
> 5 000 millig/kg torrvikt
(ingen effekt vid högsta
dosen)
3 000 millig/kg torrvikt
Daphnia magna
LC50 48 tim
680 millig/L
Wollenberger et al., 2000
Daphnia magna
NOEC, reproduktion, 21 dygn
45 millig/L
Wollenberger et al., 2000
Microcystis aeruginosa (sötvattens cyanobakterie)
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50, tillväxt, 7 dygn
0,034 millig/L
Halling-Sørensen, 2000
EC50, tillväxt, 3 dygn
1,38 millig/L
Halling-Sørensen, 2000
Selenastrum capricornutum (grönalg)
EC50, 72 tim
0,95 millig/L
De Liguoro et al., 2003
(fisk)
EC50, ECOSAR
27,4 millig/*
Sanderson et al., 2003
(Daphnid)
EC50, ECOSAR
66 millig/L*
Sanderson et al., 2003
(alg)
EC50, ECOSAR
16 millig/L*
Sanderson et al., 2003
Lemna gibba (andmat)
NOEC, tillväxt, 7 d
> 1 000 mikrog/L (högsta
testade konc.)
67 millig/L
Brain et al., 2004
0,004 mikrog/L
Metcalfe et al., 2001
0,0004 mikrog/L
Metcalfe et al., 2001
0,75 mikrog/L
Metcalfe et al., 2001
0,075
Metcalfe et al., 2001
0,01 mikrog/L
Metcalfe et al., 2001
Photobacterium phosphoreum (känsligast av EC50, 15 min (Microtox)
fem invertebrater)
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
LOEL, inducerad intersex (testis-ova),
exponering från kläckning-90 dygn
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
NOEL, inducerad intersex (testis-ova),
exponering från kläckning-90 dygn
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
LOEL, inducerad intersex (testis-ova),
exponering från kläckning-90 dygn
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
NOEL, inducerad intersex (testis-ova),
exponering från kläckning-90 dygn
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk)
LOEL, skev könsfördelning (signifikant
fler hannar än honor), exp. som ovan
* QSAR-värde
** Det finns många publikationer som behandlar effekten av ivermektin på dyngbaggar och dynglevande insektslarver. Effektnivåer ges som dos till ett
visst djurslag och hur många dagar efter dosering som dyngan är toxisk/inte innehåller dessa insekter, alltså ej några värden på hur hög halten är i dyngan.
214
Baguer et al., 2000
Calleja et al., 1994
Bilaga 8: Humanläkemedel: 100-lista dygnsdoser, försäljning år 2002
Aktiv substans
ATC-kod
Användning
Karbamid
Acetylsalicylsyra
Furosemid
Natriumfluorid
Askorbinsyra
Glycerol
Multivitamin + järn
Paracetamol
Simvastatin
Laktulos
Enalapril
Citalopram
Budesonid
Levotyroxin
Metoprolol
Ramipril
Cyanokobalamin
Insulin
D02AE01
B01AC06, N02BA01, N02BA51
C03CA01
A01AA01
A11GA01
D02AX00
A11AA01
N02BE01
C10AA01
A06AD11
C09AA02
N06AB04
R01AD05, R03BA02
H03AA01
C07AB02
C09AA05
B03BA01
A10AB01, A10AB04, A10AC01,
10AD01
C07AB03
C01DA14
C08CA02
C10AA05
N05CF01
M01AE01
N06AB06
A11EA00
G03AB03
Hudskyddande
Smärtstillande, inflammationshämmande, mot blodpropp
Blodtryckssänkande
Mot karies
Vitamin
Hudskyddande och uppmjukande
Vitamin
Smärtstillande, febernedsättande
Blodfettsänkande
Laxermedel
Blodtryckssänkande
Mot depression
Mot astma (inflammationshämmande)
Sköldkörtelhormon
Blodtryckssänkande
Blodtryckssänkande
Vid megaloblastanemi, vitamin B12
Mot diabetes
Atenolol
Isosorbidmononitrat
Felodipin
Atorvastatin
Zopiklon
Ibuprofen
Sertralin
Vitamin b-komplex
Levonorgestrel+östrogen
Blodtryckssänkande
Mot kärlkramp
Blodtryckssänkande
Blodfettsänkande
Lugnande
Smärtstillande, inflammationshämmande
Mot depression
Vitamin
Könshormon
215
Dygnsdoser
326 383 070
232 795 121
173 942 872
145 857 038
145 779 425
122 392 060
113 269 400
107 403 852
95 345 198
77 550 955
71 408 563
70 692 072
70 435 877
69 859 515
63 503 488
61 213 538
60 499 340
60 189 801
59 961 126
59 638 816
58 451 093
56 876 602
49 149 764
46 351 919
46 125 372
45 576 179
44 541 728
Aktiv substans
ATC-kod
Användning
Omeprazol
Hydrokortison
Propiomazin
Lansoprazol
Betametason
Östradiol
Hydroklorotiazid + amilorid
Oximetazolin
Multivitaminer, utan annan tillsats
Amlodipin
Zolpidem
Loratadin
Xylometazolin
Terbutalin
Kodein
Diklofenak
Noretisteron + östrogen
Naproxen
Östriol
Prednisolon
Desogestrel+östrogen
Metformin
Levonorgestrel+östrogen
Acetylcystein
Ketokonazol
Hydroxokobalamin
Cetirizin
Digoxin
Ipratropium
Glibenklamid
Warfarin
Pravastatin
A02BC01
D07AA02
N05CM06
A02BC03
D07AC01, H02AB01
G03CA03
C03EA01
R01AA05
A11BA00
C08CA01
N05CF02
R06AX13
R01AA07
R03AC03
N02AA59
M01AB05
G03FA01
M01AE02
G03CA04
H02AB06
G03AA09
A10BA02
G03AA07
R05CB01
D01AC08
B03BA03
R06AE07
C01AA05
R03BB01
A10BB01
B01AA03
C10AA03
Mot magsår
Inflammationshämmande
Lugnande
Mot magsår
Inflammationshämmande
Könshormon
Blodtryckssänkande
Avsvällande vid snuva
Vitaminer
Blodtryckssänkande
Lugnande
Mot allergi
Avsvällande vid snuva
Mot astma (luftvägsvidgande)
Smärtstillande
Inflammationshämmande
Könshormon
Inflammationshämmande
Könshormon
Inflammationshämmande
Könshormon
Mot diabetes
Könshormon
Slemlösande vid hosta
Mot svampinfektion
Mot megaloblastanemi
Mot allergi
Hjärtstimulerande
Mot astma (luftvägsvidgande)
Mot diabetes
Mot blodpropp
Blodfettsänkande
216
Dygnsdoser
43 134 737
41 064 670
40 535 719
38 104 640
37 793 854
36 439 617
36 266 666
35 647 580
35 643 555
34 303 312
33 623 164
33 301 433
31 912 437
31 285 280
30 795 817
27 583 523
27 494 292
27 472 056
26 889 214
26 644 619
26 608 568
26 247 795
25 722 956
25 271 586
25 134 720
25 079 000
24 916 519
24 809 220
24 735 850
20 769 560
20 144 288
19 397 682
Aktiv substans
ATC-kod
Användning
Losartan
Kandesartan
Nikotin
Diazepam
Tramadol
Medroxiprogesteron
Salicylsyrapreparat
Dextropropoxifen
Flunitrazepam
Salbutamol
Paroxetin
Bendroflumetiazid
Venlafaxin
Esomeprazol
Spirnolakton
Glycerylnitrat
Ranitidin
Mometason
Bendroflumetiazid
Fenoximetylpenicillin
Celecoxib
Oxazepam
Ispaghula
Cocillana-etyfin
Ketoprofen
Al-, Ca- och K-salter
Bromhexin
Fenylpropanolamin
Doxycyklin
Levodopa + dekarboxylashämmare
Loperamid
Gramicidin
C09CA01
C09CA06
N07BA01
N05BA01
N02AX02
G03AC06
D02AF00
N02AC04, N02AC54
N05CD03
R03AC02
N06AB05
C03AB01
N06AX16
A02BC05
C03DA01
C01DA02
A02BA02
D07AC13
C03AA01
J01CE02
M01AH01
N05BA04
A06AC01
R05FA02
M02AA10
A02AD01
R05CB02
R01BA01
J01AA02
N04BA02
A07DA03
R02AB30
Blodtryckssänkande
Blodtryckssänkande
Rökavvänjning
Lugnande
Smärtstillande
Könshormon
Hudskyddande och uppmjukande
Smärtstillande
Lugnande
Mot astma (luftvägsvidgande)
Mot depression
Blodtryckssänkande
Mot depression
Mot magsår
Blodtryckssänkande
Mot kärlkramp
Mot magsår
Inflamationshämmande
Blodtryckssänkande
Mot bakterieinfektion
Inflammationshämmande
Lugnande
Laxermedel
Mot hosta
Inflammationshämmande
Mot halsbränna/sur mage
Slemlösande vid hosta
Avsvällande vid snuva
Mot bakterieinfektion
Mot Parkinsons sjukdom
Mot diarré
Mot bakterieinfektion
217
Dygnsdoser
19 366 284
19 086 859
18 847 747
18 635 653
18 496 265
18 470 586
18 270 085
17 609 300
17 319 628
16 800 345
16 617 140
16 387 273
16 340 228
15 930 464
15 789 801
15 763 013
15 314 781
15 281 820
14 889 400
14 870 761
14 846 460
12 837 257
12 535 034
11 181 838
10 477 073
8 761 847
7 706 739
6 616 904
6 612 993
5 932 173
5 430 980
4 819 345
Aktiv substans
ATC-kod
Användning
Acetylcystein/Bromhexidin
Noskapin
Flukloxacillin
Laurylsulfat
Alginsyra
Elektrolyter
Ketobemidon
Ekonazol
Glukos
R05CB10
R05DA07
J01CF05
A06AG11
A02BX13
B05BB01
N02AB01
G01AF05
B05BA03
Slemlösande vid hosta
Mot hosta
Mot bakterieinfektion
Laxermedel
Mot magsår
Reglering av elektrolytbalans
Smärtstillande
Mot svampinfektion
Infusionsvätska kolhydrat
218
Dygnsdoser
4 386 820
4 278 447
4 139 711
3 518 846
2 790 650
2 127 696
1 563 770
1 147 728
1 118 030
Bilaga 9:Veterinärmedicinska läkemedel: 100-lista förpackningar, försäljning år 2002
Aktiv substans
ATC-kod
Användning
Albendazol/Flubendazol/Fenbendazol
Tetrahydropyrimidiner
Fipronil/Imidakloprid
Prazikvantel
Ampicillin
Makrocykliska laktoner
Medroxiprogesteron
Karprofen
Amoxicillin
Enrofloxacin
Prednisolon
Bensylpenicillin
Klindamycin
Sulfadiazin + trimetoprim
Doxycyklin
Cefalexin
Kinolinderivat
Meloxicam
Pyretriner
Fusidinsyra
Levande fungorala vacciner för nötkreatur
Penicilliner i kombination med andra antibakteriella
Moxidektin
Flunixin
Betametason + antibiotika
Selenkombination
Laurylsulfat
QP52AC1
QP52AF0
QP53AX1
QP52AA5
QJ01CA0
QP54AA0
QG03DA0
QM01AE9
QJ01CR0
QJ01MA9
QS02CA0
QJ01CE0
QJ01FF0
QJ01EW1
QJ01AA0
QJ01DA0
QP52AA0
QM01AC0
QP53AC0
QS01AA1
QI02AP0
QJ51RC2
QP54AB0
QM01AG9
QD07CC0
QA12CE9
QA06AA0
Maskmedel
Maskmedel
Mot parasiter
Maskmedel
Mot bakterieinfektion
Mot parasiter
Könshormon
Inflammationshämmande
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Inflammationshämmande
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Maskmedel
Inflammationshämmande
Mot parasiter
Mot bakterieinfektion
Milbemycin
QS01XA9
Mot parasiter
Mot parasiter
Inflammationshämmande
Inflammationshämmande
Mineral
Laxermedel
219
Förpackningar
270 178
227 435
195 534
146 990
139 369
129 866
93 340
92 345
82 707
80 671
73 537
71 016
66 278
50 566
50 403
47 320
42 345
41 210
34 810
30 277
27 908
27 504
18 098
18 082
18 018
16 893
16 244
15 332
Aktiv substans
ATC-kod
Användning
Förpackningar
Dexametason
QH02AB0
Inflammationshämmande
Inaktiverade bakteriella vacciner för svin
QI09AB0
Enalapril/benezapril
QC09AA0
Blodtryckssänkande
13 883
Fenylbutazon
QM01AA0
Inflammationshämmande
12 678
Övriga sömnmedel
Bensimidazolderivat
Foxim/Metrifonat
Nitroskanat
Tylosin
Oxytocin
Kalciumsalt
Spiramycin
Ceftiofur
Ketoprofen
Betametason + antibiotika
Kabergolin
Deltamitrin
Levande virala vacciner för katt
Bromhexin
Inaktiverade virala vacciner för häst
Järndextran
Hyaluronsyra
Klenbuterol
Ethacilin/Streptocillin
Lufenuron
Vitamin B-komplex
Tolfenamin
Inaktiverade virala vacciner för hund
Dihydrostreptomycin
Inaktiverade virala och bakteriella vacciner för svin
Inaktiverade virala och bakteriella vacciner för häst
QN05CM9
QP52AC0
QP53AF0
QP52AX0
QJ01FA9
QH01BB0
QA12AA2
QJ01FA0
QJ01DA9
QM01AE0
QS02CA9
QG02CB0
QP53AC11
QI06AD0
QR05CB0
QI05AA0
QB03AC9
QM09AX0
QR03CC1
QJ01RA0
QP53BC0
QA11EA0
QM01AG0
QI07AA0
QA07AA9
QI09AL0
QI05AL0
15 329
14 741
Maskmedel
Mot parasiter
Maskmedel
Mot bakterieinfektion
Hypofyshormon
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Inflammationshämmande
Inflammationshämmande, mot bakterieinfektion
Prolaktinhämmare
Mot löss/loppor
Slemlösande vid hosta
Mot järnbrist
Rörelseapparaten
Mot astma
Mot bakterieinfektion
Mot parasiter
Vitaminer
Inflammationshämmande
Mot bakterieinfektion
220
12 500
11 597
11 540
11 354
11 218
11 169
11 048
9 476
9 258
9 152
8 901
8 414
8 278
8 151
7 899
7 198
7 126
6 836
6 819
6 331
6 256
5 780
5 777
5 587
5 483
5 220
4 975
Aktiv substans
ATC-kod
Inaktiverade virala och bakteriella vacciner för mink
Formosulfatiazol
Kalciumkombination
Nelex lösn., Lotagen vet. lösn., Furoxon.
Virginiamycin
Oterna örondroppar
Inaktiverade bakteriella vacciner för häst
Glukosaminoglykan
Saknas i FASS, ingen information på Apoteket.
Isofluran
Levande virala och inaktiverade virala vacciner för
hund
Glukokortikoider i komb med antiseptika
Atipamezol
Insulin
Pimobendan
Kombivitamin
Dipyron
Mebumal, pentobarbital, nembutal
Gentamicin
Ketamin
Toltrazuril
Inaktiverade bakteriella vacciner för svin
Imizol inj 12 %
Ovex B vet. inj, incurin vet. tabl.
Levande virala vacciner för fjäderfä
Inaktiverade virala vacciner för svin
Terramycin
Dinoprost
Bensimidazolderivat
Kloprostenol
Propofol
QI20CL0
QA07AB9
QA12AX0
QG01AX0 (3/6)
QJ01XX9
QS02QA0
QI05AB0
QM01AX1
QS03OO0
QN01AB0
QI07AH0
QD01AC9
QV03AB9
QA10AC0
QC01CE9
QA11JA0
QN02BB0
QN05CA0
QJ01GB0
QN01AX0
QP51AJ0
QI09AB1
QP51AE0
QG03CA0
QI01AD0
QI09AA0
QG01AA0 (7)
QG02AD0
QP52AC5
QG02AD9
QN01AX1
Användning
Mot bakterieinfektion
Mot bakterieinfektion
Inflammationshämmande
Narkosmedel
Mot svampinfektion
Motgift mot narkosmedlet medetomidin
Mot diabetes
Hjärtstimulerande
Smärtstillande
Avlivningsvätska
Mot bakterieinfektion
Narkosmedel
Mot parasiter
Mot bakterieinfektioner
Prostaglandin
Maskmedel
Prostaglandin
Narkosmedel
221
Förpackningar
4 402
4 247
4 132
3 969
3 963
3 888
3 629
3 046
2 990
2 958
2 838
2 739
2 677
2 495
2 265
2 217
2 168
2 032
1 932
1 777
1 762
1 723
1 685
1 628
1 587
1 509
1 501
1 421
1 300
1 111
1 044
Aktiv substans
ATC-kod
Användning
Acepromazin
Sulfoklozin
Dexametason
Buserelin
Dimetylsulfox vet- inj. 200millig/m
Alizin vet. inj. 3%
Zubrin tabl.
Inaktiverade virala vacciner för katt
Levande virala vacciner för hund
Klomipramin
QN05AA0
QP51AG0
QA16QA0
QH01CA9
QM02AX0(3)
QG03XB9
QM01AX0
QI06AA0
QI07AD0
QN06AA0
Mot nervositet, aggressivitet
Mot parasiter
Inflammationshämmande
Hypotalamushormon
Mot nervositet, aggressivitet
222
Förpackningar
1 044
1 029
825
758
742
735
656
Bilaga 10: Kommentarer till inrapporterade data för
läkemedel
Totalt inrapporterades 1106 aktiva substanser av 42 läkemedelsföretag. Det inkom också data för 54 aktiva
substanser för veterinärt bruk från 3 läkemedelsföretag.
Humanmedicinska läkemedel
Stabilitets data
T½ hydrolys
12% av de inrapporterade substanserna hade uppgifter om dess hydrolyseringshastigheter. 9% av de inrapporterade värdena angav vilket protokoll som använts.
T½ för biologisk nedbrytning
26% av de inrapporterade substanserna hade uppgifter om dess bionedbrytningshastigheter. Drygt hälften
av värdena (133 av 288) rapporterades i enlighet med US. FDA (TAD 3.11) eller OECD:s testriktlinjer.
T½ fotolys
8% av de inrapporterade substanserna hade uppgifter om fotolys.
Bioackumulerings data
Ytterst få bioackumuleringsdata utöver log Kow inkom.
Ekotoxikologiska data
Algbaserade toxicitetsdata
19% av de aktiva substanser hade någon typ av inrapporterade data om toxicitet för olika alger.
Responser och använda protokoll för algbaserade toxicitetstester.
OECD
EC50
IC50
NOEC
Övriga
Σ
%
FDA
Övriga
Σ
Okänd
29
21
43
13
106
19
3
29
3
46
17
37
37
137
39
10
1
50
10
%
97
38
90
50
275
35
14
33
18
Daphniabaserade toxicitetsdata
34% av de aktiva substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för Daphnia.
Responser och använda protokoll för Daphniabaserade toxicitetstester.
OECD
EC50
NOEC
Övriga
Σ
%
FDA
Övriga
Σ
Okänd
112
60
6
178
69
51
15
135
6
2
8
110
46
64
220
33
25
1
41
223
%
297
159
85
541
55
29
16
Fiskbaserade toxicitetsdata
27% av substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för fiskar.
Responser och använda protokoll för fiskbaserade toxicitetstest.
FDA
OECD
LC50
EC50
NOEC
Övriga
Σ
%
Övriga
Σ
Okänd
77
6
58
5
146
34
1
10
7
52
3
1
1
5
130
10
26
29
195
37
13
1
49
%
241
20
95
42
398
60
5
24
11
Övriga ekotoxikologiska data
MIC värden presenterades för 4,5% av de aktiva substanserna och 8% av substanserna hade någon ytterligare information tex. toxicitetsdata för daggmaskar, toxicitet klassificering, Microtox resultat, osv. En del
utförlig information som varit svår att klassificera hamnade i denna grupp.
Kemisk-fysikaliska data
Nedan visas, i procent, hur mycket kemisk-fysikaliska data som inkommit. Vissa parametrar som tex. kokpunkt och pKa är inte relevanta för alla substanser.
%
Kokpunkt
6,0
Smältpunkt
56,6
Log Kow
43,1
Vattenlöslighet
62,2
Ångtryck
12,9
Henrys lags konstant
13,9
Refraktionsindex
pKa
6,1
25,1
Adsorptionskoefficient Koc 11,8
Veterinärmedicinska läkemedel
Totalt inrapporterades 54 aktiva substanser för veterinärt bruk av 3 läkemedelsföretag.
Stabilitets data
T½ hydrolys
En av de inrapporterade substanserna hade någon uppgift om dess hydrolyseringshastighet.
T½ för biologisk nedbrytning
Tre av de inrapporterade substanserna hade uppgifter om dess bionedbrytningshastigheter.
224
T½ fotolys
En av de inrapporterade substanserna hade någon uppgift om fotolys.
Bioackumulerings data
Ytterst få bioackumuleringsdata utöver log Kow inkom.
Ekotoxikologiska data
Algbaserade toxicitetsdata
Tre av de aktiva substanser hade någon typ av inrapporterade data om toxicitet för olika alger, varav ett var
ett litteraturvärde.
Daphniabaserade toxicitetsdata
Fem av de aktiva substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för Daphnia.
Fiskbaserade toxicitetsdata
Tre av substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för fiskar.
Övriga ekotoxikologiska data
Inga MIC värden presenterades för de aktiva substanserna och tre av substanserna hade någon ytterligare
information om toxicitet för olika växtsorter och toxicitet klassificering.
Kemisk-fysikaliska data
Nedan visas, i procent, hur mycket kemisk-fysikaliska data som inkommit. Vissa parametrar som tex. kokpunkt och pKa är inte relevanta för alla substanser.
%
Kokpunkt
5,6
Smältpunkt
20,4
Log Kow
18,5
Vattenlöslighet
33,3
Ångtryck
11,1
Henrys lags konstant
1,9
Refraktionsindex
1,9
pKa
7,4
Adsorptionskoefficient Koc
3,7
225
Bilaga 11: Preliminära ekotoxicitets-, bionedbrytnings- och
bioackumuleringsomdömen för ett urval av
läkemedelssubstanser
Tabellen är i huvudsak sorterad efter ekotoxicitet.
MG = mycket giftigt för vattenlevande organismer; något EC50 värde < 1 millig/L finns
G = giftigt för vattenlevande organismer; något EC50 värde > 1 millig/L men < 10 millig/L finns
S = skadlig för vattenlevande organismer; något EC50 värde > 10 millig/L men < 100 millig/L finns
EL = ej lättnedbrytbart; något värde som kan tolkas som ej lättnedbrytbart finns
EB = ej potential för bioackumulering utifrån log Kow eller BCF
B = potential för bioackumulering utifrån log Kow eller BCF
us = uppgift saknas
Substans
ATC-kod
acitretin
allopurinol
bromokriptin (mesylat)
bupropion4,5 (hydroklorid)
ciprofloxacin1
etinylöstradiol
felodipin2,5
flufenazin
fluoxetin
fluvoxamin (maleat)
fosinopril (natrium)
galantamin (hydrobromid)
imipramin (bas)
irbesartan
isradipin
ketotifen
klomipramin
klozapin (bas)
levonorpromazin (maleat)
maprotilin (hydroklorid)
megesterol (acetat)
mikonazol5 (nitrat)
mitomycin
moxifloxacin5
noretisteron
D05B B02
M04A A01
N04B C01
N07B A02
S01A X13
G03CA01
C08 A02
N05A B02
N06A B03
N06A B08
C09A A09
N06D A04
N06A A02
C09C A04
C08C A03
S01G X08
N06A A04
N05A H02
N05A A02
N06A A21
L02A B01
D01A C02
L01D C03
J01M A14
G03A C01, G03D,
C02
J01E E01
L02B A01
J01F A15
N05A C02
A04A A03
M05 A04
R01A D05, R03B, A02
G03H A01
M01A B05, M02A,
A15, S01B C03
L01C D02
sulfametoxazol5
tamoxifen
telitromycin
tioridazin
tropisetron
alendronat (natrium)
budesonid2
cyproteron (acetat)
diklofenak
docetaxel
226
Ekotoxicitet
Bionedbrytning
Bioackumulering
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
B
EB
B
EB
EB
B
B
EB
EB
EB
EB
EB
B
B
B
us
EB
us
EB
EB
B
B
EB
EB
B
MG
MG
MG
MG
MG
G
G
G
G
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EB
B
us
us
us
EB
B
B
EB
G
EL
us
Substans
ATC-kod
Ekotoxicitet
Bionedbrytning
Bioackumulering
drospirenon
dutasterid
etidronat5 (dinatrium)
everolimus
ibandronat5 (natrium)
imatinib (mesylat)
indanavir5 (sulfat)
klopidogrel
leflunomid
midazolam
orlistat
paroxetin2,5 (hydroklorid hemihydrat)
proklorperazin (maleat)
riluzol
risperidon
rivastigmin (vätetartrat)
trimipramin (maleat)
zoledronsyra
2
zolpidem (tartrat)
2
zoplikon
östradiol
artemeter
bambuterol (hydroklorid)
beklometason4 (diproprionat)
buspiron (hydroklorid)
esomeprazol2 (magnesiumtrihydrat)
fentanyl
flunitrazepam2
fluvastatin (natrium)
formoterol (fumaratdihydrat)
granisetron5 (hydroklorid)
hydralazin (hydroklorid)
imipenem4
kaptopril
karbamazepin
klometiazol
5
klonazepam
mangafodipir4 (trinatrium)
merkaptopurin (monohydrat)
metoprolol
moklobemid
naloxon (hydroklorid)
naproxen5
omeprazol2 (natrium)
ondansetron
oseltamivir
pindolol (bas)
prilokain
proguanil (hydroklorid)
ribavirin
ropivakain (hydrokloridmonohydrat)
tenoxikam5
tiludronat5
G03A A12
G04C B02
M05B A01
L04A A18
M05B A06
L01X X28
J05A E02
B01A C04
L04A A13
N05C D08
A08A B01
N06A B05
N05A B04
N07X X02
N05A X08
N06D A03
N06A A06
M05B A08
N05C F02
N05A F05
G03CA03
P01 E52
R03C C12
R01A D01, R03B A01
N05B E01
A02B C05
N01A H01, N02A B03
N05C D03
C10A A04
R03A C13
A04A A02
C02D B02
J01D H51
C09A A01
N03A F01
N05C M02
N03A E01
V08C A05
L01B B02
C07A B02
N06A G02
V03A B15
M01A E02
A02B C01
A04A A01
J05A H02
C07A A03
N01B B04
P01B B01
J05A B04
N01B B09
M01A C02
M05B A05
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
G
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
S
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
EL
B?
B
EB
B
EB
B
EB
EB
B
EB
B
EB
us
us
B
EB
EB
EB
B
us
B
us
us
B
EB
EB
B
EB
B
EB
EB
EB
us
EB
EB
EB
EB
EB
EB
EB
EB
EB
B
EB
EB
EB
EB
EB
EB
EB
EB
EB
EB
227
Substans
ATC-kod
topotekan5 (hydroklorid)
triamcinolon
trimetoprim5
valsartan
amiodaron (hydroklorid)
amitriptylin
amlodipin
amoxicillin3,4
L01X X17
A01A C01
J01E A01
C09C A03
C01B D01
N06A A09
C08C A01
5
atovakvon
aztreonam
caspofungin (acetat)
cisplatin
cyproheptadin (hydroklorid)
dihydrostreptomycin3
foxim3
gentamicin3
imidakloprid/fipronil3
5
karvedilol
klemastin
klomipramin (hydroklorid)
levofloxacin
norfloxacin5
ofloxacin
permetrin3
propofol
propranolol
pyridostigmin (bromid)
sertralin5
terbinafin
tiamulin
tiklopidin
tylosin3
valdecoxib5
QJ01CR0
P01A X06
J01D F01
J02A X04
L01X A01
R06A X02
QA07A A90, QJ01R
A01
QP53A F01
D06A X07
QP53A X17
C07A G02
R06A A04
N06A A04
J01M A12, S01A X00
J01M A06
J01M A01
QP53A C04
N01A X10
C07A A05
N07A A02
N06A B06
D01A E15
QJ01X X92
B01A C05
QJ01F A90
M01A H03
Ekotoxicitet
Bionedbrytning
Bioackumulering
S
S
S
S
MG
MG
MG
MG
EL
EL
EL
EL
us
us
us
us
EB
EB
EB
EB
B
EB
B
EB
MG
MG
MG
MG
MG
MG
us
us
us
us
us
us
B
EB
EB
EB
EB?
EB
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
MG
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
us
EB
EB
EB
B
EB
B
B
EB
B
us
us
EB
EB
B
EB
EB
EB
B
1
aktiv metabolit till enrofloxacin, vilken finns på listan över de 100 mest sålda veterinärmedicinska läkemedelssubstanserna (bilaga 9)
2
finns på listan över de 100 mest sålda humanmedicinska läkemedelssubstanserna (bilaga 8)
3
finns på listan över de 100 mest sålda veterinärmedicinska läkemedelssubstanserna (bilaga 9)
4
uppgift som tolkas som snabb hydrolys finns
5
uppgift som tolkas som ljuskänslig finns
228
Bilaga 12: Tillgängliga nedbrytnings- och
bioackumulationsdata för utvalda läkemedelssubstanser
Nedanstående tabell visar omfattningen på tillgängliga data rörande nedbrytning och bioackumulation från
företag och databaser samt uppgifter om vilken typ av ekotoxicitetsdata företagen rapporterat för de utvalda
substanserna. Data på ekotoxicitet som finns att tillgå i litteraturen finns summerade i bilaga 7. Numeriska
uppgifter är ersatta med ”X ” för företagsdata.
Substans
Miljödata
Referens
Albendazol
1.
log Kow = 3,14
1.
QSAR med EPI SUITE (EPA, 2003)
Atenolol
1.
2.
log Kow = – 0,03
log Kow = 0.16
1.
Kemiska Ämnen (Prevent, 2003) och egen
QSAR med EPI SUITE (EPA, 2003)
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och Jones
et al., 2002.
Företag
Företag
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Di Guardo et al., 2001.
Företag
2.
Cyklofosfamid
1.
2.
3.
4.
5.
1.
Fisktox: Salmo gairdneri (= Oncorhynchus mykiss) NOEC 96 tim > X
millig/L, enligt OECD 203.
Invertebrattox: Daphnia magna
NOEC 48 tim > X millig/L, enligt
OECD 202.
log Kow = 0,63
log Kow = 0,97
< X % på 28 dygn enligt OECD
301E.
log Kow = 4,18
1.
2.
3.
log Kow = 2,82
log Kow = 2.99
BCF 29,51
1.
1.
Fisktox: LC50 > X millig/L, enligt
OECD 203.
Invertebrattox: Daphnia magna
EC50 = X millig/L; NOEC = X millig/L, enligt OECD 202.
log Kow = 4,02
log Kow = 4,51
log Kow = X
Ej lättnedbrytbar enligt
OECD 301D o E
Fisktox: Fathead minnow LC50 > X
millig/L, enligt US EPA.
Invertebrattox: Daphnia magna
LC50 = X millig/L, enligt US EPA.
log Kow < X
Fisktox: Rainbow trout LC50 96 tim
= X millig/L.
A) Daphnia magna EC50 48 tim = X
millig/L.
B) Daphnia magna LC50 = X millig/L; NOEC = X millig/L, enligt US
FDA 4.08.
Kronisk tox: Pimephales promelas,
påverkan under hela livscykeln.
Tillväxt och sexuell utveckling påverkas signifikant vid halter vid och
över X nanogram/L. Manliga fiskar
blir inte könsmogna.
1.
2.
3.
4.
5.
Dextropropoxifen
Diazepam
Diklofenak
2.
3.
4.
5.
6.
Enalapril
1.
2.
Etinylöstradiol
3.
1.
2.
3.
229
1.
2.
3.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och databas
i EPI SUITE (EPA, 2003)
Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
och databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Di Guardo et al., 2001.
Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Företag
Företag
Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Företag
Företag
1.
2.
3.
Företag
Företag
Företag
1.
2.
Företag
A) Företag
B) Företag
3. Företag
4. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
5. Företag
6. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
7. Företag
8. Företag
9. Företag
10. Företag
Substans
Miljödata
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
Furosemid
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
Hydroklorotiazid 1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
Ibuprofen
1.
Referens
Kronisk tox: Hormonstörande i fisk:
produktion av vitellogenin hos hanfisk, Oncorhynchus mykiss EC 0,10,5 nanogram/L.
log Kow = X (pH 5) och X (pH 7)
log Kow = X
log Kow = X
CO2-utveckling X % på 28 dygn
Inte lättnedbrytbart (US FDA 3.11)
Bedöms som hydrolytiskt stabil.
Fotonedbrytning i filtrerat xenonljus
T½ = X dygn (pH 7). I naturen är
halveringstiden >> X år (pH 7) på
latituder 20 – 60 grader.
Fisktox: Golden orfe LC50 96 tim >
X millig/L enligt OECD 203.
Invertebrattox: Daphnia magna:
EC50 48 tim > X millig/L, enligt
OECD 202.
Algtox: LC50 72 tim = X millig/L
enligt OECD 201.
log Kow = X
log Kow = X
Aerob nedbrytbarhet: < X % på 15
dygn
Anaerob nedbrytbarhet:
BOD5/COD = X
Fisktox:
A) Danio rerio LC50 96 tim > X millig/L, enligt OECD 203.
B) Fathead minnow LC50 > X millig/L, enligt US EPA.
C) LC50 96 tim = X millig/L
D) Saltvattensfisk LC50 96 tim = X
millig/L
Invertebrattox:
A) Daphnia magna EC50 48 tim
> X millig/L, enligt OECD 202.
NOEC = X millig/L.
B) Daphnia magna EC50 48 tim
> X millig/L, enligt OECD 202 (I).
Algtox: EC50 96 tim = X millig/L.
Mikroorganisminhibition EC50 3 tim
> X millig/L, enligt OECD 209.
log Kow = X (25 oC), enligt OECD
107/117.
log Kow = X
log Kow = X
log Kow = X
log Kow = X
Aerob nedbrytbarhet X % enligt
OECD 301E.
Inte lättnedbrytbart, enligt OECD
301.
< X % (28 dygn), inte lättnedbrytbart, OECD 302.
log Kow: log Kow = 3.3 (pH 5, 1mM
ibuprofen); log Kow = 3.21 (pH 5, 10
mM ibuprofen); log Kow = 1.47. (pH
7, 0.1 mM ibuprofen); log Kow =
1.41 (pH 7, 1mM ibuprofen); log
Kow = 0.24 (pH 7, 10 mM ibupro-
230
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
Företag
Företag
Företag
Företag
Företag
Företag
Företag
1.
A) Företag
B) Företag
C) Företag
D) Företag
2. A) Företag
B) Företag
3. Företag
4. Företag
5. Företag
6. Företag
7. Företag
8. Företag
9. Företag
10. Företag
11. Företag
12. Företag
1.
2.
3.
IUCLID, 2000.
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
IUCLID, 2000.
Substans
Miljödata
2.
3.
Ifosfamid
1.
2.
3.
4.
5.
Ivermektin
Ketoprofen
1.
1.
2.
Metformin
1.
2.
3.
4.
5.
Metoprolol
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Naproxen
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Referens
fen).
log Kow = 3,97
Nedbrytning = 10 – 60 % efter 28
dagar, enligt OECD 301 B.
Fisktox: Salmo gairdneri LC50 96h >
X millig/L; NOEC 96 tim > X millig/L, enligt OECD 203.
Invertebrattox: Daphnia magna
EC50 48h = X millig/L; NOEC 48h =
X millig/L, enligt OECD 202.
Annan akuttox: Pseudomonas putida EC10 16 tim > X millig/L, enligt
DIN 38312, T.8.
log Kow = 0,86
< X % på 28 dygn enligt OECD
301E.
log Kow = 6,5
log Kow = X
log Kow = X
Fisktox: Leponis macrochirus
NOEC 96 tim = X millig/L, enligt
TAD 4.11 och för metforminHCl.
Invertebrattox: Daphnia magna
EC50 48 tim = X millig/L; NOEC= x
millig/L, enligt TAD 4.02, för metforminHCl.
log Kow = X (metforminHCl)
log Kow = -2,64
X % mineralisering, 28 dygn (FDAstudie för metformin HCl)
Fisktox: Regnbågslax LC50 96 tim =
X millig/L; NOEC = X millig/L, enligt
OECD 203.
Invertebrattox: Daphnia magna
EC50 48 tim > X millig/L; NOEC = X
millig/L, enligt OECD 202 (I).
Algtox: Selenastrum capricornutum
EC50 biomassa 72 tim = Xmillig/L;
EC50 tillväxthastighet 72 tim = X
millig/L; LOEC = X millig/L och
NOEC = X millig/L, enligt OECD
201.
log Kow = X
log Kow = 1,88
Ej lättnebrytbar (enligt ISO 78271984 ung. OECD 301E), gäller för
metoprolosuccinat.
Fisktox: LC50 = X och X millig/L;
NOEC = X och X millig/L; två tester
enligt OECD 203 på natriumsaltet.
Invertebrattox: Daphnia magna
EC50 = X millig/L; NOEC = X millig/L, enligt OECD 202. EC50 = X
millig/L; NOEC = X millig/L; för natriumsaltet och enligt OECD 202.
Algtox: EC50 tillväxthastighet = X
millig/L; NOEC = X millig/L enligt
OECD 201.
log Kow = X
BCF < X
Aerob nedbrytbarhet: Ej nedbrytbar.
231
1.
2.
3.
4.
5.
Företag
Företag
Företag
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Företag
1.
1.
2.
Di Guardo et al., 2001.
Företag
Företag
1.
2.
3.
4.
5.
Företag
Företag
Företag
Egen QSAR med EPI SUITE (EPA, 2003) och
Jones et al., 2002.
Företag
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Företag
Företag
Företag
Företag
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Företag
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
Företag
Företag
Företag
Företag
Företag
Halling-Sörensen et al., 1998.
Företag
Företag
Substans
Miljödata
7.
8.
Noretisteron
Oxazepam
Oxitetracyklin
1.
2.
3.
4.
5.
6.
1.
2.
1.
2.
Paracetamol
3.
4.
5.
6.
7.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
Ranitidin
1.
2.
3.
4.
5.
Salbutamol
1.
2.
Referens
Aerob nedbrytbarhet: Lättnedbrytbar
Anaerob nedbrytbarhet X % på 13
dygn; > X % på 17 dygn; X % på 28
dygn, enligt OECD 302C.
Algtox: EC50 tillväxthastighet = X
millig/L.
log Kow = 2,97.
log Kow = X
Ej lättnedbrytbar enligt OECD 301
Ej lättnedbrytbar X %, 28 dygn.
BCF 38,9
log Kow = X
BCF 10,47
Fisktox: Rainbow trout EC50 = X
millig/L.
Invertebrattox: Daphnia EC50 = X
millig/L.
Algtox: EC50 = X millig/L.
log Kow = X
log Kow = -0,90
log Kow = -1,12
BCF = X
Fisktox:
A) Pimephales promelas LC50 96
tim = x millig/L.
B) Blugill sunfish LC50 96 tim = x
millig/L.
Invertebrattox:
A) Daphnia magna EC50 48 tim = x
millig/L, enligt DIN 38412, part II
(jämförbart med OECD 202).
Algtox: Scenedesmus subspicatus:
EC50 72 tim = X millig/L.
log Kow = X
log Kow = X
log Kow = 0,51
Aerob nedbrytning: X % på 28 dygn
enligt OECD 301F.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
1.
2.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
1.
Fisktox: Kronisk Oncorhyncus mykiss EC50 14 dygn > X millig/L, en- 2.
ligt OECD 204 och för ranitidinHCl. 3.
Daphnia magna EC50 48 tim = X
4.
millig/L; NOEC 48 tim = X millig/L,
5.
enligt TAD 4.08 och för ranitidinHCl.
Algtox: Selenastrum capricornutum
IC50 72 tim = X millig/L; NOEL 72h
= X millig/L, enligt OECD 201 och
för ranitidinHCl.
log Kow = 0,27
log Kow = X (pH 5); X (pH 7); X (pH
9), för ranitidinHCl.
Invertebrattox: Daphnia: EC50 48
1.
tim = X millig/L (X millig/L för sulfa- 2.
tet) enligt TAD 4.08
log Kow = 0,64
3.
232
Företag
Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och databasen i EPI SUITE (EPA, 2003)
Företag
Företag
Företag
Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och databas
i EPI SUITE (EPA, 2003)
Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Företag
Företag
Företag
Företag
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och Jones
et al., 2002.
Loke et al., 2002.
Företag
A) Företag
B) Företag
A) Företag
Företag
Företag
Företag
IUCLID, 2000.
Företag
Företag
Företag
Företag
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Företag
Företag
Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och QSAR
med EPI SUITE (EPA, 2003)
Företag
Substans
Miljödata
3.
Simvastatin
1.
2.
Terbutalin
1.
Referens
log Kow = X (pH 5); X (pH 7 och pH
9).
log Kow = X
log Kow = X (uppskattad)
1.
2.
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Företag
1.
2.
3.
4.
5.
6.
Företag
Företag
Företag
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Företag
Företag
1.
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Halling-Sørensen et al., 1998.
Loke et al., 2002 och databas i EPI SUITE
(EPA, 2003)
Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Kemiska ämnen (Prevent, 2003).
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
3.
4.
5.
6.
1.
2.
Fisktox: Zebrafisk EC50 96 tim > x
millig/L (terbutalinsulfat)
Invertebrattox: Daphnia EC50 48 tim
= X millig/L.
Algtox: EC50 72 tim > X millig/L
log Kow = X
log Kow = X (terbutalinsulfat).
Ej lättnedbrytbar.
log Kow = –1,3
Ej nedbrytbar
Tylosin
1.
log Kow = 1,63
Warfarin
1.
Fisktox: Kilfläcksrasbora (karp)
LC50 96 tim = X millig/L.
Invertebrattox: Daphnia EC50 48 tim
= X millig/L.
log Kow = 2,52
log Kow = 2,60
1.
2.
3.
4.
Fisktox:
A) Rainbow trout LC50 96 tim > X
millig/L (löslighetsgränsen).
B) Hormonstörande i fisk: Ger produktion av vitellogenin hos hanfisk,
Oncorhynchus mykiss EC0 3 veckor
= 1-10 nanogram/L. Kan påverka
hormonsystem: RPP 100%.
C) Onchorhychus mykiss LC50 > X
millig/L, enligt OECD 203.
D) Fathead minnow EC50 90 dagar
= X nanogram/L.
2. Invertebrattox: Daphnia magna
NOEC reproduktion 21 dygn > X
mikrog/L.
3. log Kow = X
4. log Kow = X
5. log Kow = X
6. log Kow = X
7. Persistent i avlopp och sjö.
8. Fullständig nedbrytning i vattenmiljön på X dygn
9. Inte lättnedbrytbart, X % på 28
dygn
10. Inte lättnedbrytbart, efter 28 dygn,
enligt OECD 301.
11. BCF X i fisk; X i invertebrater.
1. log Kow = 2,45
1.
2.
Tetracyklin
2.
3.
4.
Östradiol
Östriol
2.
1.
1.
233
A) Företag
B) Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
C) Företag
D) Företag
2. Företag
3. Företag
4. Företag
5. Företag
6. Företag
7. Shore et al. 1993
8. Företag
9. Företag
10. Företag
11. Företag
1.
Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Bilaga 13: Beräknade Koc-värden för utvalda
läkemedelssubstanser
Nedanstående tabell visar Koc-värden för de utvalda läkemedelssubstanserna beräknat med EPI Suite (EPA,
2003).
Substans
Atenolol
Cyklofosfamid
Dextropropoxifen
Diazepam
Diklofenak
Enalapril
Etinylöstradiol
Furosemid
Hydroklorotiazid
Ibuprofen
Ifosfamid
Ketoprofen
Metformin
Metoprolol
Naproxen
Noretisteron
Oxazepam
Oxitetracyklin
Paracetamol
Ranitidin
Salbutamol
Simvastatin
Terbutalin
Tetracyklin
Warfarin
Östradiol
Östriol
Koc (L/kg)
148
318
204 000
11 200
833
1 360
4 590
188
79,6
394
318
288
106
62
349
2 690
442
97,2
61,7
27 800
32
9 640
531
57,6
273
2 980
802
234
Bilaga 14: Klassificering av läkemedel med multivariat
datamodellering
Denna rapport är utarbetad av Jerker Fick, Patrik Andersson, Magnus Johansson, Miljökemi, Umeå universitet.
Strategi och metodik
En tydlig strategi, illustrerad i figur 1, har tillämpats vid detta moment som består av
a) beräkning av fysikalisk-kemiska egenskaper,
b) kemisk karaktärisering med multivariat dataanalys och
c) multivariat regressionsanalys där fysikalisk-kemisk data kopplas till specifika miljöeffekter.
Strategin är prövad omfattande alla moment för de antibiotika som är registrerade i FASS ’00. För övriga
substanser valdes var tredje substans ut från FASS´00 och moment 1 och 2 genomfördes av beskriven metodik. Analysen omfattar ej laddade substanser, peptider samt substanser med oklar molekylstruktur. Valda
substanser avseende såväl antibiotika som övriga är specificerade i Appendix 1.
Fysikalisk-kemiska egenskaper har beräknats med molekylberäkningsprogrammen HyperChem och Dragon samt tagits fram från den vetenskapliga litteraturen. HyperChem och Dragon är beskrivet i detalj i
Appendix 2. Karaktäriseringen och tolkningen av data genomfördes med principal komponent analys
(PCA) och regressionsanalysen med partial least squares projections to latent structures (PLS). PCA är en
projektionsmetod som kan extrahera informationen från många variabler till ett fåtal informativa nya variabler, s.k. principal komponenter. Trenderna i data kan sedan illustreras grafiskt genom att plotta de nyskapade principal komponenterna där ämnen med liknande egenskaper hamnar nära varandra i rymden och
kemiskt olika föreningar separeras. Detta är illustrerat i figur 1b, där olika grupperingar är inringade. PLS
är liksom PCA en multivariat metod för dataanalys men där informationen i två dataset betraktas samtidigt.
I vårt fall använder vi PLS för att söka en korrelation mellan fysikalisk-kemiska egenskaper och bionedbrytning och effekter på vattenlevande organismer (Daphnia magna). PLS ger även data för att tolka de
mest viktiga kemiska egenskaperna för studerad effekt. PLS har använts i detta projekt för att skapa s.k.
QSAR-modeller (quantitative structure-activity relationships) med målsättningen att kunna prediktera
egenskaper och effekter för otestade substanser (figur 1c). Metoderna PCA och PLS är beskrivet i detalj i
Appendix 3.
235
Kemiska egenskaper
a)
a
b)
b
c
d
e
f
g
Kemiska egenskaper
c)
Miljöpåverkan
a
b
c
d
e
f
g
Figur 1. Strategin för karaktäriseringen av läkemedel uppdelat i 3 moment. a) Sammanställning och beräkning
av kemiska egenskaper. b) Kemisk karaktärisering med multivariat analys och tolkning av den kemiska variationen. c) En vision om struktur-aktivitetsmodeller för prediktering av effekter i miljön av läkemedel.
En intressant tillämpning av den kemiska karaktäriseringen är att använda resultaten för val och prioriteringar av substanser för framtida studier av läkemedels miljöpåverkan. De kemiska egenskaperna påverkar
effekter i miljön såsom persistens, ackumulation i exponerade organismer och toxiska effekter. Om man
gör ett strategiskt val av substanser baserat på dess kemiska egenskaper med hjälp av statistisk design och
bestämmer olika responser för miljöpåverkan så kan dessa responser predikteras för icke-testade föreningar
med liknande molekylär struktur. En liknande strategi har använts för olika grupper av persistenta organiska föreningar (t.ex. polyklorerade bifenyler (PCB) och dioxiner) där kemisk karaktärisering, PCA, statistisk
design (Appendix 3) och PLS kombinerats (t.ex. avhandlingar av Mats Tysklind 1993, (ISBN 91-7174771-0) och Patrik Andersson, 2000 (ISBN 91-7191-838-8)).
Syftet med detta moment är främst att skapa en bild över den kemiska variationen bland läkemedel använda
i Sverige. Vidare så användes antibiotika som exempel för att illustrera en strategi som skulle vara intressant att tillämpa på fler läkemedel och som innehåller kemisk karaktärisering, val av representativa set av
testsubstanser samt multivariat QSAR-modellering.
Kemiska egenskaper
Ett stort antal fysikalisk-kemiska egenskaper har beräknats med hjälp av HyperChem och Dragon, ett antal
variabler har identifierats i den öppna litteraturen och vissa har tillkommit i detta projekt direkt från läkemedelsindustrin. I stort kan variablerna grupperas i sådana som beskriver storlek på molekylen, variabler
som beskriver fördelning mellan faser, variabler relaterade till elektroniska egenskaper samt de som beskriver molekylen genom uppräkning av specifika funktionella grupper, bindningstyper eller atomer. Två olika
typer av modeller beräknades, i första fallet inkluderades så mycket information som möjligt (41 variabler)
och i det andra fallet så baserades modellen på variabler som beräknats i Dragon (22 variabler). Modellen
med färre variabler togs med för att undersöka om en enklare och mer tidseffektiv strategi skulle kunna
tillämpas för studerade substanser och responser. Alla variabler beskrivs i Appendix 4.
236
De variabler som ingår i modellerna har alla värden för mer än 50% av substanserna. Ett antal variabler
transformerades före beräkningarna för att få mer normalfördelat data. Metoder för transformering samt
vilka variabler som omfattas av detta är indikerat i Appendix 4.
Studerade effekter
De effekter som studerades vid QSAR modelleringen var bionedbrytning och effekter på rörligheten
(EC50) för vattenloppor (Daphnia magna).
Bionedbrytningshastigheten beräknades med BPP (biodegradation probability program), ett dataprogram
som uppskattar bionedbrytningen enligt en 5-gradig skala, där 5 betyder att det bryts ner inom några timmar och 1 att det tar mer än månader (Boethling et al. Environmental Science & Technology, 1994, p459465). Dessa beräkningar är baserade på 17 experters bedömning av den biologiska nedbrytningshastigheten
för 200 kemiska ämnen. Alla bedömda ämnen delades sen upp i sina beståndsdelar och en modell gjordes
för hur mycket olika kemiska grupper bidrar till nedbrytningshastigheten. Den beräknade bionedbrytningen
är alltså ett grovt mått på det verkliga värdet. Läkemedel är ofta vattenlösliga ämnen och merparten av de
ämnen som ursprungligen bedömdes var mycket fettlösliga, vilket gör att beräkningarna inte är optimerade
för läkemedel. Bristen på relevanta experimentella data gör att även denna typ av grova beräkningar/uppskattningar ändå blir ovärderliga, trots sina brister, i ett förebyggande arbete.
EC50 värden (den koncentration där man såg en bestämd effekt, orörlighet i vårt fall, för 50% av de exponerade organismerna) för Daphnia rapporterades in av tillfrågade läkemedelsbolag och utav totalt 90 antibiotika så erhöll vi värden för 30 substanser. I testet så exponeras vattenloppor (Daphnia magna) för olika
koncentrationer av kemiska ämnen under 72 timmar och resultatet blir ett mått på den akuta toxiciteten för
de olika ämnena.
Resultat
Karaktärisering av läkemedel
Denna analys omfattar 213 läkemedelssubstanser som valdes ut slumpmässigt ur FASS `00 genom att inkludera var tredje substans. De kemiska egenskaperna för substanserna är beskrivna med 22 variabler beräknade i Dragon och dess variation analyserades med PCA. Dessa 22 variabler ersätts med hjälp av PCA
av nya beräknade variabler, så kallade principal komponenter, som sammanfattar informationen och gör det
möjligt att visa den grafiskt. De tre principal komponenter som beräknades förklarar ca 60 % av den totala
variationen som finns i de ursprungliga 22 variablerna.
I figur 2 visas PC1 mot PC2. Bilden visar inga tydliga grupperingar vilket inte är förvånande eftersom läkemedel är en mycket homogen grupp kemikalier som helhet. De grupperingssystem (ATC-koden) som
läkemedel indelas i är dessutom baserat på indikationer, vilket leder till att ämnen med mycket olika egenskaper kan hamna under samma kod. Vårt urval av var tredje substans minskar också möjligheten till tydliga grupperingar. Däremot framträder vissa grupperingar baserade på kemiska egenskaper och extrema
substanser tydligt, dessa beskrivs i detalj nedan.
237
Figur 2. Karaktärisering av 213 läkemedel (scoreplot). Alla inkluderade substanser och deras kodning finns i
Appendix 1.
Den första variabeln, PC1, är främst påverkad av de variabler som beskriver storleken på molekylen. PC1
delar alltså upp substanserna i storleksordning. Den andra variabeln, PC2, sammanfattar de variabler som
påverkar substansernas fettlöslighet, PC2 visar alltså substanserna i stigande fettlöslighetsordning. Den
tredje variabeln, PC3, är den som bidrar med minst information och har en mer komplex påverkan på analysen mestadels korrelerad med strukturell information, t.ex. hur många kväve och svavelatomer det finns i
molekylerna. Variablernas betydelse för scoreplotten kan illustreras i en loadingplot, figur 3. Ju större värden på axlarna (positiva eller negativa) de olika variablerna har ju större påverkan har de på modellen, dvs.
ju längre bort från noll ju större påverkan. I figur 3. kan man tydligt se hur alla storleksbeskrivande variabler grupperas längst ut till höger (0,30-0,35 PC1), substanser som kommer att hamna långt till höger kommer alltså att ha påverkats mycket av dessa variabler dvs. de stora molekylerna. Samma resonemang går att
tillämpa på PC2, log Kow (0,45 PC2), längst upp på axeln, beskriver ett ämnes fettlöslighet och variablerna
längst ner på axeln (nHDon, nOH, nO och nHAcc, ca -0,3 PC2) beskriver ämnenas vattenlöslighet. PC2
kommer alltså att beskriva substansernas fettlöslighet med de mest fettlösliga längst upp och de mer vattenlösliga längst ner.
238
Figur 3. De olika variablernas betydelse för PCA modellen (Loading plot).
I figur 2 skiljer ett antal ämnen ut sig kraftigt från de övriga vilket visar att de har kemiska egenskaper som
avviker från det stora flertalets. Exempel på ämnen med avvikande egenskaper är mitoshämmarna, vinblastin (L01C1), vinorelbin (L01C4) och docetaxel (L01C7) och erytromycin A derivatet roxitromycin (J01F5)
som avviker p.g.a. deras stora molekylvikter, figur 2. Dessa fyra substanser är de tyngsta av alla substanser
som inkluderats i modellen (mv=800-840 g/mol). Med undantag för de joderade röntgenkontrastvätskorna
så är det här de enda substanserna som har en molekylvikt över 600 g/mol.
Akarbos (A10B1), laktitol (A06A3), rutosid (A1119) och sorbitol (B05C1) avviker p.g.a. sitt stora antal
OH-grupper i förhållande till sin molekylvikt. Dessa fyra ämnen är extremt vattenlösliga och har de lägsta
log Kow av alla ämnena.
Figur 4. Tolkning av den kemiska variationen i PC1/PC2 för 213 läkemedel.
239
Man kan tydligt se att PC1 beskriver molekylernas storlek, alla substanser ligger i mer eller mindre molekylviktsordning från cysteamin (mv 77) längst till vänster till roxitromycin (mv 837) längst ut till höger.
Man kan också se att att PC1 beskriver mer än bara själva molekylvikten. PC1 beskriver också tex. hur
många väten och kolatomer en substans har vilket gör att tunga substanser med få atomer (t.ex. joderade
och klorerade föreningar) inte hamnar bland andra jämntunga föreningar.
Vi ser att PC2 främst beskriver fettlöslighet och exempel på substanser med högt log Kow återfinns högst
upp i bilden. Neuroleptika och andra läkemedel som oftast måste passera blod-hjärn barriären grupperar sig
i övre vänstra delen. Denna grupp omfattar de läkemedel som har högst log Kow (är mest fettlösliga) och
har molekylvikter mellan 220-420 g/mol, tex. diazepam (N05B2), amitryptilin (N06A1) och rofecoxib
(M01A13), figur 5.
O
O
O
S
N
N
Cl
O
N
Diazepam
O
Amitryptilin
Rofecoxib
Figur 5. Neuroleptika och snarlika föreningar
En delgruppering som kan konstateras i PC1/PC2 är kontrastmedel (V08A) som har hög molekylvikt och är
vattenlösliga. Denna gruppering återfinns även i PC1/PC3 plotten vilket indikerar att dessa substanser har
mycket lika egenskaper.
Könshormoner (G03) grupperar sig väl i både PC1/PC2 och PC1/PC3, i båda fallen mot höga log Kow.
Kortikosteroiderna (H02A) grupperar sig och skiljer dessutom ut sig från könshormonerna genom sina mer
polära funktionella grupper och därmed också något större molekylvikter. Vad som är anmärkningsvärt här
är att liotyronin (tyreoidhormon) (H03A) grupperar sig med kortikosteroiderna och därmed visar på liknande fysikalisk-kemiska egenskaper.
Ämnena i nedre vänstra hörnet i figur 4. är vattenlösliga och har en molekylvikt i intervallet 100-300 g/mol.
Exempel på ämnen här är kaptopril (C09A1), amilorid (C03D3), och cyclofosfamid (L01A2), figur 6.
NH
O
N
HS
O
HO
Kaptopril
Cl
O
H2N
N
N
NH2
N
H
H
N
O
P
O
NH2
Cl
N
Cl
Amilorid
Cyclofosfamid
Figur 6. Exempel på små vattenlösliga molekyler som återfinns samlade I PC1/PC2 plotten.
Väl kända generella egenskaper som avspeglas i PCA plottarna är att ATC kod G (bl.a. könshormoner) har
ett högre log Kow än ATC kod J (antibiotika). ATC kod N domineras av mer fettlösliga ämnen med höga
240
log Kow, vilket är naturligt då många av dess substanser måste passera blod-hjärn barriären för att vara
aktiva.
Karaktärisering av antibiotika
Denna analys omfattar 83 läkemedelssubstanser ur gruppen läkemedel mot infektionssjukdomar (ATC kod
J) från FASS `00. Målet var att göra en modell med alla substanser men restriktionerna att utesluta peptider,
laddade och dåligt definerade substanser gjorde att 83 av 90 inkluderades, dessa är specificerade i Appendix 1. De kemiska egenskaperna för substanserna är beskrivna med dels samma 22 variabler som beräknades i Dragon för alla läkemedelssubstanser, men också med ytterligare experimentella värden, beräknade
data från HyperChem och data från litteraturen, sammanlagt 41 variabler. Tanken var att se hur väl de beräknade värdena från Dragon beskrev de kemiska egenskaperna och hur mycket bättre beskrivningen skulle
bli med ytterligare data.
I tabell 1, visas en jämförelse mellan de två modellerna och de statistiska måtten tyder på att modellerna är
väldigt lika. För en utförligare förklaring av R2 och Q2 se Appendix 5.
Tabell 1. Antibiotika modeller
Modell
Antal variabler
Antal
komponenter
R2
Q2
Alla variabler
Dragon
41
22
3
3
0,67
0,67
0,53
0,48
I stora drag uppvisar resultaten också stora likheter i sina scoreplottar, jämför figur 7 med 8. De 22 beräknade variablerna visar sig alltså kunna karaktärisera de kemiska egenskaperna i princip lika bra som den
mer omfattande modellen med 41 variabler.
Figur 7. Scoreplot från PCA modell med alla variablerna (41 st).
241
Figur 8. Scoreplot från PCA modell med Dragon variabler (22 st).
Denna analys tyder på att samma information finns i Dragon modellen som i den mer komplexa modellen. I
de följande analyserna har därför Dragon variablerna använts vilka också ger ett mer hanterbart antal variabler. Dessa variabler är beräknade vilket innebär att man får variabler som är kompletta och helt jämförbara för ett dataset.
Figur 9. De olika variablernas påverkan (loading plot)
Modellen för antibiotika påminner mycket om den större modellen med alla läkemedel. PC1 delar upp
substanserna i mer eller mindre storleksordning, alla storleksbeskrivande variabler återfinns långt till höger
i loadingploten (har höga värden på PC1 axeln), figur 9. PC2 visar fettlöslighet om än inte lika tydligt som i
modellen för alla läkemedel, figur 9. Den viktigaste variablen för att beskriva fettlöslighet, log Kow har ett
högt värde på PC2 axeln och variabler som är avgörande för att göra ett ämne vattenlösligt har låga värden
242
på PC2. Den tredje variabeln, PC3, är också här den som bidrar med minst information och sammanfattar
strukturell information som bl.a. hur många kväve och svavelatomer det finns i molekylerna.
Figur 10. Tolkning av den kemiska variationen i PC1/PC2 för 83 antibiotika substanser.
Eftersom gruppen av läkemedel mot infektionssjukdomar (ATC kod J) har en subklassificering som utgår
från läkemedlens kemiska egenskaper så finns det inga markanta avvikare däremot framträder tydliga
grupperingar, figur 10. Dessa grupperingar underlättar tolkningen eftersom substanser och variabler som
placeras på samma ställe i score respektive loading ploten (figur 9 resp. figur 10) är kopplade. Dessa variabler beskriver alltså de typiska egenskaperna för en korrelerande gruppering. Tolkningen baseras inte bara
på riktningen av variablerna (värdena på PC1 och PC2 axlarna) utan också på själva positionen i loadingploten i förhållande till positionen i scoreploten.
Tetracyklinerna (J01A) är tydligt grupperade (figur 10) och lymecyklin (J0A2) som har den största molekylvikten inom gruppen (587 jämfört med 444-460) drar sig åt höger. Tetracyklinerna är vattenlösliga vilket visar sig tydligt i loadingplotten, figur 9, eftersom de är korrelerade till antalet OH-grupper och negativt
korrelerade till log Kow.
Antibakteriella betalaktamer (J01C och D) grupperar sig som en klump men uppvisar också tydliga interna
grupperingar, figur 10. Denna gruppering är inte svår att förklara eftersom alla substanserna har en betalaktamring och en karboxylgrupp. De enda avvikarna från denna grupperingen är klavulansyra (J01C1), som
är den enda betalaktamen utan sidokedja, och cefpodoximproxetil (J01D8), ceftriaxon (J01D11) och piperacillin (J01C6) vilka är de tre betalaktamerna med de största sidokedjorna och största molekylvikterna. I
loadingplotten kan man se att det är nS (antal svavelatomer ) och log Kow som är specifika för dessa substanser, figur 9. När man plottar PC1 mot PC3 så ser man en separering av penicillinerna (J01C) och cefalosporinerna (J01D) och den variabel som leder till detta är antal svavel. Detta kan förklaras med att cefalosporinerna har 1-3 svavel atomer i sina strukturer medan penicillinerna har bara en.
243
Sulfonamider och trimetoprim (J01E) grupperar sig med sulfonamiderna tydligt skilda från trimetoprim
(J01E4), figur 10. I loadingploten visar det sig att nS är den variabel som har störst påverkan på denna
gruppering och dessutom att de är svagt korrelerade till log Kow vilket betyder att de inte är uttalat vatten
eller fettlösliga, figur 9.
Makrolider och linkosamider (J01F) är alla stora molekyler som därför grupperar sig långt åt höger i figur
10, förutom klindamycin (J013) som väger betydligt mindre och därför avviker. Dessa substanser är strukturellt lika eftersom de alla består av en makrocyklisk laktonring (en cyklisk ester) med 12-22 kolatomer
och har en eller flera kolhydrater som sidogrupp/er. De egenskaper som bidrar mest till beskrivningen av
denna grupp i loadingplotten, förrutom viktrelaterade variabler, är antal syreatomer och en negativ korrelation till log Kow vilket betyder att dessa substanser är vattenlösliga, figur 9.
Antibakteriella aminoglykosider (J01G) är en homogen grupp vilket visar sig tydligt i figur 10. Aminoglukosiderna har en unik aminocyklitolringstruktur och är mycket vattenlösliga och hamnar därför långt ner i
figur 10. Aminoglukosiderna har eterbindningar, OH-grupper, har låga log Kow värden och är svaga baser.
Dessa variabler är också de som är de viktigaste i loading ploten för denna grupp, figur 9.
Fyra av sex kinoloner (J01M), ciprofloxacin (J01M2), levofloxacin (J01M3), norfloxacin (J01M4) och
ofloxacin (J01M5) grupperar sig tillsammans med de antibakteriella betalaktamerna. Två kinoloner avviker, alatrofloxacin (J01M1) p.g.a. sin molekylvikt och trovafloxacin (J01M6) p.g.a. sin högre fettlöslighet.
De två läkemedlen i gruppen medel mot tuberkolos – Antibiotika (J04A B) är stora komplexa molekyler
som uppvisar stora strukturella likheter, vilket också leder till att de grupperar sig tillsammans.
Virus hämmande nukleosider och nukleosid- och nukleotidanaloger för systemiskt bruk (J05A B + F)
grupperar sig tydligt, figur 10. Att nukleosiderna och deras analoger grupperar sig tillsammans visar hur
lika kemiska egenskaper de har.
Proteashämmare (J05A E) är en mindre homogen grupp vilket innebär att snarlika läkemedel med samma
egenskaper grupperar sig i samma domän, figur 10. Andra ämnen med hög molekylvikt, många aromatiska
ringar och mycket svavel och kväveatomer grupperar sig också här. De variabler som beskriver dessa föreningar är alltså antal ringar, antal dubbelbindningar och PSA, figur 9. PSA är ett mått på hur stor polärytarea en molekyl har, dvs. hur stor del av ytan som är påverkad av syre-, kväve- eller svavelatomer. Denna
variabel är relaterad till vätebindande förmågan för ett ämne.
Val av träningsset substanser
För att kunna minimera kostsamma toxicitetstester och andra experimentella försök kan man använda sig
av ett träningsset. Tanken är att välja ut ett fåtal läkemedelssubstanser som väl representerar de övriga, göra
experiment för dessa och sedan tillämpa resultaten för att prediktera egenskaper för alla läkemedel. PCA
visar hur hela kemiska domänen ser ut och faktoriell design lämpar sig väl för att anpassa valet av substanser för att minimera förlusten av information. Denna metodik finns beskriven i Appendix 3. I korthet så
använder man sig av alla principal komponenterna och väljer ut substanser med höga och låga värden för
dessa tillsammans med tre-fyra substanser som grupperar sig i mitten av den kemiska domänen, s.k. centrumpunkter. På så sätt täcks hela den kemiska variationen och antalet försök minimeras.
Träningssetet är också ett bra sätt att validera PLS modellerna. De substanser som har valts med hjälp av
faktoriell design att ingå i vårt träningset för antibiotika visas i tabell 2 och deras strukturformler visas i
figur 11.
Tabell 2. Full faktoriell design matris och läkemedelssubstanserna i träningssetet.
Variabler
Exp.
1
2
x1
+
x2
-
x3
-
x4
-
ATC kod
Namn
J05A15
J01F1
Zalcitabin
Azithromycin
244
Variabler
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
+
+
+
+
+
+
+
0
0
0
0
+
+
+
+
+
+
+
+
0
0
0
0
+
+
+
+
+
+
+
+
0
0
0
0
+
+
+
+
+
+
+
+
0
0
0
0
ATC kod
Namn
J01M2
J02A2
J05A13
J01A3
J01C10
J01D5
J01X5
J01G3
J01E4
J05A10
J01D13
J01G1
J01C3
J01C6
J01D17
J01C2
J01C8
J05A5
Ciprofloxacin
Ketokonazol
Lamivudin
Oxytetracyklin
Phenoximetyl-penicillin
Cefotaxim
Tinidazol
Netilmicin
Trimetoprim
Saquinavir
Cliastatin
Amikacin
Ampicillin
Piperacillin
Meropenem
Amoxicillin
Pivmecillinam
Valaciclovir
Zalcitabin (J05A15)
Valaciklovir (J05A5)
Pivmecillinam (J01C8)
Azithromycin (J01F1)
Ciprofloxacin (J01M2)
Ketokonazol (J02A2)
Lamivudin (J05A13)
Oxytetracyklin (J01A3)
Phenoxymetylpenicillin (J01C10)
Cefotaxim (J01D5)
Tinidazol (J01X5)
Netilmicin (J01G3)
245
Cilastatin (J01D13)
Saquinavir (J05A10)
Trimetoprim (J01E4)
N
O
O
H
N
N
H
O
N
OH
O
H
N
H
H
H2N
Amikacin (J01G1)
Ampicillin (J01C3)
Meropenem (J01D17)
Amoxicillin (J01C2)
Piperacillin (J01C6)
Figur 11. Strukturformler för valda föreningar i träningssetet
QSAR-modeller
QSAR-modeller för antibiotika har beräknats med de fysikalisk-kemiska variablerna från Dragon och två
olika miljörelaterade egenskaper. Vi har framförallt inriktat oss på bionedbrytning men även skapat en
modell för effekter på vattenloppor. Målet med detta moment var att skapa modeller med hög prediktiv
förmåga för att möjliggöra prediktioner av effekter av läkemedel vars miljöeffekter ännu inte är kända.
Bionedbrytning
De första modellerna gjordes för att testa hur väl träningssetet representerar den fysikalisk-kemiska variationen i hela datasetet. Därför skapades modeller både baserat på de 20 antibiotika i träningssetet samt alla
81 antibiotika. Anledningen till att bara 81 substanser, istället för 83, användes i modelleringen var att det
inte gick att få fram värden på bionedbrytningen för alatrofloxacin (J01M1) och trovafloxacin (J01M6).
Statistisk data från denna studie är presenterad i tabell 3. Båda modellerna har två signifikanta komponenter
och använder lite drygt hälften av informationen i de kemiska variablerna (R2X). Noterbart är att den prediktiva förmågan är bättre för modellen med enbart träningssetet mätt både som Q2 och RMSEE (Root
mean squared error of estimate). Värdet RMSEE ger en direkt indikation på felet i modellen omvandlat till
modellerad skala, dvs. ett RMSEE på 0,18 betyder att prediktionerna för substanserna har ett fel på ±0,18
för en effekt som varierar mellan 1 och 3 (se figur 12). Orsaken till att modellen med enbart träningssetet är
bättre än den för alla antibiotika är att några extrema föreningar ger en stor negativ påverkan på modellen
för alla.
Tabell 3. Statistisk data från PLS modellerna för bionedbrytning av antibiotika
Modell
Antal
komponenter
R2X (cum)
R2Y (cum)
Q2 (cum)
RMSEE
RMSEP
Alla
Träningsset
2
2
0,52
0,52
0,74
0,92
0,69
0,73
0,33
0,18
0,42
246
För träningssetet ges även ett värde för prediktiviteten beräknat på de föreningar som inte var med då
modellen skapades, dvs. de 61 antibiotika som ej ingår i träningssetet. Detta värde - RMSEP (Root mean
squared error of prediction) indikerar på att modellen skulle kunna förutsäga bionedbrytningen för ett antibiotika med ett fel på ±0.42. Även detta värde är kraftigt påverkad av de substanser med extrema värden
eller som modellen ej kan hantera. I figuren nedan (figur 12) visas observerade värden för bionedbrytning
mot de som predikterats av modellen. Exempel på föreningar som påverkar modellens prediktivitet negativt
är J05A7, J01X3, J02A1 och J02A3.
Ett tydligt resultat är att substanserna i träningssetet sprider sig väl över hela aktivitetsområdet, vilket indikerar att dessa substanser fungerar väl som representanter för alla antibiotika. Man kan notera i nedre vänstra delen av figuren att två substanser (JO2A4 och J04A1) ligger utanför området för träningssetet och att
det endast i denna region krävs extrapoleringar för prediktioner. För att sätta värdena för bionedbrytning för
antibiotika i ett sammanhang har vi tagit fram data även för dioxin (2,3,7,8-TCDD), hexaklorbensen och
DDT. Dessa ligger alla mellan 1 och 1,5, vilket faktiskt väl överensstämmer med de mest persistenta antibiotika. Substanser med värden under 2 indikerar att dessa har en persistens i miljön om månader eller
längre. Skalan för bionedbrytningshastigheyten är 5 = timmar, 4 = dagar, 3 = veckor, 2 = månader och
1 = längre.
Figur 12. Observerade värden för bionedbrytning för antibiotika mot beräknade värden. 5 = timmar, 4 = dagar,
3 = veckor, 2 = månader och 1 = längre
■ = Antibiotika som inte ingick i träningssetet. ◊ = Antibiotika som ingick i träningssetet.
Daphnia magna toxicitet
Utav 90 antibiotika i FASS ’00 inlämnades uppgifter för 30 antibiotika. Av dem ingick 25 i QSAR modellen, se appendix 1. Dessa 25 substanser var inte representativa för hela datasetet, t.ex. så var tretton virushämmande medel med men bara två betalaktamer. Träningsetet kunde ej användas eftersom bara 4 av de 20
antibiotika substanserna i träningssetet var rapporterade. Att så få substanser var rapporterade ur träningssetet indikerar att den kemiska variationen bland antibiotika är dåligt täckt med befintliga data. Detta betyder
att beräknade modeller endast kommer att ha lokal giltighet och ej kan användas för prediktering av hela
läkemedelsgruppen. En PLS-modell beräknades och statistik data är redovisat i tabell 4. Tyvärr har modellen en svag prediktiv förmåga (lågt Q2) och som kan ses i figur 13 är starkt beroende av två föreningar med
låg aktivitet, zanamivir (J05A19) och cefuroxim (J01D12).
247
Tabell 4. Statistisk data från PLS modellerna för daphnia toxicitet av antibiotika
Modell
Antal
komponenter
R2X (cum)
R2Y (cum)
Q2 (cum)
RMSEE
RMSEP
Alla
3
0,68
0,67
0,22
121
-
Vid denna studie identifierades flera outliers vilket kan tyda på t.ex. helt olika mekanismer för aktivitet
eller att testerna har utförts med protokoll som delvis skiljer sig åt. Ytterligare data fördelat över fler subgrupper, t.ex. för hela träningssetet, behövs för att kunna utvärdera om det är möjligt att skapa en bra modell som kan prediktera antibiotikas toxicitet för Daphnia magna.
Figur 13. Observerade värden för daphnia toxcicitet (EC50) för antibiotika mot beräknade värden (mg/L)
Slutsatser
Det här delprojektet har visat att det är möjligt att skapa en bild över den kemiska variationen bland alla
läkemedel som används i Sverige. Med denna multivariata karaktärisering kan komplexa variationer i fysikalisk-kemiska egenskaper åskådliggöras grafiskt och som exempel kan ämnen från olika läkemedelsgrupper med liknande kemiska egenskaper identifieras.
Analysen indikerar även på substanser som utmärker sig vad gäller tex. storlek, specifika atomer, funktionella grupper eller vattenlöslighet. Vid en kartläggning av läkemedel är det av största vikt att snabbt kunna
identifiera sådana substanser eller grupper av substanser med speciella egenskaper eftersom dessa egenskaper också avspeglas i dess effekter i miljön. Den multivariata karaktäriseringen ger också möjligheter att
välja ut substanser från FASS för mer detaljerade studier relaterat till ämnenas persistens, bioackumulationspotential och toxicitet.
Den separata studien av antibiotika visade att en multivariat analys på en enskild ATC kod ger en högre
upplösning med tydliga grupperingar som också är möjliga att förklara utifrån substansernas kemiska egenskaper. Baserat på dessa data har också ett träningsset föreslagits som skulle kunna erbjuda en framkomlig
väg för att experimentellt undersöka dessa läkemedels miljöpåverkan. Föreningarna i träningssetet är valda
för att representera alla antibiotika i FASS och därför skall modeller där endast effekter eller egenskaper
bestämts för träningssetet ge giltiga prediktioner för alla antibiotika.
Av 81 antibiotika i FASS är i denna rapport 20 substanser föreslagna att ingå i träningssetet som ett strategiskt val inför experimentella studier. Substanserna giltighet har testats i en modell där beräknade kemiska
egenskaper relaterades till total bionedbrytning. Modellen visade att valda substanser väl representerar den
248
kemiska variationen bland antibiotika och dessutom möjliggjorde modellen prediktioner för övriga antibiotika.
En multivariat kemisk karaktärisering av samtliga läkemedel använda i Sverige ger en god överblick av den
kemiska variationen och skulle kunna utgöra en bra start inför en framtida miljöriskvärdering. Samma metodik som prövats för antibiotika med val av träningsset skulle kunna appliceras på andra grupper av läkemedel eller på samtliga substanser i FASS. En sådan strategi skulle kunna drastiskt minska antalet försök
vid experimentell bestämning och screening av läkemedels egenskaper i miljön.
Appendix 1. Substanser inkluderade i de multivariata analyserna
Alla substanser och deras ATC-kod (213 st)
Namn
ATC
Namn
ATC
Namn
ATC
benzydamin
nizatidin
lansoprazol
rabeprazol
atropin
granisetron
tropisetron
laktitol
balsalazid
sulfasalazin
akarbos
glibenklamid
askorbinsyra
dihydrotakisterol
menadiol
pyridoxin
rutosid
kalcitriol
cysteamin
dipyridamol
tiklopidin
folsyra
sorbitol
disopyramid
flekainid
ibutilid
dopexamin
amrinon
isosorbiddinitrat
klonidin
doxazosin
hydralazin
metolazon
torasemid
amilorid
cyklandelat
labetalol
propanolol
atenolol
esmolol
A01A2
A02B3
A02B6
A02B9
A03B1
A041
A044
A06A3
A07E1
A07E4
A10B1
A10B2
A111
A1110
A1113
A1116
A1119
A115
A16A1
B01A12
B01A15
B03B3
B05C1
C01B2
C01B5
C01B8
C01C3
C01C6
C01D2
C02A1
C02C1
C02D3
C03B1
C03C3
C03D3
C04A4
C07A11
C07A2
C07A5
C07A8
dydrogesteron
tibolon
danazol
metenamin
tolterodin
alfuzosin
fludrokortison
hydrokortison
prednison
liotyronin
Doxycycline
Tetracycline
Cloxacillin
Tazobactam
Amoxicillin
Mecillinam
Pivmecillinam
Cefuroxim
Loracarbef
Cefixim
Cefoxitin
Ceftibuten
Sulfadiazin
Trimetoprim
Clindamycin
Roxitromycin
Netilmicin
Ciprofloxacin
Ofloxacin
Fusidinsyra
Tinidazol
Ketoconazole
Flucytosine
Isoniazide
Abacavir
Stavudine
Efavirenz
Famciclovir
Valaciclovir
Nelfinavir
G03D2
G03D5
G03X1
G04A1
G04B2
G04C1
H02A1
H02A5
H02A8
H03A2
J01A1
J01A4
J01C11
J01C14
J01C2
J01C5
J01C8
J01D12
J01D15
J01D4
J01D6
J01D10
J01E1
J01E4
J01F3
J01F5
J01G3
J01M2
J01M5
J01X3
J01X5
J02A2
J02A5
J04A3
J05A11
J05A14
J05A17
J05A2
J05A5
J05A8
bupivakain
prilokain
oxikodon
metadon
hydromorfon
diflunisal
dihydroergotamin
rizatriptan
pizotifen
lamotrigin
fenytoin
klonazepam
karbamazepin
vigabatrin
metixen
benserazid
amantadin
ropinirol
klorpromazin
ziprasidon
zuklopentixol
olanzapin
flufenazin
tioridazin
diazepam
hydroxizin
midazolam
zaleplon
klometiazol
amitriptylin
fluoxetin
sertralin
mirtazapin
venlafaxin
lofepramin
protriptylin
donepezil
riluzol
trimetrexat
meflokin
N01B1
N01B4
N02A2
N02A5
N02A8
N02B2
N02C1
N02C4
N02C7
N03A12
N03A3
N03A6
N03A7
N03A9
N04A2
N04B1
N04B4
N04B7
N05A1
N05A10
N05A13
N05A16
N05A4
N05A7
N05B2
N05B5
N05C2
N05C5
N05C8
N06A1
N06A10
N06A13
N06A16
N06A19
N06A4
N06A7
N07A2
N07B2
P01A2
P01B3
249
Namn
ATC
Namn
ATC
Namn
ATC
metoprolol
isradipin
nisoldipin
kaptopril
trandolapril
enalapril
moexipril
irbesartan
nikotinsyra
bezafibrat
cerivastatin
gemfibrozil
niceritrol
bifonazol
mikonazol
griseofulvin
kalcipotriol
acitretin
penciklovir
klobetason
flupredniden
mometason
klorhexidin
azelainsyra
tretinoin
metylergometrin
dinoprost
kinagolid
testosteron
etinylestradiol
equilin
C07A9
C08C3
C08C6
C09A1
C09A10
C09A4
C09A7
C09C3
C10A1
C10A3
C10A4
C10A7
C10A9
D01A1
D01A4
D01B1
D05A2
D05B1
D06A3
D07A2
D07A5
D07A8
D082
D101
D104
G02A1
G02A4
G02C2
G03B1
G03C2
G03C5
cyklofosfamid
busulfan
temozolomid
fludarabin
cytarabin
vinblastin
vinorelbin
docetaxel
doxorubicin
mitoxantron
dakarbazin
irinotekan
tamoxifen
flutamid
letrozol
mykofenolatmofetil
aceklofenak
ibuprofen
rofecoxib
ketorolak
meloxikam
salicylsyra
metokarbamol
baklofen
alendronsyra
ibandronsyra
tiludronsyra
droperidol
halotan
metohexital
fentanyl
L01A2
L01A5
L01A8
L01B3
L01B6
L01C1
L01C4
L01C7
L01D3
L01D6
L01X6
L01X9
L02B1
L02B4
L02B6
L04A5
M01A1
M01A10
M01A13
M01A4
M01A7
M021
M03B2
M03B5
M05B1
M05B4
M05B7
N01A12
N01A3
N01A6
N01A9
pentamidin
permetrin
fenylefrin
flutikason
2,4-diklorofenylkarbinol
fenoterol
salmeterol
budesonid
bambuterol
guajfenesin
etylmorfin
noskapin
klemastin
cyklizin
antazolin
fexofenadin
terfenadin
dexklorfeniramin
tietylperazin
apraklonidin
pilokarpin
dorzolamid
cyklopentolat
emedastin
cinkokain
disulfiram
deferoxamin
aminoättiksyra
jobitridol
jomeprol
joversol
P01C1
P03A1
R01A2
R01A5
R02A2
R03A1
R03A4
R03B2
R03C2
R05C1
R05D1
R05D4
R06A1
R06A11
R06A14
R06A17
R06A20
R06A5
R06A8
S01E1
S01E5
S01E8
S01F1
S01G2
S01H1
V03A2
V03A6
V04C2
V08A3
V08A6
V08A9
Antibiotika och deras ATC-kod (83 st)
Namn
ATC
Namn
ATC
Namn
ATC
Doxycycline
Lymecycline
Oxytetracycline
Tetracycline
J01A1
J01A2
J01A3
J01A4
J01D2
J01D4
J01D5
J01D6
Amphotericin B
Ketoconazole
Fluconazole
Itraconazole
J02A1
J02A2
J02A3
J02A4
Chloramphenicol
Clavulanic acid
Phenoximethylpenicillin
Cloxacillin
Dikloxacillin
Flucloxacillin
Tazobactam
Amoxicillin
Ampicillin
Bacampicillin
Mecillinam
J01B1
J01C1
Cefalexin
Cefixime
Cefotaxime
Cefoxitin
Cefpodoximproxetile
Sulfadiazin
J01D8
J01E1
Flucytosine
Rifabutine
J02A5
J04A1
J01C10
J01C11
J01C12
J01C13
J01C14
J01C2
J01C3
J01C4
J01C5
Sulfacetamide
Sulfamethoxazol
Trimetoprim
Azithromycin
Clarithromycin
Clindamycin
Erythromycin
Roxithromycin
Amicacin
J01E2
J01E3
J01E4
J01F1
J01F2
J01F3
J01F4
J01F5
J01G1
Rifapicine
Isoniazide
Ethambutol
Aciclovir
Saquinavir
Abacavir
Didanosine
Lamivudine
Stavudine
J04A2
J04A3
J04A4
J05A1
J05A10
J05A11
J05A12
J05A13
J05A14
250
Namn
ATC
Namn
ATC
Namn
ATC
Piperacillin
Pivampicillin
Pivmecillinam
Benzylpenicillin
Cefadroxil
Ceftibuten
Ceftriaxone
Cefuroxim
Cilastatin
Imipenem
Loracarbef
Aztreonam
Meropenem
J01C6
J01C7
J01C8
J01C9
J01D1
J01D10
J01D11
J01D12
J01D13
J01D14
J01D15
J01D16
J01D17
Gentamicin
Netilmicin
Tobramycin
Alatrofloxacin
Ciprofloxacin
Levofloxacin
Norfloxacin
Ofloxacin
Trovafloxacin
Fusidinic acid
Metronidazol
Tinidazol
Phosphomycin
J01G2
J01G3
J01G4
J01M1
J01M2
J01M3
J01M4
J01M5
J01M6
J01X3
J01X4
J01X5
J01X6
Zalcitabine
Zidovudine
Efavirenz
Nevirapine
Zanamivir
Famciclovir
Ganciclovir
Ribavirin
Valaciclovir
Indinavir
Nelfinavir
Ritonavir
J05A15
J05A16
J05A17
J05A18
J05A19
J05A2
J05A3
J05A4
J05A5
J05A7
J05A8
J05A9
Antibiotika (25 st) som ingick i EC50 daphnia QSAR modellering.
Namn
ATC
Namn
ATC
Namn
ATC
Bacampicillin
Cefepime
Sulfadiazin
Sulfamethoxazol
Trimetoprim
Azithromycin
Tobramycin
Levofloxacin
Ofloxacin
J01C4
J01D3
J01E1
J01E3
J01E4
J01F1
J01G4
J01M3
J01M5
Metronidazol
Fluconazole
Isoniazide
Aciclovir
Famciclovir
Ganciclovir
Ribavirin
Valaciclovir
J01X4
J02A3
J04A3
J05A1
J05A2
J05A3
J05A4
J05A5
Nelfinavir
Ritonavir
Saquinavir
Abacavir
Stavudine
Zidovudine
Nevirapine
Zanamivir
J05A8
J05A9
J05A10
J05A11
J05A14
J05A16
J05A18
J05A19
Appendix 2. Beskrivning av metoder för beräkning av fysikalisk-kemiska
variabler
HyperChem
HyperChem är ett molekylmodelleringsprogram som kan användas för att rita molekyler, optimera dess
geometri och beräkna olika fysikalisk-kemiska variabler (Hypercube, Inc., USA). Första steget i en beräkning är att manuellt rita en tvådimensionell bild av molekylen. HyperChem ger därefter automatiskt en
startgeometri med standardiserade värden för bindningslängder och vinklar mellan atomerna. Molekylen
kan sedan behandlas med molekylmekanik eller kvantkemiska metoder för att räkna ut egenskaper för befintligt tillstånd, optimera molekylens geometri eller räkna på molekyldynamik. I detta projekt användes
MM+ som är en mekanikmetod för att skapa en så bra startgeometri som möjligt.
Därefter användes den kvantkemiska semiempiriska metoden AM1 för att nå en mer korrekt geometri för
molekylen. Vid geometrioptimeringen genereras data såsom molekylenergier och dipolmoment som samlades för att användas vid karaktäriseringen av substanserna. Med HyperChem beräknades även energier för
högsta besatta molekylobital (HOMO) samt lägsta icke-besatta orbital (LUMO). I HyperChem användes
också komplementprogrammet QSARProperties som på befintlig molekylgeometri räknar ut enklare variabler som t.ex. storleken på molekylen.
251
Dragon
Dragon är ett program utvecklat av Milano Chemometrics and QSAR Research Group som finns vid universitetet i Milano, Italien. Programmet kan räkna fram ett stort antal fysikalisk-kemiska variabler med
utgångspunkt från en optimerad molekyl. I den version av Dragon (3.0) som vi använde kan programmet
maximalt generera 1 497 variabler för molekyler som är mindre än 150 atomer. Exempel på variabler är
antal funktionella grupper, antal atomer, beskrivningar av geometri samt topologisk index. I detta arbete
använde vi de geometrier som optimerats med semi-empiriska metoden AM1 i HyperChem och totalt användes 22 variabler i den slutliga analysen. Vi valda att använda variabler som är relativt enkla att förstå
samt sådana som ger unik information och har en täckning på mer än 50 %. De variabler som användes i
den kemiska karaktäriseringen återfinns i appendix 4.
Appendix 3. Beskrivning av multivariata metoder samt statistisk experimentell design
Principal component analysis (PCA)
PCA är en mycket väl använd metod för att komprimera och extrahera information från komplexa datamatriser. PCA är väl beskrivet i litteraturen av t.ex. Jackson 1991 (A users guide to principal components,
John Wiley & Sons, NY, USA) och Eriksson m.fl. 1999 (Introduction to Multi- and Megavariate Data Analysis using Projection Methods (PCA & PLS), Umetrics, Umeå, Sweden). I PCA beräknas nya ortogonala
variabler, s.k. principal komponenter, från de ursprungliga. Den första komponenten beräknas för att beskriva maximal variation i det ursprungliga data. Följande komponent är ortogonal till den första och beskriver näst mest av variationen etc. En plot mellan den första och andra komponenten, dvs. en scoreplot
illustrerar likheter och olikheter mellan i detta fall läkemedelssubstanserna. Substanser som hamnar nära
varandra har liknande kemiska egenskaper och de som visar tydliga separationer har också olika egenskaper, struktur och funktionella grupper. I en s.k. loadingplot som tas fram parallellt med scoreplotten illustreras variablernas betydelse för grupperingar och separationer. Vid PCA erhålls statistiska mått på t.ex. förklarad variation och komponenternas signifikans. Viktiga värden vid analys av en modell är R2X och Q2
som beskriver andel förklarad variation i data respektive prediktivitet för modellen. I detta arbete har PCA
beräknats i Simca 10.0 (Umetrics, Umeå, Sverige).
Partial least squares projections to latent structures (PLS)
En PLS modell beräknas på ett liknande sätt som PCA. Skillnaden är PLS beskriver både variationen i ett
beskrivande dataset (X) och i ett respons dataset (Y). Målet är att koppla ihop denna variation och därmed
kunna prediktera responsen (Y) med hjälp av de beskrivande datasetet (X). PLS är utförligt beskrivet i
litteraturen (Tex. Eriksson et al. Introduction to Multi- and Megavariate Data Analysis using Projection
Methods (PCA & PLS), Umetrics, Umeå, Sverige) och används i många olika sammanhang. I PLS beräknas modellen för att erhålla maximalt covariance mellan X och Y blocket. PLS metoden kan hantera flera
responser samtidigt (flera Y) och modeller med mer X variabler än observationer. Variationen i X variablerna sammanfattas i nya variabler och projekteras i en ny rymd (T). Samtidigt beräknas variationen i responsen (Y) och projekteras i samma rymd (T). De nya variablerna som ska beskriva variationen i responsen beräknas dels så att den efterliknar variationen i X variablerna men också så att den korrelerar med Y.
PLS har i denna rapport använts för att göra QSARs (Quantitative structure-activity relationships), dvs. för
att prediktera ämnens respons med hjälp av fysikalisk-kemiska data. Responsen för ett otestat ämne beräknas alltså genom att man projekterar det otestade ämnet på sin specifika plats i den nya rymden (T), utifrån
dess x variabel värden och utifrån denna projektion beräkna ämnets respons. Viktiga värden vid en PLS
analys är R2X, R2Y, Q2, RMSEE och RMSEP. R2X visar hur stor del av variationen i X variablerna som
modellen beskriver och R2Y visar hur stor del av variationen i Y variablerna som modellen beskriver. Q2
beskriver prediktiviteten och RMSEE (Root mean squared error of estimate) ger en direkt indikation på
felet i modellen omvandlat till modellerad skala. RMSEP (Root mean squared error of prediction) ger en
252
direkt indikation på felet i det predikterade värdet omvandlat till modellerad skala. I detta arbete har PLS
beräknats i Simca 10.0 (Umetrics, Umeå, Sverige).
Statistisk design
Statistisk design är en metod som är mycket användbar för att välja ut tränings och testset ur ett större dataset. Statistisk design använder sig av experiment eller observationer som ger en systematisk variation av
flera variabler samtidigt, på detta sätt kan man få ut samma information med färre försök. I en faktoriell
design erhåller alla variabler ett högt och ett lågt värde och sedan görs försök med alla tänkbara kombinationer för dessa, se figur 14.
Figur 14. Statistisk design, experimentellt och i ett dataset.
I figur 14 studeras tre faktorer och varje faktor har en låg och en hög nivå, det blir alltså 23 försök. För att
kunna beskriva den statistiska variationen, se antydan till kurvatur och beskriva mitten av datarymden behövs centrumpunkter. Centrumpunkterna har ett värde mitt emellan de olika variablernas höga och låga
värden och vanligtvis använder man sig av 3-4 stycken.
Appendix 4. Beskrivning av samtliga variabler som ingår i PCA modellerna samt ev. transformering
Dragon variabler (22 st)
Variabel
Beskrivning
log Kow
Transformering
Parameter
Beskrivning
Oktanol/vatten fördelningskonstant
Molekylvikt,
nCs
Antal
nNR2
nOH
nH
Antal dubbelbindningar
Antal väteatomer
nC
Antal kolatomer
nHDon
Antal sekundära
kolatomer (sp3)
Antal tertiära
kolatomer (sp3)
Antal tertiära
aminer
Antal OHgrupper
Antal alifatiska
eterbindningar
Antal vätebindnings donatorer
Molvikt
(Dragon)
nBM
nDB
nCt
nROR
253
Transformering
Power 0,5
Power 0,5
Power 0,5
Power 0,5
Variabel
Beskrivning
nN
Transformering
Parameter
Beskrivning
Antal kväveatomer
nHAcc
nO
nS
Antal syreatomer
Antal svavelatomer
PSA
Sv
nCIC
Antal ringar
Ss
nCp
Antal primära
kolatomer (sp3)
Antal vätebindnings acceptorer
Polära ytarean
Summan av van
der Waals volymerna
Uppskattad elektro-negativitet
Informations
index (storlek)
Power 0,5
ISIZ
Transformering
Parameter
Beskrivning
nHAcc
Antal vätebindnings acceptorer
PSA
Polära ytarean
Transformering
Alla variabler (41 st)
Parameter
Beskrivning
log Kow (Epi)
Oktanol/vatten fördelningskonstant.
Beräknad av Epiwin
pKa most
acid
pKa most
basic
Vattenlöslighet
(mg/l)
Ångtryck
(mmHg)
Molvikt
nBM
Log
Log
Molekylvikt,
Surface
Area
Hyd. energy
(kcl/mol)
Refractivity
Polarizability)
Sv
Antal dubbelbindningar
nH
Antal väteatomer
Ss
nC
Antal kolatomer
ISIZ
nN
Antal kväveatomer
Antal syreatomer
Atom energy
nS
nCIC
nCp
nCs
nCt
nNR2
Summan av van
der Waals volymerna
Uppskattad elektro-negativitet
Informations index (storlek)
Binding
energy
Core energy
Antal svavelatomer
Antal ringar
Antal primära
kolatomer (sp3)
Antal sekundära
kolatomer (sp3)
Antal tertiära
kolatomer (sp3)
Antal tertiära aminer
Hydration energy
Volume
nDB
nO
Power 0,5
Power 0,5
Transformering
Electronic
energy
Heat of formation
Dipole moment
HOMO
energy
LUMO
energy
254
Log
Highest occupied
molecular orbital
Lowest unoccupied molecula
orbital
Parameter
Beskrivning
Transformering
Parameter
Beskrivning
nOH
Antal OH-grupper
Power 0,5
Mp (exp)
nROR
Antal alifatiska
eterbindningar
Power 0,5
log Kow (exp)
Smältpunkter
(experimentellt
fastställda)
Oktanol/vatten
fördelningskonstant (experimentellt fastställda)
nHDon
Antal vätebindnings donatorer
Power 0,5
Transformering
Formeln vid Log transformering var 10log(C1*X+C2) och formlen för Power transformering var
(C1*X+C2)^C3, där konstanter var C1=1, C2=0 och C3= 0,5.
Appendix 5. Ordlista över fackuttryck
Daphnia
En vattenloppa
EC50
Den koncentration där 50% av testade organismer visar en bestämd effekt
Loading plot
En grafisk presentation av variablerna ingående i en principal komponent analys.
Log Kow
Fördelningenskonstanten mellan oktanol och vatten, ett mått på fettlösligheten hos
ett ämne.
Multivariat
Metod som betraktar fler variabler samtidigt.
Outlier
Observation som skiljer sig statistiskt från övriga observationer.
PCA
Principal Komponent Analys, ett verktyg för att extrahera information från komplexa matriser.
Persistens
Ett ämnes förmåga att undvika nedbrytning i miljön.
PLS
Partial least squares projections to Latent Structures. Metod för att koppla variation i
ett beskrivande dataset (X) med olika responser (Y).
Principal component En ny variabel som beräknas vid PCA och som sammanfattar information i ett dataset (X).
Q2
Beskriver prediktivitet för PCA och PLS modeller.
QSAR
Quantitative Structure-Activity Relationships. Matematisk modell skapad för att
relatera samband mellan struktur och olika former av aktivitet och som kan användas
för att prediktera responser.
R2
Beskriver andel förklarad variation i datasetet.
RMSEE
Root mean squared error of estimate. Ett medelvärde av felet i modellen omvandlat
till modellerad skala.
RMSEP
Root mean squared error of prediction. Ett medelvärde av felet i det predikterade
värdet omvandlat till modellerad skala.
Score plot
En grafisk presentation av likheter och olikheter hos substanserna som summerats av
alla ingående variabler. I scoreplotten kan t.ex. grupperingar och outliers åskådliggöras.
Träningsset
Ett representativt urval av föreningar ur ett större dataset.
255
Bilaga 15: Underlag för urval av hjälpämnen i läkemedel
A. Urval - Konserveringsmedel i läkemedel
Antal förpackning: Antal sålda förpackningar av läkemedel under 2002 som innehåller konserveringsmedlet ifråga.
Mängd: Indikation, grov skattning, av mängden av konserveringsmedlet i läkemedel baserat på utdrag ur
Läkemedelsverket och Apoteket AB:s register. Observera att uppgifterna om mängder i tabellen ej är tillförlitliga. De kan innehålla stora felaktigheter som medför att försåld mängd av ett ämne är grovt överskattad.
Klassificering: Ämnen vars klassificering anges med fetstil har en officiell klassificering inom EU. Övriga
uppgifter om klassificering är hämtade från Kemiska Ämnen 9.0. Gråmarkerade ämnen har en miljöfarlighetsklassificering.
Antibakteriellt konserveringsmedel
Antal
förpackningar
Mängd
kg/år
Klassificering
Riskfraser
METHYL PARAHYDROXYBENZOATE
BENZALKONIUM CHLORIDE
POTASSIUM SORBATE
PROPYL PARAHYDROXYBENZOATE
DISODIUM EDETATE, ANHYDRO
SODIUM BENZOATE
M-CRESOL
PHENOL
NIPASTAT
BENZOIC ACID (E210)
CHLOROCRESOL
SORBIC ACID
BENZYL ALCOHOL
IMIDUREA
SODIUM PROPYL HYDROXYBENZOATE BP E217
THYMOL
ETHYL HYDROXYBENZOATE SODIUM
BUTYL PARAHYDROXYBENZOATE
CHLORHEXIDINE HYDROCHLORIDE
PHENETHYL ALCOHOL
PHENYLMERCURIC NITRATE
MIRIPIRIUM CHLORIDE
CHLORHEXIDINE DIACETATE
ETHYL PARAHYDROXYBENZOATE (E214)
CHLOROBUTANOL
BRONOPOL
BUTYLATED HYDROXYTOLUENE
SODIUM METABISULPHITE
PHENOXYETHANOL
THIOMERSAL
ISOBUTAGIN
NIPASEPT SODIUM
CETYL ALCOHOL
SODIUM METHYL HYDROXYBENZOATE (E 219)
3878264
3765810
2981583
2475568
1423020
1192270
1163875
831124
706213
619451
341835
313633
284031
250745
242031
224958
218163
159998
133121
111703
110216
108509
64379
58624
52528
39687
39065
38151
36070
33739
33736
32341
31485
21479
17283
8
172
3532
1
2450
26
36
42
370
1029
29
1179
41
8
2592
10
6
<1
<1
<1
<1
3
1
8
<1
3
391
3
<1
1
5
2
6
43 36/37/38
21/22 41 50
36/37/38
43 36/37/38
22
ingen uppgift
24/25 34
24/25 34
ingen uppgift
20/22
21/22 41 43 50
43 18/19
20/22
43
ingen uppgift
34 22 51 53
ingen uppgift
43
ingen uppgift
20/21/22 36/37/38
25 34 48/24/25 50 53
22
ingen uppgift
43 36/37/38
20/22
21/22 41 37/38 50
22 50 53
22 41
22 36
26/27/28 50 53 33
ingen uppgift
ingen uppgift
38
22
256
Antibakteriellt konserveringsmedel
Antal
förpackningar
Mängd
kg/år
Klassificering
Riskfraser
CHLORHEXIDINE GLUCONATE
NEOMYCIN
SODIUM TIMERFONATE
POTASSIUM HYDROXYQUINOLIN SULFATE
PROPYLENE GLYCOL
BENZETHONIUM CHLORIDE
ISOPROPYL ALCOHOL
DISODIUM EDETATE
ETHANOL (96 PER CENT)
SODIUM ETHYL HYDROXYBENZOATE (E 215)
1,3-DIMETHYLOL-5,5-DIMETHYLHYDANTOIN
FORMALDEHYDE SOLUTION
SODIUM BENZOSULFONATE
SODIUM PROPIONATE
CHLOROBUTANOL HEMIHYDROUS
SODIUM BISULFITE
PHENYLMERCURIC NITRATE. BASIC
Totalt
14772
6632
6060
5238
4637
4421
4362
3050
2512
2389
2221
1612
1316
1300
883
818
791
22080419
99
<1
<1
<1
<1
<1
445
<1
25
<1
1
<1
<1
13
<1
<1
<1
29822
22
ingen uppgift
26/27/28 50 53 33
ingen uppgift
ingen uppgift
22 36/38 51 53
1136 67
22
11
ingen uppgift
22
23/24/25 34 40 43
22
21
ingen uppgift
22
25 34 48/24/25 50 53
B. Urval - Kvarvarande hjälpämnen efter ett första urval
Observera att mängduppgifter är grova skattningar och kan innehålla felaktigheter. Gråmarkerade ämnen
har en miljöfarlighetsklassificering.
L = Lättnedbrytbart, EL = Ej lättnedbrytbart, I = Potentiellt bionedbrytbar ( = Inherently biodegradable),
B = Potential för bioackumulering, EB = Ej potential för bioackumulering
MG = Mycket giftig för vattenlevande organismer (LC50 < 1 millig/L), G = Giftig för vattenlevande organismer (LC50 1-10
millig/L), S = Skadlig för vattenlevande organismer (LC50=10 -100 millig/L), EG = Ej giftig för vattenlevande organismer
Mängd
KlassifiNedBio- Eko
Hjälpsubstans
Substanstyp
Substansroll
Kg/år
cering
bryt
ack
tox
Övriga organiska
ämnen
MACROGOL 400
HYPROMELLOSE
MACROGOL 6000
MAGNESIUM
STEARATE
SODIUM STARCH
GLYCOLLATE
ETHYLCELLULOSE
(E 462)
HYDROXYPROPYL
CELLULOSE
POLYSORBATE 80
DIBUTYL
PHTHALATE
HYPROMELLOSE
PHTHALATE
ISOMALT
STEARIC ACID
Polyetylenglykol
Polyetylenglykol
Fettsyra, Mgsalt
PEG Sorbitan
oleate
Socker derivat
Fettsyra
Övrigt hjälpämne
24286
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
20514
14430
Övrigt hjälpämne
12666
Övrigt hjälpämne
8007
Övrigt hjälpämne
6045
Övrigt hjälpämne
5199
Övrigt hjälpämne
4581
Övrigt hjälpämne
3342
Övrigt hjälpämne
3273
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
2861
2636
257
L
EG
36/37 67
36/37/38
EG
61 62 50
L
EB
MG
L
B
S
Hjälpsubstans
Substanstyp
Substansroll
Mängd
Kg/år
STA-RX 1500
Stärkelse/socker
Polyetylenglykol
Polyetylenglykol
Fettsyra
Fettsyra, Nasalt
Övrigt hjälpämne
2357
Övrigt hjälpämne
2343
Övrigt hjälpämne
2337
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
2134
1933
Övrigt hjälpämne
1717
Övrigt hjälpämne
1606
Övrigt hjälpämne
1201
Övrigt hjälpämne
1108
Övrigt hjälpämne
1101
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
1064
847
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
823
740
Övrigt hjälpämne
735
Övrigt hjälpämne
702
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
688
677
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
645
628
Övrigt hjälpämne
607
Övrigt hjälpämne
577
Övrigt hjälpämne
574
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
486
438
Övrigt hjälpämne
435
Övrigt hjälpämne
396
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
319
295
Övrigt hjälpämne
294
Övrigt hjälpämne
293
MACROGOL 3000
MACROGOL 4000
TARTARIC ACID
SODIUM ALGINATE
(E401)
POLYOXYL 40
HYDROGENATED
CASTOR OIL
CELLULOSE ACETATE PHTHALATE
MACROGOL
STEARYL
ALCOHOL
MACROGOL 3400
DEXTRATES
MACROGOL 3350
BETADEX
ETHANOL
ANHYDROUS
PROPYLENE
GLYCOL
PROPYLENE
GLYCOL ALGINAT
(E405)
ASPARTAME
SODIUM STEARYL
FUMARATE
AMBERLITE
MACROGOL 8000
HYDROXYPROPYL
CELLULOSE LOWSUBSTITUTED
OLEIC ACID
SODIUM LAURYL
SULFATE
TRIETHYL CITRATE
SODIUM
BENZOATE
CARMELLOSE
CALCIUM
ULTRAAMYLOPECTIN
MALTODEXTRIN
GLUCOSE SYRUP
N
CETOSTEARYL
ALCOHOL
METHYLENE
CHLORIDE
Polyetylenglykol
Fettsyraalkohol
Polyetylenglykol
Polyetylenglykol
b-Dextrin
Kortkedjig
alkohol
Kortkedjig
alkohol
Polyetylenglykol
Fettsyra
Protein
Stärkelse/socker
Fettsyraalkohol
258
Klassificering
Nedbryt
34
Bioack
EB
L
36/37/38
Eko
tox
EG
L
B
EG
L
EB
EG
L
EB
EG
20
36/37/38
51 53
21/22
36/38 50
40
L
G
L
EB
G
L
EB
EG
L
B
EG
EL/L
EB
S
Hjälpsubstans
Substanstyp
Substansroll
Mängd
Kg/år
MACROGOL
STEARATE
ADIPIC ACID (E355)
ISOPROPYL
ALCOHOL
HYPROMELLOSE
(METHOCEL E5
PREMIUM)
MACROGOL 1000
PEG Stearat
Övrigt hjälpämne
273
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
254
253
Övrigt hjälpämne
252
Övrigt hjälpämne
248
Övrigt hjälpämne
Konserveringsmedel
Övrigt hjälpämne
238
Övrigt hjälpämne
186
Övrigt hjälpämne
168
Övrigt hjälpämne
158
Övrigt hjälpämne
144
Övrigt hjälpämne
122
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
122
121
120
116
116
Övrigt hjälpämne
115
Övrigt hjälpämne
115
Konserveringsmedel
Övrigt hjälpämne
112
109
Övrigt hjälpämne
106
Övrigt hjälpämne
101
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
94
89
Övrigt hjälpämne
88
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
83
82
Kortkedjig
alkohol
Polyetylenglykol
GLYCEROL TRIACETATE (E1518)
SODIUM
BENZOATE
DIETHYL
PHTHALATE
LACTOSE MONOHYDRATE AN MICROCRYSTALLINE
CELLULOSE
DOCUSATE
SODIUM
GLUKOSSIRAP
METHYLPREDNISOLONE
GELATINE 125
BLOOM
MALIC ACID
AEROSIL 200
CAFFEINE
VINYL ACETATE
HYDROXYETHYLCELLULOSE
SILICON ELASTOMER Q7-4735A
SILICON ELASTOMER Q7-4735B
POTASSIUM
SORBATE
ANHYDRIZED LIQUID SORBITOLGLYCEROL BLEND
CELLULOSE ACETATE E-320-S
POLOXAMER 407
THEOBROMA OIL
BETA-CAROTENE
(E160A) (II)
HYPROMELLOSE
(METHOCEL E15
PREMIUM)
YEAST DRIED
SKUMMJÖLKSPULVER
Stärkelse/socker
Polyoxyetylenpolyoxypropylen block copolymer
259
Klassificering
Nedbryt
Bioack
Eko
tox
B
36
11 36 67
L
L
EB
EB
S
EG
240
L
EB
S
239
L
EB
EG
20 63
36/37/38
51 53
L
B
S
22 36 51
53
EL
EB
G
EB
20
22
11
36/67
36/37/38
ER
EL
L
EB
EB
EG
S
G
EG
G
Hjälpsubstans
GLYCINE
MENGLYTATE
CARRAGEEN
(E407)
Ej identifierade
ämne
CHEWING GUM
BASE
DAN MED 1 GUM
BASE
GUM BASE
(FERTIN)
SUPPOSITORY
MASS 5
WITEPSOL W45
SUPPOSITORY
BASE, se ovan
NON PAREIL
SEEDS
SUPPOSITORY
MASS 15
OPADRY Y-1-7000
OPASPRAY WHITE
M-1-7111B
RELEASE LINER
DURO-TAK 3872287
OPADRY WHITE
YS-1-7040
OPADRY YS-1-7003
PHARMASOL B-105
LUDIPRESS
SURELEASE E-719010 CLEAR
SUPPOCIRE A
PEEL-SEAL DISC
OPADRY II
85G52820 YELLOW
OPADRY II WHITE
YS-22-18096
LEVILITE
STANDARD
Smak, färgämnen
SODIUM
CYCLAMATE
ACACIA (E414)
ESSENCE OF
LEMON
PEPPERMINT OIL
SACCHARIN
SODIUM
MENTHOL
LEMON FLAVOUR
PRUNE
FLAVORING
Substanstyp
Substansroll
Mängd
Kg/år
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
80
76
71
Övrigt hjälpämne
84440
Övrigt hjälpämne
30644
Övrigt hjälpämne
19119
Övrigt hjälpämne
4000
Övrigt hjälpämne
2588
Övrigt hjälpämne
949
Övrigt hjälpämne
726
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
549
272
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
270
241
Färgämne
237
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
231
230
215
152
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Färgämne
114
107
99
Övrigt hjälpämne
79
Övrigt hjälpämne
72
Övrigt hjälpämne
3397
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
2208
1865
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
1817
1558
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Smakämne
1196
1143
1074
260
Klassificering
Nedbryt
Bioack
Eko
tox
EB
EL
22
22
51 53
EG
I
EB
G/S
Hjälpsubstans
IRON OXIDE
BROWN (E172)
RASPBERRY
FLAVOUR
LEMON
DURAROME
FLAVOUR FOR
SMOKER, 84.6422
ROBERTET,
HALVSYNT
HAVERSTROO
FLAVOUR, ZD
49284 NAARDEN,
NATURLIG
LEMON LIME 59151
AP AROMA
PEPPERMINT
POLVEROMAS
17.41.0105
ESSENCE OF
ORANGE
PEPPERMINT OIL
FLAVOUR ORANGE
SACCHARIN SODIUM, se även ovan
FLAVOUR BLOOD
ORANGE IMITATION
PEPPARMINT
FLAVOUR
PEPPERMINT
ACESULFAME
POTASSIUM (E950)
ORANGE AROMA
STRAWBERRY
FLAVOR
AROM LEMON,
SYNTETISKT OCH
NATURLIGT
LEMON FLAVOUR
ESSENCE
PEPPERMINT
TUTTI FRUTTI
FLAVOUR
LEVOMENTHOL
IRON OXIDE
YELLOW (E172)
IRON OXIDE RED
(E172)
IRON OXIDE E172
ASPARTAME
AROMA ORANGE
9/029183
SACCHARIN
BLOOD ORANGE
FLAVOUR
FLAVOUR
GRAPEFRUIT
Substanstyp
Substansroll
Mängd
Kg/år
Färgämne
991
Smakämne
831
Smakämne
757
Övrigt hjälpämne
734
Övrigt hjälpämne
734
Övrigt hjälpämne
687
Smakämne
643
Övrigt hjälpämne
564
Smakämne
Smakämne
Smakämne
484
434
287
Övrigt hjälpämne
281
Smakämne
274
Smakämne
Övrigt hjälpämne
225
219
Smakämne
Smakämne
207
182
Övrigt hjälpämne
167
Smakämne
Övrigt hjälpämne
164
163
Smakämne
155
Övrigt hjälpämne
Färgämne
151
148
Färgämne
139
Färgämne
112
Smakämne
Smakämne
97
90
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
83
80
Smakämne
79
261
Klassificering
Nedbryt
Bioack
22
Eko
tox
EG
EG
52 53
EL
EB
S
EG
EG
20/21/22
36/37/38
EB
S
Hjälpsubstans
Substansroll
Mängd
Kg/år
Smakämne
74
Övrigt hjälpämne
20514
Övrigt hjälpämne
15487
Övrigt hjälpämne
10442
Övrigt hjälpämne
6045
Övrigt hjälpämne
5199
Övrigt hjälpämne
5088
Övrigt hjälpämne
3273
Övrigt hjälpämne
3138
Övrigt hjälpämne
2694
Övrigt hjälpämne
2240
Övrigt hjälpämne
1903
Övrigt hjälpämne
1869
Övrigt hjälpämne
1809
Övrigt hjälpämne
1606
Övrigt hjälpämne
1348
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
1137
950
912
Cross linked
CMC
Övrigt hjälpämne
888
Akrylatpolymer
Cellulosa derivat
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
616
607
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
586
583
577
Övrigt hjälpämne
506
Övrigt hjälpämne
474
Substanstyp
EUCALYPTUS OIL
Polymerer samt
cellulosa derivat
HYPROMELLOSE
POVIDONE
CROSCARMELLOSE SODIUM
ETHYLCELLULOSE
(E 462)
HYDROXYPROPYLCELLULOSE
POLYVIDONE
HYPROMELLOSE
PHTHALATE
CROSPOVIDONE.
Se Povidone
METHACRYLIC
ACIDETHYLACRYLAT COPOLYMER(1:1)DISPES
METHYLHYDROXYPROPYLCELLULOSE
POLYETHYLENE
OXIDE
POLYVIDONE 30
CARMELLOSE
SODIUM
CELLULOSE ACETATE PHTHALATE
METHACRYLIC
ACID COPOLYMER
MANILLA GUM
AVICEL PH 102
XANTHAN GUM
(E415)
CROSCARMELLOSE SODIUM
TYPE A
DUROTAK 387-2516
HYDROXYPROPYL
CELLULOSE
LOWSUBSTITUTED
POLYETHYLENE
POLYETHENE
POLYVIDONE 25
POLYVINYL
CHLORIDE
ALUMINIZED AND
SILICONIZED
POLYESTER FILM
Cellulosa derivat
Polyvinylpyrrolidon
Cross linked
CMC
Cellulosa derivat
Cellulosa derivat
Polyvinylpyrrolidon
Cellulosa derivat
Polyvinylpyrrolidon
Cross linked
CMC
Cellulosa derivat
Cellulosa
Polyvinylpyrrolidon
262
Klassificering
67
36/37/38
Nedbryt
Bioack
Eko
tox
Hjälpsubstans
Substanstyp
Substansroll
Mängd
Kg/år
EUDRAGIT RS 100
Etylakrylat,
metyl metakrylat polymer
Cellulosa derivat
Övrigt hjälpämne
463
Övrigt hjälpämne
435
Övrigt hjälpämne
379
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
CARMELLOSE
CALCIUM
POLY(BUTYL
METHACRYLATE,
(2-DIMETHYL
AMINOETHYL)
POLYACRYLATE
POLYVIDONE
25000
POVIDONE K30
COPOVIDONE
CARBOMER
EUDRAGIT L 30 D
METHYLCELLULOSE
SHELLAC
POLYVIDONE K 90
HYPROMELLOSE
(METHOCEL E5
PREMIUM)
EUDRAGIT L
FCD-POLYESTERFOLIE
ETYLENVINYLACETAT KOPOLYMER (EVA)
SILICONIZED POLYESTER FILM, 3.0
MILS
METACRYLIC ACID
COPOLYMER,
TYPE B
SILICONISED
POLYESTER
RELEASE LINER
BACKING FILM
CELLULOSE
ACETATE
CO-POLYMER
PVC/PVAC/PVOH
EUDRAGIT E
HYDROXYETHYLCELLULOSE
FLUOROPOLYMER
COATED LINE
(SCOTCH PAK
1022)
Polyvinylpyrrolidon
Polyvinylpyrrolidon
Polyvinylpyrrolidon
Etylakrylat,
metyl metakrylat polymer
Cellulosa derivat
Polyvinylpyrrolidon
Cellulosa derivat
Etylakrylat,
metyl metakrylat polymer
Etylakrylat,
metyl metakrylat polymer
Cellulosa derivat
Klassificering
Nedbryt
Bioack
Eko
tox
373
371
20
67
EL
EB
EB
EG
Övrigt hjälpämne
357
67
Övrigt hjälpämne
317
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
305
291
Övrigt hjälpämne
280
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
274
253
Övrigt hjälpämne
252
Övrigt hjälpämne
211
Övrigt hjälpämne
193
Övrigt hjälpämne
183
Övrigt hjälpämne
169
Övrigt hjälpämne
160
Övrigt hjälpämne
152
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
144
127
Övrigt hjälpämne
124
Övrigt hjälpämne
123
Övrigt hjälpämne
116
Övrigt hjälpämne
115
263
36/67
EB
Hjälpsubstans
POLYISOBUTENE,
LOW MOLECULAR
WEIGHT
CELLULOSE ACETATE E-320-S
SILICONIZED PETFILM 100 MICROM.
POLYVINYLPYRROLIDONE
VINYLACETATE
POLYMER
HYPROMELLOSE
(METHOCEL E15
PREMIUM)
HOSTAPHAN MN
19
EUDRAGIT S100
EUDRAGIT
AVICEL 101
EUDRAGIT L30D
Fetter och vaxer
HARD FAT
WITEPSOL S 58
WITEPSOL
SUPPOSITORY
BASE
PARAFFIN
WITEPSOL W45
SUPPOSITORY
BASE
SUPPOCIRE AM
WITEPSOL H 15
SEMI-SYNTHETIC
GLYCERIDES
WITEPSOL H 12,
CORN OIL
HYDROGENATED
VEGETABLE OIL
GLYCERYL MONOSTEARATE
GLYCEROL TRISTEARATE
WECOBEE FS
Substanstyp
Cellulosa derivat
Cellulosa derivat
Etylakrylat,
metyl metakrylat polymer
Etylakrylat,
metyl metakrylat polymer
Cellulosa
Glycerider,
coco mono-,
di- and tri-,
hydrogenerad
Glycerider,
coco mono-,
di- and tri-,
hydrogenerad
Glycerider,
coco mono-,
di- and tri-,
hydrogenerad
Triglycerider
Glycerider,
coco mono-,
di- and tri-,
hydrogenerad
Glycerider,
coco mono-,
di- and tri-,
hydrogenerad
Triglycerides,
coconut oil
Substansroll
Mängd
Kg/år
Övrigt hjälpämne
113
Övrigt hjälpämne
106
Övrigt hjälpämne
105
Övrigt hjälpämne
89
Övrigt hjälpämne
88
Övrigt hjälpämne
86
Övrigt hjälpämne
81
Övrigt hjälpämne
75
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
73
59
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
16181
9774
Övrigt hjälpämne
7654
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
3925
2588
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
2555
2247
Övrigt hjälpämne
1749
Övrigt hjälpämne
1693
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
1183
1016
Övrigt hjälpämne
808
Övrigt hjälpämne
671
Övrigt hjälpämne
616
264
Klassificering
Nedbryt
Bioack
Eko
tox
EB
EL
EB
L /I
EG
EG
EB
Hjälpsubstans
PARAFFIN SPECIAL
MIGLYOL 812
CASTOR OIL,
HYDROGENATED
PARAFFIN, LIQUID
SESAME OIL,
REFINED
MONO-,DI-FATTY
ACID GLYCERIDES
WITEPSOL H-32
SOYBEAN OIL
WITEPSOL W32
CASTOR OIL
WHITE SOFT
PARAFFIN
THEOBROMA OIL
CARNAUBA WAX
WITEPSOL W35
TRIGLYCERIDES,
MEDIUM-CHAIN
WECOBEE M
ANISE OIL
Substanstyp
C8-12 triglycerider
Glycerider,
coco mono-,
di- and tri-,
hydrogenerad
Glycerider,
coco mono-,
di- and tri-,
hydrogenerad
Triglycerider,
coconut oil
Substansroll
Mängd
Kg/år
Övrigt hjälpämne
606
Övrigt hjälpämne
585
Övrigt hjälpämne
554
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
373
320
Övrigt hjälpämne
290
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
181
178
149
42
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
136
119
38
45
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
Övrigt hjälpämne
94
86
86
Övrigt hjälpämne
82
Övrigt hjälpämne
81
Övrigt hjälpämne
61
265
Klassificering
Nedbryt
Bioack
Eko
tox
I/L
EG
I
EG
41
Bilaga 16: Antaganden och bakgrundsdata vid beräkningar
i EUSES
Allmänt
Programvaran EUSES 2.0 har tagits fram som ett verktyg för att inom EU underlätta riskbedömningar baserade på principerna i TGD. Med hjälp av EUSES kan bedömningar av risker för både människa och miljö
göras. De målsystem för miljön som inkluderats i programmet är:
•
Akvatiska ekosystem (sötvatten samt havsmiljöer)
•
Sedimentekosystem
•
Terrestra ekosystem (mark)
•
Mikroorganismer i kommunala reningsverk
•
Rovdjur högre upp i näringskedjan
Bedömningen kan göras dels på lokal, dels på regional nivå. På lokal nivå bedöms risker för olika målsystem i närområdet till en stor punktkälla. På regional nivå bedöms risker för olika målsystem p.g.a. utsläpp från alla källor inom en större region. Bedömningen på regional nivå används också för att beräkna
en bakgrundshalt för den lokala nivån. Programmet tar även hänsyn till en tredje nivå, en kontinental nivå,
som används för att beräkna en bakgrundshalt till den regionala nivån.
Den minsta datamängden som krävs som indata till EUSES är data om det studerade ämnets identitet, primära fysikalisk-kemiska data, toxikologiska data samt uppgift om använd mängd. Programmet använder
förenklade modeller och ansatser för att beräkna ”typmodeller” av miljön. För många parametrar, framför
allt för bedömning av exponering, finns standardvärden angivna i programmet. För många parametrar finns
möjlighet att ändra på dessa standardvärden och införa egna data.
Nackdelen med att använda standardiserade förhållanden och modeller är att dessa bygger på förenklingar
som inte representerar verkliga förhållanden i det enskilda fallet. För att undvika att risker underskattas
görs därför som princip försiktiga antaganden om realistiska värsta förhållanden, exempelvis för beräkning
av exponeringsscenarier och för parametrar för modellering av förhållanden i miljön. Detta kan å andra
sidan leda till att bedömningen överskattar de verkliga riskerna.
Ett ämne kan ge upphov till utsläpp i olika delar av sin livscykel (produktion, formulering av produkter,
användning, avfallshantering). I den här studien har endast utsläpp i samband med användning av produkter
beaktats.
Med hjälp av EUSES har bedömningen av risker för miljön gjorts på regional och lokal nivå. På den regionala nivån har två fall studerats; Sverige och Stockholms län. På den lokala nivån har utsläppen från ett
hypotetiskt reningsverk studerats.
För varje studerat ämne i EUSES specificeras användningsområde och kategori. För de aktuella ämnena har
’industrial category no.5; personal / domestic use’ samt ‘use category no. 15; cosmetics’ använts. Ämnena
antas ha en diffus användning, utspridd över alla hushåll. Vidare antas den totala förbrukningen avledas till
hushållens avloppsvatten.
Bakgrundsdata
Definition av geografiska regioner
Data över befolkning och markanvändning för region Sverige och region Stockholm har inhämtats från
SCB (www.scb.se). Data presenteras i tabellen. Den regionala temperaturen sattes till 12 °C, vilket är det
266
defaultvärde som anges i EUSES. Temperaturen kan således vara något högt satt, men det har liten
betydelse för slutresultatet.
Befolkning
Total area
Andel sötvatten
Andel naturmark
Andel jordbruksmark
Andel bebyggd mark
Fastlandskust
Sverige
Stockholms län
8 975 670
449 963 km2
9%
81 %
8%
3%
11 530 km2
1 860 872
1 160 km2
4%
65 %
17 %
14 %
1 122 km2
Avloppsvattenflöde och reningsverk
Avloppsvattenflödet antas vara 400 liter per person och dygn och 90 % av allt avloppsvatten antas passera
reningsverk (Sveriges officiella statistik, statistiska meddelanden MI 22 SM 0101 ”Utsläpp till vatten och
slamproduktion 2000, Kommunala reningsverk samt viss kustindustri”). Beräkningarna utgår från ett relativt litet reningsverk med 10 000 invånare anslutna. Ett reningsverk med både biologisk och mekanisk
rening men utan denitrifiering valdes. Luftningen i reningsverken antogs ske med genombubbling. I övrigt
användes de defaultvärden som ges i EUSES.
Tonnage / förbrukning
Förbrukningen av de olika ämnena antogs vara proportionell mot befolkningen. Förbrukningen i Stockholms län antogs vara 20,7 % av Sveriges förbrukning. För att beräkna den regionala belastningen användes data för den totala förbrukningen av respektive ämne, dvs. både för läkemedel och andra produkter.
Siffror på förbrukningen i Sverige, utom läkemedel erhölls från SPIN (www.spin2000.net).
Bakgrundshalten för den regionala nivån beräknades utifrån förbrukningen i EU. Förbrukningen i EU togs
fram från faktiska data (natriumlaurylsulfat: HERA, Human & Environmental Risk Assessment on ingredients of European household cleaning products, Alkyl Sulphates, Environmental Risk Assessment, March
2002) eller beräknades utifrån förbrukningen i Sverige och folkmängden i Sverige och EU (klorkresol,
dokusatnatrium och polysorbat 80). Förbrukningen av metylparaben, som är en LPVC (Low Production
Volume Chemicals) sattes till 1000 ton/år.
På den lokala nivån studerades utsläppen från ett hypotetiskt reningsverk. På denna nivå användes försåld
mängd i läkemedel för att beräkna halten i ingående avloppsvatten. På den lokala nivån beräknadess bakgrundshalten utifrån den totala förbrukningen av ämnet (läkemedel och andra produkter) medan den lokala
belastningen beräknadess utifrån försåld mängd i läkemedel. För beräkningarna av bakgrundshalten användes scenariot för region Stockholm. Det ger ett högre bakgrundsvärde än värdena för region Sverige, och
kan därför betraktas som ett värsta fall.
267
Bilaga 17: Miljödata för konserveringsmedel i läkemedel
Värden för alg, fisk och Daphnia har enheten millig/L
ER = Ej registrerad´i Kemikalieinspektionens databas
EJ MK= ej klassificerat med avseende på miljöegenskaper
S = Uppgift saknas
KemI
Databas hos Kemi & Miljö
Klassificering
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Nedbrytbarhet
Bioack.
logKow/BCF
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Bensalkonklorid
(63449-41-2)
Bensetonklorid
(121-54-0)
Bensoesyra E 120,
(65-85-0)
N, R50
0,07
S
0,02
50 %,
301B
S
S
0,31
Uppgifter saknas
ER
Uppgifter saknas
S
1,4
Uppgifter saknas
ER
Uppgifter saknas
60
180
S
Bensylalkohol
(100-51-6)
Ej MK
S
100
10
S
Bensylkarbinol
(60-12-8)
ER
Uppgifter saknas
490
220
287,17
Benzododeciniumbromid (7281-04-1)
Bronidox L
(30007-47-7) < 0,05 %
Butylhydroxianisol
(25013-16-5)
Butylhydroxitoluen,
E321 (128-37-0)
ER
ER
S
S
0,1
ER
S
ER
Butylparaben (94-26-8)
Ämne
S
360 ppm
Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
lätt nedb.
ej bio
S
Ej lätt
S
Uppgifter saknas
S
1 till
10
S
S
S
S
Uppgifter saknas
ER
6
S
0,2
<10 %
301D
log Kow =
4,17 och 5,1
6
ER
Uppgifter saknas
lätt nedb.
ej bio
Uppgifter saknas
268
S
Nedbrytbarhet
BOD5/CO
D 0,640,88
BOD5/CO
D 0,091,
92-96 %
enligt
301C 28
dygn
BOD5/CO
D 0,58.
87 % enligt 301C
S
Bioack. Log
Kow/BCF
Vattenlös
millig/L
400000
1,87/21
2900
1,15/0,32
4000
1,33/0,5
21990
S
S
9423
0,2
< 10%
301D
BCF= 67,61
85,9
5,1/25
0,4
log Kow =
3,57
207
KemI
Databas hos Kemi & Miljö
Ämne
Klassificering
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Nedbrytbarhet
Bioack.
logKow/BCF
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Nedbrytbarhet
Bioack. Log
Kow/BCF
Vattenlös
millig/L
Captan (133-06-2)
Cetrimid (57-09-0)
N, R50
ER
ER
0,01
0,3
0,22
63 %
301E
S
S
S
0,034
S
0,45
0,025
S
35 % och
63 % 301E
2,35/12,88
0,5/<1
0,5
192
Citronsyra, E330
(77-92-9)
ER
Uppgifter saknas
80
1516
till
1710
S
97 % 301B
log Kow =
-1,72
771000
1,2-Dihydro-2,2,4trimetylkinolin
(147-47-7)
Etanol (64-17-5)
ER
ER
Uppgifter saknas
BCF 69,18
89,71
Ej MK
5000
log Kow =
-0,32
792100
ER
Medelhög akvatisk toxicitet, lätt nedb., ej bioack.
Uppgifter saknas
2,47/15,85
1894
Uppgifter saknas
11000
9268 till
14221
Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
lätt nedb.
S
S
13500
Etylparaben* E 214
(120-47-8)
Etylparaben natriumsalt*
E 215
Fenol (108-95-2)
ER
ER
Ej MK
1-100
1-100
1-100
lätt nedb.
ej bio
S
Fenoxietanol (122-99-6)
Fenylkvicksilvernitrat
(55-68-5)
Fenylkvicksilvernitrat
basiskt (8003-05-2)
Ej MK
N, R5053
N, R5053
S
ER
274
552
lätt nedb.
S
>500
135
Uppgifter saknas
Formaldehyd (50-00-0)
Ej MK
Hög
S
S
lätt nedb.
S
S
Glydant (6440-58-0)
Imidurea (39236-46-9)
Isobutylparaben (424702-3)
Isopropanol (67-63-0)
ER
ER
ER
S
ER
medel
514
37
S
S
tox
lätt nedb.
ej bioack
Ej MK
1800
hög
akv
4200
S
173
Uppgifter saknas
Uppgifter saknas
2300
BOD5/CO
S
104
ER
10,912,3
2
BOD5/CO
D 0,4 till
0,8
90 %
301D
1000000
10,2-15,5
>500
85 % på
14 dygn
301C
S
1,48/20
70000
1,16/0,35
26940
584,7
ER
269
0,72
4200
log Kow =
0,35
57020
S
BOD5/CO
D 0,6.
90 %
301D
28dgr
S
S
261200
13299
84 %
log Kow =
402400
0,52
KemI
Databas hos Kemi & Miljö
Klassificering
IC50
Alg
Kaliumsorbat E 202
(590-00-1/24634-61-5)
ER
3-Klorallylhexaminklorid* (51229-78-8)
Klorbutanol (57-15-8)
1,1,1-Triklorbutanol
Klorhexidinacetat (5695-1)
Klorkresol (4-Chloro-mkresol) (59-50-7)
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
301D
0,28
Uppgifter saknas
S
>500
750
S
S
1400000
ER
ER
S
20,5
40
S
S
S
ER
Uppgifter saknas
S
135
S
9-17 %
301C
1,73/2,4
3385
ER
S
S
1,871
0,063
S
BCF 1096
0,0475
N, R50
Uppgifter saknas
4,2
0,917
2
61 %
28dgr
301D
3,10
BCF=13
28
Kresol:
2-Kresol (95-48-7)
ER
ER
6
6,2
1,4
lo Kow = 1,95
24500
3-Kresol (908-39-4)
ER
ER
13
7,6
18,8
1,98 BCF=2
23000
4-kresol (106-44-5)
ER
ER
4,9
7,5
23
BOD5/CO
D 0,7.
301D 80
%
BOD5/CO
D 0,7.
301D 90
%
BOD5/CO
D 0,6
1,97
BCF=7,2
19,4
Metylparaben* E 218
(99-76-3)
Metylparaben natriumsalt E 219 (5026-62-0)
ER
Medel hög akvatisk tox
5981
ER
ER
S
Myristyl-γpicoliniumklorid (274888-1)
Natriumbensoat
E 211(532-32-1)
Natriumbisulfit* E 222
(7631-90-5)
ER
ER
Uppgifter saknas
ER
Uppgifter saknas
S
Ej MK
ER
8
Ämne
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
Nedbrytbarhet
Bioack.
logKow/BCF
D>0,5
3,2
Uppgifter saknas
log Kow = 3,1
lätt nedb.
ej bio
270
Nedbrytbarhet
Uppgifter saknas
Bioack. Log
Kow/BCF
S
S
1,96 BCF=
6,46
BCF=6,46
484
>100
240
18
90 %
301B
S
log Kow =
1,87
S
S
Vattenlös
millig/L
5981
2493
S
KemI
Databas hos Kemi & Miljö
Klassificering
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Nedbrytbarhet
Bioack.
logKow/BCF
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Nedbrytbarhet
Bioack. Log
Kow/BCF
Vattenlös
millig/L
Natriumedetat (tetracemindinatrium 139-333, bedömd i enlighet
med korr.syra dvs.
etylendiamintetraättiksyra 60-00-4)
Natriumpropylhydroxibensoat (35285-69-9)
ER
Toxisk
S
S
ej lättnedbrytbar
S
S
41
113
10 % på
19 dygn
OECD
301E
S
500
ER
Propylparaben: lätt akvatisk tox, lätt nedbrytbar, ej biock
Uppgifter saknas
BCF=43,65
1000000
Natriumpyrosulfit* E 223
(7681-57-4)
Ej MK
Uppgifter saknas
48
150
log Kow =
- 3,7
650000
Natriumsulfit* E 221
(7757-83-7)
ER
Uppgifter saknas
S
220460
log Kow = - 4
209000
Nipastat en blandning
av m,e,p,b-parabener
ER
Se metyl-, etyl-, propyl- samt butyl- paraben
Se metyl-, etyl-, propyl- samt butyl- paraben
Oxykinolinkaliumsulfat
(14534-95-3)
Propylenglykol (57-55-6
1,2-Propylenglykol)
ER
ER
ER
ER
S
log Kow =
- 0,32
811100
Propylgallat (121-79-9)
ER
Uppgifter saknas
4176
Propylparaben* E 216
(94-13-3, 59593-07-6)
ER
Medelhög akvatisk tox
1,8. BCF =
4,9
3,04. BCF =
43,65
Propylparaben natriumsalt E 217 (35285-69-9)
Rosin (Kolofonium
8050-09-7, bedömningen gjord på Abietinsyra i
Access eftersom kolofonium består till större
delen av abietinsyra)
Sorbinsyra E 200
(110-44-1)
Svaveldioxid E 220
(7446-09-5)
Tiomerosal (54-64-8)
innehåller Hg
ER
Propylparaben: lätt akvatisk tox, lätt nedbrytbar, ej biock
Uppgifter saknas
BCF = 43,65
1000000
Ej MK
S
400
S
4,5
S
130
ER
Uppgifter saknas
S
S
353
log Kow =
1,33
1600
Ej MK
ER
0,5
2
95 %
302B
Uppgifter saknas
ER
Uppgifter saknas
S
2,13
Uppgifter saknas
Ämne
460054900
0,41
485034400
Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
86 %
301D
S
1900
45760
52
>10000
S
BOD5/CO
D = 0,67
Uppgifter saknas
S
lätt nedb.
38 %
301D
ej bio
log Kow =
4,7-7,8
271
Uppgifter saknas
S
529,3
119000
88,94
Ämne
Tiomerosal natrium
α-Tokoferol E 307
(59-02-9) E-vitamin
Tymol
(m-tymol 89-83-8)
Tymol
(p-tymol 3228-02-2)
Vinsyra
KemI
Databas hos Kemi & Miljö
Klassificering
IC50
Alg
ER
ER
Se Tiomerosal
Uppgifter saknas
N, R5153
ER
3,2
3,3
Uppgifter saknas
ER
Uppgifter saknas
Uppgifter saknas
LC50
Fisk
5
EC50
Daphnia
Kemiska ämnen (Prevent, 2003)
Nedbrytbarhet
Bioack.
logKow/BCF
IC50
Alg
LC50
Fisk
EC50
Daphnia
Nedbrytbarhet
Bioack. Log
Kow/BCF
Vattenlös
millig/L
1,7
310D >80
%
3,3 BCF =
69,18
437,4
log Kow =
0,24
215000
Se Tiomerosal
Uppgifter saknas
3,2
301D>
80 %
log Kow
2,333
3,2
Källor: Kemiska Ämnen (Prevent, 2003), Databas hos Kemi & Miljö, Kemikontorets Miljöskyddsblad.
* Kompletterade med data ifrån: N-Class (Nordiska Rådet, 2004), Database on Environmental Hazard Classification (april 2002), European Chemicals Bureau, Ecotox, U.S Environmental Protection
Agency, Hazardous Substances Data Bank – Broad (HSDB), US National Library of Medicine's Toxicology Information Program, Toxline, US National Library of Medicine's Toxicology Information
Program.
272
Bilaga 18: Massflödesanalys av kosmetiska och hygieniska produkter
Kosm etiska och hygieniska produkter
Mängd per produktgrupp och funktionsgrupper, 2002
Parfym
Make up
Etanol
Permanent
Mjukgörande och fuktighetsreglerande ämnen
Blekning
Toning
Viskositetskontrollerande ämnen
Hårfärg
Tensider/ytaktiva ämnen/emulgeringsmedel
Styling
Balsam
Konserveringsmedel
Styling aerosol
Solskyddsfilter
Schampo
Färgämnen
Solvård
Brun utan sol
Parfym
Munvatten
Antioxidanter
Reng. ansiktsv.
Ansiktsvård
Drivgaser
Rakning
Övrigt
Deo aerosol
Reng. lotion/kräm
Deo stick/roll-on
Tvål, fast
Kroppsvård
Tandkräm
Tvål, flytande
0
500
1000
1500
2000
Ton
2500
3000
3500
Figur A Förbrukning av kosmetiska och hygiensiska produkter per produktgrupp, år 2002 (för diagram i färg, se PDF-dokument på www.mpa.se)
273
4000
K osm etiska och hygieniska produkter
M ängd per produktgrupp, 2002
M ake up
P arfym
Ö vriga ingredienser
B lekning
P erm anent
V atten
T oning
H årfärg
S tyling
S tyling aerosol
B alsam
S cham po
S olvård
B run utan sol
M unvatten
A nsiktsvård
R akning
D eo aerosol
R eng. ansiktsv.
R eng. lotion/kräm
D eo stick/roll-on
T vål, fast
K roppsvård
T andkräm
T vål, flytande
0
2000
4000
6000
Ton
Figur B Förbrukning av kosmetiska och hygieniska produkter, uppdelat på produktgrupp och funktionsgrupper
274
8000
10000
12000
Bilaga 19: Underlagsdata för massflödesanalys,
kosmetiska och hygieniska produkter, år 2002
Produktgrupper
Produkt typer
KTF
ICA
HM
COOP
ton
ton
ton
ton
Professional products
Soap
Consumer products
Soap liquid
Soap Solid
Mouth wash
Toothpaste
Face Care
Body Care
%
1000 kgs
3300
Shaving
Cleansing 1
Cleansing 2
Deo stick/roll-on
Deo aerosol
Self-tanning
Sun Care
Shampoo
Conditioner
Styling aerosol
Styling
Hair Dyes
Toning
Bleaching
Permanent
Make up
Fragrances
Total consumer product
KTF:s del av Total marknad
marknaden.
enl. KTF
3500
7500
1700
128
3500
540
3200
14
125
725
720
750
600
40
200
6000
2425
980
870
570
150
60
140
290
275
31488
<1
<1
192
160
11
1
26
146
37
50
19
<1
3
5
8
39
29
43
4
3
13
9
6
3
2
2
154
21
107
49
177
Incl.in
above
22
234
70
53
90
90
90
90
90
90
8333
1889
142
3889
600
3556
20
90
625
806
90
90
90
95
90
95
95
<95
<95
<95
<95
<95
<95
85
80
800
833
667
42
222
6316
2553
1032
916
600
158
63
147
341
344
34873
1191
Sammansättning (från uppgifter om innehåll i flertalet av KTF:s medlemsföretags produkter)
Soap Liquide
Ingredient group
KTF formulation (%)
Anionic/amphoteric surfactants
Non-ionic/amphoteric surfactants
Emollients
Humectants
Viscosity controlling agents
Additional ingredients
Pearlescent agents
Skin conditioning agents
Parfum
12
2
1
2
2,5
1
1
0,3
1
Preservatives, antimicrobials
0,6
275
Ingredient group
KTF formulation (%)
Inorganic salts
Cationic surfactants
Chelating agents
Aqua
0,2
5,6
0,2
72
Soap Solid
Ingredient group
KTF formulation (%)
Soap
86
Glycerin
1
Amphoteric/anionic surfactants
2
Mineral a/o vegetable oils
0,5
Parfum
1
Cosmetic colorants
0,1
Titanium dioxide
0,2
Additional ingredients
1
Preservatives
0,2
Aqua
10
Shampoo
Ingredient group
KTF formulation (%)
Anionic surfactants
15
Amphoteric surfactants
1,2
Non ionic surfactants
0,6
Cationic surfactants
0,1
Viscosity controlling agents
0,4
Hairconditioning agents
0,1
Additional ingredients
4
Preservatives, antimicrobials
1
Chelating agents
0
Oils, waxes
0
Silicones
1
Cationic polymers
0,1
Humectants, emollients
Parfum
Aqua
0,3
0,2
76
Toothpaste
Ingredient group
KTF formulation (%)
Emollients, humectants
36
Abrasives
25
Oral care-protecting agents
1,4
276
Ingredient group
KTF formulation (%)
Anionic surfactants
1,4
Viscosity controlling agents
1
Additional ingredients (incl aqua)
32
Flavour
2
Cosmetic colorants (incl TiO2)
0,4
Oral care - antiplaque
0,2
Oral care - sweetening agents
0,3
Fluoride compounds
Aqua (see additional ingredients)
0,15
ca 25%
Deodorant Aerosol
Ingredient group
KTF formulation (%)
Propellants
33
Alcohol denat
55
Humectants, Emollients
0,9
Parfum
1,7
Aqua
10
Från en exempelprodukt, uppgifter från KTF
Conditioner (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Oils, waxes, silicones and fatty alcohols
<5
Alcohol denat
<5
Emulsifying agents
<5
Amphoteric surfactants
<5
Additional ingredients
<5
Cationic surfactants
<5
Emollients, humectants
<5
Viscosity controlling agents
<5
Polymers, resins
<5
Parfum
<1
UV filters
<<1
Preservatives, antimicrobials
<1
Cosmetic colorants
Aqua
<<1
>90
Styling non-aerosol (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Oils, waxes
<10
Hair conditioning agents
<10
Silicones, Silicone derivatives
<10
277
Ingredient group
KTF formulation (%)
Emulsifying agents, surfactants
<10
Humectants
<10
Resins, polymers
<5
Neutralising agents
<5
Additional ingredients
<1
Parfum
<1
Preservatives, antimicrobials
<1
Cosmetic colorants
<<1
Alcohol denat
<20
Isopropanol
Viscosity controlling agents
Aqua
<<1
<1
>70
Styling aerosol (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Alcohol denat
<50
Propellants
<50
Silicone derivatives
<5
Film forming agents, polymers, resins, neutralising
agent, alkoxylated glucose derivatives
Polyglycol ethers
<5
<5
Cationic surfactants
<5
Non -ionic surfactants
<5
Plasticisers
<1
Preservatives, antimicrobials
<1
Additional ingredients
<1
Cosmetic colorants
<<1
Parfum
<1
Solvents
<10
Aqua
>50
Permanent (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Setting (Perm) Liquid
Aqua
>90
Reducing agents: ammonium thioglycolate
<10
Alkalies (e.g. ammonium hydroxide or amines)
Anionic / non-ionic / amphoteric / cationic
>= C12 surfactants
<1
Parfum
<1
<1
Neutraliser
Aqua
>95
Hydrogen peroxide
<5
278
Ingredient group
KTF formulation (%)
Non-ionic surfactants
<5
Parfum
Hair conditioning agents (e.g. silicone)
Fördelning Neutaliser.
Fördelning Setting liq.
<1
<1
0,5
0,5
Mouth wash (example)
Ingredient group
KTF formulation
(%)
Alcohol denat
<10
Humectants (e.g. sorbitol)
<20
Additional ingredients
<1
Flavour (mostly essential oils e.g. mint)
<1
Surfactants (e.g. sodium lauryl sulfate, polysorbates)
<1
Cosmetic colorants
<<1
Emulsifying agents (e.g. PEG-60, hydrogenated castor oil)
<1
Preservatives, antimicrobials
<1
Camphor
<<1
Oral care-deodorant (e.g. zinc chloride)
<<1
Viscosity controlling agents (e.g. cellulose derivatives)
<<1
Oral care-sweetening agents (e.g. sodium saccharin)
<<1
Fluoride compounds (calculated as Fluorine)
<1
Aqua
>70
Self-tan (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Emollients, humectants
<20
Additional ingredients
<2
Dihydroxyacetone
c:a 5
Preservatives, antimicrobials
<0,5
Parfum
<1
Cosmetic colorants
<0,5
Aqua
>65
Deodorant Stick-Roll-on (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Alcohol denat
<50
Humectants
<15
Silecones, volatile silicones, mineral oils and waxes
<<1
Emollients, waxes
<15
Soaps, emulsifying agents
<1
Talc
<<1
279
Ingredient group
KTF formulation (%)
Fillers
<5
Additional ingredients
<1
Deodorants
<<1
Parfum
<1
Preservatives
<1
Antiperspirant salts
<5
Aqua
>20
Body Care (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Oils, waxes and fatty alcohols
<15
Humectants
<5
Emulsifying agents
<5
Alcohol denat
<5
Silicones
<5
Anionic/amphoteric/non-ionic surfactants
<1
Viscosity controlling agents
<1
Emollients
<10
Abrasives
<<1
Additional ingredients
<1
Cationic surfactants
<<1
Parfum
<1
Zinc oxide
<<1
Preservatives, antimicrobials
Cosmetic colorants
Aqua
<1
<<1
>70
Shaving (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Mixed alkanolamine/ sodium / potassium soaps
<20
Humectants
<5
Propellants
<5
Emollients
ca 1
Anionic surfactants
ca 1
Non-ionic surfactants
ca 1
Emulsifying agent
<5
Additional ingredients
ca 1
Parfum
ca 1
Preservatives
<<1
Viscosity controlling agents
<<1
Menthol
ca 0,5
Aqua
>65
280
Cleansing water based (example)
Ingredient group
KTF formulation (%)
Alcohol denat
<5
Emollients
<5
Additional ingredients
<1
Emulsifying agents
<1
Preservatives
<1
Surfactants
<1
Viscosity controlling agents
<1
Aqua
>90
Från publicerade uppgifter med exempel på formulering (Lodén)
Sun Care (Lodén)
Ingredient group
Ingredient
Lodén example
formulation (%)
Antioxidant
Tocopheryl Acetate
1
Emollients, humectants
Octyl Palmitate
5,5
Caprylic/Capric Triglyceride
5,5
Praffinum Liquidum
6
Octyl Stearate
4
Canola
3
Glycerine
2
Hydrogenated Castor Oil
0,8
Stearoxy Dimethicone
3
Cetyl Dimethicone Copolyol
2,3
Cera Alba
1,2
Polyglyceryl-3 Oleate
1
Phenoxyethanol
0,8
Methylparaben
Propylparaben
Alumina
Silica
Titanium Dioxide
Zinc Oxide
Sodium Chloride
Magnesium Sulphate
Polyhydroxystearic Acid
Aqua
0,3
0,3
0,9
0,3
6
3
0,4
0,4
0,9
51,4
Emulsifying agents
Preservatives, antimicrobials
Stabilising agent
UV filters
Viscosity controlling agents
Aqua
Face Care (Lodén)
Ingredient group
Ingredient
Lodén example
formulation (%)
Emollients, humectants
Avocado Oil
5
Emollients, humectants
Paraffinum Liquidum
10
Emollients, humectants
Sunflower Oil
3
281
Ingredient group
Ingredient
Lodén example
formulation (%)
Emollients, humectants
Caprylic/Capric Triglyceride
5
Emollients, humectants
Glycerine
4
Emulsifying agents
Laurylmethicone copolyol
2
Skin Conditioning
Tocopheryl Acetate
2
Viscosity controlling agents
Sodium Chloride
1
Aqua
Aqua
68
282
Bilaga 20: Grupper av kosmetiska och hygieniska
produkter definierade av KTF
Produktgrupp/Produktkategori
Hudvård
1.1 Ansiktsvård
1.2 Kroppsvård
1.3 Rengöring
Solvårdsprodukter
2.1 Solvårdsprodukter
Hårvård
3.1 Schampo
3.2 Styling
3.3 Hårfärgningar och permanent
Dekorativ kosmetik
4.1 Nagelprodukter
4.2 Läpprodukter (ej solskyddsstift)
4.3 Ögonprodukter
4.4 Ansiktsprodukter
Dofter
5.1
5.2
Dofter dam/unisex
Dofter herrar
Hygien
6.1
6.2
6.3
6.4
6.5
6.6
6.7
Rakprodukter
Tvål
Deodoranter, damer/unisex
Deodoranter herrar
Fotvårdsprodukter
Hårborttagningsprodukter
Munvårdsmedel
Barnvårdsprodukter
Badprodukter
283
Bilaga 21: Figur och tabeller till kapitel 8, kosmetiska och hygieniska produkter
284
Tabell A: Antalet produkter i olika produktkategorier
Kod för produktkategori
Produktkategori
Antalet anmälda
produkter okt 2003
01 A,B,C,D,E
02 A
03 A,B,C
04 A,B,C,D
05 A,B,C
06 A;B
07 A,B
08 A,B
09 A,B
10 A,B,C,D,E,F,G
10 H
10 I
10 J
10 K,L
11 A,B
12 A,B,C,D
13 A,B
14 A,B,C
15 A
15 B,C,D,E
16 A,B
17 A,B
18 A,B
19 A,B
20 A,B
21 A
Hudkräm m.m.
Ansiktsmasker
Make-up, rouge
Puder
Tvål, duschkräm
Parfym, rakvatten
Badsalt
Hårborttagning
Deo, antiperspirant
Permanent, färgning, blekning av hår
Läggningsmedel
Schampo
Balsam
Hårvatten och övrigt
Rakkräm
Ögonskugga, maskara m.m.
Läppstift
Tandkräm, munvatten
Nagellack
Övriga nagelprodukter
Intimhygienkräm
Solskydd
Brun utan sol
Blekmedel
Antirynk
Övrigt
Totalt antal produkter
5600
433
643
199
1798
1004
327
70
818
684
1122
1073
919
222
184
812
531
211
230
364
18
674
114
37
234
234
18555
285
Tabell B: Antal ingredienser i olika kosmetiska och hygieniska produkter
Produktkod
(LV-register)
Produktkategori enligt Läkemedelsverkets indelning
Antal granskade prod.
Intervall, antal
ingredienser
Median, antal ingredienser
01A
01C
04B
05A
05A
05B
05C
06A
09A
09B
10C
10H
10I
10J
11A
12B
13A
14A
15A
17A
Hudkräm etc.
Rengöringskräm etc.
Talkpuder
Tvål, fast
Tvål, flytande
Duschkräm etc.
Tvål/schampo kombi
Parfym
Deo
Antiperspirant
Oxidationshårfärg
Läggningsmedel
Schampo
Balsam
Rakkräm
Maskara
Läppstift
Tandkräm
Nagellack
Solskydd
13 st övriga grupper
Antal granskade produkter
26
3
3
2
10
11
3
5
14
10
3
12
13
5
6
4
2
14
3
4
16
169
1-39
18-22
4-5
19
19
4
11-24
2-25
14-26
3-16
5-13
5-11
50-69
8-20
6-30
6-23
10-30
21-30
15
18
18
5
8
7
11-19
10-25
13-39
1-36
13
19
14
14
29
14
15
15
Tabell C: Exempel på hur innehållsdeklarationer med INCI-namn från tre olika kosmetiska och hygieniska produkter kan se ut: En enklare produkt med få ingredienser, en produkt med antal ingredienser kring mediannivån
samt en komplicerad produkt med många ingredienser
Innehållsdeklaration för en deodorant
Alcohol Denat., Aqua, Aluminium Zirconium Pentachlorohydrate, Parfum, Hydroxypropylcellulose, Magnesium Chloride, Zinc Sulfate
Innehållsdeklaration för ett schampo
Aqua, Sodium Laureth Sulfate, Disodium Cocoamphodiacetate, Sodium Chloride, Laureth-2, Panthenol, Niacinamide, PEG-7-Glycerol Cocoate, Glycol Distearate, Laureth-4, Cocamidopropyl Betaine, Polyquaternium10, Hydrogenated Castor Oil, Citric Acid, Parfum, Sodium Benzoate, Sodium Salicylate
Innehållsdeklaration för en flerkomponents hårfärg av oxidationstyp
Komponent 1
Aqua, Cetearyl Alcohol, Glyceryl Stearate SE, Sodium Laureth Sulfate, Ammonia, Glycol Distearate, Lanolin
Alcohol, Sodium Lauryl Sulfate, Toluene-2,5-Diamine Sulfate, Sodium Cocoyl Isethionate, Resorcinol, Sodium Sulfite, 4-Amino-m-Cresol, Ascorbic Acid, Parfum, 4-Amino-2-Hydoxytoluene, Disodium EDTA, 2-Amino6-Chloro-4-Nitrophenol, Sodium Hydroxide, m-Aminophenol, Tocopherol
Komponent 2
Aqua, Hydrogen Peroxide, PPG-38-Buteth-37, Cetearyl Alcohol, Petrolatum, Laureth-2, Parfum, Sodium Cetearyl Sulfate, Salicylic Acid, Disodium Phosphate, Phosphoric Acid, Etidronic Acid
Komponent 3
Aqua, Cetearyl Alcohol, Cetrimonium Chloride, Panthenol, Parfum, Isopropyl Alcohol, Tocopheryl Acetate,
Methylparaben, Isopropyl Palmitate, Benzophenone-3, Caramel, Hydrolyzed Sweet Almond Protein, Sodium
Benzoate, Phenoxyethanol, Propylparaben, Titanium Dioxide, CI 47005
286