040824_miljouppdraget-rapport
040824_miljouppdraget-rapport
040824_miljouppdraget-rapport
You also want an ePaper? Increase the reach of your titles
YUMPU automatically turns print PDFs into web optimized ePapers that Google loves.
Miljöpåverkan från läkemedel<br />
samt kosmetiska och hygieniska<br />
produkter<br />
Rapport från Läkemedelsverket<br />
Augusti 2004<br />
Postadress/Postal address: P.O. Box 26, SE-751 03 Uppsala, SWEDEN<br />
Besöksadress/Visiting address: Dag Hammarskjölds väg 42, Uppsala<br />
Telefon/Phone: +46 (0)18 17 46 00 Fax: +46 (0)18 54 85 66<br />
Internet: www.mpa.se E-mail: registrator@mpa.se
Innehåll<br />
Innehåll .................................................................................................................................. 3<br />
Förord .................................................................................................................................... 6<br />
Sammanfattning.................................................................................................................... 8<br />
Summary ............................................................................................................................. 13<br />
1 Uppdraget.................................................................................................................. 18<br />
1.1 Regeringens uppdrag till Läkemedelsverket ................................................................ 18<br />
1.2 Arbetets genomförande................................................................................................ 18<br />
2 Introduktion............................................................................................................... 21<br />
2.1 Läkemedel .................................................................................................................... 21<br />
2.2 Kosmetiska och hygieniska produkter.......................................................................... 24<br />
2.3 Påverkan på miljön....................................................................................................... 25<br />
3 Miljöpåverkan från läkemedel.................................................................................. 32<br />
3.1 Sammanfattning ........................................................................................................... 32<br />
3.2 Sammanställning av nuvarande kunskap..................................................................... 34<br />
3.3 Flöden och volymer ...................................................................................................... 42<br />
3.4 Miljödata från industrin ................................................................................................. 46<br />
3.5 Urval av aktiva substanser ........................................................................................... 46<br />
3.6 Miljöriskbedömning av aktiva substanser..................................................................... 51<br />
3.7 Klassificering av läkemedel med multivariat datamodellering...................................... 64<br />
3.8 Hjälpämnen i läkemedel ............................................................................................... 65<br />
3.9 Naturläkemedel ............................................................................................................ 72<br />
4 Miljöfarlighetsbedömning och miljöklassificering<br />
av aktiva substanser och hjälpämnen .................................................................... 73<br />
4.1 Sammanfattning ........................................................................................................... 73<br />
4.2 Utförande av miljöfarlighetsbedömningar..................................................................... 73<br />
4.3 Resultat ........................................................................................................................ 73<br />
4.4 Diskussion .................................................................................................................... 78<br />
5 Miljöpåverkan från kosmetiska och hygieniska produkter................................... 80<br />
5.1 Sammanfattning ........................................................................................................... 80<br />
5.2 Sammanställning av nuvarande kunskap..................................................................... 81<br />
5.3 Volymer och massflödesanalys.................................................................................... 82<br />
5.4 Urval av ämnen för miljöriskbedömning ....................................................................... 89<br />
5.5 Metod för miljöriskbedömning ...................................................................................... 93<br />
5.6 Resultat av miljörisk- och miljöfarlighetsbedömningar ................................................. 98<br />
6 Miljöpåverkan från förpackningar ......................................................................... 112<br />
6.1 Sammanfattning ......................................................................................................... 112<br />
6.2 Inledning ..................................................................................................................... 112<br />
6.3 Läkemedel .................................................................................................................. 112<br />
3
6.4 Kosmetiska och hygieniska produkter ........................................................................ 113<br />
6.5 Diskussion................................................................................................................... 114<br />
7 Läkemedel – information om kvantitet och innehåll............................................ 116<br />
7.1 Sammanfattning.......................................................................................................... 116<br />
7.2 Befintliga informationssystem..................................................................................... 116<br />
7.3 Insamling och bearbetning av data............................................................................. 117<br />
7.4 Felkällor i underlaget .................................................................................................. 117<br />
7.5 Slutsatser.................................................................................................................... 118<br />
8 Kosmetiska och hygieniska produkter – information om<br />
kvantitet och innehåll ............................................................................................. 119<br />
8.1 Sammanfattning.......................................................................................................... 119<br />
8.2 Inrättandet av produktregister..................................................................................... 119<br />
8.3 Nuvarande produktregister ......................................................................................... 123<br />
8.4 Faktorer att beakta vid en eventuell utbyggnad av registret....................................... 125<br />
8.5 Diskussion................................................................................................................... 129<br />
9 Läkemedelslagen och miljöklassificering av läkemedel ..................................... 132<br />
9.1 Sammanfattning.......................................................................................................... 132<br />
9.2 Tolkning av uppdraget ................................................................................................ 132<br />
9.3 Den inre marknaden ................................................................................................... 134<br />
9.4 Läkemedelsområdet ................................................................................................... 136<br />
9.5 Miljöklassificering........................................................................................................ 143<br />
9.6 Referensmaterial ........................................................................................................ 151<br />
10 Åtgärdsförslag: läkemedel ..................................................................................... 152<br />
10.1 Inledning ..................................................................................................................... 152<br />
10.2 Ökad baskunskap .......................................................................................................152<br />
10.3 Ökad miljöhänsyn i den europeiska läkemedelslagstiftningen ................................... 153<br />
10.4 Fler och förbättrade miljöriskbedömningar ................................................................. 153<br />
10.5 Sammanställning och elektronisk tillgänglighet av data ............................................. 154<br />
10.6 Kontinuerlig uppföljning av flöden............................................................................... 154<br />
10.7 Utbildning och information för att stimulera miljötänkandet........................................ 154<br />
10.8 Framtida miljöklassificering......................................................................................... 155<br />
10.9 Minskad kassation och förbättrad avfallshantering .................................................... 155<br />
11 Åtgärdsförslag: kosmetiska och hygieniska produkter ...................................... 157<br />
11.1 Inledning ..................................................................................................................... 157<br />
11.2 Ökad baskunskap .......................................................................................................157<br />
11.3 Fler och förbättrade miljöriskbedömningar ................................................................. 157<br />
11.4 Ökad miljöhänsyn i lagstiftningen ............................................................................... 158<br />
11.5 Förbättrad <strong>rapport</strong>ering av produkternas innehåll och kontinuerlig<br />
uppföljning av flöden................................................................................................... 158<br />
11.6 Ökad information för att stimulera miljötänkandet ...................................................... 159<br />
12 Förkortningar, definitioner och förklaringar......................................................... 160<br />
13 Referenser ............................................................................................................... 164<br />
4
14 Bilagor ..................................................................................................................... 170<br />
Bilaga 1: Regeringsbeslut ....................................................................................................... 170<br />
Bilaga 2: Projektplan................................................................................................................ 172<br />
Bilaga 3: Minnesanteckningar från idéseminarium ................................................................. 179<br />
Bilaga 4: Brev till Läkemedelsindustrin.................................................................................... 187<br />
Bilaga 5: Beskrivning av olika ekotoxikologiska tester ............................................................ 191<br />
Bilaga 6: Läkemedelssubstanser som detekterats i miljön ..................................................... 194<br />
Bilaga 7: Sammanställning av ekotoxicitetsdata från litteraturen............................................ 204<br />
Bilaga 8: Humanläkemedel: 100-lista dygnsdoser, försäljning år 2002 .................................. 215<br />
Bilaga 9: Veterinärmedicinska läkemedel: 100-lista förpackningar, försäljning år 2002......... 219<br />
Bilaga 10: Kommentarer till in<strong>rapport</strong>erade data för läkemedel.............................................. 223<br />
Bilaga 11: Preliminära ekotoxicitets-, bionedbrytnings- och<br />
bioackumuleringsomdömen för ett urval av läkemedelssubstanser .......................... 226<br />
Bilaga 12: Tillgängliga nedbrytnings- och bioackumulationsdata<br />
för utvalda läkemedelssubstanser.............................................................................. 229<br />
Bilaga 13: Beräknade Koc-värden för utvalda läkemedelssubstanser ..................................... 234<br />
Bilaga 14: Klassificering av läkemedel med multivariat datamodellering................................ 235<br />
Bilaga 15: Underlag för urval av hjälpämnen i läkemedel....................................................... 256<br />
Bilaga 16: Antaganden och bakgrundsdata vid beräkningar i EUSES ................................... 266<br />
Bilaga 17: Miljödata för konserveringsmedel i läkemedel ....................................................... 268<br />
Bilaga 18: Massflödesanalys av kosmetiska och hygieniska produkter.................................. 273<br />
Bilaga 19: Underlagsdata för massflödesanalys, kosmetiska och hygieniska produkter........ 275<br />
Bilaga 20: Grupper av kosmetiska och hygieniska produkter definierade av KTF ................. 283<br />
Bilaga 21: Figur och tabeller till kapitel 8, kosmetiska och hygieniska produkter ................... 284<br />
5
Förord<br />
All mänsklig aktivitet har konsekvenser för den miljö vi är hänvisade att leva i. Insikten att vi måste anpassa<br />
utnyttjandet av naturresurser så att vi får långsiktigt hållbara betingelser för ett gott liv har vuxit sig<br />
stark. Bland de ämnen vi har behov av utgör läkemedlen en speciell grupp. Att bota och lindra sjukdom är<br />
mycket angelägna behov. Läkemedelsforskningen utvecklar substanser med hög biologisk aktivitet och en<br />
ökande selektivitet. Det innebär att läkemedlen i de låga koncentrationer som uppnås i kroppen påverkar<br />
människans och andra levande organismers biologiska processer. Därmed kan läkemedlen också bli en<br />
potentiell miljörisk när de efter utövad effekt, via kretsloppet återfinns i naturens olika recipienter. En positiv<br />
faktor är att de viktsmängder som används ofta är mycket låga i förhållande till förbrukningen av kemikalier<br />
för andra syften i samhället.<br />
Utvecklingen av kemiska ämnen för olika mänskliga behov innebär att en mångfald nya substanser omsätts<br />
för att slutligen finnas i miljöbakgrunden. Detta ger en mer sammansatt kemisk miljö med nya ämnen i låga<br />
koncentrationer. Färdriktningen skall vara mot en giftfri miljö och arbete måste läggas ned på att finna ut<br />
vilka halter av vilka läkemedelssubstanser som kan tolereras vid en avvägning mot patientnyttan. Somliga<br />
ämnen bör helt utmönstras eller kraftigt inskränkas, vilket också genomförs med t.ex. freoner och kvicksilver.<br />
Många läkemedel bryts ned av kroppens ämnesomsättningsenzymer och inaktiveras därmed. Andra bryts<br />
ned kemiskt i naturen så snabbt att någon anrikning ej hinner ske. Ett ofrånkomligt faktum är dock att ett<br />
antal läkemedel kan påvisas i olika vattensystem, i avloppsslam och i jord. I några fall har förekomsten av<br />
ett enskilt läkemedel, t.ex. ciprofloxacin, i avloppsslam varit oväntat hög och nått värden på några miljondelar<br />
per viktsmängd. Således uppvisar vissa läkemedel egenskapen att finnas kvar och anrikas. Läkemedlet<br />
kan vara utsöndrat från människor eller djur, härröra från kassation, avledning, läckage eller vara på<br />
annat sätt outnyttjad substans.<br />
En angelägen uppgift är då att ta reda på vilka biologiska effekter de förekommande halterna av läkemedel<br />
i avloppsvatten, floder, sjöar, grundvatten och dricksvatten och jordar kan ha. Med undantag av östrogena<br />
hormoner är kunskaperna inom detta område ännu ytterst bristfälliga. Forskningsområdet är ungt och i<br />
kraftig utveckling.<br />
Miljömedvetandet inom läkemedelsområdet tar sig olika och tilltagande uttryck. En pionjärinsats har gjorts<br />
i Sverige med det s.k. STRAMA-arbetet i syfte att nedbringa och optimera antibiotikaanvändningen. Här<br />
sammanfaller medicinska mål med miljömål på ett unikt sätt. Överanvändning och felaktig antibiotikaanvändning<br />
ger resistensutveckling hos bakterierna. Samtidigt belastas miljön med antibiotika som kan ha<br />
negativa effekter. Att tillämpa korrekta indikationer för antibiotikabehandling blir därför ett odiskutabelt<br />
mål. Givetvis gäller detta mål sedan länge alla läkemedelsgrupper. Endast medicinsk motiverad behandling<br />
skall äga rum och den skall följas upp och omprövas.<br />
För kosmetiska produkter bör kraven på oskadlighet för individ och miljö sättas ännu högre. Läkemedelsverket<br />
menar att miljöfarliga ämnen som används i kosmetiska och hygieniska produkter måste ersättas, om<br />
användningen medför risker för miljön. Mer än 100 ton schampo, tvål, hårbalsam och tandkräm m.m. hamnar<br />
dagligen i avloppsvatten. Den genomsnittliga dagliga konsumtionen av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter beräknas vara 12 g per invånare.<br />
Förpackningsmaterial, hantering och distribution kan väsentligen bedömas efter samma miljökriterier som<br />
för andra handelsvaror.<br />
Läkemedelsverket har givits ett mycket stort utredningsuppdrag som det av naturliga skäl varit nödvändigt<br />
att avgränsa. För att behandla den första punkten i uppdraget: ”att utreda miljöpåverkan från läkemedel<br />
samt kosmetiska och hygieniska produkter…” har vi gjort en översikt av ett ungt forskningsområde i stark<br />
tillväxt. Vi har begränsat antalet substanser till ett urval som vi bedömt har stor betydelse för frågan och<br />
6
inriktat oss på enskilda substanser i stället för grupper av besläktade preparat. Detta är det enda angreppssätt<br />
som i dagsläget är möjligt, men den långsiktigt bästa ansatsen bedöms vara att studera sammanvägda<br />
effekter av kemiskt närbesläktade läkemedelssubstanser s.k. klasseffekter. Utredningen avslutas med ett<br />
antal förslag på hur miljöarbetet skall drivas vidare. Det står helt klart att miljösynen på läkemedel måste<br />
förstärkas vilket jag menar kan göras utan att människors medicinska behov blir lidande. Det är glädjande<br />
att läkemedelsindustrin och Apoteket AB påbörjat ett arbete att undersöka miljöegenskaper hos sina produkter.<br />
Miljöinformation efterfrågas även av patienter/konsumenter i ökande utsträckning.<br />
Jag vill tacka medarbetarna vid Läkemedelsverket, konsulterna, branschföreningarna (Läkemedelsindustriföreningen,<br />
Kemisk-Tekniska Leverantörförbundet, Industriell och Institutionell Hygien och Colipa) samt<br />
de enskilda företag som försett oss med faktauppgifter.<br />
Gunnar Alvan<br />
Generaldirektör<br />
7
Sammanfattning<br />
Inledning<br />
Som ett led i arbetet med att uppnå de nationella miljömålen fick Läkemedelsverket i uppdrag av regeringen<br />
i december 2002 att utreda miljöpåverkan av läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive<br />
förpackningar. I uppdraget ingick att göra en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån förekomst i<br />
miljön relaterad till aktuell försäljningsvolym. Dessutom ingick att lämna förslag till åtgärder för att minska<br />
miljöpåverkan från dessa produktgrupper samt att utreda hur information om kvantiteter och innehåll av<br />
ämnen i produktgrupperna kunde förbättras och göras mer lättillgänglig. Att utreda möjligheten att införa<br />
miljöklassificering av läkemedel var också en del av uppdraget.<br />
Läkemedel<br />
Urval av aktiva läkemedelssubstanser och hjälpämnen<br />
Det finns ca 1 200 aktiva läkemedelssubstanser och ca 1 300 hjälpämnen i drygt 7 600 olika produkter på<br />
den svenska marknaden. Av dessa produkter är ca 7 200 humanläkemedel och ca 400 veterinärmedicinska<br />
läkemedel. Det har inte varit möjligt att utreda miljöpåverkan av alla aktiva substanser och hjälpämnen<br />
framförallt därför att data som behövs för miljöriskbedömning är bristfälliga eller saknas men även delvis<br />
p.g.a. den begränsade tid Läkemedelsverket givits för att genomföra regeringsuppdraget.<br />
Med hjälp av en sammanvägning av halveringstider/nedbrytbarhet, i litteraturen funna uppgifter om förekomst<br />
i miljön samt svensk försäljningsstatistik har 27 aktiva läkemedelssubstanser valts ut för miljöriskbedömning.<br />
Läkemedelsverket har också med hjälp av dokumentation från läkemedelsindustrin samt litteraturstudier<br />
identifierat ytterligare substanser som är angelägna att utreda. Även ett antal hjälpämnen har<br />
valts ut för miljöriskbedömning utifrån svensk försäljningsstatistik och miljöklassificering.<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
En miljöfarlighetsbedömning enligt Kemikalieinspektionens föreskrifter om klassificering och märkning av<br />
kemiska produkter görs utan att ta hänsyn till vilken mängd eller halt av ämnet som kan förväntas släppas<br />
ut i olika delar av miljön. De tester som ligger till grund för miljöfarlighetsbedömningen innefattar korttids<br />
(akut) toxicitet, biologisk nedbrytbarhet samt bioackumulerande förmåga. Klassning av ett ämne som ”miljöfarligt”<br />
innebär inte att det med säkerhet orsakar skador i miljön. Hur mycket av och hur ett ämne används<br />
är av avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär en risk för miljön.<br />
Vid miljöfarlighetsbedömning av i läkemedel ingående utvalda aktiva substanser och hjälpämnen kunde det<br />
konstateras att det föreligger brist på faktauppgifter. Endast 12 av 30 aktiva substanser samt 31 av 55 konserveringsmedel<br />
kunde klassificeras med avseende på miljöfarlighet. Av dessa bedömdes 9 aktiva substanser<br />
och 13 konserveringsmedel som miljöfarliga för vattenmiljön.<br />
Miljöriskbedömning<br />
Vid en miljöriskbedömning bedöms risken för skada på miljön genom att bestämma storleken av utsläppet<br />
och vilka effekter detta utsläpp kan ha på strukturen av och funktionerna i ett ekosystem. I denna <strong>rapport</strong><br />
uppskattades koncentrationer i miljön utifrån den totala försålda mängden av enskilda aktiva substanser i<br />
humanmedicinska läkemedel. Av de för miljöriskbedömning utvalda humanläkemedelssubstanserna fick<br />
två omdömet att risk för påverkan på vattenmiljön föreligger. Dessa är, de för miljöpåverkan sedan tidigare<br />
kända, könshormonerna östradiol och etinylöstradiol. För ytterligare två könshormoner samt tre andra sub-<br />
8
stanser kunde risk för miljöpåverkan inte slutligt bedömas p.g.a. brister i faktaunderlaget. De övriga tjugo<br />
substanserna bedömdes inte utgöra någon akut risk för vattenmiljö. Erhållna resultat pekar på att dagens<br />
läkemedelsanvändning inte orsakar några akuta miljörisker men utesluter inte långsiktiga miljörisker.<br />
Läkemedelssubstansers akuttoxiska effekter i vattenmiljö, om de förekommer, uppträder vanligen vid koncentrationer<br />
i storleksordningen milligram per liter. Eftersom de hittills uppmätta halterna av läkemedelssubstanser<br />
i miljön ligger minst tusen gånger lägre är det diskutabelt om dessa akuttoxiska effekter är av<br />
ekotoxikologisk relevans.<br />
Observerade långtidstoxiska effekter uppträder i vissa fall vid de halter som faktiskt har uppmätts i miljön.<br />
För de flesta läkemedelssubstanser saknas sådana uppgifter och det finns därför ett behov av ytterligare<br />
långtidsstudier för att med större säkerhet kunna förutsäga en substans potentiella långsiktiga miljörisk. Det<br />
saknas dessutom oftast information om hur substanserna påverkas och fördelas i miljön, dvs. nedbrytningsdata,<br />
fördelningskoefficienter och bioackumuleringsdata.<br />
Det är viktigt att påpeka att de ekotoxicitetstester som idag ligger till grund för miljöriskbedömningar inte<br />
tar hänsyn till den biologiska aktivitet som utmärker aktiva substanser i läkemedel. Det finns således också<br />
ett behov av att undersöka sammanvägda biologiska effekter, s.k. klasseffekter, av olika läkemedel i miljön.<br />
Miljöriskbedömning av veterinärläkemedel grundar sig på produktens dosering till olika djurslag samt påverkan<br />
på lokala ekosystem, varför det inte blir aktuellt att genomföra riskbedömning på substansnivå utgående<br />
från totalanvändning på samma sätt som gjorts för humanläkemeddelssubstanser. Läkemedelsverket<br />
har därför valt att istället sammanfatta problemområden med utgångspunkt från miljöriskbedömningar på<br />
produktnivå gjorda i samband med ansökan om godkännande. Substansgrupper som misstänkts för miljöpåverkan<br />
p.g.a. sin miljöfarlighet är veterinärläkemedel med antiparasitära och antimikrobiella egenskaper,<br />
men inga sådana substanser uppvisade någon stor risk för miljöpåverkan.<br />
Miljöriskbedömningar gjordes även för ett urval av hjälpämnen. Någon nämnvärd risk för miljön kunde<br />
inte identifieras. Många hjälpämnen används dessutom även i andra produkter, exempelvis livsmedel. Användning<br />
i läkemedel utgör en mindre del av den totala användningen.<br />
Information om kvantitet och innehåll<br />
Kunskap om i vilka mängder och vilka vägar läkemedel går genom vårt samhälle är viktig för att identifiera<br />
eventuella problem. Data från Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register har kombinerats för att få<br />
fram uppgifter om flöden. Avsikten var att översiktligt kartlägga massflöden i samhället från distributionsledet<br />
via användarled till spridningsvägar till miljön. Databaserna är dock inte i första hand uppbyggda för<br />
att kunna leverera uppgifter om massflöden varför det inte var möjligt att få fram helt tillförlitliga siffror.<br />
Arbetet med att kombinera befintliga register har gett värdefull information om vilka svårigheter som måste<br />
lösas för att bättre kunna utnyttja databaserna framöver.<br />
Ett flöde som kan vara svårt att få fram, även om befintliga register anpassas för massflödesberäkningar, är<br />
hur stor del av försålda läkemedel som kasseras i förhållande till konsumerad mängd.<br />
Miljöklassificering<br />
Läkemedelsverket har utrett de juridiska förutsättningarna för ett eventuellt införande av miljöklassificeringssystem<br />
för läkemedel. Regleringen av läkemedel är i hög grad baserad på EU-direktiv. Det lämpligaste<br />
med hänsyn till gällande rätt, miljöskyddsintresset och den inre marknaden är att verka aktivt för att ett<br />
miljöklassificeringssystem för läkemedel diskuteras på europeisk nivå. Ett gemensamt arbete är att föredra<br />
framför att olika regionala system utarbetas parallellt.<br />
EG-rätten uppställer hinder för en rad klassificeringsmodeller och krav på uppgiftslämnande. En nationell<br />
miljöklassificering, baserad på den miljöriskbedömning som skall ingå i en ansökan om försäljningsgodkännande,<br />
kan inte anses strida mot regelverket men uppvisar för närvarande kvalitativa och kvantitativa<br />
brister. Miljöklassificering av läkemedelssubstanser bör baseras mer på kunskap om långtidstoxicitet vid<br />
9
exponering för låga halter, persistens samt bioackumulering och mindre på akuttoxicitet. För att få en fullständig<br />
bild av en läkemedelsprodukts totala potential för miljöpåverkan bör hänsyn tas till aktiva substanser,<br />
hjälpämnen, beredningsform och förpackningar.<br />
I avvaktan på ett eventuellt europeiskt miljöklassificeringssystem kan ett frivilligt nationellt system införas.<br />
Avsaknaden av vetenskapliga data medför dock praktiska problem och risken för felaktiga slutsatser är<br />
uppenbar. Läkemedelsverket menar därför att nyttan med ett nationellt system är tveksam.<br />
Om ett frivilligt nationellt miljöklassificeringssystem införs bör läkemedelsindustrin ges ansvar för att ta<br />
fram nödvändiga data. Miljöklassificering bör inte ske regionalt, utan en nationellt gällande klassificering<br />
är i så fall att föredra. En klassificering baserad på frivillighet bör bygga på självreglering och egenkontroll<br />
då statlig styrning kan uppfattas som en indirekt reglering med risk för konkurrenssnedvridning. Innehållet<br />
i publicerad information kommer dock ingå i Läkemedelsverkets ansvar för granskning av läkemedelsinformation.<br />
Detta innebär i sin tur att Läkemedelsverket måste tillförsäkras resurser för ett utökat arbetsområde.<br />
Förpackningar<br />
Även förpackningar kan vara av intresse från miljösynpunkt då dessa utgör stora volymer. Mängden läkemedelsförpackningar<br />
(exklusive glasförpackningar) utgör ca 1,6 % av den totala förpackningsmängden i<br />
Sverige. Läkemedelsförpackningar skiljer sig i allmänhet inte från andra typer av förpackningar som cirkulerar<br />
i samhället vad gäller materialval. Plast är det vanligaste förpackningsmaterialet, följt av wellpapp och<br />
kartong. Därutöver används ett antal metaller och glas. Inget av materialen som används för läkemedel<br />
torde vålla nämnvärda miljöproblem.<br />
Förpackningar som innehåller synliga läkemedelsrester klassas idag som läkemedelsavfall och hanteras<br />
enligt särskilda rutiner. Förpackningar utan synliga rester har normalt så små restmängder att de inte utgör<br />
något problem.<br />
Åtgärdsförslag - läkemedel<br />
Läkemedelsverket anser att miljöaspekter på läkemedel bör betonas ytterligare med målsättningen att de<br />
finns med och får större betydelse genom hela läkemedlets livscykel. Åtgärder för att minska läkemedels<br />
potentiella påverkan på miljön måste grundas på kunskap om framförallt långsiktiga effekter. En förbättrad<br />
kunskap i läkemedelsbehandling där klara indikationer tillämpas och behandlingen följs upp är naturligtvis<br />
också grundläggande för att minska miljöbelastningen av läkemedel.<br />
Det får ses som angeläget att på bred bas öka kunskapen om läkemedels miljöpåverkan varför detta forskningsområde<br />
bör beaktas och prioriteras i förhållande till annan miljöinriktad forskning.<br />
Läkemedelsverket föreslår, utifrån identifierade problem, ett antal åtgärder inom följande områden:<br />
• ökad baskunskap<br />
• ökad miljöhänsyn i den europeiska läkemedelslagstiftningen<br />
• fler och förbättrade miljöriskbedömningar<br />
• sammanställning och elektronisk tillgänglighet av data<br />
• kontinuerlig uppföljning av flöden<br />
• utbildning och information för att stimulera miljötänkandet<br />
• minskad kassation och förbättrad avfallshantering<br />
Inom uppdraget genomfördes ett antal miljöriskbedömningar. Läkemedelsverket identifierade dessutom<br />
ytterligare aktiva substanser för vilka det bör göras en miljöriskbedömning. Läkemedelsverket bör därför få<br />
i uppdrag och ges resurser för att kontinuerligt göra och uppdatera miljöriskbedömningar.<br />
10
Kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Reglering<br />
EU:s kosmetikadirektiv är inriktat på att produkterna ska vara säkra för konsumenterna. Däremot reglerar<br />
kosmetikadirektivet inte frågor rörande eventuella miljörisker. Ansvaret för att en kosmetisk och hygienisk<br />
produkt inte skadar användaren eller miljön ligger hos tillverkaren eller importören. I Sverige styrs regleringen<br />
dessutom av miljöbalken.<br />
Urval av ämnen<br />
Det finns idag mycket liten kunskap om vilka miljörisker som användningen av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter kan ge upphov till. I kosmetiska och hygieniska produkter används ca 7 000 olika ingredienser.<br />
Få undersökningar har gjorts av ämnenas förekomst i miljön. I denna utredning har Läkemedelsverket studerat<br />
ett mindre antal ämnen i en datorbaserad beräkningsmodell i avsikt att bedöma om de orsakar miljöproblem.<br />
Urvalet gjordes med hjälp av uppgifter om ämnenas inneboende egenskaper, vissa miljödata och<br />
antaganden om användning i stora volymer i kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
Flera av de ämnen som riskbedömts har valts ut för att representera en grupp av ämnen med besläktad<br />
struktur eller likartade egenskaper. De studerade ämnena måste alltså betraktas som exempel och får inte<br />
ses som en slutlig lista över de ingredienser som innebär störst risk från miljösynpunkt.<br />
Miljöriskbedömningar<br />
Miljöriskbedömningar gjordes för sex ämnen/ämnesgrupper. Bedömningarna gav inte sådana tydliga indikationer<br />
om skadliga effekter på miljön att det finns grund för att i dagsläget föreslå förbud eller begränsa<br />
användningen av något ämne. Resultaten visar dock att fyra av de bedömda ämnena/ämnesgrupperna kan<br />
ha negativa effekter i miljön. Bedömningarna bör följas upp och verifieras med ytterligare studier, t.ex.<br />
mätningar av förekomst i miljön.<br />
Miljöfarlighetsbedömningar<br />
Ytterligare ett tiotal ämnen bedömdes som miljöfarliga. De kunde dock inte riskbedömas i beräkningsmodellen<br />
eftersom tillförlitliga uppgifter om volymer inte kunde erhållas. Klassificering av ett ämne som miljöfarligt<br />
innebär som tidigare omnämnts inte att det med nödvändighet orsakar skador i miljön. Hur mycket<br />
av och hur ämnet används har avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär en<br />
risk för miljön. Det är därför angeläget att få fram uppgifter om volymer.<br />
Information om kvantitet och innehåll<br />
I utredningen har volymer och massflöden för kosmetiska och hygieniska produkter kartlagts genom insamling<br />
av uppgifter från branschen. Totala volymer för olika produktgrupper (tvål, schampo etc.) och produkternas<br />
viktigaste funktionsgrupper (tensider, mjukgörare etc.) kunde beräknas översiktligt. Volymer av<br />
enskilda ingredienser kunde däremot endast tas fram i ett fåtal fall.<br />
Volymen av kosmetiska och hygieniska produkter på svenska marknaden uppgår till ca 40 000 ton/år varav<br />
24 000 ton är vatten. Om totalförbrukningen fördelas jämnt över befolkningen innebär det att varje svensk i<br />
genomsnitt använder ca 12 g kosmetiska och hygieniska produkter per dag.<br />
Tensider och mjukgörande/fuktighetsreglerande ämnen utgör två stora funktionsgrupper i kosmetiska och<br />
hygieniska produkter. De utgör uppskattningsvis ca 30 % respektive 20 % av torrsubstansmängden i produkterna.<br />
Den totala tensidmängden från kosmetiska och hygieniska produkter beräknades till ca 5 000 ton<br />
per år, vilket dock utgör en relativt liten del, ca 4 %, av det totala flödet av tensider i samhället.<br />
11
Arbetet med att uppskatta mängder och flöden av kosmetiska och hygieniska produkter har visat att det<br />
finns avsevärda svårigheter att få fram nödvändiga uppgifter. Information har samlats in från enskilda företag<br />
som en engångsinsats genom branschorganisationen. För en framtida uppföljning av dessa flöden krävs<br />
ett mer organiserat system för insamling av data. Det bör övervägas om inte uppgiftslämningen bör regleras<br />
för att möjliggöra en kontinuerlig uppföljning.<br />
På Läkemedelsverket förs ett register över kosmetiska och hygieniska produkter, vilka saluförs eller används<br />
yrkesmässigt i Sverige. Registret innehåller endast ett fåtal uppgifter om produkterna men är ett värdefullt<br />
verktyg i tillsynen av tillverkare och importörer. Läkemedelsverket har utrett möjligheten att bygga<br />
ut nuvarande register till att även omfatta uppgifter om enskilda produkters innehåll och försålda mängder.<br />
Läkemedelsverkets bedömning är att nyttoeffekten av en sådan utbyggnad av produktregistret inte står i<br />
proportion till de uppskattade kostnaderna.<br />
Förpackningar<br />
Den totala mängden förpackningar från kosmetiska och hygieniska produkter uppgår till ca 5 % av förpackningsflödet<br />
i samhället. Dessa bedöms inte vålla några nämnvärda miljöproblem.<br />
Åtgärdsförslag – kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Arbetet med att minska användningen av miljöfarliga ämnen, som medför risker för miljön, i kosmetiska<br />
och hygieniska produkter bör drivas vidare. Läkemedelsverket föreslår därför åtgärder inom följande områden:<br />
• Ökad miljöhänsyn i lagstiftningen<br />
• Fler och förbättrade miljöriskbedömningar<br />
• Ökad kunskap om eventuella miljörisker av kosmetiska och hygieniska produkter<br />
• Förbättrad <strong>rapport</strong>ering av produkternas innehåll och kontinuerlig uppföljning av flöden<br />
• Ökad information för att stimulera miljötänkandet<br />
Läkemedelsverket har identifierat som en mycket central åtgärd att inom EU driva frågan om ett kosmetikadirektiv<br />
som även beaktar miljöaspekter. En annan angelägen fråga som behöver belysas ytterligare, för<br />
att Läkemedelsverket ska kunna agera i enlighet med miljöbalkens intentioner, är de handelshindrande<br />
effekter som nationella miljökrav på kosmetiska och hygieniska produkter eventuellt kan orsaka.<br />
12
Summary<br />
Introduction<br />
As part of the work of achieving national environmental goals, the Swedish Government commissioned an<br />
official report from the Medical Products Agency on the environmental effects of pharmaceuticals, cosmetics<br />
and hygiene products, including their packaging. The report was to include a risk assessment of environmental<br />
effects based on the occurrence of the products in the environment in relation to their current<br />
sales volumes. The report was also to submit proposals on measures to reduce environmental effects of the<br />
products and on how information on the qualitative and quantitative composition of the products could be<br />
improved and made more easily available. A study of the possibilities to introduce environmental classification<br />
of pharmaceutical products was also part of the commission.<br />
Pharmaceuticals<br />
Selection of active substances and excipients in pharmaceutical products<br />
There are about 7 600 pharmaceutical products on the Swedish market containing about 1 200 active substances<br />
and 1 300 excipients. About 7 200 products are intended for human use and about 400 for veterinary<br />
use. It has not been possible to investigate the environmental effects of all active substances and excipients,<br />
mainly due to deficient or non-existent data necessary for environmental risk assessments and partly<br />
due to the time limit of the commission.<br />
By considering half-lives/biodegradability, literature data on occurrence in the environment, and Swedish<br />
retail sales statistics for pharmaceutical products, 27 active pharmaceutical substances were selected for<br />
environmental risk assessments. Documentation submitted by the pharmaceutical industry and published<br />
literature was used to identify additional substances that should be studied with respect to environmental<br />
effects. A number of excipients were also selected for environmental risk assessment on the basis of Swedish<br />
sales statistics and their environmental classification.<br />
Environmental hazard assessments<br />
Environmental hazard assessments according to the Swedish National Chemicals Inspectorate’s guidelines<br />
on classification and labelling of chemical products do not consider the amounts or concentrations of chemicals<br />
expected to reach the environment. The tests used for environmental hazard assessments include<br />
short-term (acute) toxicity, biodegradability and bioaccumulation. Classification of a chemical substance as<br />
“environmentally hazardous” does not mean that it, with certainty, causes deleterious environmental effects.<br />
The amount released into the environment and how the substance is used are of decisive importance<br />
for whether its labelling as “environmentally hazardous” also implies a risk to the environment.<br />
The environmental hazard assessment of the selected active substances and excipients in pharmaceutical<br />
products was hampered by lack of data. Environmental hazard assessments were possible for only 12 of 30<br />
active substances and 31 of 55 preservatives. Nine active substances and 13 preservatives were assessed to<br />
be hazardous to the aquatic environment.<br />
Environmental risk assessments<br />
In an environmental risk assessment an assessment is made of the risk of negative environmental effects<br />
considering the magnitude of the discharge of the chemical and the effects that this discharge may have on<br />
the structure and the functions of an ecosystem. In this report, concentrations in the environment were estimated<br />
on the basis of the total retail sales volumes of individual active substances in human pharmaceutical<br />
products. Two of the 27 active substances selected for environmental risk assessments were found to be<br />
13
associated with negative effects on the aquatic environment. These are the sex hormones oestradiol and<br />
ethinyloestradiol, both previously known to have effects on the environment. For another two sex hormones<br />
and three other active substances environmental risk assessments could not be done due to incomplete<br />
data. The remaining 20 substances were considered not to constitute any acute risk to the aquatic environment.<br />
The results indicate that today’s use of pharmaceuticals does not involve any acute environmental<br />
risks, but do not exclude the possibility for long-term environmental risks.<br />
Acute toxic effects in the aquatic environment of substances used in pharmaceutical products, if they occur,<br />
generally appear at concentrations in the magnitude of milligrams per litre. As the hitherto determined concentrations<br />
of pharmaceutical substances in the environment are at least one thousand times lower, it is<br />
doubtful whether these acute toxic effects are of ecotoxicological relevance.<br />
Long-term toxic effects of pharmaceutical substances occur in some cases at concentrations that have actually<br />
been determined in the environment. For most pharmaceutical substances there are no data on longterm<br />
environmental toxicity and, thus, there is a need for further long-term studies in order to be able to<br />
predict with greater certainty a substance’s potential long-term environmental risk. Often there is also a<br />
lack of information on how the substances are affected by and distributed in the environment, i.e., biodegradation<br />
data, partitioning coefficients, and data on bioaccumulation.<br />
It is important to emphasize that the ecotoxicity tests that are used today to conduct environmental risk<br />
assessments do not take into account the biological activity that is characteristic of active pharmaceutical<br />
substances. There is, thus, also a need to examine the combined biological effects, so called “class effects”,<br />
of active substances in the environment.<br />
Environmental risk assessments of veterinary pharmaceuticals are based on the dosage of the substance to<br />
different animal species together with effects on local ecosystems. Consequently, it is not necessary to<br />
perform risk assessments on the basis of the total usage of the substance in the same way as for substances<br />
used in human medicine. The Medical Products Agency has therefore chosen to summarise identified problem<br />
areas on the basis of environmental risk assessments of individual products submitted with marketing<br />
approval applications. Veterinary substance groups that may be suspected of affecting the environment are<br />
those with antiparasitic and antimicrobial properties, but no such substance was assessed to involve any<br />
major environmental risk.<br />
Environmental risk assessments were also made for a number of excipients. No particular risks to the environment<br />
could be identified. Many of the excipients are also used in other products, e.g., foodstuffs. Their<br />
use in pharmaceutical products makes up a minor part of their total usage.<br />
Information on qualitative and quantitative composition<br />
Knowledge of the amounts of pharmaceutical products that are used and the routes by which they are released<br />
into the environment (mass flows) is important for the identification of potential environmental problems.<br />
Data from the registers kept by the Medical Products Agency and Apoteket AB have been combined<br />
to obtain information on the flows. The intention was to review mass flows starting with the retail distribution<br />
phase via the user/patient phase to dispersion routes entering the environment. However, the databases<br />
were not primarily designed to be able to deliver information on mass flows, and consequently it was not<br />
possible to obtain fully reliable figures. The work with combining existing registers has provided valuable<br />
information on the difficulties that must be solved in order to be able to make better use of the databases in<br />
the future.<br />
Even if existing registers are adapted for mass flow calculations, there is still a flow that is difficult to quantify,<br />
i.e. the amounts of the retailed pharmaceutical products that are discarded in relation to the amounts<br />
that are consumed.<br />
Environmental classification<br />
The Medical Products Agency has studied the legal conditions for a possible introduction of environmental<br />
classification of pharmaceutical products. Regulation of pharmaceutical products is largely based on EU<br />
14
directives. Considering current legislation, environmental protection interests, and the internal market, the<br />
most suitable approach is to work actively at the EU level for a discussion of environmental classification<br />
of pharmaceutical products. Developing a common European environmental classification system is preferable<br />
to having different regional systems being developed separately.<br />
EU legislation places requirements for submitting data and hindrances for a number of classification models.<br />
A Swedish national environmental classification, based on environmental risk assessments included<br />
in marketing applications, cannot be regarded as being in conflict with the legislation. However, at present,<br />
environmental classification of pharmaceuticals is associated with several qualitative and quantitative deficiencies.<br />
Environmental classification of pharmaceutical products should be based on knowledge of longterm<br />
toxicity of low concentrations, persistence and bioaccumulation and less on acute toxicity. Additionally,<br />
to obtain a complete picture of the total potential for environmental effects of a pharmaceutical product,<br />
both active substances, excipients, formulation and packaging should be considered.<br />
While awaiting a possible European system of environmental classification, a voluntary national system<br />
might be introduced. The lack of scientific data will, however, lead to practical problems and a risk of arriving<br />
at erroneous conclusions is apparent. Thus, the Medical Products Agency is of the opinion that the<br />
benefit of a national system is doubtful.<br />
If a voluntary Swedish classification system is introduced, the responsibility for obtaining and providing<br />
the necessary data should lie with the pharmaceutical industry. A voluntary classification system should<br />
rely on selfregulation by the pharmaceutical industry as civic governance could be percieved as indirect<br />
regulation skewing competitiveness. The review of published environmental information should be the<br />
responsibility of the Medical Products Agency. This additional workload would require additional funding.<br />
Packaging<br />
Packaging could also be of interest from an environmental viewpoint as packaging materials make up large<br />
volumes. However, the volume of pharmaceutical packaging (excluding glass packaging) comprises only<br />
about 1,6 % of the total amount of packaging in Sweden. Pharmaceuticals packaging generally differs little<br />
from other types of packaging circulating in society as regards materials. Plastics are the most common<br />
packaging material, followed by corrugated cardboard and cardboard. Various metals and glass are also<br />
used. None of the materials used for pharmaceutical products is considered to cause any particular environmental<br />
problems.<br />
Packaging that contains visible residues of pharmaceutical products is today classified as pharmaceutical<br />
waste and is handled in accordance with specific routines. Packaging without visible residues is not expected<br />
to cause any environmental problems.<br />
Proposed measures<br />
The Medical Products Agency is of the opinion that environmental aspects of pharmaceutical products<br />
should be given greater attention and that this attention should encompass the entire life cycle of the product.<br />
Measures to reduce the potential effects of pharmaceutical products on the environment must be based<br />
on knowledge of, foremost, possible long-term effects. Correct use, i.e. improved consideration and<br />
application of approved indications and follow-up of pharmacological treatments is of course, fundamental<br />
in reducing the exposure of the environment to pharmaceuticals.<br />
There is an urgent need to increase our knowledge of the environmental effects of pharmaceutical products<br />
and this need for research should be recognised and given priority within the area of environmentally directed<br />
research.<br />
The Medical Products Agency proposes the following measures:<br />
• Increased basic knowledge<br />
• Increased consideration of environmental aspects in the EU legislation on pharmaceutical products<br />
• More and improved environmental risk assessments<br />
15
• Compilation of and electronic access to data<br />
• Continuous monitoring of the flows<br />
• Education and information to stimulate environmental awareness<br />
• Reduced discard and improved waste-handling of pharmaceutical products<br />
In this report, a number of environmental risk assessments were performed. The Medical Products Agency<br />
also identified a number of additional substances that should be assessed. The Medical Products Agency<br />
should be commissioned to continue the work of performing and up-dating environmental risk assessments<br />
and be provided with the necessary resources.<br />
Cosmetics and hygiene products<br />
Regulation<br />
The EU directive on cosmetics has its focus on ensuring that the products are safe for the consumer. The<br />
cosmetics directive does not deal with questions concerning environmental risks. The responsibility for<br />
ensuring that cosmetics or hygiene products do not harm the user or the environment lies with the manufacturer<br />
or the importer. In Sweden, the Environmental Law also governs the regulation.<br />
Selection of ingredients<br />
Today there is very little knowledge of environmental risks arising from the use of cosmetics and hygiene<br />
products. About 7 000 different ingredients are used. Few studies have been made of the presence of the<br />
substances in the environment. In this report, the Medical Products Agency has used a computer-based<br />
calculation model for a smaller number of ingredients to assess whether they cause environmental problems.<br />
The selection was made using data on the intrinsic properties of the ingredients, certain environmental<br />
data and assumptions of high volume use in cosmetics and hygiene products.<br />
Several of the ingredients that were subjected to risk assessments were chosen to represent a group of substances<br />
with related structure or similar properties. The ingredients studied must therefore be regarded as<br />
examples and must not be seen as a conclusive list of the substances that are the most conspicuous with<br />
respect to possible environmental effects.<br />
Environmental risk assessments<br />
Environmental risk assessments were made for six substances/groups of ingredients. The assessments did<br />
not result in such clear indications of negative effects on the environment that there is presently reason to<br />
propose banning or restricted use of any of the ingredients. However, the results indicate that four of the<br />
assessed ingredients/groups of ingredients may have negative effects on the environment. The assessments<br />
should be followed-up and verified with additional studies, e.g., by investigations of the occurrence of the<br />
substances in the environment.<br />
Environmental hazard assessments<br />
About an additional ten ingredients were assessed to be “environmentally hazardous”. However, it was not<br />
possible to assess the risks in the computer-based model since reliable data on sales volumes could not be<br />
obtained. As mentioned above, the classification of a substance as an “environmental hazard” does not<br />
necessarily imply that it causes harm to the environment. The amount of the substance released into the<br />
environment and how the substance is used are of decisive importance for whether it is environmentally<br />
hazardous and whether it involves a risk to the environment. Thus, it is urgent to obtain data on sales volumes.<br />
16
Information on qualitative and quantitative composition<br />
Sales volumes and mass flows for cosmetics and hygiene products have been studied by collection of data<br />
from the relevant branches. Total volumes for different groups of products (soap, shampoo, etc.), and the<br />
most important functional product groups (tensides, softeners, etc.), could be roughly estimated. Volumes<br />
of individual ingredients could be calculated only in a few cases.<br />
The total volume of cosmetics and hygiene products on the Swedish market amounts to about 40 000<br />
tons/year, of which 24 000 tons is water. If the total consumption is spread evenly over the Swedish population,<br />
each person, on average, uses 12 g of cosmetics and hygiene products per day.<br />
Tensides and softeners/moisture-regulating substances are two large functional groups in cosmetics and<br />
hygiene products. They make up about 30 % and 20 %, respectively, of the amount of dry matter in the<br />
products. The total tenside amount from cosmetics and hygiene products is estimated to be about 5 000 tons<br />
per year, which is only a relatively small proportion, about 4 %, of the total flow of tensides in Sweden.<br />
The effort to estimate volumes and flows of cosmetics and hygiene products has demonstrated that there<br />
are considerable difficulties in obtaining necessary data. Information has been collected from individual<br />
companies as a one-time input by the branch organisation. A future follow-up of the flows will require a<br />
more organised system for data collection. Collection of data on a continuous basis may require regulation.<br />
The Medical Products Agency keeps a register of cosmetics and hygiene products that are retailed or used<br />
professionally in Sweden. The register contains relatively little detailed information about the products, but<br />
is a valuable tool in the supervision of manufacturers and importers. The Medical Products Agency has<br />
examined the possibility to expand the current register to also include data on the contents of the products<br />
and their retail volumes. The Medical Products Agency is of the opinion that the benefits of such an expansion<br />
of the product register are disproportional to the estimated costs.<br />
Packaging<br />
The total amount of packaging from cosmetics and hygiene products amounts to about 5 % of the packaging<br />
flow in Sweden. Packaging for cosmetics and hygiene products is not considered to cause any particular<br />
environmental problems.<br />
Proposed measures<br />
Efforts to reduce the use of environmentally hazardous substances, which may cause environmental risks,<br />
in cosmetics and hygiene products should be continued.<br />
The Medical Products Agency proposes the following measures:<br />
• Increased knowledge of environmental risks associated with cosmetics and hygiene products<br />
• Increased consideration of environmental aspects in the EU legislation on cosmetics and hygiene products<br />
• More and improved environmental risk assessments<br />
• Improved reporting of qualitative/quantitative somposition and flows<br />
• Increased information to stimulate environmental awareness<br />
The Medical Products Agency has identified that it is important to promote, at the EU level, the development<br />
of a cosmetics directive that also considers environmental aspects. Possible trade hindrances caused<br />
by Swedish national environmental requirements on cosmetics and hygiene products are also central issues<br />
that need to be further studied if the Medical Products Agency is to be able to act in accordance with the<br />
intentions of the Swedish Environmental Law.<br />
17
1 Uppdraget<br />
1.1 Regeringens uppdrag till Läkemedelsverket<br />
Regeringen beslutade den 12 december 2002 att ge Läkemedelsverket i uppdrag att:<br />
• utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers<br />
förpackningar<br />
• lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt som<br />
inom EU<br />
• utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgänglig<br />
• utreda hur företagens <strong>rapport</strong>ering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska<br />
produkter kan förbättras<br />
• se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel.<br />
Regeringsbeslutet bifogas i sin helhet, se bilaga 1. Datum för slut<strong>rapport</strong>ering ändrades senare av regeringen<br />
från den 1 juli 2004 till den 24 augusti 2004.<br />
1.2 Arbetets genomförande<br />
1.2.1 Organisation<br />
Projektplan och projektorganisation för uppdraget finns redovisade i sin helhet i bilaga 2. Läkemedelsverket<br />
har upphandlat konsulttjänster för att utföra olika delar av utredningen.<br />
Projektgrupp/Arbetsgrupp<br />
Anna-Karin Johansson, projektledare<br />
Gunnar Guzikowski, bitr. projektledare<br />
Carina Carlsson, ekotoxikolog<br />
Konsulter<br />
Kemi & Miljökonsulterna AB<br />
ÅF-Energi & Miljö AB<br />
Miljökemi/Kemiska Institutionen/Umeå Universitet<br />
Apoteket AB<br />
Moa Carlsson, miljöjurist<br />
Samverkan<br />
Samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter påbörjades genom ett idéseminarium<br />
den 3 april 2003 för att ge dessa möjlighet att lämna synpunkter. Bland de ca 60 deltagarna fanns<br />
bl.a. representanter för statliga myndigheter, landsting, universitet, miljöorganisationer, branschorganisationer<br />
samt Läkemedelsverkets egna utredare.<br />
18
Vid seminariet diskuterades bl.a. prioriterade områden/förslag på delprojekt, begränsningar/avgränsningar<br />
samt åtgärdsförslag (bilaga 3). Efter idéseminariet har samverkan skett i olika delar med berörda parter vid<br />
behov.<br />
1.2.2 Datainsamling<br />
Insamling av uppgifter genomfördes i samarbete med Läkemedelsindustriföreningen (LIF) (bilaga 4) och<br />
Kemisk-Tekniska Leverantörförbundet (KTF).<br />
Insamlingen berörde främst:<br />
• stabilitetsdata (halveringstider) för aktiva substanser i läkemedel<br />
• bioackumuleringsdata för aktiva substanser i läkemedel<br />
• ekotoxikologiska data för aktiva substanser i läkemedel och ingredienser i kosmetiska och hygieniska<br />
produkter<br />
• kemisk-fysikaliska data för aktiva substanser i läkemedel<br />
• mängder och flöden av kosmetiska och hygieniska produkter och deras ingredienser<br />
I datainsamlingen efterfrågades endast befintliga data. En bearbetning av inkomna data för läkemedel<br />
genomfördes. I många fall saknas dock data. Dessa kunskapsluckor har varit angelägna att identifiera i<br />
utredningen.<br />
1.2.3 Miljöriskbedömningar<br />
De insamlade uppgifterna har legat till grund för miljöriskbedömningar. Mot bakgrund av den snäva tidsramen<br />
för uppdraget har varje enskild substans inte kunnat komma i fråga för en miljöriskbedömning. Ett<br />
urval av trettiotalet läkemedelssubstanser har istället gjorts med hjälp av en sammanvägning av halveringstider/nedbrytbarhet,<br />
i litteraturen funna uppgifter om förekomst i miljön samt svensk försäljningsstatistik.<br />
Ett tiotal hjälpämnen har även valts ut och studerats närmare.<br />
De insamlade uppgifterna har även legat till grund för en pilotstudie omfattande kemisk karaktärisering och<br />
klassificering av läkemedelssubstanser utifrån deras kemisk-fysikaliska egenskaper med användning av<br />
principalkomponentanalys (PCA). Ambitionen har varit att välja ut representativa substanser som förslag<br />
till framtida studier och (kvantitativ) strukturaktivitetsmodellering, (Q)SAR.<br />
Ett tiotal ämnen som förekommer i kosmetiska och hygieniska produkter valdes ut för miljöriskbedömningar.<br />
I de fall uppgifter om använda mängder av ämnen inte kunde tas fram gjordes istället miljöfarlighetsbedömningar<br />
på grundval av tillgängliga uppgifter.<br />
1.2.4 Kartläggning av massflöden<br />
En sammanställning av mängder och flöden av aktiva substanser och hjälpämnen i läkemedel genomfördes<br />
tillsammans med Apoteket AB. Arbetet med att kombinera befintliga register inom Läkemedelsverket och<br />
Apoteket AB har gett värdefull information om vilka svårigheter som måste lösas för att bättre kunna utnyttja<br />
databaserna framöver.<br />
En kartläggning av den totala mängden kosmetiska och hygieniska produkter som används i landet har<br />
gjorts i samarbete med branschen. Dessutom har mängder för olika produktkategorier, liksom för vissa<br />
utvalda ingredienser och ingrediensgrupper tagits fram. Möjligheterna att förbättra <strong>rapport</strong>eringen av<br />
kosmetiska och hygieniska produkters innehåll dels med hjälp av befintligt register och dels på andra sätt<br />
har utretts.<br />
19
1.2.5 Miljöklassificering av läkemedel<br />
Möjligheterna att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel har granskats. Parlamentets<br />
förslag till kommissionen att utreda möjligheten att införa ett europeiskt miljöklassificeringssystem för<br />
läkemedel har även analyserats.<br />
1.2.6 Tolkningar och avgränsningar<br />
Då uppdraget har varit mycket omfattande och tiden för genomförande kort, har det inte funnits möjlighet<br />
att göra en heltäckande utvärdering. Strategin har varit ett inledande helhetsgrepp som sedan utmynnar i<br />
riskbedömningar för några från miljösynpunkt intressanta ämnen.<br />
Uppdraget har omfattat en kartläggning av befintlig information, dvs. Läkemedelsverket har inte utfört eller<br />
initierat ny forskning inom ramen för detta uppdrag med undantag av pilotprojektet ”Klassificering av läkemedel<br />
med multivariant datamodellering”, se 3.6.<br />
Fokus har legat på miljöeffekter och inte på hälsoeffekter samt på substansnivå och inte på enskilda produkter<br />
eller substansklassnivå. Exempelvis har miljöeffekter av antimikrobiella substanser inkluderats men<br />
däremot inte hälsoeffekter av antibiotikaresistens. Vad beträffar klasseffekter på miljön, se förord samt<br />
2.1.3.<br />
Tillverkning och produktion av läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter har inte behandlats i<br />
uppdraget.<br />
Det har varit nödvändigt att begränsa uppdragets omfattning varför genetiskt modifierade organismer<br />
(GMO), bioteknologiska produkter, radiofarmaka och illegala läkemedel inte har inkluderats i utredningen.<br />
Uppgiften att se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel har tolkats<br />
som att Läkemedelsverket ur ett juridiskt perspektiv skall se över möjligheterna. De praktiska aspekterna på<br />
hur ett sådant system skulle kunna utformas bör göras efter den juridiska utvärderingen och har ej rymts<br />
inom ramen för detta uppdrag.<br />
Delutredningarna har p.g.a. den snäva tidsramen genomförts parallellt, varför slutsatser i en del inte alltid<br />
har kunnat ligga till grund för andra delar även om detta hade varit önskvärt.<br />
20
2 Introduktion<br />
2.1 Läkemedel<br />
Läkemedelsområdet är i hög grad reglerat på gemenskapsnivå i anledning av läkemedels betydelse för, och<br />
möjliga påverkan på, folkhälsan. Området kännetecknas även av nationella ekonomiska och sociala hänsynstaganden.<br />
Regleringen grundas på Europaparlamentets och rådets direktiv om upprättande av gemenskapsregler<br />
för humanläkemedel, 2001/83/EG och direktiv 2004/27/EG om ändring i detta direktiv samt<br />
motsvarande direktiv för veterinärmedicinska läkemedel (Europaparlamentets och rådets direktiv<br />
2001/82/EG och direktiv 2004/28/EG om ändring i detta direktiv).<br />
Humanläkemedelsdirektivet och det veterinärmedicinska direktivet är implementerat genom Läkemedelslagen<br />
(SFS 1992:859) och Läkemedelsförordningen (SFS 1992:1752). Läkemedelsverket är tillsynsmyndighet<br />
och detaljregleringar återfinns i Läkemedelsverkets författningssamling, LVFS. För att få försälja<br />
ett läkemedel inom EU krävs ett godkännande av ansvarig myndighet. I Sverige är det Läkemedelsverket<br />
som granskar dokumentationen för såväl aktiva substanser som hjälpämnen. Läkemedel får i Sverige enbart<br />
säljas via apotek.<br />
För vidare information om läkemedelslagstiftningen hänvisas till kapitel 9.<br />
Enligt läkemedelslagen är läkemedel ”varor som är avsedda att tillföras människor eller djur i syfte att förebygga,<br />
påvisa, lindra eller bota sjukdom eller symtom på sjukdom”. Avsikten är alltså en central del av<br />
definitionen. Till exempel är kalktabletter, som innehåller föreningen kalciumkarbonat och som används<br />
för att förebygga benskörhet, ett läkemedel. Trädgårdskalk däremot, som innehåller samma kalkförening<br />
men är avsedd att spridas på gräsmattan, klassas inte som ett läkemedel.<br />
2.1.1 Från idé till läkemedel<br />
Vägen från idé till färdigt läkemedel är mycket lång och kostnadskrävande. Utifrån omsorg om patienten<br />
och ökad medicinsk kunskap, har historiskt sett allt högre krav ställts på ett läkemedels kvalitet, säkerhet<br />
och effekt. Att utveckla ett nytt läkemedel som uppfyller gällande höga krav innebär avsevärda svårigheter,<br />
tar i många fall mer än tio år och kostar flera miljarder kronor (DiMasi et al., 2003). Olika intressenter eftersträvar<br />
nu ökad miljöhänsyn vid utvecklingen av nya läkemedel. Samtidigt bör finnas en medvetenhet<br />
om andra intressenters önskemål om snabb utveckling av nya läkemedel på områden där befintliga medicinska<br />
behandlingsalternativ har begränsningar eller saknas. Det finns exempelvis ett stort behov av nya<br />
läkemedel vad gäller HIV/AIDS, resistenta bakterieinfektioner, multipel skleros (MS), Parkinsons sjukdom,<br />
cancer, astma-allergi, diabetes och psykiska sjukdomar.<br />
2.1.2 Namn och indelning<br />
På marknaden finns ett stort antal läkemedelsprodukter innehållande ett stort antal läkemedelssubstanser<br />
(kallas även ”aktiva” eller ”verksamma” substanser). Entydig namngivning är därför nödvändigt för att<br />
undvika missförstånd. Alla läkemedelsprodukter och läkemedelssubstanser har namn som baseras på tre<br />
olika beteckningar: handelsnamn, generiskt namn och kemiskt namn.<br />
Handelsnamn är namnet på en läkemedelsprodukt. Handelsnamnet väljs av tillverkaren, ofta med tanke på<br />
att det skall vara lätt att känna igen, uttala och komma ihåg. Samma verksamma substans kan säljas under<br />
flera olika handelsnamn. Exempelvis är Alvedon, Curadon, Panodil och Reliv olika handelsnamn för läkemedelsprodukter<br />
som alla innehåller den aktiva substansen paracetamol.<br />
Generiskt namn är den officiella beteckningen för den verksamma substansen i ett läkemedel. Det generiska<br />
namnet fastställs av Världshälsoorganisationen (WHO).<br />
21
Kemiskt namn beskriver den kemiska uppbyggnaden av den verksamma substansen. Fluoxetin, en läkemedelssubstans<br />
mot depression, har till exempel det kemiska namnet 3-fenyl-N-metyl-3-[p-(trifluorometyl)<br />
fenoxi]propylamin.<br />
Läkemedelssubstanser indelas enligt ATC-klassificeringssystemet, som utarbetats av WHO. ATC-systemet<br />
(Anatomical Therapeutic Chemical Classification System) tar samtidigt hänsyn till både verkningsplatsen<br />
för substansen, t.ex. mag-tarmkanalen eller centrala nervsystemet, samt till dess verkningssätt och kemiska<br />
struktur. Systemet består av 14 huvudgrupper och ett stort antal undergrupper. Varje aktiv substans har en<br />
för substansen unik ATC-kod. Vissa substanser kan ha flera ATC-koder beroende vilket organsystem substansen<br />
ska påverka. Betablockeraren timolol har t.ex. ATC-koden C07AA06 när den används i tablettform<br />
för att sänka blodtrycket och ATC-koden S01DE01 när den ingår i ögondroppar för behandling av grön<br />
starr.<br />
2.1.3 Så verkar läkemedelssubstanser<br />
Vetenskapen om läkemedel kallas farmakologi. Farmakologin kan delas in i farmakodynamik och farmakokinetik.<br />
Läkemedelssubstanser är gjorda för att vara biologiskt aktiva och farmakodynamiken beskriver<br />
hur de påverkar kroppen, dvs. vilka effekter den aktiva substansen har och hur dessa uppstår. Farmakokinetiken<br />
beskriver vad kroppen gör med den aktiva substansen och innefattar hur den tas upp, fördelas till<br />
olika organ, bryts ned (metaboliseras) och slutligen utsöndras. Det är viktigt att kroppen kan göra sig av<br />
med läkemedlet för att undvika upplagring med åtföljande toxiska effekter. Å andra sidan får inte nedbrytningen<br />
och utsöndringen vara alltför snabb, eftersom detta skulle leda till en för patienten opraktisk dosering.<br />
Utifrån funktion och verkningssätt kan de flesta läkemedelssubstanser indelas i tre stora grupper:<br />
• substanser som kompenserar för en brist (s.k. substitutionsterapi), t.ex. vitaminer, mineraler och hormoner<br />
Ur ett miljöperspektiv kan vi anta att miljöpåverkan av vitaminer och mineraler är försumbar. Hormoner<br />
används inte enbart för substitutionsterapi. Syntetiska kvinnliga könshormoner (östrogener och progestagener)<br />
ingår även i p-piller och andra preventivmedel. Det syntetiska östrogenet etinylöstradiol är ett av få<br />
läkemedel som har förknippats med påverkan på miljön. Andra hormoner, t.ex. insulin, torde brytas ned<br />
mycket lätt i naturen p.g.a. sin kemiska karaktär.<br />
• läkemedel som påverkar cellfunktioner, t.ex. blodtrycksmediciner<br />
Läkemedel som påverkar cellfunktioner utgör den största gruppen. Påverkan på cellfunktioner sker i regel<br />
via påverkan på enzymer eller via bindning till receptorer (”mottagarmolekyler”) på cellmembran eller inuti<br />
cellerna. Båda dessa sätt att påverka cellens funktioner kan ha betydelse för eventuella effekter av läkemedelssubstanser<br />
i miljön. Detta beror på att samma enzymsystem och samma receptorer kan återfinnas i<br />
många olika organismer – inte bara i människan och andra däggdjur, utan även i andra djurarter. Man brukar<br />
i detta sammanhang tala om ”evolutionär konservering”. Samma receptor och enzymsystem kan dock<br />
ha helt olika funktioner i olika organismer och påverkan på receptorer och enzymsystem kan därför få vitt<br />
skilda konsekvenser av olika allvarlighetsgrad för olika djurarter. Detta är ett nytt och mycket spännande<br />
forskningsområde, där kunskaperna än så länge är ytterst begränsade. Denna forskning kan antas komma<br />
att förändra synen på miljöeffekter av biologiskt aktiva substanser och leda till att vi kan välja relevanta<br />
testsystem och testorganismer för läkemedel. Idag finns inte denna möjlighet och miljöriskbedömningen av<br />
biologiskt aktiva substanser är hänvisad till att använda de metoder som används för kemikalier i allmänhet.<br />
Det är vanligt att flera aktiva substanser har samma farmakologiska verkningssätt (även om de har mer eller<br />
mindre olika kemisk struktur). Substanser med samma verkningssätt brukar sägas tillhöra samma farmakologiska<br />
”klass”. I linje med resonemanget ovan borde miljöriskbedömning av aktiva substanser i läkemedel<br />
göras ”klassvis”. Eftersom det saknas tester av ekotoxiska effekter orsakade av den biologiska aktivitet som<br />
är karakteristisk för läkemedelssubstanser, är ”klasseffekter” av läkemedel på miljön ännu inte möjliga att<br />
22
studera. Om detta blir möjligt i framtiden måste dock hänsyn också tas till de aktiva substansernas inneboende<br />
fysikalisk-kemiska egenskaper. Även om två substanser har samma verkningsmekanism, dvs. tillhör<br />
samma farmakologiska klass, och är strukturellt mycket lika varandra kan små skillnader i kemisk struktur<br />
ha stor betydelse för t.ex. nedbrytbarheten i miljön. Ett bra exempel på denna komplicerade situation är<br />
återigen östrogena hormoner. Det syntetiska östrogenet etinylöstradiol har samma farmakologiska effekter<br />
som naturliga östrogener, men är troligen mycket mera svårnedbrytbart.<br />
• läkemedel som hämmar eller dödar cancerceller eller främmande organismer, t.ex. cytostatika och<br />
antibiotika<br />
Celldödande läkemedelssubstanser borde i princip kunna ha drastiska effekter i miljön. Vilka effekter som<br />
kan förväntas uppstå är dock starkt beroende av vilka koncentrationer substanserna uppnår i miljön. I regel<br />
sker en uttalad utspädning innan substanserna når kritiska organismer. Antibiotika nämns ofta som en substansgrupp<br />
med möjlig miljöpåverkan. Det är då oftast resistensutveckling man tänker på, eftersom detta är<br />
den mest troliga effekten när låga koncentrationer av antibiotika förekommer i miljön.<br />
2.1.4 Tillförsel och beredningsform<br />
Läkemedel kan vara avsedda att verka lokalt, dvs. på den plats i kroppen där de tillförs. De flesta läkemedelssubstanser<br />
måste dock tas upp i blodet för att kunna nå fram till den plats där de skall verka. Det finns<br />
många olika tillförselvägar för läkemedel, t.ex. via munnen, huden eller ändtarmen. Det är vanligt att en<br />
läkemedelssubstans finns tillgänglig i flera olika beredningsformer, anpassade efter olika användningsområden<br />
eller patientgrupper. Några exempel på beredningsformer är tabletter, kapslar, depåplåster, inhalatorer,<br />
stolpiller, salvor och injektionsvätskor. En viktig funktion hos beredningsformen är att underlätta patientens<br />
medicinering med den aktiva substansen. Den aktiva substansens egenskaper kan också i sig vara<br />
avgörande för vilken/vilka beredningsformer som utvecklas. Insulin kan till exempel inte tas via munnen,<br />
eftersom det bryts ned i mag-tarmkanalen, varför det måste injiceras. Valet av beredningsform kan ha betydelse<br />
för påverkan på miljön, t.ex. ges vissa läkemedel som depåplåster, implantat eller vaginala ringar och<br />
dessa administrationsformer innebär att en inte oväsentlig mängd aktivt läkemedel finns kvar efter avslutad<br />
användning.<br />
2.1.5 Hjälpämnen<br />
Mängden verksam substans i en dos av ett läkemedel är ofta mycket liten. För att göra doserna praktiskt<br />
hanterbara innehåller därför läkemedelsprodukter även s.k. hjälpämnen. Valet av hjälpämnen kan dessutom<br />
påverka läkemedlets egenskaper. Hjälpämnen kan därför ha flera olika uppgifter:<br />
• att underlätta intag, t.ex. fyllnadsmedel för att göra tabletten lagom stor, smakämnen för att förbättra<br />
smaken på läkemedlet, glatt hölje för att tabletten lättare skall kunna sväljas.<br />
• att underlätta identifiering, t.ex. tillsats av färgämnen för att göra det lättare att känna igen läkemedlet.<br />
• att styra upplösningshastighet och frisättningsställe, t.ex. medger depottabletter en långsammare upplösningshastighet,<br />
och en syraresistent dragering medför att den verksamma substansen inte frisätts förrän<br />
i tarmen, dvs. efter magsäcken.<br />
• att möjliggöra tillverkning, t.ex. behöver den aktiva substansen tillsats av hjälpämnen som går att packa<br />
och pressa till en hållbar tablett som inte faller isär av sig själv eller hjälpämnen som är viktiga för<br />
hållbarhet (konserveringsmedel), stabilitet (pH-justerande ämnen) och konsistens (emulgeringsmedel).<br />
Med undantag för konserveringsmedel är hjälpämnen, till skillnad från aktiva läkemedelssubstanser, inte<br />
avsedda att vara biologiskt aktiva. Därför kan metoder som används för att bedöma miljörisker av kemikalier<br />
anses vara mer användbara för hjälpämnen än för läkemedelssubstanser.<br />
23
2.1.6 Naturläkemedel<br />
Naturläkemedel definieras (LVFS 1995:18) som läkemedel vars verksamma beståndsdelar har ett naturligt<br />
ursprung och utgörs av en växt- eller djurdel, bakteriekultur, mineral, salt eller saltlösning. Innehållsämnena<br />
utgörs vanligen av extrakt av växtmaterial och får inte vara renframställda eller alltför bearbetade. Vidare<br />
får naturläkemedel per definition endast utgöra produkter lämpliga för egenvård i enlighet med väl beprövad<br />
inhemsk tradition eller tradition i länder som står Sverige nära vad gäller läkemedelsanvändning.<br />
Enligt läkemedelslagen ska naturläkemedel i likhet med andra läkemedel genomgå en utvärdering med<br />
avseende på kvalitet, säkerhet och effekt och godkännas av Läkemedelsverket innan de får försäljas på den<br />
svenska marknaden.<br />
Utöver naturläkemedel finns ett fåtal produkter som fortfarande benämns som naturmedel. Dessa produkter<br />
har tidigare endast genomgått en granskning med avseende på säkerhet och får försäljas under en övergångsperiod<br />
i avvaktan på att de genomgått en förnyad prövning inför ett eventuellt godkännande som<br />
naturläkemedel.<br />
För naturläkemedel råder idag fri försäljning, dvs. försäljningen sker genom hälsofackhandeln, dagligvaruhandeln,<br />
apotek samt per postorder trots att produkterna utgör läkemedel.<br />
Naturläkemedel innehåller beståndsdelar från naturen. Detta utesluter inte att de kan ha uttalade farmakologiska<br />
effekter precis som syntetiska läkemedelssubstanser. Flera syntetiska substanser har också sitt ursprung<br />
från växtriket – man kan säga att naturen ibland givit ”idén” till läkemedlet. I ett miljöperspektiv<br />
kan därför liknande resonemang som för syntetiska läkemedel i princip användas. Att växter innehåller<br />
farmakologiskt aktiva substanser förklaras troligen av att växten under evolutionen fått förmågan att producera<br />
dessa ämnen som skydd mot t.ex. skadeinsekter och betande djur. En hög koncentration av ett naturläkemedel<br />
i ”fel” miljö kan därför antas ha negativa effekter. Det är okänt om ”naturliga” aktiva substanser<br />
bryts ned lättare i miljön än syntetiska.<br />
Godkända naturläkemedel formuleras till färdiga produkter med hjälp av samma hjälpämnen som andra<br />
läkemedel.<br />
2.2 Kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter definieras som ”ämnen eller beredningar som är avsedda att appliceras<br />
på människokroppens yttre delar eller på tänder och slemhinnor i munhålan i uteslutande eller huvudsakligt<br />
syfte att rengöra eller parfymera dem, förändra deras utseende, korrigera kroppslukt, skydda dem<br />
eller bibehålla dem i gott skick”.<br />
Förordningen (SFS 1993:1283, senast ändrad i SFS 1998:955) om kosmetiska och hygieniska produkter<br />
ingår i miljöbalken (1998:808). Med stöd av förordningen har Läkemedelsverket utfärdat föreskrifter om<br />
kosmetiska och hygieniska produkter bl.a.:<br />
• Föreskrifter om kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter, LVFS 2004:12<br />
• Föreskrifter om förbud och begränsningar för vissa ämnen att ingå i kosmetiska eller hygieniska produkter<br />
LVFS 1993:2 (ändrad och omtryckt 2003:5)<br />
Reglerna för kosmetiska och hygieniska produkter är harmoniserade inom EU och till grund för Läkemedelsverkets<br />
föreskrifter finns rådsdirektiv 76/768/EEG om tillnärmning av medlemsstaternas lagstiftning<br />
om kosmetiska produkter. Kosmetikadirektivet är inriktat på att produkterna ska vara säkra. Kosmetika-<br />
direktivet reglerar inte frågor rörande miljörisker med produkterna. Ytterligare information om reglerna och<br />
hur de utarbetats finns i kapitel 8.<br />
Reglerna riktar sig främst till de som tillverkar eller importerar samt saluför kosmetiska och hygieniska<br />
produkter. Tillsynsmyndigheter är Läkemedelsverket och kommunerna. Läkemedelsverkets tillsyn riktas<br />
främst mot tillverkare och importörer och sker bl.a. genom inspektioner och analyser av produkter. Läke-<br />
24
medelsverket bedömer även biverkningar av kosmetiska och hygieniska produkter som <strong>rapport</strong>eras via<br />
sjukvården. Kommunerna däremot bedriver i första hand tillsyn i detaljistledet.<br />
Företagen kan föreläggas att vidta åtgärder om bestämmelserna inte följs och vid misstanke om brott<br />
anmäls överträdelser mot bestämmelserna till åklagarmyndigheten. Tillsynsmyndigheter kan också besluta<br />
om saluförbud för en produkt.<br />
För att kunna bedriva tillsyn har Läkemedelsverket ett register över alla kosmetiska och hygieniska produkter<br />
som saluförs eller används yrkesmässigt i Sverige. Registret används vid tillsynen av tillverkare och<br />
importörer och Läkemedelsverkets tillsynsverksamhet på kosmetikaområdet finansieras med avgifter. För<br />
närvarande finns ca 20 000 kosmetiska och hygieniska produkter från drygt 500 företag anmälda. Utförlig<br />
information om produktregistret finns i kapitel 8.<br />
Läkemedelsverket utför inte någon förhandsgranskning av produkterna och ger inga tillstånd att saluföra<br />
produkterna. Det yttersta ansvaret för att en kosmetisk och hygienisk produkt inte skadar användaren eller<br />
miljön och att bestämmelserna efterlevs ligger på tillverkare och importör. Det finns bl.a. krav på att dessa<br />
ska:<br />
• utreda och bedöma risker med produkterna<br />
• vidta åtgärder för att förhindra eller motverka skada<br />
• lämna information om produkterna till säljare och användare<br />
• lämna uppgifter till kontrollmyndigheten<br />
Tillverkare eller den som svarar för den första importen till EES-området (Ekonomiska Europeiska Samarbetsområdet)<br />
ska hålla en mer omfattande produktinformation tillgänglig för myndigheten att inspektera<br />
vid behov. Informationen ska innehålla uppgifter om den kvantitativa sammansättningen, specifikationer,<br />
tillverkningsmetoder, en säkerhetsbedömning, eventuella biverkningar och eventuell effektbevisning. Tillverkare<br />
eller importör ska dessutom förse Giftinformationscentralen med tillräcklig information om de<br />
ämnen som ingår i produkten. Avsikten är att underlätta snabb och lämplig medicinsk behandling vid<br />
olycksfall.<br />
Vissa ämnen som kan innebära hälsorisker omges av särskilda restriktioner. Några av dessa ämnen är helt<br />
förbjudna och får inte alls ingå i kosmetiska och hygieniska produkter. Andra får bara ingå i begränsad<br />
koncentration eller i vissa produktkategorier och för vissa ingredienser finns villkor om varningsmärkning.<br />
För konserveringsmedel, färgämnen och solskyddsfilter gäller att endast de ämnen som finns förtecknade i<br />
föreskriften får användas.<br />
Mer detaljerad information om regler för märkning av och innehåll i kosmetiska och hygieniska produkter<br />
finns i kapitel 8.<br />
Med undantag av konserveringsmedel är de flesta innehållsämnena i kosmetiska och hygieniska produkter<br />
inte avsedda att vara biologiskt aktiva. Därför kan metoder som används för att bedöma miljörisker av kemikalier<br />
anses vara användbara för kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
2.3 Påverkan på miljön<br />
2.3.1 Miljö, ekosystem, biologisk mångfald<br />
Med miljö menas ofta den natur med växter och djur som omger oss. Naturen kan delas in i olika typer av<br />
miljöer t.ex. sötvattenmiljö, barrskogsmiljö och ängsmark. Naturen kan indelas i olika ekosystem. Ett ekosystem<br />
kan innehålla flera olika miljötyper men kan också begränsas till en viss typ av miljö beroende på<br />
vad man studerar. Ett ekosystem karaktäriseras av de organismer som lever i det och rådande fysiska förutsättningar.<br />
De organismer som finns i ett ekosystem kan delas in i olika nivåer såsom individer av en art,<br />
populationer av en art, samt samhällen bestående av ett flertal populationer av olika arter.<br />
25
Det råder komplicerade samspel mellan ekosystemets invånare och det finns begränsat utrymme och begränsad<br />
mängd föda inom varje definierat ekosystem. Antalet individer i en viss population och tillväxthastigheterna<br />
för de i ekosystemet ingående populationerna beror på ett antal faktorer. Individer av samma art<br />
konkurrerar om utrymme, föda och tillfälle för reproduktion. Olika populationer av olika arter inom ett eller<br />
flera samhällen kan konkurrera om utrymme, föda och tillfälle till reproduktion. De olika typerna av organismer<br />
som finns i ett ekosystem ingår i olika näringsvävar där de tillhör olika trofiska nivåer. Detta innebär<br />
t.ex. att en växt är en primär producent och tillhör den lägsta trofiska nivån. En växtätare tillhör nästa<br />
nivå och kan samtidigt vara bytesdjur och utgöra födan för ett primärt rovdjur som då utgör nästa trofiska<br />
nivå. Det primära rovdjuret kan i sin tur vara bytesdjur för ett sekundärt rovdjur osv. Antalet bytesdjur<br />
regleras bl.a. av antalet rovdjur som i sin tur bl.a. regleras av antalet bytesdjur i komplicerade samspelsförhållanden.<br />
Ett ekosystem är inte statiskt, utan individer kan invandra och utvandra. Förändringar i ekosystemets förutsättningar<br />
såsom temporära eller stationära förändringar i klimatet eller andra fysiska förutsättningar kan<br />
leda till minskad eller ökad tillgång till energi och därmed minskad eller ökad tillgång till resurser för tillväxt<br />
och reproduktion. Nya arter bildas och några kan dö ut lokalt när de lokala förutsättningarna förändras.<br />
Den biologiska mångfalden i ett ekosystem innefattar både artrikedom (antalet arter) och hur de numeriska<br />
antalen av individer från varje art förhåller sig till varandra.<br />
2.3.2 Giftighet<br />
Toxicitet (giftighet) innebär att ett ämne ger upphov till oönskade biologiska effekter i en eller flera typer<br />
av organismer. Storleken av dessa effekter är beroende av vilken dos eller koncentration av ämnet organismen<br />
utsätts för. Man brukar tala om akut toxicitet och då mena oönskade effekter som uppträder i anslutning<br />
till en engångsexponering, ofta i hög dos, av ett ämne. I laboratorietester använder man ofta den dos<br />
som orsakar död i 50 % av testorganismerna som mått på ett ämnes akuta toxicitet. Kronisk toxicitet innebär<br />
oönskade effekter som uppträder vid långvarig, ofta låg, exponering för ett ämne. Dessa effekter är ofta<br />
av mindre påtaglig natur än akut död, men kan ändå ha allvarliga konsekvenser för den drabbade organismen.<br />
Olika ämnen ger olika typer av oönskade effekter beroende på vilka verkningsmekanismer som är<br />
involverade. Principerna för toxicitet är desamma för alla typer av organismer. Toxiska ämnen interagerar<br />
ofta med någon typ av målmolekyl i organismen. Proteiner, nukleinsyror (DNA, RNA) och membranlipider<br />
är molekyler som ofta är involverade i interaktioner med toxiska substanser. Ibland förstörs målmolekylen<br />
helt, ibland förändras den så att dess funktion förändras eller upphör. I vissa fall sker inte någon direkt kemisk<br />
förändring av målmolekylen utan enbart en ockupation av bindningsställen så att för kroppsfunktionen<br />
viktiga signaler förändras. Ett ämne kan även efterlikna kroppsegna ämnen och på detta vis störa viktiga<br />
signalfunktioner. Toxiska effekter kan också uppstå utan interaktion med målmolekyler när ett ämne<br />
t.ex. påverkar pH eller genomsläppligheten av joner i biologiska membran.<br />
Selektiv toxicitet innebär att ett ämne endast är toxiskt för vissa typer av organismer, organ eller celler. Det<br />
beror ibland på att en viss målmolekyl eller funktion som ämnet påverkar är unik eller finns i väldigt stor<br />
omfattning i just dessa organismer, organ eller celler. Artskillnader i upptag, metabolism, distribution och<br />
utsöndring av ämnet bidrar också till artselektiv toxicitet. Artselektiv toxicitet utnyttjas vid utveckling av<br />
bekämpningsmedel och vissa typer av läkemedel (antimikrobiella, antiparasitära).<br />
Oönskade effekter kan vara av mindre allvarlig övergående karaktär, dvs. organismen kan ibland reparera<br />
den skada som uppstått. Det kan också uppstå icke reparabla permanenta skador av mer eller mindre allvarlig<br />
karaktär. I laboratoriestudier på olika djurslag kan man undersöka om ett ämne orsakar synliga eller<br />
mikroskopiska förändringar i olika organ, fysiologiska förändringar, förändrad fortplantningskapacitet,<br />
fosterskador, cancer, beteendeförändringar mm. Ibland kan man också ta reda på ett ämnes verkningsmekanismer<br />
med olika försök som ofta görs in vitro i provrör med t.ex. vävnadshomogenat, celler eller organ i<br />
odling.<br />
Ekotoxikologi innebär studier av kemikaliers skadliga effekter på ekosystem. Det är av praktiska skäl svårt<br />
att utföra tester på hela ekosystem varför ett antal modellorganismer används i ekotoxikologiska tester.<br />
26
Utifrån de toxiska effekter som observeras på individ- eller populationsnivå måste sedan eventuella konsekvenser<br />
för ekosystemet försöka uppskattas. För att kunna jämföra olika ämnens förmåga att orsaka skada<br />
måste de laboratorietester som utförs vara standardiserade. Ett antal standardiserade ekotoxikologiska tester<br />
finns beskrivna i bilaga 5.<br />
Den påverkan på miljön som ett ämne kan utöva kan även den delas in i akut och kronisk påverkan. Vid ett<br />
akut utsläpp av en giftig kemikalie i någon del av miljön kan massdöd av ett ekosystems olika organismer<br />
bli konsekvensen. En sådan katastrof är av lokal omfattning och är lätt att upptäcka men orsaken går inte<br />
alltid att härleda. Om den giftiga substansen bryts ned eller förs bort på annat sätt kommer överlevande<br />
organismer och organismer från närliggande områden att återkolonisera området ifråga. Ofta kommer en<br />
rad organismer som är snabba på att föröka sig först, för att senare ersättas, helt eller delvis, av andra organismer<br />
med andra levnadsstrategier. Det nya balanserade ekosystemet behöver inte bestå av samma komposition<br />
av organismer som innan och exakt hur ett återkoloniserat ekosystem skulle se ut är svårt att förutsäga.<br />
Påverkan på ett ekosystem som istället utsätts för en långvarig exponering för ett ämne som leder till<br />
kroniska effekter tar längre tid och är svårare att upptäcka. En eventuell påverkan är svår att härleda till ett<br />
specifikt ämne eftersom en samtidig exponering för en blandning av ett flertal olika ämnen med överlappande<br />
effekter ofta föreligger. Reducerad fortplantningsförmåga, fosterskador, hämmad tillväxt och utveckling,<br />
skev könsfördelning, förändringar i parningsbeteende eller förändrat beteende vid vård av avkomman<br />
är alla effekter som kan uppträda och som är särskilt allvarliga eftersom de på lång sikt kan förändra ett<br />
ekosystems sammansättning och utarma dess mångfald.<br />
2.3.3 Kunskapsbehov<br />
Ekotoxikologi är ett tvärvetenskapligt område där expertis inom miljökemi, toxikologi och ekologi är nödvändigt.<br />
För att kunna bedöma en substans förmåga att påverka miljön krävs omfattande kunskap om substansen<br />
och det ekosystem man vill studera. Nedan anges de viktigast grundstenarna:<br />
1. Förväntad halt av substansen i icke levande (abiotiska) delarna av miljön<br />
Hur en substans fördelas i olika delar av miljön styrs bl.a. av:<br />
• hur och var i miljön utsläpp sker<br />
• hur substansen påverkas av det studerade systemet<br />
Denna påverkan styrs i sig av substansens fysikalisk-kemiska egenskaper och fysikalisk-kemiska egenskaper<br />
hos det studerade systemet.<br />
En läkemedelssubstans som administreras till kroppen (människa eller djur) når slutligen den yttre miljön<br />
via avföring och urin. För att utreda miljöpåverkan från en substans efter administrering till kroppen måste<br />
man ha kunskap om:<br />
• hur substansen påverkas av människokroppen eller det djurslag som behandlas<br />
• vilken mängd oförändrad substans som utsöndras<br />
• vilka metaboliter och vilka mängder som utsöndras<br />
• fördelning i miljön av oförändrad substans och metaboliter<br />
2. Förväntad halt av substansen i levande organismer (biota) i miljön<br />
Upptaget och fördelningen av en substans i ett ekosystems organismer beror av:<br />
• vilken halt av substansen som finns i organismens omgivning<br />
• vilken halt av substansen som finns i organismens föda<br />
• substansens fysikalisk-kemiska egenskaper<br />
• biologiska egenskaper hos den studerade organismen<br />
27
3. Substansens påverkan på olika organismer i olika delar av miljön<br />
Hur en substans påverkar en organism styrs av ett antal egenskaper hos både substansen och den/de studerade<br />
organismen/erna:<br />
• exponering av målorgan/målceller<br />
• substansens fysikalisk-kemiska egenskaper<br />
• verkningsmekanism<br />
• organismens mottaglighet/känslighet för den aktuella verkningsmekanismen<br />
Vilken exponering av målorgan/målceller som sker beror i sin tur på organismens upptag, distribution,<br />
metabolism och utsöndring av den studerade substansen. För en läkemedelssubstans som efter terapeutisk<br />
användning, i människa eller djur, även utsöndras som metaboliter krävs dessutom kunskap om metaboliternas<br />
påverkan på olika organismer.<br />
4. Sekundära effekter i det studerade ekosystemet<br />
Även om man har kunskap om hur en viss substans kan påverka en viss typ av organism är det svårt att<br />
koppla en sådan specifik effekt till en eventuell påverkan på ett helt ekosystem. Ett ekosystem karaktäriseras<br />
av de organismer det består av och det råder komplicerade samspel mellan individer av samma och<br />
olika art samt även mellan populationer av samma och olika art.<br />
För en djupare förståelse och diskussion om dessa samband hänvisas till fackböcker i respektive ämne.<br />
2.3.4 Definition av miljöfarlighet, miljöklassificering och miljörisk<br />
Med miljöfarlighet menas ett ämnes inneboende förmåga att orsaka skada. Denna förmåga fastställs utifrån<br />
vilka samband som observeras mellan given dos av ämnet och eventuella toxiska effekter i olika testorganismer<br />
samt utifrån kemisk-fysikaliska egenskaper hos ämnet (se vidare 2.3.6.2). Ett ämnes miljöfarlighet<br />
fastställs utan att ta hänsyn till vilken mängd av ämnet som kan förväntas nå olika delar av miljön.<br />
Med miljöklassificering menas att man beskriver ett ämnes miljöfarlighet (inneboende förmåga att orsaka<br />
skada) genom att tilldela det olika riskfraser och märkningar efter tydliga kriterier. Att ett ämne klassificeras<br />
som miljöfarligt betyder inte att det automatiskt utgör en miljörisk. Hur mycket av ämnet som når miljön<br />
är av avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär en risk.<br />
Eventuell miljörisk beror på vilken halt i miljön som kan förväntas. Vid en miljöriskbedömning uppskattas<br />
den halt av ett ämne som olika delar av miljön kan förväntas exponeras för vid en viss definierad användning<br />
av ämnet. Den uppskattade halten jämförs med ämnets förmåga att orsaka skada vid olika koncentrationer.<br />
Om den uppskattade halten överstiger den halt som ej anses orsaka skada föreligger en miljörisk.<br />
Den på detta sätt uppskattade miljörisken gäller endast för den specifika exponeringssituationen och den<br />
antagna miljötypen. Ett ämne kan alltså anses utgöra en miljörisk vid utsläpp av en viss mängd i en viss typ<br />
av miljö men inte i en annan miljö. Detta medför att miljörisken inte enkelt kan beskrivas genom klassificering<br />
och märkning.<br />
2.3.5 Allmänna principer för miljöriskbedömning<br />
Miljöriskbedömning görs vanligtvis i syfte att ge beslutsunderlag till dem som skall tillverka, använda eller<br />
lagstifta/reglera hanteringen av ett ämne. Om ämnet visar sig utgöra en risk för påverkan på miljön vid<br />
nuvarande eller förväntad användning kan det resultera i beslut om riskbegränsande åtgärder, t.ex. begränsningar<br />
i användningen eller förbud mot användning.<br />
Vid en miljöriskbedömning bedömer man risken för skada på miljön från ett enskilt ämne genom att undersöka<br />
exponeringen från utsläppskällor och vilka effekter dessa utsläpp kan ha på strukturen och funktionen<br />
hos ekosystemen.<br />
28
En miljöriskbedömning kan omfatta påverkan på olika delar av miljön, exempelvis vattenmiljö (rinnande<br />
vattendrag, grundvatten, havsvatten), mark eller luft. Bedömningen kan också omfatta olika delar av ett<br />
ämnes livscykel (utveckling, produktion, användning, resthantering etc.).<br />
En miljöriskbedömning kan indelas i en exponeringsbedömning, en effektbedömning, samt en riskkaraktärisering.<br />
Exponeringsbedömningen görs för att beräkna halten av det studerade ämnet i olika delar av miljön, det s.k.<br />
PEC-värdet (Predicted Environmental Concentration). I ett första steg utgår man från vissa basala data och<br />
antaganden om den mängd av ämnet som släpps ut, baserat på t.ex.:<br />
• använda volymer<br />
• en grov modell för hur ämnet reduceras i reningsverket eller ett "worst case"-antagande att det inte<br />
reduceras alls<br />
• en beräkning av mängden kvarvarande ämnes fördelning i reningsverkets utsläppsvatten, i luften och i<br />
avloppsslammet<br />
• den spädning som sker i recipienten<br />
Effektbedömningen innebär att man identifierar ämnets toxiska egenskaper. För att kunna göra en generell<br />
bedömning av ämnets förmåga att påverka miljön måste ett antal förenklingar göras. Det är orimligt att<br />
göra toxicitetstester på alla arter som finns i det ekosystem man studerar. Därför gör man standardiserade<br />
tester på ett batteri av arter från olika typer av miljöer och olika trofiska nivåer. Vilka toxicitetstester man<br />
gör beror på hur det aktuella ämnet fördelar sig i miljön och vilket ekosystem man är intresserad av. Olika<br />
lagkrav på toxicitetstester finns dessutom för läkemedelsprodukter, kosmetiska och hygieniska produkter<br />
samt industrikemikalier. För att täcka in även de arter som ej testats räknas ett s.k. PNEC-värde (Predicted<br />
No-Effect Concentration) fram. PNEC-värdet härleds från testdata rörande det studerade ämnets toxicitet<br />
samt samband mellan dos och effekt. Det speglar den halt som inte förväntas medföra oacceptabla skador<br />
på miljön. PNEC-värdet uppskattas genom att dividera värdet för uppmätt toxicitet i den känsligaste arten<br />
med en säkerhetsfaktor. Säkerhetsfaktorn är beroende av antalet olika organismklasser (t.ex. fisk, kräftdjur,<br />
alger) för vilka det finns data samt om det endast finns akuttoxicitetsdata eller om det även finns kroniska<br />
toxicitetsdata.<br />
Vid riskkaraktäriseringen divideras den förväntade halten i miljön med den halt då negativa effekter inte<br />
kan förväntas uppträda. PEC/PNEC kallas för riskkvoten (Risk Characterisation Rate, RCR eller Risk Quotient,<br />
RQ). När PEC/PNEC < 1 förväntas ämnet inte ge några negativa effekter på organismerna i miljön<br />
under de angivna förhållandena. Om PEC/PNEC > 1 betraktas ämnet som problematiskt från miljösynpunkt.<br />
För att beräkningarna inte skall ge en underskattning av riskkvoten behandlas data konservativt. Finns tvetydiga<br />
data tolkas dessa så att den förväntade halten i miljön blir så hög som möjligt och den högsta förväntade<br />
effektfria halten så låg som möjligt. Man använder också "worst case"-bedömningar, t.ex. när utsläppta<br />
mängder av ett ämne skall uppskattas. Detta förhållningssätt ger ofta orealistiska resultat. Mer realistiska<br />
resultat kan uppnås i senare steg. Att PEC/PNEC > 1 är inte något bevis för att ämnet ger negativa effekter,<br />
men det indikerar att man måste gå vidare med mer detaljerade undersökningar.<br />
Om tillgängliga nedbrytbarhetstester indikerar att ämnet inte är lättnedbrytbart kan man fortsätta med att<br />
utföra fler liknande tester med variation av olika parametrar och komplettering med studier som mer exakt<br />
visar nedbrytningen i reningsverk. Ett ämne kan exempelvis ha givit missvisande resultat i standardiserade<br />
nedbrytbarhetstest för att testen gjorts vid halter av ämnet som är giftiga för de organismer som utför nedbrytningen.<br />
Om det befaras vara fallet bör test göras vid halter som är representativa för miljön i ett reningsverk.<br />
Mer exakta uppgifter om den andel av ämnet som släpps ut i avloppsvatten och inte i stället<br />
hamnar i t.ex. sopförbränning kan vara viktigt att ta fram. Flödet kan behöva analyseras mer noggrant. Man<br />
kan även göra direkta mätningar av ämnet i utloppsvatten, i slam från reningsverk och i recipienterna för att<br />
29
få kunskap om vad som verkligen sker. Genom sådana studier kan PEC visas vara lägre än vad som framkommit<br />
vid en grov uppskattning.<br />
Man kan även förfina PNEC-värdet genom att ta fram ekotoxicitetsdata för fler organismklasser, kroniska<br />
ekotoxicitetsdata samt studera specifika biologiska effekter, t.ex. hormonstörande effekter. Detta möjliggör<br />
en sänkning av säkerhetsfaktorn och kan leda till en höjning av PNEC-värdet samt en lägre riskkvot. Kroniska<br />
effekter som uppträder vid mycket låga halter kan även leda till en sänkning av PNEC-värdet och ger<br />
därmed en högre riskkvot.<br />
2.3.6 Miljöfarlighet<br />
En miljöfarlighetsbedömning för ett ämne görs utifrån dos-effekt samband utan att ta hänsyn till vilken<br />
mängd eller halt av ämnet som kan förväntas släppas ut i olika delar av miljön.<br />
2.3.6.1 Regler för kemiska produkter<br />
Generella regler för klassificering och märkning av kemiska ämnen och beredningar finns inom Europa<br />
(EU-direktiv 67/548/EEG och 1999/45/EG). Dessa regler gäller dock inte bruksfärdiga beredningar av<br />
humanläkemedel, veterinärläkemedel, kosmetiska och hygieniska produkter, ämnesblandningar i form av<br />
avfall, livsmedel, djurfoder, radioaktiva ämnen eller medicintekniska produkter.<br />
Den som tillverkar, för in till Sverige, eller släpper ut en kemisk produkt på marknaden skall enligt Kemikalieinspektionens<br />
föreskrifter (KIFS 1994:12, senaste ändrad i KIFS 2001:3) klassificera produkten med<br />
avseende på hälso- och miljöfarlighet. Hälso- eller miljöfarliga kemiska produkter skall klassificeras i en<br />
eller flera faroklasser och tilldelas riskfraser. Syftet med klassificeringen är att belysa ett ämnes alla kända<br />
hälso- och miljöfarliga egenskaper. Föreskriften reglerar hur farosymboler och farokoder skall utformas<br />
och placeras.<br />
2.3.6.2 Kriterier för bedömning av miljöfarlighet<br />
Akvatisk miljö<br />
Kemiska ämnen och beredningar skall klassificeras i faroklassen miljöfarlig om de utgör, eller kan komma<br />
att utgöra, en omedelbar, långsiktig eller fördröjd fara för akvatisk miljö (vattenmiljö). Ämnet klassificeras<br />
utifrån undersökningsdata från tester av ämnet eller andra relevanta undersökningsdata. De tester som avses<br />
berör akut toxicitet i vattenlevande organismer, biologisk nedbrytbarhet samt bioackumulerande förmåga.<br />
Toxicitet<br />
LC50 (lethal concentration) mäts på fisk och är den testkoncentration av ämnet vid vilken 50 % av fiskarna<br />
dör efter 96 timmars exponering. EC50 (effect concentration) mäts på hinnkräfta (Daphnia) och är den testkoncentration<br />
av ämnet vid vilken 50 % av djuren beräknas vara orörliga efter 24 eller 48 timmars exponering.<br />
IC50 (inhibition concentration) mäts på alger och är den testkoncentration som beräknas medföra en<br />
50 % hämning av tillväxten eller tillväxthastigheten efter 72 timmars exponering.<br />
• Ett ämne bedöms som mycket giftigt för vattenlevande organismer om värdet för LC50, EC50 respektive<br />
IC50 är < 1 millig/L.<br />
• Ett ämne bedöms som giftigt för vattenlevande organismer om värdet för LC50, EC50 respektive IC50 är<br />
>1 men < 10 millig/L.<br />
• Ett ämne bedöms som skadligt för vattenlevande organismer om värdet LC50, EC50 respektive IC50 är<br />
>10 men < 100 millig/L.<br />
30
Nedbrytbarhet<br />
Ett ämne anses som biologiskt lättnedbrytbart om det bryts ned till mer än 60 % (mätt som koldioxid eller<br />
BOD = biokemisk syreförbrukning) eller 70 % (mätt som DOC = löst organisk kol) inom 28 dygn. Man<br />
kan även få en uppfattning om nedbrytbarheten från kvoten BOD5/COD, (COD = kemisk syreförbrukning)<br />
under fem dygn. Om kvoten ligger mellan 0,5 till 1 anses ämnet vara lättnedbrytbart.<br />
Bioackumulerbarhet<br />
Ett ämne anses vara bioackumulerbart om BCF (biokoncentrationsfaktorn) i fisk är > 100 (BCF är kvoten<br />
mellan viktkoncentrationen av ämnet i fisken och det omgivande vattnet). Ett annat sätt att uppskatta den<br />
bioackumulerande förmågan är att mäta ämnets fördelningskoefficient mellan oktanol och vatten (Kow). Ett<br />
ämne anses vara potentiellt bioackumulerande om logaritmen av Kow är > 3.<br />
• Ett ämne bedöms kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön om ämnet ej är lättnedbrytbart<br />
eller är bioackumulerande.<br />
Miljöklassificering och märkning<br />
Ett ämne klassificeras som miljöfarligt i akvatisk miljö samt tilldelas följande riskfraser (inom parentes) om<br />
någon av nedanstående fem punkter uppfylls (KIFS 1994:12).<br />
1. Ämnet är mycket giftigt för vattenlevande organismer (R50). Om ett ämne är mycket giftigt för en<br />
testorganism, behövs inte uppgifter för övriga testorganismer för att kunna klassificera ämnet med avseende<br />
på akut toxicitet.<br />
2. Ämnet är mycket giftigt för vattenlevande organismer och ej lättnedbrytbart eller bioackumulerande<br />
(R50/53).<br />
3. Ämnet är giftigt för vattenlevande organismer och ej lättnedbrytbart eller bioackumulerande (R51/53).<br />
4. Ämnet är skadligt för vattenlevande organismer och ej lättnedbrytbart eller bioackumulerande<br />
(R52/53).<br />
5. Ämnet har låg vattenlöslighet (< 1 millig/L), är ej lättnedbrytbart och är bioackumulerande (R53).<br />
Ämnen som har fått klassificeringen R50, R50/53, R51/53 skall betecknas med farobeteckningen miljöfarlig,<br />
farokoden N samt märkas med miljöfarlighetssymbol.<br />
Övrig miljö<br />
Kemiska ämnen och beredningar skall klassificeras med någon eller några av nedanstående riskfraser om<br />
de kan medföra omedelbara, långsiktiga eller fördröjda faror för struktur eller funktion hos andra naturliga<br />
ekosystem än vattenmiljön. Bedömningen skall baseras på data om ekotoxicitet, persistens och potential för<br />
bioackumulering samt på förväntat eller observerat uppträdande och öde i miljön. Utförliga kriterier saknas<br />
i dagsläget men är under utarbetning.<br />
• R 54 Giftigt för växter<br />
• R 55 Giftigt för djur<br />
• R 56 Giftigt för marklevande organismer<br />
• R 57 Giftigt för bin<br />
• R 58 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i miljön<br />
• R 59 Farligt för ozonskiktet<br />
31
3 Miljöpåverkan från läkemedel<br />
3.1 Sammanfattning<br />
Efter genomgång av tillgängliga <strong>rapport</strong>er och vetenskapliga publikationer kan konstateras att läkemedelssubstansers<br />
akuttoxiska effekter, om de förekommer, på olika typer av organismer i akvatisk miljö uppträder<br />
vid millig/L nivåer. Eftersom de uppmätta halterna av läkemedelssubstanser ligger minst tusen gånger<br />
lägre är det diskutabelt om de akuttoxiska effekter man har observerat är av ekotoxikologisk relevans. Detta<br />
tycks också de aktuella artikelförfattarna vara överens om.<br />
Observerade långtidstoxiska effekter är oftast av reproduktionstoxisk karaktär och uppträder i vissa fall vid<br />
de halter som faktiskt har uppmätts i miljön. Av de studerade artiklarna framgår det även att i en del fall<br />
räcker inte den säkerhetsfaktor (100) man använder vid riskbedömningar till för att kompensera för extrapolering<br />
från akuttoxicitet till långtidstoxicitet för vissa hormonstörande och reproduktionstoxiska effekter.<br />
Ofta saknas denna typ av studier och de flesta författare uttrycker ett behov av vidare långtidsstudier för att<br />
med större säkerhet kunna förutsäga en substans potentiella miljörisk. Det saknas dessutom oftast data för<br />
hur substanserna påverkas av och fördelas i miljön dvs. nedbrytningsdata, fördelningskoefficienter och<br />
bioackumuleringsdata. Det framhävs också att en läkemedelssubstans inte förekommer som enda läkemedelssubstans<br />
eller enda typ utav förorening i miljön varför det också finns ett uttalat behov av att undersöka<br />
additiva, utjämnande eller synergieffekter.<br />
De substanser som hittills har undersökts tillhör oftast kategorierna mest försålda substanser, antibiotika<br />
eller könshormoner. Det finns därmed ett stort antal substanser, som förskrivs i små mängder eller som inte<br />
är uppenbart hormonstörande, för vilka det saknas kunskap om hur de kan påverka miljön.<br />
En del läkemedelssubstanser har hög affinitet till jord/slam. För närvarande finns endast ett fåtal <strong>rapport</strong>er<br />
som redovisar läkemedelssubstansers ekotoxikologiska data för terrestra (marklevande) eller sediment-<br />
levande organismer.<br />
Enligt förslaget till riktlinje för miljöriskbedömningar av humanläkemedel skall ett ”worst case” PEC-värde<br />
räknas ut vid ansökan om godkännande för varje enskild produkt innehållande nya aktiva substanser. Av<br />
detta följer att man inte har några försäljningsuppgifter och än mindre några i miljön uppmätta halter vid<br />
miljöriskbedömningstillfället. Detta innebär att uppskattningen av ett PEC-värde måste baseras på osäkra<br />
antaganden om framtida försäljningsvolymer. En säkrare bedömning skulle kunna göras vid det s.k. förnyade<br />
godkännandet när produkten har funnits på marknaden i fem år.<br />
Produkter med ett ”worst case” PEC-värde som understiger 0,01 mikrog/L undantas ifrån ytterligare studier<br />
av ekotoxicitet och biologisk nedbrytning om man inte misstänker hormonstörande aktivitet eller andra<br />
avvikande ekotoxikologiska egenskaper. Emellertid saknas tydliga kriterier för hur detta skall bedömas.<br />
I denna <strong>rapport</strong> räknades ett sammanlagt ”worst case” PEC-värde ut för den totala försålda mängden aktiv<br />
substans (fördelad på ett flertal produkter) istället för separata ”worst case” PEC-värden baserade på mängder<br />
i enskilda produkter. Urvalet av substanser baserades på dagens storsäljande läkemedelssubstanser, som<br />
torde vara de substanser som i dagsläget ger högst belastning på miljön.<br />
De flesta substanser som miljöriskbedömdes i denna <strong>rapport</strong> hamnade på PEC-värden i intervallet 0,01-1<br />
mikrog/L. Eftersom dessa predikterade koncentrationer gäller ett urval av dagens mest sålda läkemedelssubstanser<br />
kan man anta att även de flesta andra substanser inte heller kommer att överstiga 1 mikrog/L<br />
utan ofta ligga betydligt lägre.<br />
Av de 30 för miljöriskbedömning utvalda substanserna bedömdes 27 enligt föreslagen riktlinje för humanmedicinska<br />
läkemedel. Utav dessa fick paracetamol, etinylöstradiol, östradiol samt östriol omdömet att<br />
potentiell risk för akvatisk miljöpåverkan föreligger. Paracetamol bör emellertid brytas ned så pass snabbt<br />
32
att eventuell påverkan på miljön måste anses vara försumbar. Bedömningen för östriol, som är ett lågaktivt<br />
och under graviditeten naturligt förekommande östrogen, gjordes med en stor säkerhetsfaktor och risk-<br />
kvoten skulle kunna reduceras avsevärt om ytterligare ekotoxicitetsdata hade funnits. De kvarstående substanserna<br />
där risk för miljöpåverkan bedömdes föreligga var de redan tidigare kända könshormonerna<br />
etinylöstradiol (ett syntetiskt högaktivt östrogen som förekommer i alla kombinerade p-piller) och östradiol<br />
(naturligt östrogen som finns hos alla kvinnor under deras menscykel och under graviditet, men som också<br />
används som läkemedel vid östrogenbehandling vid klimakteriet). En substans (noretisteron, som är en<br />
substans i klassen gestagener, förekommer i p-piller och andra hormonella preventivmedel) bedömdes inte<br />
utgöra en akut miljörisk, men risk för påverkan på miljön bedömdes ej kunna uteslutas p.g.a. eventuella<br />
hormonella effekter. Nitton substanser bedömdes, utifrån tillgängliga data, inte utgöra någon akut risk för<br />
akvatisk miljö, men två av dessa bedömdes vara potentiellt bioackumulerande och för två substanser (båda<br />
antibiotika) kunde risk för påverkan på mikroorganismer i reningsverken ej uteslutas. För flertalet av de 19<br />
substanserna saknades dock akuttoxicitetsdata för någon av standardorganismerna vilket gör bedömningarna<br />
osäkra. För tre substanser kunde ingen riskkvot alls räknas fram p.g.a. avsaknad av data. Även långtidstoxicitetsdata<br />
samt toxicitetsdata för marklevande organismer saknades för de flesta substanserna. Att utifrån<br />
mycket kraftigt varierande och begränsade ekotoxicitetsdata uppskatta den halt vid vilken risk för<br />
miljöpåverkan av läkemedelssubstanser ej föreligger förefaller vanskligt.<br />
Erhållna resultat stödjer inte att dagens läkemedelsanvändning medför några stora akuta miljörisker, men<br />
kan heller inte utesluta potentiella långsiktiga miljörisker. De ekotoxicitetstester som ligger till grund för<br />
miljöriskbedömningarna tar i de flesta fall inte hänsyn till substansernas specifika biologiska aktivitet,<br />
klasseffekter och eventuella effekter som uppträder vid långvarig exponering för låga halter.<br />
Inom veterinärmedicinen används i stor utsträckning samma aktiva substanser som inom humanmedicinen.<br />
Fullständiga miljöriskbedömningar görs främst för produkter som används för gruppbehandling av livs-<br />
medelsproducerande djur. Miljöriskbedömning av veterinärmedicinska substanser grundar sig på produktens<br />
dosering till olika djurslag samt påverkan på lokala ekosystem.<br />
Två kända problemområden är substansgrupperna antiparasitära och antimikrobiella medel. Det har visat<br />
sig att den antiparasitära substansen ivermektin är toxiskt för larver till dyngbaggar och dyngflugor men<br />
påverkan blir endast av lokal karaktär varför populationerna som sådana ej bedöms påverkas. Relativt stora<br />
mängder antibiotika används jämfört med andra läkemedelsgrupper inom veterinärmedicinen men risk för<br />
miljöpåverkan har ej påvisats.<br />
Någon sammanställning av massflöden (volymer) av läkemedel görs inte i Sverige idag. De register som<br />
förs hos Apoteket AB och Läkemedelsverket är inte anpassade för att beräkna flödena i kg, vilket är en<br />
nödvändig uppgift för att kunna genomföra en miljöriskbedömning.<br />
Miljöeffekter av naturläkemedel är ett okänt område. Kunskaperna om de mängder som används samt deras<br />
eventuella påverkan på den yttre miljön är begränsad.<br />
Miljöriskbedömningar gjordes även för ett fåtal hjälpämnen. De allra flesta hjälpämnen i läkemedel förväntas<br />
inte medföra någon nämnvärd risk för miljön. Många av dem används även i andra produkter, exempelvis<br />
livsmedel samt kosmetiska och hygieniska produkter. Användning i läkemedel utgör en mindre andel av<br />
den totala användningen och har därför inte någon stor inverkan på den totala risken för miljö-<br />
påverkan.<br />
Endast ett fåtal ämnen med kända miljöfarliga egenskaper används som hjälpämnen i läkemedel. Flertalet<br />
ämnen saknar dock uppgifter om miljöfarlighet och man kan inte utesluta att det finns fler hjälpämnen som<br />
bör vara klassificerade som miljöfarliga.<br />
För ett av de ämnen som studerades, dokusatnatrium, kan man inte utesluta att den totala användningen<br />
(dvs. användning i läkemedelsprodukter samt all övrig användning) kan ge upphov till skada på sedimentlevande<br />
organismer. För dokusatnatrium rekommenderas att ansatserna för bedömning, exempelvis vad<br />
gäller fysikaliska data, ekotoxicitetsdata samt användning, granskas närmare för att förfina bedömningen.<br />
33
Utredningen bekräftar att det föreligger stora kunskapsbrister om eventuella miljörisker med dagens läkemedelsanvändning.<br />
Utgången av en miljöriskbedömning blir i högsta grad beroende av vilka data på förbrukad<br />
mängd substans, nedbrytning, ekotoxicitet (akut eller kronisk) man har haft tillgång till samt vilken<br />
metod man har använt för att uppskatta halterna i miljön. Om kunskapen om läkemedelssubstansers, metaboliters<br />
samt hjälpämnens långsiktiga ekotoxiska effekter, bionedbrytning samt flödet av läkemedel i samhället<br />
ökade skulle det finnas bättre underlag för att kunna förutsäga läkemedels eventuella miljöeffekter<br />
och därmed ge bättre möjligheter till riktade riskbegränsande åtgärder.<br />
3.2 Sammanställning av nuvarande kunskap<br />
För att kunna svara på frågan om vilka problem läkemedelsrester i miljön kan innebära krävs omfattande<br />
kunskap om samtliga förekommande aktiva substanser och hjälpämnen. Denna kunskap existerar inte i<br />
dagsläget. Vad som är känt idag behandlas i nedanstående genomgång, som dock inte gör anspråk på att<br />
vara heltäckande. Fokus ligger på tidigare utgivna <strong>rapport</strong>er, publicerade vetenskapliga artiklar funna vid<br />
sökningar i databaser som Medline och Biological Abstracts samt information från den idag enda boken<br />
som behandlar ämnet, Pharmaceuticals in the Environment. (Kümmerer, K., 2001).<br />
3.2.1 Tidigare <strong>rapport</strong>er<br />
3.2.1.1 Läkemedel i miljön<br />
Apoteket AB anordnade i juni 2001 konferensen ”Läkemedel - ett miljöproblem?” följd av en skrift i maj<br />
2002 ”Läkemedel i miljön” med ambitionen att redovisa vad som då var känt om läkemedel i miljön och att<br />
identifiera kunskapsbrister.<br />
Skriften redovisar ett begränsat antal läkemedel som detekterats i europeiska floder och sjöar. De uppmätta<br />
nivåerna var som högst 1,2 mikrog/L vilket man ansåg inte borde orsaka akuta toxiska problem för varken<br />
miljö eller människa. Däremot uttryckte man oro för eventuell långsiktig påverkan på miljön (inklusive<br />
människa). Specifika miljöeffekter som omnämndes var utveckling av multiresistenta bakteriestammar<br />
(antibiotika), reproduktionsstörning hos bottenlevande organismer som musslor (fluoxetin) och hormonella<br />
störningar hos vattenlevande djur (etinylöstradiol).<br />
I sammanfattningen föreslogs att arbetet med läkemedel och miljö borde inriktas på att:<br />
• miljöaspekten beaktas när läkemedel utvecklas och godkänns<br />
• läkemedlens stabilitet inte blir högre eller hållbarheten inte blir längre än att de utövar sin avsedda<br />
effekt och därefter lätt bryts ned<br />
• läkemedel inte är bioackumulerbara<br />
• resistenta mikroorganismer inte odlas fram i reningsverken<br />
• mer kunskap skaffas kring läkemedels miljöegenskaper, särskilt långtidseffekter<br />
• information om läkemedels miljöegenskaper sprids till förskrivare, sjukvård och andra intressenter.<br />
3.2.1.2 Läkemedel i miljön – En hälsorisk?<br />
I <strong>rapport</strong>en ”Läkemedel i miljön - En hälsorisk?” (Socialstyrelsen, 2001) belyses kunskapsläget vad gäller<br />
hälsoeffekter av läkemedel i miljön. Man konstaterar att kunskapsnivån är låg och att utveckling av anti-<br />
biotikaresistenta bakteriestammar är den största hälsorisken. Dessutom konstateras att läkemedelsrester i<br />
miljön troligen främst är ett problem ur ekotoxikologisk synvinkel och inte ett hälsoproblem för människan.<br />
34
3.2.2 Vetenskapliga artiklar/undersökningar<br />
3.2.2.1 Avgränsning<br />
Studier av miljöpåverkan av antibiotika har inriktat sig mycket på resistensutveckling i bakterier. Resistensutveckling<br />
i sig är egentligen inte att betrakta som ekotoxicitet, utan mer som ett naturligt försvar mot annars<br />
toxiska substanser. I en miljö där dessa substanser förekommer innebär resistens en fördel för organismen.<br />
I en miljö där dessa substanser inte förekommer innebär resistensen däremot en extra ”kostnad” för<br />
organismen och individer med denna egenskap kommer att selekteras bort till fördel för de individer som<br />
inte har utvecklat resistens. Förekomsten av resistenta bakterier kan ge en bild av hur exponeringen för<br />
antibiotika ser ut dvs. användas som en biomarkör. Intresset för antibiotikaresistenta bakterier kan motiveras<br />
mer i ett terapeutiskt perspektiv och kommer därför inte att beröras i denna sammanställning.<br />
3.2.2.2 Inledning<br />
På senare år har <strong>rapport</strong>er om uppmätta halter av läkemedel i avloppsvatten, ytvatten, grundvatten samt<br />
dricksvatten runtom i Europa uppmärksammats av miljöforskare. Utvecklingen av känsligare analysmetoder<br />
har ökat kunskapen om vilka läkemedel som ansamlas i miljön. Samtidigt har vissa resultat erhållna<br />
med tidigare metoder kunnat förkastas.<br />
Utöver uppmätta halter av läkemedel i miljön har det även börjat komma uppgifter i litteraturen om läkemedels<br />
toxiska effekter på akvatiska organismer. Det finns gott om laboratoriestudier utförda enligt standardiserade<br />
ekotoxikologiska testmetoder på alger, Daphnia och fisk. Det finns även en rad toxicitetsundersökningar<br />
utförda på andra organismer och med metoder som inte återfinns i någon riktlinje för standardiserade<br />
tester. Några artiklar tar även upp ekotoxiska effekter på bottenlevande organismer.<br />
Artiklar som dokumenterar i miljön påvisade effekter av läkemedel är sällsynta. Det är givetvis mycket<br />
svårt att påvisa orsakssamband för en i naturen observerad effekt.<br />
Nedan ges exempel på vad man kan finna i allmänt tillgänglig litteratur vid databassökning på kombinationer<br />
som läkemedel/miljö eller läkemedel/ekotoxicitet.<br />
3.2.2.3 REMPHARMAWATER<br />
I ett treårigt samarbetsprojekt mellan Sverige, Frankrike, Grekland och Italien undersöktes läkemedels<br />
förekomst, öde i miljön, persistens, ekotoxicitet och möjligheter till eliminering i reningsverk (Andreozzi,<br />
2003). Slut<strong>rapport</strong>en finns tillgänglig på http://cds.unina.it/~rmarotta/SECTION%206.pdf.<br />
De substanser som detekterades i utgående avloppsvatten från det i studien ingående svenska reningsverket<br />
(Ryaverket, Göteborg) var: gemfibrozil (2,07 mikrog/L), klofibrinsyra (0,46 mikrog/L), ibuprofen (7,11<br />
mikrog/L), naproxen (2,15 mikrog/L), metoprolol 0,39 mikrog/L), propranolol (0,01 mikrog/L), karbamazepin<br />
(0,87 mikrog/L), trimetoprim (0,05 mikrog/L), sulfametoxazol (0,02 mikrog/L), ofloxacin<br />
(0,12 mikrog/L), lomefloxacin (0,13 mikrog/L), enoxacin (0,01 mikrog/L), norfloxacin (0,03 mikrog/L)<br />
samt ciprofloxacin (0,03 mikrog/L). Det konstaterades även att fenofibrat, bezafibrat, klofibrat, fenoprofen,<br />
flurbiprofen, ketoprofen, diklofenak, fenazon, aminofenazon, acebutolol, oxprenolol samt betaxolol ej var<br />
detekterbara.<br />
Halter av läkemedelssubstanserna mättes även i olika steg i reningsprocessen. I s.k. primärslam detekterades<br />
endast ciprofloxacin, norfloxacin, ofloxacin samt lomefloxacin i nivåer på millig/kg torrvikt. I s.k. aktivt<br />
slam och rötat slam var dessa halter något lägre. I dessa detekterades även naproxen och ketoprofen i<br />
låga halter (mikrog/kg torrvikt).<br />
Förmågan att eliminera olika läkemedelssubstanser undersöktes i sex reningsverk i de deltagande länderna<br />
genom att mäta halterna i det ingående och det utgående avloppsvattnet. Atenolol och metoprolol eliminerades<br />
endast med < 10 %. Karbamazepin eliminerades med < 10 % i de flesta reningsverk med ett undantag<br />
där den eliminerades med 53 %. Trimetoprim eliminerades med < 10 % i fyra reningsverk och med<br />
35
30 – 40 % i de återstående två. Gemfibrozil eliminerades med < 10 % i ett reningsverk och med 43 – 75 % i<br />
de övriga. Elimineringen av diklofenak karaktäriserades av en stor spridning, mellan < 10 % och 80 %,<br />
med en medeleliminering på 30 %. Naproxen eliminerades med 42 – 93 % samt ibuprofen med 52 – 99 %.<br />
Rening av utgående avloppsvatten med hjälp av avancerade oxidationstekniker som ozonbehandling och<br />
UV/väteperoxid-behandling studerades i laboratorieskala för ibuprofen, gemfibrozil, naproxen, ketoprofen,<br />
diklofenak, atenolol, trimetoprim, metoprolol, sulfametoxazol, propranolol, karbamazepin, ofloxacin och<br />
lomefloxacin. Med undantag för sulfametoxazol och propranolol eliminerades samtliga studerade substanser<br />
med mer än 70 % vid ozonbehandling. Vid UV/väteperoxid-behandling eliminerades samtliga substanser<br />
(gemfibrozil ej med i mätningarna) med 90 – 100 %.<br />
Akuta och kroniska ekotoxikologiska data <strong>rapport</strong>erades för diklofenak, karbamazepin, klofibrinsyra, propranolol,<br />
ofloxacin samt sulfametoxazol. Inga akuttoxiska effekter <strong>rapport</strong>erades för grönalgen Selenastrum<br />
capricornutum. Effekter vid kronisk exponering (96 tim) förelåg vid halter över 2 millig/L, med undantag<br />
för sulfametoxazol (antibiotikum) där LOEC låg på 0,18 millig/L. Det <strong>rapport</strong>erades även att den blå-gröna<br />
algen Synechococcus leopolensis var känslig för i synnerhet antibiotika, vilka inhiberade dess tillväxt vid<br />
koncentrationer på 10 mikrog/L. Akuta toxicitetsdata för två olika kräftdjur visade dels att Ceriodaphnia<br />
dubia var känsligare än Daphnia magna, dels att de uppmätta EC50-värden för de olika substanserna varierade<br />
mellan 1,5 och 200 millig/L. NOEC-värden för reproduktion i Ceriodaphnia dubia låg på 9 mikrog/L<br />
för propranolol och 25 mikrog/L för karbamazepin. Kroniska toxicitetsdata för tidiga livsstadier på zebrafisk<br />
<strong>rapport</strong>erades också. NOEC-värden låg i intervallet 2 – 70 millig/L. Den organism som uppvisade<br />
störst känslighet i de kroniska testerna var kräftdjuret Ceriodaphnia dubia. Kvoter mellan akut och kronisk<br />
toxicitet (A/C) redovisades för denna organism. Dessa varierade från 23 för diklofenak till 3 108 för karbamazepin.<br />
Dessa resultat aktualiserade tidigare dragna slutsatser om att akuta standardtester ej är de mest<br />
passande tester att basera miljöriskbedömningar för läkemedelssubstanser på utan indikerade att kroniska<br />
tester är mer relevanta. Dessutom påpekas i en diskussion att även de kroniska tester (som testet på tidiga<br />
livsstadier i fisk) som utförs är för snäva utan borde sträcka sig över organismers hela livscykler.<br />
Akuta och kroniska ekotoxicitetsstudier genomfördes även på en blandning av sex läkemedelssubstanser<br />
(karbamazepin, klofibrinsyra, diklofenak, ofloxacin, propranolol och sulfametoxazol). Halterna av respektive<br />
substans baserades på data på uppmätta halter i utgående avloppsvatten. Akuta effekter observerades<br />
endast för blandningar där koncentrationerna av läkemedelssubstanserna översteg uppmätta halter 2 000<br />
gånger. Kroniska effekter observerades vid koncentrationer 100 gånger högre än detekterat i avloppsvatten.<br />
Inga kombinationseffekter kunde observeras.<br />
De framtagna ekotoxicitetsuppgifterna användes även för att göra miljöriskbedömningar för Frankrike och<br />
Tyskland. Litteraturdata på uppmätta halter i Tyskland, samt uppskattade halter utifrån försäljningsstatistik<br />
i Frankrike användes i beräkningarna, enligt EMEA:s föreslagna riktlinje. Riskkvoter beräknades dels med<br />
akuta data och dels med kroniska data. Riskkvoter över 1 erhölls för ofloxacin (riskkvot uträknad endast för<br />
Frankrike), propranolol (endast för Frankrike) och sulfametoxazol vid användande av akuta ekotoxicitetsdata.<br />
Vid användande av kroniska toxicitetsdata erhölls riskkvoter över 1 för karbamazepin, propranolol<br />
och sulfametoxazol (både för Frankrike och Tyskland). Även dessa resultat visade att standardiserade akuttoxicitetstester<br />
ej är relevanta för att kunna förutsäga läkemedels potentiella långtidseffekter i miljön.<br />
3.2.2.4 Uppmätta halter av läkemedel<br />
Uppmätta halter av läkemedelssubstanser i olika vattendrag ges i ett antal artiklar antingen som originaldata<br />
eller i artiklar där man har sammanställt tillgängliga litteraturuppgifter. I några artiklar har man detekterat<br />
ett flertal läkemedelssubstanser i samma studie och dessa omnämns ofta i översiktssartiklar. Exempel på<br />
dessa är bl.a. en tysk studie (Ternes, 2001) och en amerikansk studie (Kolpin et al., 2002). Exempel på i<br />
litteraturen angivna uppmätta halter av läkemedelssubstanser finns i bilaga 6, tabell A.<br />
36
Sverige<br />
Kunskapen om förekomsten av läkemedel i miljön i Sverige är begränsad till ett fåtal detekterade samt ett<br />
fåtal ej detekterade substanser. I bilaga 6, tabell B ges en sammanställning av läkemedelssubstanser analyserade<br />
i svenska utgående avloppsvatten.<br />
Redan 1999 <strong>rapport</strong>erades uppmätta halter av det i p-piller ingående syntetiska östrogenet etinylöstradiol<br />
(0,0045 mikrog/L) samt det naturliga östrogenet östradiol (0,0011 mikrog/L) i utgående avloppsvattnet från<br />
ett svenskt reningsverk (Larsson et al., 1999). I samma studie <strong>rapport</strong>erades även östrogena effekter (vitellogenininduktion)<br />
hos regnbågslax som hållits i burar i vattnet nedströms reningsverket. Man fann även att<br />
dessa substanser koncentrerades i gallan hos fiskarna.<br />
I juli 2002 <strong>rapport</strong>erade Reumatikersjukhuset Spenshult, i samarbete med Apoteket AB, om uppmätta läkemedelshalter<br />
i avloppsvattnet från sjukhuset (Spensult, 2002). Eftersom sjukhuset har ett eget reningsverk<br />
har man kunnat studera halter i avloppsvattnet före och efter passage i reningsverket och dessutom kunnat<br />
kontrollera dessa halter mot vilka preparat som använts på sjukhuset. Läkemedel som detekterades i det<br />
inkommande avloppsvattnet var (i fallande halt): ibuprofen, ketoprofen, naproxen, indometacin, gemfibrozil,<br />
metoprolol, trimetoprim, diklofenak, propranolol, karbamazepin och sulfametoxazol. Dessutom undersöktes<br />
också förekomsten av klofibrinsyra, fenoprofen och fenofibrat med negativt resultat. De detekterade<br />
halterna låg på högst 77,2 – 116,3 mikrog/L för ibuprofen och lägst 0,01 mikrog/L för sulfametoxazol.<br />
Efter passage i reningsverket var halterna för flertalet substanser under 1 mikrog/L. Endast indometacin låg<br />
kvar på halter runt 5 mikrog/L. Ibuprofen, gemfibrozil, naproxen, ketoprofen och trimetoprim hade en reningsgrad<br />
mellan 80 och 99 % medan övriga (diklofenak, indometacin, metoprolol, propranolol och karbamazepin)<br />
endast hade en reningsgrad från 0 till 70 %. Det kan också nämnas att karbamazepin hade en<br />
högre halt i det utgående avloppsvattnet än i det inkommande. De slutsatser som drogs från dessa resultat<br />
var att sura läkemedel utan kväve i sin struktur avlägsnas till mer än 90 % i reningsprocessen medan sämre<br />
reningseffekt uppvisas för sura läkemedel med kväve. Basiska kväveinnehållande läkemedel avlägsnas i<br />
ringa grad eller inte alls i reningsprocessen, med undantag för trimetoprim.<br />
Stockholms läns landsting har påbörjat rutinmässiga analyser av antibiotika i utgående avloppsvatten samt<br />
på olika ställen i Mälaren. Vid analyser år 2003 uppmättes norfloxacin, ofloxacin och ciprofloxacin i halter<br />
av storleksordningen 0,01 mikrog/L i utgående avloppsvatten från reningsverken i Bromma och Henriksdal<br />
samt från Käppalaverket på Lidingö. Högre halter uppmättes för sulfametoxazol (max 0,13 mikrog/L),<br />
trimetoprim (max 0,47 mikrog/L) och metronidazol (max 0,08 mikrog/L). Endast norfloxacin, ofloxacin<br />
och trimetoprim kunde detekterats längre ut i Mälar- och skärgårdsvattnet i högsta halter om 0,003, 0,006<br />
och 0,009 mikrog/L.<br />
I en redovisning från nationell miljöövervakning (Naturvårdsverket, 2003a) undersöktes förekomsten av<br />
tretton olika antimikrobiella substanser (ciprofloxacin, ofloxacin, norfloxacin, cefadroxil, cefuroxim, amoxicillin,<br />
fenoximetylpenicillin, metronidazol, sulfametoxazol, erytromycin, doxycyklin, trimetoprim) i avloppsvatten,<br />
slam och fisk i Sverige. Prover togs vid två tillfällen vid fem reningsverk av olika typer. I vattenfasen<br />
detekterades doxycyklin och trimetoprim i de högsta halterna, medan fluorokinolonerna dominerade<br />
helt i slammet. Ciprofloxacin, norfloxacin samt ofloxacin uppmättes i halter om 0,47 – 4,76,<br />
0,13 – 4,29 samt 0 – 2,02 mikrog/g torrsubstans. I fiskproverna kunde endast ciprofloxacin detekteras i<br />
mycket små mängder (0,007 – 0,0085 mikrog/g våtvikt) och i sedimentproverna kunde ingen av substanserna<br />
detekteras. Slutsatser som drogs i denna studie var att undersökningen hade givit en gynnsammare<br />
bild än väntat av antimikrobiella substansers spridning i miljön. Fluorokinolonerna identifierades som potentiella<br />
problemsubstanser i slam. Halterna av antibiotika i avloppsvatten från sjukhus ansågs vara så höga<br />
att det kan medföra risk för ett selektionstryck som gynnar antibiotikaresistenta bakteriestammar. Slutligen<br />
rekommenderar författarna mätningar i slam och recipientvatten eller utgående avloppsvatten för att kunna<br />
övervaka halterna av antibiotika i miljön. Dessutom rekommenderades teoretiska beräkningar av halterna<br />
av antibiotika i miljön.<br />
Förutom ovan nämnda mätningar finns uppmätta halter av ett antal läkemedelssubstanser från Ryaverket i<br />
Göteborg (se 3.2.2.3).<br />
37
Dricksvatten<br />
I en Italiensk studie mättes halterna av 16 läkemedelssubstanser, inklusive 4 veterinärläkemedel i dricksvatten<br />
(Zuccato et al., 2000). Man kunde endast detektera 3 substanser (klofibrinsyra, tylosin och diazepam) i<br />
högsta halter om 0,0053, 0,0017 respektive 0,0235 mikrog/L. Den högre siffran för diazepam trodde man<br />
kunde bero på någon punktkälla eftersom halten var högre än i flodvatten.<br />
I en tysk studie mättes halterna av 69 läkemedelssubstanser i dricksvatten (Ternes, 2001). Endast 10 av<br />
dessa kunde påvisas över detektionsgränsen (diklofenak, ibuprofen, fenazon, klofibrinsyra, fenofibrinsyra,<br />
bezafibrat, jopamidol, amidotrizoat, jopromid, karbamazepin). De högsta halterna uppmättes för klofibrinsyra<br />
och röntgenkontrastmedel (jopamidol, jopromid) med maximala koncentrationer om 0,07 - 0,09 mikrog/L.<br />
De maximalt uppmätta halterna för övriga läkemedelssubstanser låg i intervallet 0,003 - 0,05 mikrog/L.<br />
Det bör även nämnas att halter över detektionsgränsen ej uppmättes i samtliga prover, utan endast i<br />
färre än hälften av fallen. I Webb et al. (2003) jämförs dessa <strong>rapport</strong>erade koncentrationer av läkemedel i<br />
dricksvatten med de läkemedelsdoser som ges till människa vid terapeutisk behandling. Säkerhetsmarginalerna<br />
för indirekt daglig exponering via dricksvatten och daglig terapeutisk dos var minst tusenfaldig och<br />
ofta mycket större. Författarna drar slutsatsen att det inte finns någon anledning att oroa sig över indirekt<br />
exponering för dessa läkemedel via dricksvatten.<br />
3.2.2.5 Predikterade halter i relation till uppmätta halter<br />
En italiensk forskargrupp valde ut ett antal läkemedel med det högsta teoretiska trycket på miljön (baserat<br />
på försäljningssiffror av aktiv substans korrigerat för metabolism och exkretionsprocent av modersubstans)<br />
och mätte dessa läkemedel i ytvatten från de italienska floderna Po och Lambro vid olika tillfällen (Zuccato<br />
et al., 2000 och Calamari et al., 2003). Intressant att notera är att atenolol, ciprofloxacin, klaritromycin,<br />
erytromycin, furosemid, hydroklorotiazid och spiramycin uppmättes i halter högre än 0,01 mikrog/L, vilket<br />
är EMEA:s riktvärde för utförligare ekotoxikologiska tester och miljöriskbedömning.<br />
I ytterligare en artikel från samma italienska forskargrupp räknades ”worst case” PEC-värden (baserade på<br />
2001 års försäljning av läkemedel i Italien) enligt EMEA:s riktlinjer fram (Castiglioni et al., 2004). Dessutom<br />
beräknades förfinade PEC-värden genom att ta hänsyn till metabolism i människa och nedbrytning av<br />
substanserna i miljön. Vid korrigering för metabolism reducerades PEC-värdena väsentligt, men vid korrigering<br />
för halveringstider i miljön reducerades inte PEC-värdena i någon stor utsträckning. Detta trodde<br />
man kunde bero på att substanserna inte var lättnedbrytbara. Tillgången på halveringstider för de undersökta<br />
substanserna varierade dock och värden från olika typer av nedbrytningstester användes. De förfinade<br />
PEC-värdena gav bra uppskattningar av uppmätta halter (MEC) i 40 % av fallen (ciprofloxacin, erytromycin,<br />
ibuprofen, linkomycin, salbutamol, spiramycin) men överskattade halterna 10 till 100 gånger i 60 % av<br />
fallen (atenolol, bezafibrat, ceftriaxon, klaritromycin, enalapril, furosemid, hydroklorotiazid, ranitidin). Det<br />
kan även noteras att amoxicillin och omeprazol ej var detekterbara trots uppskattade PEC-värden på ca 2<br />
och 0,01 mikrog/L för respektive substans. Utöver dessa uträkningar gjordes beräkningar enligt klassisk<br />
massbalans (dvs. hänsyn tagen till den årliga förbrukningen per antal invånare anslutna till respektive reningsverk<br />
dividerat med det årliga vattenflödet). Dessa PEC-värden var lägre än de PEC-värden som beräknats<br />
enligt EMEA:s riktlinjer och uppskattade således MEC-värdena bättre. Författarna hävdar dock att<br />
massbalansuträkningarna i en del fall underskattade MEC-värdena och att anledningen till detta kunde vara<br />
en underskattning av försålda mängder. Författarna drar slutsatsen att om det går att förbättra PECuträkningarna<br />
skulle PEC-värden kunna vara tillförlitliga indikatorer på förekomst och koncentrationer av<br />
läkemedel i miljön. En förutsättning för detta är tillgång till relevanta data på substansernas metabolism och<br />
utsöndring i människa, nedbrytning i miljön och säkrare försäljningsdata.<br />
3.2.2.6 Ekotoxiska effekter av läkemedel - Laboratoriedata<br />
Utöver de nedan omnämnda studierna finns en rad artiklar som ger specifika ekotoxikologiska data för ett<br />
antal läkemedelssubstanser. I bilaga 7 återfinns en sammanställning av uppgifter funna i litteraturen. Denna<br />
sammanställning är ej komplett utan fokus ligger på data för de utvalda aktiva substanserna (se 3.5).<br />
38
I en studie undersöktes tio läkemedelsubstanser, valda från uppgifter om mest förskrivna läkemedel i England<br />
(ibuprofen, paracetamol, acetylsalicylsyra, amoxicillin, bendroflumetiazid, furosemid, atenolol, diazepam,<br />
digoxin och amlodipin). Akut- och långtidseffekter på det sötvattenslevande nässeldjuret Hydra vulgaris<br />
studerades (Pascoe et al., 2003). Inga akuta effekter sågs vid halter upp till 10 millig/L. Vid kroniska<br />
koncentrationer på 10 mikrog/L orsakade däremot diazepam, digoxin och amlodipin inhiberad polypregeneration<br />
(hämmad återutväxt av avskurna utskott).<br />
Toxiska effekter på akvatiska och sedimentlevande organismer orsakade av fluoxetin, en selektiv serotoninåterupptagshämmare<br />
(SSRI), sammanfattades nyligen i en artikel av Brooks et al. (2003). Akuta effekter<br />
sågs vid koncentrationer på ca 14 mikrog/L för algtillväxt, 0,2 millig/L för kräftdjur, 0,7 millig/L för fisk<br />
och 1 millig/kg för tillväxt av sedimentlevande organismer. Effekter på reproduktion hos kräftdjur sågs vid<br />
100 mikrog/L, medan reproduktion i sedimentlevande organismer ej var reducerad. Den känsligaste effekten<br />
var inte heller för fluoxetin akutdöd utan påverkan på plasmaöstradiolnivåer i honfisk samt onormal<br />
utveckling av fiskembryon. Dessa effekter uppträdde vid 0,1 mikrog/L, vilken var den lägsta undersökta<br />
exponeringsnivån. Man har även undersökt påverkan av en blandning av fluoxetin, ibuprofen och ciprofloxacin<br />
i olika koncentrationer på experimentella ekosystem innehållande ett flertal olika arter. Några av<br />
de observerade effekterna (fiskdöd, minskad artdiversitet, förändrad artsammansättning) verkar vara svårtolkade<br />
och inte i varje fall entydigt relaterade till de enskilda läkemedelssubstanserna. Nyligen publicerades<br />
även en artikel där man undersökt toxiska effekter på en akvatisk växt av ett antal substanser (Brain et<br />
al., 2004). Man kunde inte visa någon effekt av fluoxetin.<br />
I en studie undersöktes ett antal β-blockerares (metoprolol, nadolol och propranolol) akuttoxiska effekter<br />
på ett antal ryggradslösa djur (två kräftdjur och en sedimentlevande amfipod) samt en fiskart (Huggett et<br />
al., 2002). Nadolol var ej toxisk för någon av de studerade organismerna. Propranolol var mest potent med<br />
ett LC50 värde på 0,8 millig/L i Ceriodaphnia dubia, vilken var den känsligaste organismen. Motsvarande<br />
siffra för metoprolol var 8,8 millig/L. I fisk var propranolol den enda substans som gav effekt vid de testade<br />
koncentrationerna med ett LC50 värde på 24,3 millig/L. För propranolol studerades även långtidseffekter.<br />
Den känsligaste invertebraten, Hyallella azteca, uppvisade minskad reproduktion vid 0,1 millig/L och Ceriodaphnia<br />
dubia vid 0,25 millig/L. Efter fyra veckors exponering av fisk för 5 mikrog/L propranolol observerades<br />
ett minskat antal producerade och kläckta ägg. Plasmaöstradiol- och testosteronnivåer var påverkade<br />
i hanfiskar efter två veckors exponering för 1 mikrog/L propranolol. I honfiskar var plasmaöstradiolnivåerna<br />
påverkade vid exponering för 100 mikrog/L. Vid jämförelser med uppmätta halter av propranolol<br />
kunde författaren konstatera att det föreligger risk för påverkan på fiskars reproduktion men att ytterligare<br />
forskning är nödvändig för att fullständigt karaktärisera risken.<br />
I ytterligare en studie undersöktes akut- och långtidstoxicitet av karbamazepin, klofibrinsyra och diklofenak<br />
på ett antal akvatiska arter från olika trofiska nivåer (Ferrari et al., 2003). I akuttoxicitetstesterna var diklofenak<br />
den mest potenta substansen med ett EC50-värde på 11,5 millig/L, med en bakterie (Vibrio fischeri)<br />
som känsligaste art. Reproduktionsinhibering av kräftdjuret Ceriodaphnia dubia sågs för karbamazepin vid<br />
halter av 100 mikrog/L. Övriga substanser gav effekter på reproduktion vid halter på ca 2 millig/L. Effekter<br />
på tidiga livsstadier (kläckning, embryodöd) för zebrafisk redovisades också. Vid 10 dagars exponering<br />
hade diklofenak effekter vid 8 millig/L, klofibrinsyra vid 140 millig/L samt karbamazepin vid 50 millig/L.<br />
I en undersökning av tio vanliga läkemedelssubstansers (klofibrinsyra, karbamazepin, ibuprofen, diklofenak,<br />
naproxen, kaptopril, metformin, propranolol och metoprolol) akuttoxicitet för Daphnia magna, tillväxthämning<br />
av grönalgen Desmodesmus subspicatus samt långtidstoxicitet för den akvatiska växten Lemna<br />
minor framgick att de flesta substanser var för sig hade EC50-värden mellan 10 och 100 millig/L (Cleuvers,<br />
2003). Endast diklofenak, propranolol och metoprolol hade lägre EC50-värden (5 – 8 millig/L). Lemna<br />
var den känsligaste arten, antagligen eftersom testet på denna var ett långtidstest. I studien visades även att<br />
toxiciteten av blandningar av klofibrinsyra + karbamazepin och diklofenak + ibuprofen var högre än för<br />
substanserna enskilt.<br />
En av de mest välkända läkemedelssubstanserna som har potential att orsaka skador i miljön är etinylöstradiol,<br />
ett syntetiskt östrogen och aktiv substans i p-piller. Det finns en lång rad artiklar som behandlar labo-<br />
39
ativt påvisade hormonstörande effekter av både naturliga och syntetiska östrogener. Exempelvis leder en<br />
etinylöstradiolhalt på 0,005 mikrog/L till försenad embryonalutveckling hos zebrafisk (Kime och Nash,<br />
1999). Även extremt låga koncentrationer på 0,0001 mikrog/L har visats leda till påverkan på vitellogeninsyntesen<br />
i regnbågslax (Purdom et al, 1994).<br />
Akvatisk akuttoxicitet och kronisk toxicitet för veterinärt använda antibiotika (metronidazol, olakvindox,<br />
oxolinsyra, oxitetracyklin, streptomycin, sulfadiazin, tetracyklin, tiamulin och tylosin) undersöktes i<br />
Daphnia magna (Wollenberger et al., 2000). Oxolinsyra var den mest potenta substansen med ett akut<br />
EC50-värde på 4,6 millig/L. Övriga substansers akuta EC50-värden låg mellan 40 och 680 millig/L. I det<br />
kroniska reproduktionstestet låg värdena generellt sett 10 gånger lägre. Den enda substans som pekas ut<br />
som en potentiell miljörisk är oxolinsyra p.g.a. dess användning i fiskodlingar.<br />
Det finns även studier gjorda på akvatiska högre växter. Brain et al. (2004) undersökte alldeles nyligen<br />
effekterna på Lemna gibba (andmat) av 22 antimikrobiella substanser från olika klasser. Urvalet baserades<br />
på förekomst i miljön samt bevisad eller misstänkt potential att orsaka kloroplast- eller plasmidtoxicitet.<br />
Man studerade ett antal parametrar efter 7 dagars exponering och kunde konstatera att våtvikten och antal<br />
blad var känsligast samt varierade mest. Resultaten visade att fluorokinoloner, sulfonamider och tetracykliner<br />
var mest toxiska för denna växt. De redovisade EC50-värdena för påverkan på våtvikt var för lomefloxacin<br />
97 mikrog/L, sulfametoxazol 81 mikrog/L och klortetracyklin 219 mikrog/L. Dessa koncentrationer<br />
ligger 10 till 100 gånger högre än de i naturen uppmätta koncentrationerna. Författarna anser dock att påverkan<br />
på miljön vid låga koncentrationer är möjlig eftersom EC25- och EC10-värdena ligger i närheten av<br />
uppmätta koncentrationer och det finns uppgifter på att påverkan på > 20 % i akvatiska växter är ekologiskt<br />
relevant.<br />
Ett annan antimikrobiell substans, flumekin, har visats kunna inducera tillväxt (50 mikrog/L) av det akvatiska<br />
ogräset Lythrum salicaria (Migliore et al., 2000). Författarna föreslår att detta skulle kunna utnyttjas<br />
genom att använda Lythrum salicaria som indikatororganism vid biomonitorering. Man går till och med ett<br />
steg längre genom att föreslå den som ett slags saneringsmedel pga. dess höga upptag av flumekin.<br />
3.2.2.7 Miljöfarlighetsbedömningar och miljöriskbedömningar<br />
Det har även publicerats kompletta miljöriskbedömningar på humana och veterinärmedicinska läkemedel. I<br />
Danmark och England har riskkvoter för ett flertal läkemedel tagits fram genom att kombinera information<br />
om försålda mängder med existerande eller modellerade data för ekotoxicitet (Stuer-Lauridsen et al., 2000,<br />
Jones et al., 2002). I dessa studier gjordes miljöriskbedömningar enligt ”worst case” antaganden för de 25<br />
vanligaste substanserna i respektive land. I den danska studien användes enbart allmänt tillgängliga publicerade<br />
ekotoxikologiska data vilket fick till följd att endast sex substanser (paracetamol, acetylsalicylsyra,<br />
östrogen, ibuprofen, diazepam, digoxin) kunde miljöriskbedömas. Riskkvoter över 1 erhölls för acetyl-<br />
salicylsyra, paracetamol och ibuprofen. I den engelska studien kunde 11 substanser (paracetamol, ibuprofen,<br />
amoxicillin, mesalazin, järnsulfat, cimetidin, naproxen, oxitetracyklin, erytromycin, acetylsalicylsyra,<br />
kininsulfat) miljöriskbedömas utifrån experimentella data. För 12 substanser (metformin, natriumvalproat,<br />
sulfasalazin, karbamazepin, atenolol, diklofenak, fenoximetylpenicillin, allopurinol, diltiazem, gliklazid,<br />
mebeverin, mefenamsyra) använde man sig av ekotoxicitetsdata framräknade med programmet ECOSAR.<br />
Riskkvoter över 1 redovisades för amoxicillin, paracetamol, oxitetracyklin och mefenamsyra. Övriga substanser<br />
ansågs ej utgöra någon miljörisk.<br />
I ytterligare en brittisk studie baserad på användning av läkemedel och tillgängliga ekotoxikologiska data<br />
gjordes akvatiska riskbedömningar för 67 substanser (Webb, 2001). Enligt ”worst case” antaganden (som i<br />
det här fallet ej innefattade utspädning i ytvatten) och akuttoxicitetsdata fick paracetamol, acetylsalicylsyra,<br />
dextropropoxifen, fluoxetin, oxitetracyklin, propranolol, amitriptylin och tioridazin PEC/PNEC kvoter<br />
över 1. För dessa substanser gjordes en förfinad bedömning med avseende på exponeringen. Genom att<br />
lägga till utspädningsfaktorn 10 kunde riskerna med acetylsalicylsyra, dextropropoxifen, propranolol, amitriptylin<br />
och tioridazin avfärdas. Risken med paracetamol kunde avfärdas p.g.a. uppgifter om hög eliminering<br />
i aktivt slam i reningsprocesser. Fluoxetin predikterades vara lättnedbrytbar och snabbt elimineras i<br />
40
eningsprocesser och tillsammans med utspädningsfaktorn skulle det innebära en PEC/PNEC kvot på 0,12<br />
och alltså ingen akvatisk miljörisk. Här måste man emellertid vara uppmärksam på att denna kvot ej är<br />
baserad på faktiska nedbrytningsdata utan endast på predikterade värden. Endast oxitetracyklin kvarstod på<br />
en PEC/PNEC kvot högre än 1.<br />
Trots att etinylöstradiol ej fick en riskkvot > 1 i den initiala beräkningen förs ett vidare resonemang kring<br />
denna substans eftersom den är ett könshormon. Kroniska reproduktionsdata med en säkerhetsfaktor 10 gav<br />
ett PNEC-värde på 0,0001 mikrog/L. När hänsyn togs till eliminering i reningsverk och utspädning i ytvatten<br />
beräknades att PEC-värdet borde ligga mellan < 0,00002 och < 0,0001 mikrog/L, vilket ej skulle innebära<br />
någon akvatisk miljörisk. Endast under förhållanden med lägre utspädningsgrader skulle kvoten bli >1.<br />
I samma studie gjordes även miljöriskbedömningar för 13 substanser baserade på faktiska uppmätta halter<br />
(litteraturdata mestadels från Tyskland). Riskkvoten MEC/PNEC understeg 1 med stor marginal för alla<br />
substanser. Här återfanns även acetylsalicylsyra, dextropropoxifen, oxitetracyklin och propranolol, vilka i<br />
den initiala beräkningen hade PEC/PNEC kvoter > 1.<br />
I en Europeisk monitoreringsstudie fann man att riskkvoter uträknade med PEC-värden överensstämde med<br />
MEC/PNEC kvoter, vilket visar att användning av PEC-värden i miljöriskbedömningar är försvarbart (Ferrari<br />
et al., 2003). (Se även ovanstående avsnitt om predikterade halter i relation till uppmätta halter). I den<br />
<strong>rapport</strong>en fick karbamazepin en riskkvot > 1. Diklofenak och klofibrinsyra bedömdes ej utgöra någon akvatisk<br />
miljörisk.<br />
I en annan publikation miljöriskbedömdes tre olika antibiotika som används vid urinvägsinfektioner (ciprofloxacin,<br />
trimetoprim och macillinam) (Halling-Sørensen et al., 2000). Av dessa befanns endast ciprofloxacin<br />
utgöra en risk för akvatisk miljö.<br />
I en artikel studerades propanolols påverkan på ryggradslösa djur och en fiskart (Huggett et al., 2002). Vid<br />
jämförelser med i miljön uppmätta halter av propranolol med de koncentrationer som gav effekt på antal<br />
lagda och kläckta ägg, samt plasmasteroidnivåer kunde författaren konstatera att det föreligger risk för<br />
påverkan på fiskars reproduktion.<br />
Ett antal veterinärmedicinska läkemedel valdes ut för miljöfarlighetsbedömning utifrån hög potential för<br />
utsläpp till miljön och användning i stora mängder (Boxall et al., 2003). Bland dessa återfanns ett antal<br />
antimikrobiella substanser (tetracykliner, sulfadiazin, trimetoprim, amoxicillin, tylosin, dihydrostrepto-<br />
mycin, neomycin, apramycin) och diazinon. Tillräckligt underlag för miljöfarlighetsbedömning fanns endast<br />
för tio substanser, vilka pekades ut som högst prioriterade för miljöriskbedömning (oxitetracyclin,<br />
klortetracyclin, tetracyklin, sulfadiazin, amoxicillin, diazinon, tylosin, dihydrostreptomycin, cypermetrin,<br />
och sarafloxacin). Ytterligare 45 substanser som saknade tillräckliga data för miljöfarlighetsbedömning<br />
pekades ut som högprioriterade för miljöriskbedömning.<br />
I en nyligen publicerad artikel (Boxall et al., 2004) ges en sammanställning och omfattande tabeller innehållande<br />
uppmätta halter av veterinärmedicinska substanser i olika miljöer (gödsel, jord, ytvatten, grundvatten,<br />
sediment) samt toxiska effekter på olika vatten- och marklevande organismer. Befintliga studier har i<br />
huvudsak fokuserat på endo- och ektoantiparasitära substanser, substanser som används i fiskodlingar samt<br />
antibiotika. Trots ganska omfattande data för dessa substanser anses kunskapen ej vara tillräckligt stor för<br />
att fullständigt karaktärisera risk för miljöpåverkan orsakad av veterinärmedicinska produkter.<br />
3.2.2.8 Observerade faktiska effekter i miljön<br />
År 2003 gav Kungliga Skogs- och Lantbruksakademien ut en skrift med titeln ”Feminisering av Moder<br />
natur? Östrogener i naturen och i livsmedel”. Den redovisar en konferens som hölls i samarbete med Apotekarsocieteten.<br />
Konferensen besöktes av de främsta svenska företrädarna inom forskningen på hormonstörande<br />
ämnen. I tidsskriften står att läsa att olika former av feminisering kan ske vid exponering för så<br />
kallade xenoöstrogener (substanser med effekter liknande det kvinnliga könshormonet östrogen). Dessutom<br />
kan avmaskulinisering ske vid exponering för antiandrogena ämnen. Bland substanser som räknas som<br />
hormonstörande finner vi en lång rad olika ämnen: miljöföroreningar och bekämpningsmedel (DDT, PCB,<br />
41
metoxiklor, vinklozin, lindan), industrikemikalier (alkylfenoler, ftalater, bisfenol A), metaller (bly, kadmium),<br />
naturliga ämnen från växtriket (fytoöstrogener), samt läkemedel (etinylöstradiol). De hormonstörande<br />
effekter man har sett i naturen och i laboratorieförsök är exempelvis: dubbelkönade fiskar (orsakade av<br />
östrogener och östrogenlika substanser i utgående avloppsvatten); onormal utveckling av reptilers könsorgan<br />
(orsakad av DDT -utsläpp); onormalt reproduktionsbeteende, onormala könsorgan och embryodödlighet<br />
hos fiskätande fåglar; äggskalsförtunning hos toppkonsumenter som havsörn; låg fertilitet och hög abortfrekvens<br />
hos marina däggdjur (förmodas bero på hög belastning av hormonstörande organiska miljögifter).<br />
Man har även sett minskad fertilitet hos får och nötkreatur som utfodrats med fytoöstrogeninnehållande<br />
foder. Det går att påvisa östrogenaktivitet i svenskt kommunalt avloppsvatten och substanser som nonylfenol,<br />
naturliga östrogener samt etinylöstradiol har även uppmätts i svenskt avloppsvatten. Skriften innehåller<br />
också diskussioner om fytoöstrogener i djurfoder och livsmedel.<br />
Ett antal luckor i kunskapen om hormonstörande effekter identifieras i skriften. Till exempel ställs frågan<br />
om vad långtidsexponering för låga koncentrationer av kemikalier betyder. Vidare saknas kunskap om<br />
samverkan mellan olika kemikalier och hur populationer på lång sikt kan påverkas av exponering för hormonstörande<br />
substanser. I skriften nämns även att ett fyraårigt forskningsprogram inom EU:s femte ramprogram<br />
med syfte att belysa hormonstörande effekter påbörjades 2003. Tio medlemsländer deltar (däribland<br />
Sverige) och man skall bland annat studera interaktionseffekter, lågdoseffekter samt utveckla nya<br />
metoder för att titta på reproduktionsstörning.<br />
Vitellogenininduktion i hanfisk/juvenila fiskar nedströms reningsverk har påvisats i flera studier i olika<br />
länder, inklusive Sverige (Larsson et al., 1999). Dubbelkönade fiskar har visats vara mycket vanligt nedströms<br />
kommunala reningsverk i Storbritannien. Även förändringar av könsgångarna och förändrade endogena<br />
steroidnivåer har observerats, liksom tillbakabildning av äggstocksblåsor i honfisk (Jobling et al.,<br />
2002a). Liknande effekter kan induceras av östrogener, inklusive etinylöstradiol (Länge et al., 2001). Man<br />
har även observerat nedsatt reproduktionsförmåga hos mörtar nedströms reningsverk (Jobling et al.,<br />
2002b). Sannolikt kan dessa effekter påverka artsammansättningen lokalt. Det är emellertid svårt att påvisa<br />
om förekomsten av en specifik substans i avloppsvattnet leder till specifika effekter på populations- eller<br />
ekosystemnivå. Det är också svårt att särskilja effekter orsakade av syntetiska östrogener i läkemedel, naturligt<br />
utsöndrade östrogener samt övriga miljögifter med östrogen verkan.<br />
Användningen av läkemedel pekades nyligen ut som en orsak till nedgången av gampopulationen i Pakistan<br />
(Oaks et al., 2004). Obduktion av funna döda gamar pekade på akut njursvikt och misstankarna föll<br />
på diklofenakexponering via födan som huvudsakligen består av döda kor. Livdjur i Pakistan och Indien<br />
behandlas frekvent med diklofenak och när de dör av sjukdom eller skador lämnas de till asätarna. Misstankarna<br />
kunde bekräftas genom försök där diklofenakhalten i behandlade kor analyserades och i försök där<br />
gamar utfodrades med motsvarande halter diklofenak. Det måste dock påpekas att detta representerar ett<br />
specialfall där kombinationen av en ovanlig läkemedelsbehandling och bristande rutiner för att ta hand om<br />
kadaver samverkade och ledde till påverkan på gampopulationen på ett olyckligt sätt.<br />
Ivermektin, en antiparasitär veterinärmedicinsk substans, har uppmärksammats p.g.a. sina effekter på ickeparasitära<br />
dynglevande insekter (se 3.5.4.3). Vid normal användning anses dock inte ivermektinanvändning<br />
vara ett miljöproblem eftersom det är små lokaler som påverkas (Bloom och Matheson, 1993).<br />
3.3 Flöden och volymer<br />
3.3.1 Flöden och spridningsvägar till miljön<br />
Läkemedelsflödet kan beskrivas i ett antal steg, där de olika spridningsvägarna har betydelse för bedömning<br />
av läkemedelsanvändningens potentiella miljörisker. Nedanstående bild (figur 3.1) visar de viktigaste<br />
vägarna för human- respektive veterinärmedicinska läkemedel.<br />
42
Figur 3.1. Schematisk bild av läkemedelsflödet i samhället, uppdelat i human- och veterinärmedicinska läkemedel.<br />
Av sålda humanläkemedel går ca 90 % till hushåll och 10 % till vårdinrättningar (Apoteket AB, 2002). Den<br />
dominerande spridningen sker genom att substanserna eller deras nedbrytningsprodukter utsöndras med<br />
urin eller fekalier och via avloppssystem och reningsverk når ut i vattendragen (s.k. diffus spridning). Vid<br />
stora punktkällor t.ex. sjukhus kan lokala höga koncentrationer uppnås. Läkemedelsrester kan även nå<br />
markmiljön via spridning av slam från reningsverk. I dagsläget rekommenderas dock ej spridning av slam<br />
på åkermark avsedd för livsmedel- eller foderproduktion av skäl som höga metallhalter, oklart innehåll av<br />
kemikalier samt innehåll av salmonellasmitta (Jan Eksvärd, Lantbrukarnas Riksförbund (LRF), personlig<br />
kommunikation). LRF gör dock två undantag från rekommendationen. Hygieniserat slam kan användas på<br />
energiskog och slam från reningsverk som är certifierade enligt RevaQ (www.revaq.se) får spridas till<br />
livsmedelsgrödor med ett års väntetid.<br />
En viktig skillnad mellan humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel, framför allt sådana som är<br />
avsedda för livsmedelsproducerande djur, är att de senare kan påverka små lokala ekosystem i större omfattning<br />
i och med att djuren hålls i stora grupper. Veterinärmedicinska läkemedel hamnar efter passage<br />
genom djurkroppen direkt på betesmark alternativt på åkermark, eventuellt efter passage genom gödselhanteringsanläggning,<br />
och binds i markpartiklar eller rinner av till ytvatten eller grundvatten. För veterinärmedicinska<br />
läkemedel som ges via foder eller sprayas/hälls direkt på djuren finns även risken för spill direkt<br />
till miljön. Det finns även ett litet flöde av veterinärmedicinska läkemedel i form av antibiotika inblandat i<br />
fiskfoder som administreras direkt till vattenmiljön. Det är dock inget stort miljöproblem i Sverige eftersom<br />
fiskodlingsbranschen är liten och förbrukningen bara uppgår till ca 1 – 2 g antibiotika/ton odlad fisk.<br />
För överblivna läkemedel finns rutiner för kassation. Apoteken tar emot alla utgångna och överblivna läkemedel<br />
från allmänheten (öppenvården). Överblivna läkemedel, som inte återlämnas till apoteket, hamnar<br />
antingen i avloppet eller bland hushållssoporna. Inom slutenvården innebär rutinerna i regel att de överblivna<br />
läkemedlen återlämnas till apoteket. Detsamma gäller för veterinärmottagningar.<br />
43
Det finns inga uppgifter på hur stor den totala mängden överblivna läkemedel är. Undersökningar som<br />
gjorts av Apoteket AB i egen regi, eller med hjälp av undersökningsföretag (SIFO, 2004) visar dock att<br />
minst 90 % av sålda läkemedel också används (Gunnarsson, personlig kommunikation). Apoteken skickar<br />
alla överblivna läkemedel till godkända förbränningsanläggningar. För närvarande bränns ca 900 ton insamlat<br />
läkemedelsavfall, inklusive förpackningar, per år.<br />
En studie över återlämnade läkemedel genomfördes i Skåne på samtliga ca 100 apotek under två veckor år<br />
1999. Alla återlämnade läkemedel registrerades och den kvarvarande mängden läkemedel i förpackningarna<br />
uppskattades. Studien visade att drygt 4 % av de läkemedel som sålts (räknat som DDD) lämnades tillbaka<br />
till apoteket. Denna uppgift stämmer bra överens med andra undersökningar som gjorts under 90-talet.<br />
Av de inlämnade förpackningarna kommer ca 96 % från öppenvården, ca 4 % från slutenvård och ca 0,2 %<br />
från veterinärmedicinen. Skåneregionen omfattar ungefär 1/8 av Sveriges befolkning.<br />
Vid förbränningen försvinner den biologiska aktiviteten hos läkemedelssubstansen och därmed den potentiella<br />
risken för miljöpåverkan. Askans sammansättning påverkas sannolikt inte. Risken för miljöpåverkan är<br />
istället knuten till de substanser som hamnar i avloppet och i deponerade hushållssopor och den vidare<br />
spridningen från dessa källor.<br />
Viktiga förlopp i flödet är hur nedbrytningen ser ut i reningsverk och olika recipienter. Den tekniska standarden<br />
på avloppsrening varierar i landet. I alla tätt befolkade områden passerar dock den helt dominerande<br />
delen av avloppet trestegsreningsverk av modern typ. Utsläpp av avloppsvatten med lägre reningsgrad tilllåts<br />
från enskilda hushåll eller mindre samhällen.<br />
Den största skillnaden mellan spridningen i miljön av human- respektive veterinärmedicinska läkemedel<br />
bedöms vara att de senare många gånger går direkt till recipienten utan att först passera någon rening.<br />
3.3.2 Volymer<br />
Den svenska läkemedelsarsenalen innehåller ca 1 200 olika aktiva substanser och ca 1 300 hjälpämnen.<br />
Dessa substanser och hjälpämnen ingår i ca 7 600 olika produkter, varav ca 7 200 är humanläkemedel och<br />
ca 400 är veterinärmedicinska läkemedel.<br />
Någon sammanställning av massflöden (volymer) av läkemedel görs inte idag. De marknadsuppföljningar<br />
som görs exempelvis av Läkemedelsstatistik (LS) är inriktade på värdet och antalet av de sålda produkterna.<br />
För de flesta läkemedel finns en dygnsdos definierad (DDD). Denna dos är den uppskattade genomsnittliga<br />
tillförda dosen per dygn vid användning för läkemedlets huvudindikation och används vid epidemiologiska<br />
studier (WHO, 2002). Läkemedel inom vissa grupper såsom hudläkemedel, infusionsvätskor och veterinärmedicinska<br />
läkemedel kan sakna DDD.<br />
Detta mått är skapat för att jämföra läkemedelsbehandling av människor. Antalet försålda DDD kan ge en<br />
antydan om läkemedlets potential för miljöpåverkan.<br />
I bilaga 8 finns försäljningsstatistik för dygnsdoser för de hundra mest sålda aktiva substanserna år 2002. I<br />
bilaga 9 finns försäljningsstatistik för antal förpackningar för de hundra mest sålda aktiva substanserna i<br />
veterinärmedicinska läkemedel år 2002.<br />
Från Hälso- och sjukvårdsstatistisk årsbok 2002 kan trenderna för försäljningen av huvudgrupperna som<br />
DDD (Defined Daily Dose) utläsas. Utvecklingen när det gäller den totala förbrukningen av alla grupper<br />
redovisas i figur 3.2.<br />
44
Miljoner DDD/år<br />
Figur 3.2. Historik: Läkemedel, miljoner DDD<br />
Jämfört med år 1980 har försäljningen av läkemedel ökat med 95 % räknat som antal DDD. Den största<br />
ökningen ägde rum under 90-talet, därefter kan man se en avmattning i ökningstakten. Samma tendens<br />
gäller, med vissa variationer, för i stort sett alla huvudgrupper.<br />
Vad gäller grupperna "Hud" samt "Ögon/öron" är sannolikt antal DDD överskattat då dessa grupper redovisats<br />
som DDD trots att det i många fall inte är möjligt.<br />
I figur 3.3 redovisas förbrukningen av aktiv substans uttryckt som DDD fördelat per ATC-huvudgrupp.<br />
Uppgift om antal DDD kommer från Apoteket AB:s register. I figuren framgår fördelningen mellan förbrukningen<br />
i öppenvård samt slutenvård. Som framgår är antalet givna doser högre i öppenvården än i slutenvården<br />
för alla huvudgrupper bortsett från ATC-gruppen V (Övrigt). Mängden per dos av ett läkemedel<br />
skiljer mellan olika läkemedel. Någon direkt korrelation finns därför inte mellan summan av DDD för flera<br />
läkemedel och mängden aktiv substans i kg. Observera att grupperna D (Hud) samt S (Ögon/öron) sannolikt<br />
även här är överskattade vad gäller antal DDD.<br />
1000 DDD/år<br />
4500<br />
4000<br />
3500<br />
3000<br />
2500<br />
2000<br />
1500<br />
1000<br />
500<br />
0<br />
10 000 000<br />
1 000 000<br />
100 000<br />
10 000<br />
1 000<br />
100<br />
10<br />
1<br />
1980 1985 1990<br />
År<br />
1996 2001<br />
Hjärta, kretslopp Blod, blodbildande Hud<br />
Urin, könsorg Infektion Rörelseapp.<br />
Centr. Nervsyst. Andning Ögon öron<br />
A B C D G H J L M N P R S V<br />
ATC grupp<br />
Figur 3.3. Förbrukning av aktiva läkemedelssubstanser per ATC grupp i DDD (humanläkemedel)<br />
Registren som förs hos Apoteket AB och Läkemedelsverket kombinerades för att försöka beräkna flödena i<br />
kg, se kapitel 7.<br />
45<br />
Öppenvård Slutenvård
3.4 Miljödata från industrin<br />
Miljödata från industrin efterfrågades för samtliga aktiva läkemedelssubstanser som är godkända i Sverige.<br />
Data som efterfrågades avsåg toxicitet, nedbrytbarhet och bioackumulerbarhet samt kemisk-fysikaliska data<br />
och företagen uppmanades redovisa med vilken metod uppgifterna hade tagits fram (se bilaga 4). Avsikten<br />
var dels att få underlag för miljöfarlighetsbedömning och miljöriskbedömning av utvalda substanser, dels<br />
utvärdera om ytterligare substanser hade miljödata som tyder på behov av miljöriskbedömning. Statistik<br />
över inkomna data redovisas i bilaga 10 .<br />
Humanmedicinska läkemedel<br />
Totalt <strong>rapport</strong>erades uppgifter för 1 106 aktiva substanser av 42 läkemedelsföretag. Av de in<strong>rapport</strong>erade<br />
substanserna hade 26 % uppgifter om bionedbrytningshastigheter. Drygt hälften av värdena (133 av 288)<br />
<strong>rapport</strong>erades i enlighet med FDA:s eller OECD:s riktlinjer. Av de aktiva substanserna hade 19 % någon<br />
typ av in<strong>rapport</strong>erade data om toxicitet för olika alger och 34 % hade någon typ av data om dess toxicitet<br />
för Daphnia. MIC-värden (microorganism inhibition) presenterades för 4,5 % av de aktiva substanserna<br />
och 8 % av substanserna hade någon ytterligare information t.ex. toxicitetsdata för daggmaskar, toxicitetsklassificering<br />
osv. En del utförlig information som varit svår att klassificera hamnade i denna grupp.<br />
Veterinärmedicinska läkemedel<br />
Det inkom också data för 54 aktiva substanser för veterinärt bruk från 3 läkemedelsföretag. Tre av de in<strong>rapport</strong>erade<br />
substanserna hade uppgifter om bionedbrytning. Tre av de aktiva substanserna hade någon typ<br />
av in<strong>rapport</strong>erade data om toxicitet för olika alger, varav ett är ett <strong>rapport</strong>erat värde från litteratur. Fem av<br />
de aktiva substanserna hade någon typ av data om toxicitet för Daphnia. Tre av substanserna hade någon<br />
typ av data om toxicitet för fisk. Inga MIC-värden presenterades för de aktiva substanserna och tre av substanserna<br />
hade någon ytterligare information om toxicitetsdata för olika växtsorter och toxicitetsklassificering.<br />
3.5 Urval av aktiva substanser<br />
Som ett första steg i urvalet av relevanta aktiva läkemedelssubstanser att närmare studera ur miljösynpunkt<br />
gjordes en sammanställning av aktiva substanser med dokumenterad förekomst i miljön (bilaga 6, tabell A).<br />
Data avseende förekomst av aktiva substanser i miljön sammanställdes från studier av översiktsartiklar,<br />
böcker, konferensdokumentation och utredningar från andra länder. I viss begränsad omfattning gjordes<br />
kompletteringar med data ur originalartiklar i vetenskapliga tidskrifter, vilket innebär att tabellen inte är<br />
komplett utan får ses som en exempelsamling.<br />
Ett fortsatt urval gjordes sedan utifrån försäljningsstatistik inom Sverige, uppdelat i human- och veterinärmedicinska<br />
läkemedel. Som mått på humanläkemedelsanvändning användes försäljningsstatistik för<br />
dygnsdoser för de hundra mest sålda aktiva substanserna år 2002, se bilaga 8 . För veterinärmedicinska<br />
läkemedel användes försäljningsstatistik för antal förpackningar för de hundra mest sålda aktiva substanserna<br />
i veterinärmedicinska läkemedel år 2002, se bilaga 9. Inga licenspreparat (läkemedel som inte godkänts<br />
generellt för försäljning men som efter särskilt tillstånd av Läkemedelsverket får förskrivas till enskild<br />
patient) har försålts i så stor mängd att de finns med i denna statistik.<br />
De aktiva substanser som både detekterats i miljön och återfanns bland de 100 mest sålda substanserna på<br />
någon av försäljningslistorna valdes ut för miljöriskbedömning. I några fall valdes aktiva substanser av<br />
andra skäl. I tabell 3.1 framgår vilka trettio substanser som slutligen valdes och skälen till detta. Tre av de<br />
utvalda substanserna, albendazol, ivermektin och tylosin används enbart inom veterinärmedicinen varför<br />
miljöriskbedömning enligt förslaget till riktlinje för humanmedicinska läkemedel ej blir aktuellt för dessa.<br />
Se sammanfattning av veterinärmedicinska problemområden i avsnitt 3.5.<br />
46
Tabell 3.1. Prioritering av 30 aktiva substanser för miljöriskbedömning. Samtliga aktiva substanser har detekterats<br />
i miljön och urval skedde utifrån hög försäljningsvolym eller annan orsak som anges för respektive aktiv<br />
substans.<br />
Substans<br />
Acetylsalicylsyra<br />
ATC-kod<br />
(FASS, 2003)<br />
N02BA01,<br />
QN02BA01,<br />
QC09AA02, B01AC06<br />
Prioriterad<br />
Skäl för<br />
urval Användning<br />
Nej På försäljningslistan (human)<br />
men låg ekotoxicitet och Kow,<br />
lätt nedbrytbar<br />
Albendazol QP52AC11 Ja Eventuella insekticida effekter i<br />
gödsel på betesmark (Naturvårdsverket,<br />
1996)<br />
47<br />
Smärtstillande, inflammationshämmande,<br />
mot<br />
blodpropp<br />
Maskmedel<br />
Atenolol C07AB03 Ja På försäljningslistan (human) Blodtryckssänkande<br />
Betaxolol S01ED02, C07AB05 Nej Ej med på försäljningslista Mot grön starr, blodtryckssänkande.<br />
Bezafibrat C10AB02 Nej Ej med på försäljningslista Blodfettsänkande<br />
Bisoprolol C07AB07 Nej Ej med på försäljningslista Blodtryckssänkande<br />
Bleomycin L01DC01 Nej Ej med på försäljningslista Cellgift<br />
Cimetidin A02BA01 Nej Ej med på försäljningslista Mot magsår<br />
Ciprofloxacin S01AX13 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Cyklofosfamid L01AA01 Ja Cytostatika utpekade som potentiell<br />
miljörisk (Kemikalieinspektionen,<br />
2003)<br />
Dextropropoxifen<br />
N02AC54, N02AC04,<br />
M03BB53<br />
Cellgift<br />
Ja På försäljningslistan (human) Smärtstillande<br />
Diazepam N05BA01 Ja På försäljningslistan (human) Lugnande<br />
Digoxin C01AA05 Nej På försäljningslistan (human)<br />
men låg ekotoxicitet, låg Kow<br />
Hjärtstimulerande<br />
Diklofenak M01AB55, M01AB05 Ja På försäljningslistan (human) Smärtstillande<br />
Diltiazem C08DB Nej Ej med på försäljningslista Blodtryckssänkande<br />
Enalapril C09AA02, QC09AA02 Ja På försäljningslistan (human) Blodtryckssänkande<br />
Erytromycin J01FA01 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Etinylöstradiol G03CA01 Ja Beskrivna effekter på fisk<br />
(Larsson, 2003)<br />
Könshormon<br />
Fenazon N02AC54 Nej Ej med på försäljningslista Smärtstillande, inflammationshämmande<br />
Fenoterol R03AC04 Nej Ej med på försäljningslista Mot astma (luftvägsvidgande)<br />
Fluoxetin N06AB03 Nej Ej med på försäljningslista Mot depression<br />
Furosemid C03CA01 Ja På försäljningslistan (human) Blodtryckssänkande<br />
Gemfibrozil C10AB04 Nej Ej med på försäljningslista Blodfettsänkande<br />
Hydroklortiazid C09AA06, C03EA01,<br />
C09DA06, C09DA04,<br />
C09DA01, C03AA03,<br />
C09BA08, C09BA09,<br />
C09BA02, C09BA05,<br />
C09BA03<br />
Ja På försäljningslistan (human) Blodtryckssänkande<br />
Ibuprofen M01AE01, M01AE51 Ja På försäljningslistan (human) Smärtstillande, inflammationshämmande<br />
Ifosfamid L01AA06 Ja Cytostatika utpekade som potentiell<br />
miljörisk<br />
(Kemikalieinspektionen, 2003)<br />
Cellgift<br />
Indometacin M01AB01 Nej Ej med på försäljningslista Inflammationshämmande<br />
Ivermektin QP54AA01 Ja Insekticida effekter i gödsel på<br />
betesmark<br />
(Naturvårdsverket, 1996)<br />
Mot parasiter<br />
Jomeprol V08AB10 Nej Ej med på försäljningslista Kontrastmedel
Substans<br />
ATC-kod<br />
(FASS, 2003)<br />
Prioriterad<br />
Skäl för<br />
urval Användning<br />
Jopamidol V08AB04 Nej Ej med på försäljningslista Kontrastmedel<br />
Jopromid V08AB05 Nej Ej med på försäljningslista Kontrastmedel<br />
Karbamazepin N03AF01 Nej Ej med på försäljningslista Mot epilepsi<br />
Ketoprofen M01AE03, M02AA10, Ja På försäljningslistan (human) Inflammationshäm-<br />
QM01AE03<br />
mande<br />
Klaritromycin J01FA09 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Kloramfenikol S01AA01, J01BA01,<br />
QS01AA01<br />
Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Klortetracyklin S01AA02 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Kodein M01AE51, N02AA59,<br />
R05DA04, N02AG01,<br />
Nej På försäljningslistan (human)<br />
men förekommer naturligt<br />
48<br />
Smärtstillande<br />
Koffein N02CA72 Nej Ej med på försäljningslista Stimulerande<br />
Metformin A10BA02 Ja På försäljningslistan (human) Mot diabetes<br />
Metoprolol C07FB02, C07AB02 Ja På försäljningslistan (human) Blodtryckssänkande<br />
Naproxen M01AE02 Ja På försäljningslistan (human) Inflammationshämmande<br />
Noretisteron G03AC01, G03DC02 Ja På försäljningslistan (human) Könshormon<br />
Norfloxacin J01MA06 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Oxazepam N05BA04 Ja På försäljningslistan (human) Lugnande<br />
Oxitetracyklin J01AA06, S03CA04,<br />
D06AA03,<br />
QG51AA01,<br />
QJ01AA06<br />
Ja Utpekad som potentiell miljörisk<br />
(Webb, 2001)<br />
Mot bakterieinfektion<br />
Paracetamol N02BE01 Ja På försäljningslistan (human) Smärtstillande, febernedsättande<br />
Propranolol C07AA05 Nej Ej med på försäljningslista Blodtryckssänkande<br />
Ranitidin A02BA02 Ja På försäljningslistan (human) Medel vid magsår<br />
Roxitromycin J01FA01 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Salbutamol R03CA02, R03AK04 Ja På försäljningslistan (human) Mot astma (luftvägsvidgande)<br />
Simvastatin C10AA01 Ja På försäljningslistan (human) Blodfettsänkande<br />
Sotalol C07AA07 Nej Ej med på försäljningslista Blodtryckssänkande<br />
Sulfametoxazol J01EE01 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Sulfasalazin A07EC01 Nej Ej med på försäljningslista Inflammationshämmande<br />
Teofyllin R03DA04 Nej Ej med på försäljningslista Mot astma (luftvägsvidgande)<br />
Terbutalin R03AC03, R03CC03 Ja På försäljningslistan (human) Mot astma (luftvägsvidgande)<br />
Testosteron G03BA03 Nej Ej med på försäljningslista Könshormon<br />
Tetracyklin J01AA07, A01AB13 Ja Uppmärksammats i <strong>rapport</strong> från<br />
Naturvårdsverket<br />
(Naturvårdsverket, 1996)<br />
Mot bakterieinfektion<br />
Timolol C07AA06, S01ED01 Nej Ej med på försäljningslista Blodtryckssänkande,<br />
mot grön starr<br />
Trimetoprim J01EE01, J01EA01 Nej Ej med på försäljningslista Mot bakterieinfektion<br />
Tylosin QJ01FA90 Ja På försäljningslistan (veterinär) Mot bakterieinfektion<br />
Warfarin B01AA03 Ja På försäljningslistan (human) Mot blodpropp<br />
Östradiol G03CA03 Ja På försäljningslistan (human) Könshormon<br />
Östriol G03CA04,<br />
QG03CA04<br />
Ja På försäljningslistan (human) Könshormon
3.5.1 Kompletterande urval av substanser<br />
Att urvalet ovan baserats på substanser detekterade i miljön medför att substanser, för vilka lämpliga analysmetoder<br />
saknas eller substanser, som ej har blivit föremål för analys, inte har miljöriskbedömts i föreliggande<br />
utredning. Alternativa tillvägagångssätt för komplettering av utvalda substanser för miljöriskbedömning<br />
kan vara att leta efter substanser som redan pekats ut i allmänt tillgänglig litteratur, studera kombinationen<br />
av ekotoxicitetsdata, bionedbrytbarhet och potentiell bioackumuleringsförmåga samt att utgå ifrån<br />
ekotoxicitetsdata och studera vilka av de mest toxiska substanserna som ej bryts ned i miljön. Eftersom det<br />
även är önskvärt att kunna avskriva substanser som sannolikt ej är miljöpåverkande borde en liknande strategi<br />
användas för att identifiera substanser med data på låg eller ingen toxicitet och snabb bionedbrytning.<br />
En sammanställning och en grov genomgång av inkomna data gjordes utan att värdera använda testprotokoll,<br />
metod eller känsligaste art. En preliminär bedömning och indelning efter ekotoxicitet, nedbrytbarhet<br />
samt potential för bioackumulering gjordes. Med tanke på läkemedelssubstansers specifika biologiska aktivitet<br />
vore det mest önskvärt att kunna göra denna genomgång med avseende på kronisk ekotoxicitet, helst<br />
med hänsyn tagen till varje substans specifika verkningsmekanism. Då tillgången på kroniska ekotoxicitetsuppgifter<br />
varit låg gjordes indelningen uteslutande efter potential för akuttoxisk påverkan. För vissa<br />
substanser kompletterades bedömningen med litteraturdata.<br />
Observera att nedanstående omdömen är översiktliga och att en grundligare genomgång av data skulle kunna<br />
ge en annan bedömning. På grund av sent inkomna data och parallella delutredningar har materialet<br />
dock inte kunnat ligga till grund för miljöriskbedömningar inom ramen för detta uppdrag.<br />
För 52 humanläkemedelssubstanser <strong>rapport</strong>erades någon form av akut EC50-värde under 1 millig/L<br />
(= mycket giftigt för vattenlevande organismer). Utav dessa 52 substanser återfinns etinylöstradiol och noretisteron<br />
på ovanstående urvalslista för miljöriskbedömning. För 4 av dessa substanser finns även uppgift<br />
om kronisk ekotoxicitet lägre än 1 millig/L. För 30 av dessa substanser (bilaga 11) inkom uppgifter som<br />
tolkades som biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent och för 7 substanser inkom uppgifter som<br />
tolkades som lättnedbrytbar eller potentiell bionedbrytbarhet. För återstående substanser inkom svårtolkade<br />
eller inga uppgifter om bionedbrytning.<br />
För 52 humanläkemedelssubstanser <strong>rapport</strong>erades någon form av EC50-värde > 1 men < 10 millig/L<br />
(= giftigt för vattenlevande organismer). Utav dessa 52 substanser återfinns diklofenak, paracetamol och<br />
östradiol på ovanstående urvalslista för miljöriskbedömning. För 2 av dessa substanser finns även uppgift<br />
om kronisk ekotoxicitet lägre än 1 millig/L. För 26 av dessa substanser (bilaga 11) inkom uppgifter som<br />
tolkades som biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent och för 8 substanser inkom uppgifter som<br />
tolkades som lättnedbrytbar eller potentiell bionedbrytbarhet. För återstående substanser inkom svårtolkade<br />
eller inga uppgifter om bionedbrytning.<br />
För 99 humanläkemedelssubstanser <strong>rapport</strong>erades någon form av EC50-värde > 10 men < 100 millig/L<br />
(= skadligt för vattenlevande organismer). Utav dessa 99 substanser återfinns metoprolol och naproxen på<br />
ovanstående urvalslista för miljöriskbedömning. För en av dessa substanser finns även uppgift om kronisk<br />
ekotoxicitet lägre än 1 millig/L. För 36 av dessa substanser (bilaga 11) inkom uppgifter som tolkades som<br />
biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent och för 7 substanser inkom uppgifter som tolkades som<br />
lättnedbrytbar eller potentiell bionedbrytbarhet. För återstående substanser inkom svårtolkade eller inga<br />
uppgifter om bionedbrytning.<br />
För 29 substanser <strong>rapport</strong>erades data som tyder på att de är mycket giftiga för vattenlevande organismer,<br />
men med avsaknad av bionedbrytningsdata (bilaga 11).<br />
Vid jämförelse av listan över de 100 mest sålda humanläkemedelssubstanserna med de av företagen insända<br />
data rörande bionedbrytning och ekotoxicitet kunde budesonid, esomeprazol, felodipin, flunitrazepam,<br />
omeprazol, paroxetin, zolpidem och zoplikon identifieras som intressanta att gå vidare med. Dessa substanser<br />
har dessutom data som tyder på någon form av ekotoxicitet. Budesonid och zolpidem har även data som<br />
tyder på potential att bioackumulera. Även bromhexin, kandesartan, losartan, pravastatin och trimetoprim<br />
49
har data som tyder på att de ej är lättnedbrytbara. För kandesartan och losartan finns ekotoxicitetsdata men<br />
dessa är ej entydiga (uppgift ges som EC50 > X). Pravastatin har data som tyder på låg ekotoxicitet.<br />
3.5.1.1 Litteraturdata<br />
I den allmänt tillgängliga litteraturen som studerats har följande läkemedelssubstanser pekats ut, antingen<br />
genom en konservativ eller förfinad miljöriskbedömning, eller genom att vara mycket persistenta eller ekotoxiska,<br />
som potentiellt farliga för miljön och därmed intressanta för ytterligare utvärdering (se 3.1.2 samt<br />
bilaga 7): acetylsalicylsyra, amitriptylin, amlodipin, amoxicillin, ciprofloxacin, cypermetrin, diklofenak,<br />
dextropropoxifen, diazepam, dimpylat, dihydrostreptomycin, etinylöstradiol, flumekin, fluoxetin, ibuprofen,<br />
karbamazepin, klortetracyclin, levofloxacin, lomefloxacin, mefenamsyra, norfloxacin, ofloxacin, oxitetracyklin,<br />
oxolinsyra, paracetamol, propranolol, sarafloxacin, sulfadiazin, sulfadimetoxin, sulfametoxazol,<br />
tetracyklin, tiamulin, tioridazin, tylosin och östradiol.<br />
Av dessa återfinns diklofenak, dextropropoxifen, diazepam, etinylöstradiol, ibuprofen, oxitetracyklin, paracetamol,<br />
tetracyklin och östradiol på urvalslistan för miljöriskbedömning (tabell 3.1).<br />
På den svenska marknaden finns ingen godkänd produkt innehållande cypermetrin, dimpylat, flumekin,<br />
klortetracyklin, lomefloxacin, mefenamsyra, oxolinsyra, sarafloxacin eller sulfadimetoxin varför dessa inte<br />
är intressanta för miljöriskbedömning i Sverige.<br />
För acetylsalicylsyra och sulfadiazin inkom uppgift om lättnedbrytbarhet och eventuell påverkan på miljön<br />
av dessa bör därför vara försumbar eller begränsad till utsläppskällornas närområden.<br />
För ciprofloxacin, fluoxetin, sulfametoxazol och tioridazin inkom uppgifter som ej lättnedbrytbar, stabil<br />
eller persistent. För övriga kvarvarande substanser (amitriptylin, amlodipin, dihydrostreptomycin, karbamazepin,<br />
levofloxacin, norfloxacin, ofloxacin, propranolol, sulfadiazin, tiamulin och tylosin) inkom inga<br />
uppgifter om bionedbrytning. Dihydrostreptomycin, sulfadiazin, tiamulin och tylosin används endast inom<br />
veterinärmedicinen och eventuella miljöriskbedömningar bör utföras på produktnivå enligt riktlinjen för<br />
veterinärmedicinska produkter.<br />
3.5.2 Sammanfattning och slutsats<br />
Det har varit omöjligt att inom ramen för detta uppdrag identifiera alla substanser som är intressanta för<br />
miljöriskbedömning. Som tillägg till urvalet beskrivet i 3.4.3. har Läkemedelsverket med hjälp av dokumentation<br />
från läkemedelsindustrin samt litteraturstudier identifierat ytterligare några substanser som är<br />
intressanta för en fortsatt utredning.<br />
I ett första skede bör de substanser som har ekotoxicitetsdata och dessutom återfinns på listan över i Sverige<br />
mest sålda läkemedel och/eller finns dokumenterat detekterade i miljön (budesonid, ciprofloxacin, esomeprazol,<br />
felodipin, flunitrazepam, fluoxetin, omeprazol, paroxetin, sulfametoxazol, tioridazin, zolpidem<br />
och zoplikon) miljöriskbedömas. I förekommande fall bör även mängden av eventuell pro-drug eller farmakologiskt<br />
aktiva metaboliter ingå i bedömningen. Exempelvis metaboliseras enrofloxacin till ciprofloxacin,<br />
varför dessa substanser bör bedömas gemensamt.<br />
Även för de substanser som redovisas som mycket giftiga för vattenlevande organismer (se bilaga 11) och<br />
de substanser som pekats ut i litteraturen borde ytterligare genomgång och utvärdering av data vara värdefull.<br />
De data som saknas bör eftersökas i litteratur eller tas fram genom testning. Därefter bör eventuell<br />
miljöriskbedömning utifrån i Sverige försålda mängder övervägas.<br />
50
3.6 Miljöriskbedömning av aktiva substanser<br />
3.6.1 Allmänt om riktlinjer för miljöriskbedömning<br />
Enligt direktiv 2001/83/EG samt ändring i detta direktiv 2004/27/EG skall en ansökan för godkännande av<br />
en medicinsk produkt för human användning innehålla en miljöriskbedömning. I ”Notice to applicants”<br />
(kommissionen, 2004) framgår att detta krav särskilt gäller för nya aktiva substanser. Det finns ännu ingen<br />
riktlinje för hur en sådan miljöriskbedömning skall utföras. Det finns dock ett förslag till riktlinje (EMEA,<br />
2000) som för närvarande är under bearbetning. Så långt möjligt grundades denna <strong>rapport</strong>s miljöriskbedömningar<br />
på detta förslag till riktlinje.<br />
Miljöriskbedömningen består av två faser. I den första fasen (Fas I) bedöms vilken exponering av miljön<br />
för substansen som förväntas. Substanser som vitaminer, elektrolyter och aminosyror undantas från ytterligare<br />
tester eftersom dessa sannolikt inte innebär någon miljörisk.<br />
Om halten av den i produkten ingående aktiva substansen i vattenmiljön beräknas ligga under 0,01 mikrog/L<br />
anses produkten ej utgöra någon miljörisk och utvärderingen stannar här. Hur man kommit fram till<br />
detta riktvärde är emellertid oklart. Eftersom PEC-värdet för en enskild produkt oftast hamnar under riktvärdet<br />
för vidare miljöriskbedömning finns sällan några fullständiga bedömningar.<br />
I uppskattningen av ”worst case” PEC ingår en statistiskt beräknad marknadspenetrationsfaktor på 1 % som<br />
beräknas vara tillräcklig för 95 % av alla produkter. De substanser som förväntas användas av extremt<br />
många personer (de resterande 5 %) kommer därför konsekvent att undantas ifrån detaljerade ekotoxicitets-<br />
och nedbrytningsstudier.<br />
Beräkningarna innehåller även den maximala dagliga doseringen av en substans. Om man antar att det<br />
finns en korrelation mellan en substans dosering, farmakologiska potens och ekotoxikologiska potens (det<br />
sistnämnda dock inte helt självklart) kommer dessutom de mest potenta substanserna, med låg dosering,<br />
också att undantas ifrån detaljerade ekotoxicitets- och nedbrytningsstudier.<br />
De substanser som löper störst risk att utöva miljöpåverkan är de som används av ett stort antal personer<br />
och samtidigt är mycket biologiskt potenta. Med nuvarande beräkning av ”worst case” halter är det stor risk<br />
att dessa undantas ifrån Fas II studier, se nedan.<br />
Miljöriskbedömning krävs ej vid s.k. förnyat godkännande (då den faktiska förbrukningen är känd) eller<br />
vid Typ II-variation med t.ex. utökad indikation som i praktiken också kan innebära ökad förbrukning.<br />
Sammantaget innebär detta att miljöriskbedömning endast görs i ett initialt steg där faktisk exponering inte<br />
är känd och att man endast tar hänsyn till den uppskattade exponeringen när man beslutar om huruvida<br />
faktiska tester skall genomföras. Detta är naturligtvis inte tillfredsställande ur miljöriskbedömningssynpunkt<br />
eftersom substansernas förmåga att orsaka skada (oberoende av vilken exponering som senare faktiskt<br />
sker), inte blir utredd. Vissa substanser, som hormonstörande ämnen har man dock bestämt skall gå<br />
vidare till Fas II oavsett vilka halter som uppskattas i miljön.<br />
I Fas II samlas information om fysikalisk-kemiska, farmakologiska och toxikologiska egenskaper och bedöms<br />
i förhållande till exponeringen av miljön. Under testningen bedöms vilka specifika tester på substansens<br />
öde i miljön och toxiska effekter i olika typer av ekosystem som är relevanta. Fas II är indelad i två<br />
olika nivåer, A och B. I Fas II, nivå A genereras ett basdataset för substansens öde och effekter i den akvatiska<br />
miljön. Data som tas fram innehåller information om substansens ekotoxiska effekter på olika organismer,<br />
nedbrytbarhet i reningsverk, nedbrytbarhet i akvatisk miljö, sorptionsegenskaper och potential för<br />
bioackumulering.<br />
De data som tas fram används för att:<br />
• bedöma om substansen har egenskaper som gör den till en vPvB (very persistent and very bioaccumulative)<br />
eller en PBT (persistent, bioaccumulative and toxic) substans<br />
• bedöma om terrester exponering via spridning av slam är sannolikt<br />
51
• förfina PEC-värdet för ytvatten.<br />
Om det på nivå A framkommer att det föreligger en akut miljörisk skall riskbedömningen fortsätta på nivå<br />
B. På nivå B skall data på långtidstoxicitet för fisk, alger och Daphnia tas fram. Inga speciella tester anges,<br />
utan hänvisningar till TGD (Technical Guidance Document) ges istället (kommissionen, 2003). TGD är ett<br />
inom EU använt vägledningsdokument till stöd för riskbedömning med avseende på hälsa och miljö inom<br />
ramen för kemikalielagstiftningen.<br />
Om potential för bioackumulering föreligger skall biokoncentrationstester utföras. Akuttoxicitet för metaboliter<br />
skall undersökas och PEC-värdet förfinas med avseende på metabolism och utsöndringsmönster<br />
samt nedbrytning i reningsverk. Om tester på bionedbrytbarhet ej utförts på nivå A måste dessa utföras på<br />
nivå B. Effekter på mikroorganismer och på terrestra organismer skall även utvärderas om tester på nivå A<br />
indikerar att det behövs.<br />
De tester riktlinjen anger för att utvärdera ekotoxicitet måste anses vara otillräckliga för läkemedelssubstanser.<br />
De metoder som huvudsakligen anges är olika test för akuttoxicitet på vattenlevande organismer,<br />
medan metoder för att mäta många andra potentiella effekter, t.ex. reproduktionsstörande och kroniska<br />
effekter, endast efterfrågas vid hög akuttoxicitet. Korrelationen mellan akuttoxicitet och kronisk toxicitet är<br />
svag. Tester som bygger på specifika effekter utifrån substansens biologiska aktivitet nämns ej i riktlinjen.<br />
Läkemedelsverket bevakar det arbete som pågår inom EMEA med att ta fram riktlinjen för miljöriskbedömning<br />
av humanläkemedel. Den preliminära riktlinjen har legat ute för kommentarer vid två tillfällen<br />
och synpunkter liknande de som nämns ovan har framförts från flera håll.<br />
3.6.2 Metodbeskrivning<br />
3.6.2.1 Bestämning av Predicted Environmental Concentration (PEC)<br />
Fas I<br />
I den initiala beräkningen av den förväntade koncentrationen av en substans i ytvatten utgår man ifrån värsta<br />
tänkbara omständigheter (”worst case”). De antaganden som gjorts i utredningen är att:<br />
• alla sålda läkemedel används av konsument<br />
• konsumtionen är jämnt fördelad över året samt över landets 9 miljoner invånare<br />
• allt utsläpp till ytvatten sker via avloppssystem som passerar reningsverk<br />
• ingen bionedbrytning eller retention sker i reningsverket<br />
• ingen metabolism eller eliminering av aktiv substans sker i patienten<br />
Ett ”worst case” PEC-värde för ytvatten beräknades för varje prioriterad aktiv substans med formeln:<br />
DOSEai*Fpen/(WASTEWinhab*DILUTION*100) där<br />
• DOSEai är det maximala dagliga intaget per invånare multiplicerat med en marknadspenetrationsfaktor,<br />
Fpen/100. För nya produkter sätts Fpen till 1 %. DOSEai * Fpen /100 ersattes med det genomsnittliga<br />
dagliga intaget av den aktiva substansen per invånare, beräknat utifrån Apotekets försäljningsstatistik<br />
i Sverige under år 2002.<br />
• WASTEWinhab är utsläppet av avloppsvatten per invånare och dygn. Det angivna standardvärdet på<br />
200 liter användes i beräkningarna.<br />
• DILUTION är utspädningen av avloppsvatten i ytvatten. Det angivna standardvärdet på 10 användes i<br />
beräkningarna.<br />
52
PEC ytvatten vid ”worst case” redovisas i tabell 3.2. Om koncentrationen av substansen vid ”worst case”<br />
beräkningar överstiger 0,01 mikrog/L skall man enligt riktlinjen gå vidare med en fördjupad studie (Fas II).<br />
Samtliga substanser bedömdes enligt Fas II oberoende av utfallet i Fas I.<br />
Fas II<br />
I Fas II nivå A tas vid förfining av PEC-värdet hänsyn till den uppskattade konsumtionen av den aktiva<br />
substansen utifrån hälso- och sjukvårdsstatistik och epidemiologiska data och i nivå B även metabolism i<br />
patienten, nedbrytning i reningsverk samt fördelning mellan slam- och vattenfas i reningsverk.<br />
En förfining enligt nivå B gjordes redan i detta skede. För beräkning av förfinade PEC-värden användes<br />
beräkningsprogrammet Simple Treat 3.1.<br />
Simple Treat 3.1 är en modell för att beräkna hur mycket av en substans som hamnar i vatten respektive i<br />
slam och luft vid passage genom ett modernt trestegsreningsverk. Denna modell har utvecklats av Rijksinstituut<br />
voor Volksgezondheit en Milieu (RIVM), Holland. Simple Treat 3.1 är byggt på beräkningsmodeller<br />
som anges i TGD (kommissionen, 2003).<br />
Olika miljö- och recipientparametrar<br />
Merparten av humanläkemedel som konsumeras i Sverige hamnar slutligen i kommunala avlopp. För att<br />
kunna utgå från ett realistiskt "worst case"-scenario ur ett svenskt perspektiv söktes ett område med tät<br />
befolkning och koncentrerade utsläpp. Dessutom måste avlopp och reningsverk såväl som recipient vara<br />
väl dokumenterade vad gäller flöden och övriga tekniska förhållanden. Mot denna bakgrund valdes Storstockholmsområdet.<br />
Här är sammanlagt 1,5 miljoner människor anslutna till ett avloppssystem som leder<br />
vattnet via tre reningsverk till tre utsläppspunkter i skärgården, Käppalaverket med 534 000 anslutna personer,<br />
Henriksdals reningsverk med 695 000 anslutna och Bromma reningsverk med 286 000 anslutna<br />
(Stockholm Vatten, 2004 respektive Käppalaförbundet, 2004).<br />
Det sammanlagda flödet från de tre reningsverken är i genomsnitt ca 560 000 kubikmeter/dygn; Käppalaverket<br />
200 000 kubikmeter/dygn, Henriksdals reningsverk 241 000 kubikmeter/dygn och Bromma reningsverk<br />
123 000 kubikmeter/dygn.<br />
Specifika indata till Simple Treat-modellering<br />
Det finns behov av ett antal fysikalisk-kemiska data för att göra beräkningar i Simple Treat 3.1. Nödvändiga<br />
uppgifter innefattar substansens molekylvikt, Kow, ångtryck, vattenlöslighet, syra- och baskonstanter. I<br />
första hand användes insända data från läkemedelsföretagen. Vid databrist användes QSAR-beräkningar<br />
med EPI Suite 3.11 (EPA, 2003) och i sista hand programmets standardvärden.<br />
QSAR - med QSAR kan man uppskatta ett betydande antal fysikaliska egenskaper utifrån ett ämnes molekylstruktur.<br />
Det går även att använda sig av experimentella värden som indata för att få noggrannare beräkningar.<br />
EPI Suite - är en sammanställning av QSAR-beräkningsprogram för t. ex. beräkning av log Kow, BCF,<br />
Henrys konstant, vattenlöslighet, flyktighet, Koc, hastighet för autooxidation i atmosfären, smältpunkt och<br />
kokpunkt. EPI Suite tillhandahålls kostnadsfritt av U.S. Environmental Protection Agency (EPA).<br />
Förutom dessa data tillkommer uppgifter om väderförhållanden och om reningsverkens tekniska standard.<br />
Samtliga tre reningsverk i studien är trestegsreningsverk med ett mekaniskt reningssteg, ett biologiskt reningssteg<br />
med luftning och slamavskiljning samt ett kemiskt reningssteg med fällning av i första hand fosfater<br />
och slamavskiljning. Då detta är den typ av reningsverk som Simple Treat 3.1 är framtaget för, kan<br />
användning av standardvärden givna i programmet antas vara acceptabelt.<br />
Använda värden:<br />
• genomsnittlig lufttemperatur på 15°C (standardvärde)<br />
53
• vindhastighet på 3 m/s (standardvärde)<br />
• en slamtillförsel på 0,15 kg BOD kgdwt -1 d -1 (förinställt värde som automatiskt ger uppehållstider och<br />
sedimentationshastighet)<br />
Specifika uppgifter:<br />
• genomsnittlig vattentemperatur på 10°C (uppgift från berörda reningsverk)<br />
• luftning sker med genombubbling (uppgift från berörda reningsverk)<br />
• avloppsvattenflödet per person och dygn sattes till 375 L för Käppalaverket, 347 L för Henriksdals<br />
reningsverk respektive 430 L för Bromma reningsverk.<br />
• tillförsel av aktiv substans<br />
• nedbrytningshastigheter i reningsverk<br />
Mängden till avloppsvattnet tillförd aktiv substans räknades som den totala försäljningen per dag och antal<br />
invånare anslutna till respektive reningsverk multiplicerat med den andel aktiv substans som efter metabolism<br />
i kroppen beräknas utsöndras inklusive den andel metaboliter för vilka tydliga ekotoxikologiska uppgifter<br />
saknades.<br />
I tabell 3.2 redovisas försålda mängder för respektive aktiv substans år 2002 samt de till avloppsvattnet<br />
tillförda beräknade andelarna. Observera att dessa andelar kan skilja sig ifrån faktiskt utsöndrade andelar<br />
aktiv substans p.g.a. konservativa antaganden.<br />
Hänsyn togs även till biologisk nedbrytbarhet i de fall dessa uppgifter förelåg. Simple Treat 3.1 utgår från<br />
att specifika nedbrytbarhetsdata ger bestämda nedbrytningshastigheter i reningsverk. Lätt nedbrytbar ger en<br />
hastighetskonstant på 1 tim -1 , potentiell bionedbrytbarhet ger en hastighetskonstant på 0,1 tim -1 och övriga<br />
sätts till noll. Dessa antaganden är baserade på ett mycket begränsat underlag vilket medför en stor osäkerhet<br />
i beräkningarna.<br />
Samtliga substanser, med undantag för paracetamol, fick hastighetskonstanten noll antingen p.g.a. avsaknad<br />
av bionedbrytbarhetsdata eller uppgift om ”ej lättnedbrytbarhet”.<br />
Paracetamol hade uppgifter om potentiell bionedbrytbarhet och fick därför hastighetskonstanten 0,1 tim -1 .<br />
Utdata från Simple Treat 3.1 utgörs av förväntad koncentration av den aktiva substansen i det utgående<br />
avloppsvattnet.<br />
För att kunna göra en förfinad beräkning av PEC-värdet för ytvatten måste även utspädningen av avloppsvattnet<br />
i en vattenrecipient beräknas på ett realistiskt sätt. Utsläpp från reningsverken späds i skärgårdsvattnet<br />
vars huvudsakliga tillskott kommer från utloppet ur Mälaren. Detta vatten är givetvis också belastat<br />
med läkemedelsrester från de ca 1 miljon människor som levererar avloppsvatten till Mälaren. Kunskap<br />
saknas om vad som händer med dessa läkemedelsrester under uppehållstiden i Mälaren där de utsätts för<br />
ljus, binds till sediment, tas upp i levande organismer och i större eller mindre utsträckning bryts ner. Halten<br />
av substans i det vatten som avloppsvattnet späds ut i betraktades därför som noll.<br />
De samlade utsläppen från de tre reningsverken (560 000 kubikmeter/dygn) späds ut i 14 miljoner kubikmeter/dygn<br />
(genomsnittligt utflöde ur Mälaren (Mälarens Vattenvårdsförbund, 2004)) av vatten utan betydelsefulla<br />
halter av läkemedelsrester vilket ger en utspädningsfaktor på 25.<br />
3.6.2.2 Bedömning av terrester exponering via spridning av slam<br />
Enligt riktlinjens Fas II, Nivå A skall en bedömning av substansens fördelning mellan vattenfasen och<br />
slammet i reningsverket beskrivas med adsorptionskoefficienten Koc. Man antar att substanser med höga<br />
Koc värden kvarhålls i slammet i reningsverket och kan nå den terrestra miljön via spridning av slam. Om<br />
Koc värdet överstiger 10 000 L/kg skall ytterligare tester på öde och effekter i den terrestra miljön utföras<br />
enligt Nivå B.<br />
54
När experimentella värden på Koc för de prioriterade aktiva substansernas inte fanns tillgängliga beräknades<br />
dessa med hjälp av molekylstruktur och Kow, när detta fanns tillgängligt, i QSAR-programmet EPI Suite<br />
3.11 (EPA, 2003) (se bilaga 13).<br />
3.6.2.3 Bestämning av Predicted No Effect Concentration (PNEC)<br />
I Fas II, Nivå A skall ekotoxiska effekter i akvatisk miljö studeras med ett standardbatteri av akuttoxicitetstester<br />
på fisk, Daphnia , alger och mikroorganismer. Ett PNEC-värde tas fram genom division med lämplig<br />
säkerhetsfaktor. I Fas II, Nivå B kan ytterligare tester användas för att förfina PNEC-värdet.<br />
När data funnits tillgängliga för de prioriterade aktiva substanserna togs specifika PNEC-värden fram utifrån<br />
uppgifter om akut eller kronisk toxicitet. Det lägsta av företagen angivna eller i litteraturen funna<br />
LC50-, EC50- eller IC50-värdet valdes och dividerades med säkerhetsfaktorn 1 000 vid korttidstester. När ett<br />
långtids NOEC-värde för den känsligaste arten fanns användes detta värde med en säkerhetsfaktor 100 och<br />
om långtids NOEC för två trofiska nivåer fanns användes en säkerhetsfaktor 50 samt om långtids NOEC<br />
för tre trofiska nivåer fanns användes en säkerhetsfaktor 10. De beräknade PNEC-värdena redovisas i tabell<br />
3.2. Se bilaga 7 och 12 samt avsnitt 3.5.3 för utförligare upplysning om tillgången på toxicitetsdata för de<br />
specifika substanserna.<br />
3.6.2.4 Bedömning av potentiell miljörisk<br />
Bedömning av potentiell miljörisk grundar sig på riskkvoten PEC/PNEC där värden ≥ 1 anger ”potentiell<br />
miljörisk” medan värden < 1 anger ”ej potentiell miljörisk”. I de fall där PEC-värdet överstiger riktvärdet<br />
för grundligare studier (0,01 mikrog/L) och toxicitetsdata saknas har risk för påverkan på den akvatiska<br />
miljön ej kunnat uteslutas utan tillgång till ytterligare information.<br />
3.6.3 Resultat och diskussion – humanläkemedel<br />
Generellt sett gäller att uppgifter om bionedbrytning, bioackumulation och ekotoxicitet för metaboliter<br />
saknas. Istället grundas bedömningarna på antaganden om att det till stor del är de aktiva modersubstanserna<br />
som återfinns i miljön. För att kunna göra mer relevanta bedömningar av substansernas förmåga att orsaka<br />
påverkan på miljön samt identifiera vilka aktiva substanser som skulle behöva ytterligare data krävs<br />
mer uppgifter om metaboliterna.<br />
I tabell 3.2 redovisas de beräknade ”worst case” värdena för PEC-ytvatten, PEC-värden i utgående avlopp<br />
beräknat med Simple Treat 3.1 samt de slutliga, sammanlagda, förfinade värdena för PEC-ytvatten efter<br />
utspädning. Även riskkvoter (PEC/PNEC) samt initial bedömning av miljörisk utifrån erhållen riskkvot,<br />
potentiell bioackumulering samt beräknad affinitet till slam/jord återfinns i tabell 3.2.<br />
De koncentrationer som vid ”worst case” uppnåddes i ytvatten ligger mellan 0,001 och 64 mikrog/L. Av<br />
dessa hade endast paracetamol, metformin och ibuprofen PEC-värden över 10 mikrog/L och ketoprofen<br />
strax under. Av resterande substanser hade 5 PEC-värden i intervallet 1 – 3, 14 i intervallet 0,01 – 1, samt 5<br />
under 0,01. Av de substanser som understeg 0,01 mikrog/L är tre könshormoner och två cytostatika. Enligt<br />
Läkemedelsverkets erfarenhet är det mycket sällan det redovisas ”worst case” PEC-värden över 0,01 mikrog/L<br />
i ansökan om godkännande för nya läkemedel. Detta belyser vikten av att följa upp användningen av<br />
nya aktiva substanser och att uppdatera genomförda miljöriskbedömningar på substansnivå.<br />
Vid förfinade beräkningar som, vid tillgängliga uppgifter, tog hänsyn till metabolism i kroppen, nedbrytning<br />
i reningsverk och utspädning i den aktuella recipienten hamnade de predikterade koncentrationerna i<br />
intervallet 0,0002 – 13 mikrog/L. Även då låg paracetamol högst, följd av ketoprofen och metformin, på<br />
värden strax över 1 och 14 st substanser låg i intervallet 0,01 – 1, men med förskjutning mot de lägsta värdena.<br />
Elva substanser hade ett PEC-värde under 0,01 mikrog/L. De substanser som hade de lägsta predikterade<br />
koncentrationerna var även i detta fall könshormonerna.<br />
55
Beräkningarna grundar sig på genomsnittliga vattenströmningsförhållanden i de tätt befolkade områdena<br />
där avloppsvatten släpps ut. Under de perioder sommartid som vattenflödena är låga kan halterna utanför<br />
de studerade reningsverken tillfälligtvis sannolikt bli betydligt högre. Sannolikt går det även att hitta platser<br />
i Sverige där avlopp släpps ut i små vattendrag och där resthalterna av läkemedel lokalt kan bli högre.<br />
Eftersom det antagits att alla substanser konsumeras jämt över hela landet finns också risken att lokala<br />
koncentrationer av vissa substanser, och därmed också potentiell miljörisk, har underskattats. Detta gäller<br />
främst läkemedel som i huvudsak används på sjukhus, t.ex. cytostatika, som skulle kunna utöva lokal påverkan<br />
på miljön i sjukhusets avloppsvatten, reningsverk och i den lokala recipienten.<br />
I bilaga 12 ges en uppfattning om hur omfattande tillgången på data från företag och databaser varit rörande<br />
nedbrytning och bioackumulation samt uppgifter om vilken typ av ekotoxicitetsdata företagen gjort tillgängliga.<br />
De ekotoxicitetsdata som miljöriskbedömningarna baseras på är dels data från företag, dels litteraturuppgifter<br />
(bilaga 7). Akuttoxicitetsvärdena för de bedömda substanserna varierade kraftigt, från några<br />
mikrog/L för antibiotika i alger till > 1 000 millig/L för ett par av substanserna i fisk. Tillgången på kroniska<br />
toxicitetsdata och därmed möjligheten att reducera säkerhetsfaktorn vid beräkning av PNEC-värden var<br />
liten. De beräknade PNEC-värdena varierade mellan 0,00002 och 984 mikrog/L (tabell 3.2). De substanser<br />
som hade de lägsta PNEC-värdena var könshormonerna.<br />
Vid uträkning av potentiell akvatisk miljörisk enligt PEC/PNEC för de 27 utvalda substanserna bedöms<br />
etinylöstradiol, paracetamol, östradiol och östriol kunna utgöra en potentiell risk för den akvatiska miljön<br />
med dagens användningsmönster. För paracetamol skiljer sig de i miljön faktiska uppmätta halterna (bilaga<br />
6) från utredningens beräknade halter.<br />
För paracetamol finns en <strong>rapport</strong>erad maxhalt på 6,0 mikrog/L i utloppet ifrån ett reningsverk. Det är betydligt<br />
lägre (50 ggr) än halterna i utloppen beräknade med Simple Treat 3.1 och hälften av vad det förfinade<br />
PEC-värdet för ytvatten visade. Paracetamol underkänns i tester för lättnedbrytbarhet med liten marginal<br />
men anses vara potentiellt bionedbrytbart med relativt snabb nedbrytning i aktivt slam. Akuttoxiska data<br />
finns för fisk, invertebrater och alg med Daphnia som den känsligaste arten. Uppgifter om kronisk toxicitet<br />
saknas. Eventuella miljöeffekter orsakade av paracetamol måste anses vara små. De låga halterna bör bekräftas<br />
med mätningar av halter i svenska recipienter.<br />
Det finns i litteraturen uppgifter på halter i utgående svenskt avloppsvatten för etinylöstradiol och östradiol<br />
(0,0045 och 0,0011 mikrog/L). För etinylöstradiol stämmer detta värde relativt bra med resultatet i Simple<br />
Treat-beräkningar medan halten av östradiol överskattas med två tiopotenser. Detta beror antagligen på att<br />
nedbrytningen av östradiol är snabbare än vad som antas i modellen. De förfinade PEC-värdena för ytvatten<br />
hamnade inom de intervall som finns uppmätta i ytvatten (östradiol < 0,0003 – 0,0055 mikrog/L och<br />
etinylöstradiol < 0,0001 – 0,0043 mikrog/L) vilket tyder på att dessa substanser faktiskt kan uppnå halter<br />
vid vilka de utgör en potentiell miljörisk, även om dessa mätningar ej är ifrån Sverige. Även om riskkvoten<br />
för östradiol minskas med två tiopotenser kan risk för miljöpåverkan ej uteslutas.<br />
De ekotoxikologiska data som användes i uträkningen av PNEC för östradiol baserades på induktion av<br />
vitellogenin hos regnbågslaxhannar. I dagsläget finns ingen säker koppling mellan induktion av vitellogenin<br />
och eventuella långsiktiga effekter på populationsnivå. Data finns även på skev könsfördelning och<br />
förändrade inre könsorgan vid exponering av ytterligare en fiskart (Japansk risfisk) från kläckning och 90<br />
dagar framåt. Ett NOEC-värde på 0,0004 mikrog/L ges för denna effekt. Med en säkerhetsfaktor på 50 ger<br />
det ett PNEC-värde på 0,000008 och en PEC/PNEC kvot på 450 vilket stärker bedömningen att risk för<br />
påverkan på miljön föreligger .Om man väljer att bortse ifrån dessa östrogena effekter och utgår ifrån<br />
NOEC för reproduktion i Daphnia magna med en säkerhetsfaktor på 100 fås ett PNEC-värde på 1,39 mikrog/L<br />
och en PEC/PNEC kvot på 0,0026. Det har ej funnits tillgång till data på exempelvis reproduktionsstörning<br />
i fisk exponerade under en hel livscykel, vilket kan anses som en mer ekologisk relevant effekt att<br />
basera en miljöriskbedömning på. Dessutom förekommer kraftigt skilda uppgifter om nedbrytning, från<br />
persistent till fullständig nedbrytning. Dessa tvetydiga uppgifter gör det svårt att bedöma risken för miljöpåverkan<br />
av östradiol.<br />
56
För etinylöstradiol finns litteraturuppgifter på påverkan på tillväxt och sexuell utveckling vid exponering<br />
under hela livscykeln för en fiskart (Pimephales promelas). Ett generellt NOEC-värde för ett flertal observerade<br />
effekter anges till 0,001 mikrog/L. Eftersom tillgång till två kroniska NOEC-värden finns kunde en<br />
säkerhetsfaktor på 50 användas i bedömningen. PNEC-värdet blir i detta fall 0,00002 mikrog/L och<br />
PEC/PNEC kvoten 10, vilket tyder på potentiell risk för miljöpåverkan. Data finns även för förändringar på<br />
inre könsorgan på Japansk risfisk vid exponering från kläckning och 90 dagar framåt (LOEC = 0,00003<br />
mikrog/L). Inget NOEC-värde ges i denna studie eftersom lägsta testkoncentrationen påverkade testikelvävnaden.<br />
Dessa data stärker bedömningen att etinylöstradiol har potential att påverka miljön.<br />
Även för östriol finns uppgifter om påverkan på inre könsorgan i Japansk risfisk med ett angivet NOECvärde<br />
på 0,075 mikrog/L. Eftersom alla övriga data saknas måste en säkerhetsfaktor på 100 användas i<br />
miljöriskbedömningen. Det ger ett PNEC-värde på 0,00075 samt en PEC/PNEC kvot på 1,6. Denna beräkning<br />
är p.g.a. den höga säkerhetsfaktorn orealistisk varför framtagande av ytterligare data rekommenderas.<br />
Östradiol, östriol och etinylöstradiol har effekter som ansluter till i miljön väl dokumenterade östrogena<br />
effekter i form av framförallt störningar på könsutvecklingen hos fisk (Larsson, 2003, Metcalfe et al.,<br />
2001). Eftersom denna typ av effekter orsakas av en rad substanser med östrogen verkan är det svårt att<br />
knyta en specifik observation i miljön till en enskild substans. Det är också svårt att säga hur mycket exponeringen<br />
för östradiol, östriol och etinylöstradiol bidrar till den totala exponeringen för hormonstörande<br />
ämnen i den akvatiska miljön. För naturliga hormoner går det heller inte att med säkerhet bedöma hur stor<br />
andel av uppmätta halter som kommer ifrån läkemedelsanvändning. Östradiol är ett naturligt östrogen, som<br />
finns hos alla kvinnor under deras menscykel och under graviditet, men som också används som läkemedel<br />
vid östrogenbehandling i klimakteriet. Östriol är en naturligt förekommande metabolit till östradiol. Etinylöstradiol<br />
är däremot ett syntetiskt östrogen, som förekommer i alla kombinerade p-piller, liksom i depot-<br />
plåstret EVRA och vaginalringen NuvaRing.<br />
Som Läkemedelsverket tidigare har uppmärksammat kan beredningsformen av ett läkemedel ha betydelse<br />
för dess potential att påverka miljön (Larsson, 2003). Antikonceptionsläkemedlen EVRA (depotplåster) och<br />
NuvaRing (vaginalring) innehåller etinylöstradiol. Ett EVRA-plåster som doseras en gång per vecka innehåller<br />
två till fyra gånger mer etinylöstradiol än en veckas förbrukning av perorala kombinerade antikonceptionsmedel.<br />
NuvaRing som doseras en gång var fjärde vecka innehåller ännu mer. Det mesta östrogenet<br />
finns kvar i dessa preventivmedel då de har använts. Om de inte destrueras på lämpligt sätt finns det därför<br />
en risk att resterande etinylöstradiol kommer ut i miljön och förstärker de östrogena effekter som redan<br />
finns av andra skäl.<br />
Med tanke på uppgifterna om persistens eller ”ej lättnedbrytbarhet” som inkom, samt <strong>rapport</strong>er om potentiell<br />
bioackumulation (Larsson et al, 1999) för östradiol och etinylöstradiol bör faktiska halter mätas i svenska<br />
recipienter. Av särkilt intresse är mätningar i ytvatten för att få en uppfattning om utspädning samt<br />
spridning i miljön.<br />
Cyklofosfamid, dextropropoxifen, diazepam, enalapril, furosemid, hydroklorotiazid, ifosfamid, metformin,<br />
metoprolol, naproxen, ranitidin, salbutamol, terbutalin och warfarin bedöms genom sina PEC/PNEC-kvoter<br />
ej kunna utgöra en akut risk för akvatisk miljö.<br />
Dock saknas akuttoxicitetsuppgifter för fisk och alg för dextropropoxifen, diazepam och salbutamol vilket<br />
medför en osäkerhet i uppskattningen av eventuell miljörisk. De i litteraturen förekommande uppgifterna<br />
på EC50 i Daphnia för diazepam skiljer sig åt. Den uppgift som ger det lägsta PNEC-värdet användes trots<br />
att uppgift saknas om hur lång tids exponering det gäller. Akuttoxicitetsuppgifter för alg saknas även för<br />
cyklofosfamid, enalapril, ifosfamid, metformin och warfarin. För cyklofosfamid och ifosfamid finns enbart<br />
NOEC-värden för akuttoxicitet i fisk och Daphnia. Dessa data användes i beräkningarna med en säkerhetsfaktor<br />
på 1 000 trots att den akuta miljörisken då blir överskattad. För furosemid och hydroklorotiazid finns<br />
uppgifter om toxicitet ”större än” vilket medför att den känsligaste organismen ej identifierats och att risken<br />
kan vara överskattad även för dessa substanser.<br />
Noretisteron bedöms inte genom sin PEC/PNEC-kvot utgöra någon akut risk för akvatisk miljö. Akuttoxicitetsuppgifter<br />
saknas emellertid för fisk. Eventuella uppgifter om hormon- och reproduktionsstörande<br />
57
långtidseffekter saknas även. Noretisteron är ett syntetiskt gestagen, som förekommer i vissa kombinerade<br />
p-piller, och skulle möjligen kunna aromatiseras till etinylöstradiol av mikroorganismer i avloppsvatten<br />
(Sih et al, 1967). Eftersom noretisteron dessutom är ej lättnedbrytbart och potentiellt bioackumulerande kan<br />
risk för långsiktig miljöpåverkan ej uteslutas utan tillgång till ytterligare data.<br />
Diklofenak och ibuprofen bedöms inte heller genom sina PEC/PNEC-kvoter utgöra någon akut risk för<br />
akvatisk miljö. Tvetydiga uppgifter förekommer dock för log Kow för båda substanserna. Vid en konservativ<br />
behandling av tillgängliga uppgifter bedöms de därför som potentiellt bioackumulerande. En närmare<br />
granskning av log Kow vid miljömässigt relevanta förhållanden eller framtagande av biokoncentrationsfaktorer<br />
kan ge en annan bedömning.<br />
För diklofenak finns i litteraturen NOEC-värden för reproduktion eller toxicitet för tidiga livsstadier för<br />
minst tre trofiska nivåer vilket ger en säkerhetsfaktor 10. Den känsligaste organismen är ett kräftdjur (Ceriodaphnia<br />
dubia) med ett NOEC på 1,0 millig/L, vilket användes i beräkningen av PNEC.<br />
Oxitetracyklin och tetracyklin bedöms ej utgöra en akut miljörisk för det område som avloppsvattnet späds<br />
ut i. Den för oxitetracyklin och tetracyklin känsligaste organismen är en blågrön alg/cyanobakterie. Det är<br />
inte förvånande att den typen av organism uppvisar känslighet för antibiotika. Andra algarter är 10 – 40<br />
gånger mindre känsliga för samma antibiotika. Ekotoxicitetsuppgifter för mikroorganismer saknas. En<br />
potentiell risk för påverkan på mikroorganismer i reningsverk och avloppsvatten kan ej uteslutas.<br />
För atenolol, ketoprofen och oxazepam saknades ekotoxicitetsdata, vilket omöjliggjorde fullständiga miljöriskbedömningar.<br />
Risk för miljöpåverkan kan ej uteslutas utan ytterligare ekotoxicitetsstudier.<br />
För simvastatin saknades ekotoxikologiska data vid miljöriskbedömningstillfället. Emellertid inkom kompletterande<br />
data i ett sent skede av utredningen. Simvastatin metaboliseras i kroppen till sin farmakologiskt<br />
aktiva form och 55 % av dosen beräknas utsöndras i farmakologiskt aktiv form. Den utsöndrade delen av<br />
modersubstansen (simvastatin) genomgår i vattenmiljö snabb hydrolys till den farmakologiskt aktiva formen<br />
vilket innebär att väldigt lite simvastatin når reningsverken och än mindre når ytvattnet. Uppgifter om<br />
övriga utsöndrade inaktiva metaboliters eventuella återaktivering i miljön ges ej. En miljöriskbedömning av<br />
simvastatin bör således baseras på data för den aktiva formen. Data för denna visar att den ej är lättnedbrytbar,<br />
ej har potential för bioackumulering samt ej beräknas anrikas i slam eller jord. Akuttoxicitetsuppgifter<br />
finns för fisk, hinnkräfta och grönalg. En fullständig miljöriskbedömning av simvastatins aktiva metabolit<br />
utförd enligt en tidigare version av riktlinjen, med Sverige som ”worst case” område visade att användningen<br />
av simvastatin ej utgör någon miljörisk varken för akvatisk eller terrester miljö. Den aktuella<br />
PEC/PNEC kvoten understeg 1 med stor marginal vilket innebär att även om samtliga metaboliter antas<br />
vara lika toxiskt potenta som den farmakologiskt aktiva substansen skulle nuvarande användning av simvastatin<br />
ej medföra någon risk för akut påverkan på miljön.<br />
För atenolol <strong>rapport</strong>eras i litteraturen ett NOEC på 1 millig/L och ett LOEC på 10 millig/L för det sötvattenslevande<br />
nässeldjuret Hydra vulgaris. Dessa uppgifter tyder på att atenolol ej har någon hög potential<br />
för akut miljöpåverkan, men är inte tillräckligt utförliga för att kunna användas i miljöriskbedömningen.<br />
Ekotoxicitetsdata för andra arter (fisk, kräftdjur, alger) saknas. För ketoprofen finns i litteraturen modellerade<br />
ekotoxicitetsdata (ECOSAR) samt uppgifter om toxicitet i bakterier vilka ej användes i miljöriskbedömningen.<br />
58
Tabell 3.2. PEC-värden (Predicted Environmental Concentration) och PNEC-värden (Predicted No Effect Concentration) för de prioriterade läkemedelssubstanserna samt beräknade<br />
riskkvoter. Observera att tabellen endast återger en konservativ bedömning av miljörisker utifrån erhållen riskkvot, potentiell bioackumulering samt affinitet till slam/jord. En<br />
diskussion kring datatillgång och utförligare tolkning av den potentiella miljörisken ges i texten.<br />
Br = Bromma reningsverk, He = Henriksdals reningsverk, Kä = Käppalaverket<br />
Substans<br />
Såld<br />
mängd<br />
2002 (kg)<br />
Antal godkändaprodukter<br />
(2004-07-09)<br />
Beräknad<br />
andel till<br />
avloppsvattnet<br />
1 (%) Funktion<br />
PEC ytvatten<br />
(worst case)<br />
(mikrog/L)<br />
59<br />
Beräknad<br />
halt i utlopp<br />
(mikrog/L)<br />
Atenolol 4 500 19 100 Betablockerare 0,68 3,2 Br<br />
4,0 He<br />
3,7 Kä<br />
Cyklofosfamid <br />
Dextropropoxifen<br />
26 2 20 Cytostatika 0,0038 0,01 Br<br />
0,01 He<br />
0,01 Kä<br />
1 800 7 100 Smärtstillande,<br />
Analgetikum<br />
0,27 17 Br<br />
21 He<br />
19 Kä<br />
Diazepam 183 13 100 Lugnande medel 0,27 0,13 Br<br />
0,16 He<br />
0,14 Kä<br />
Diklofenak 3 960 38 100 Antiinflammatorisk,<br />
Analgetikum<br />
Enalapril 1 200<br />
Etinylöstradiol<br />
2<br />
0,60 1,1 Br<br />
1,3 He<br />
1,2 Kä<br />
67 100 ACE-hämmare 0,18 0,85 Br<br />
1,1 He<br />
0,98 Kä<br />
6,4 42 100 Könshormon 0,001 < 0,005 Br<br />
< 0,005 He<br />
< 0,005 Kä<br />
Furosemid 6 960 25 100 Vätskedrivande 1,1 4,9 Br<br />
6,1 He<br />
5,6 Kä<br />
PEC ytvatten<br />
(förfinat)<br />
(mikrog/L)<br />
PNEC<br />
(mikrog/L)<br />
0,14 Data<br />
saknas<br />
PEC/<br />
PNEC Initial bedömning<br />
Data<br />
saknas<br />
Risk för akvatisk miljö kan ej<br />
uteslutas. Bör ej utgöra risk<br />
för terrester miljö<br />
0,0004 984 0,0000004 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,76 5.4 0,14 Ej risk för akvatisk miljö. Risk<br />
för terrester miljö kan ej uteslutas<br />
0,006 4,3 0,0014 Ej risk för akvatisk miljö. Risk<br />
för terrester miljö kan ej uteslutas<br />
0,048 100 0,00048 Ej risk för akvatisk miljö men<br />
potentiellt bioackumulerande<br />
Bör ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,04 346 0,00012 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,0002 0,00002 10 Risk för akvatisk miljö 2 . Bör ej<br />
utgöra risk för terrester miljö<br />
0,22 100 0,0022 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö
Substans<br />
Hydroklorotiazid<br />
Såld<br />
mängd<br />
2002 (kg)<br />
Antal godkändaprodukter<br />
(2004-07-09)<br />
Beräknad<br />
andel till<br />
avloppsvattnet<br />
1 (%) Funktion<br />
PEC ytvatten<br />
(worst case)<br />
(mikrog/L)<br />
60<br />
Beräknad<br />
halt i utlopp<br />
(mikrog/L)<br />
1 770 102 100 Vätskedrivande 0,27 1,2 Br<br />
1,5 He<br />
1,4 Kä<br />
Ibuprofen 68 200 25 100 Analgetikum<br />
Antiinflammatorisk<br />
10 0,28 Br<br />
0,33 He<br />
0,31 Kä<br />
Ifosfamid 12 1 20 Cytostatika 0,0019 0,01 Br<br />
0,01 He<br />
0,01 Kä<br />
Ketoprofen 62 700 27 85 Antiinflammatorisk 9,6 37 Br<br />
46 He<br />
42 Kä<br />
Metformin 81 900 16 100 Diabetesmedel 12 29 Br<br />
36 He<br />
33 Kä<br />
Metoprolol 18 900 55 100 Betablockare 2,7 0,67 Br<br />
0,83 He<br />
0,77 Kä<br />
Naproxen 13 700 17 100 Antiinflammatorisk 2,1 9,7 Br<br />
12 He<br />
11 Kä<br />
Noretisteron 50 34 100 Könshormon 0,0082 0,03 Br<br />
0,04 He<br />
0,04 Kä<br />
Oxazepam 642 8 100 Lugnande medel 0,099 0,45 Br<br />
0,56 He<br />
0,52 Kä<br />
Oxitetracyklin 293 17 100 Antibiotika 0,044 0,19 Br<br />
0,24 He<br />
0,22 Kä<br />
PEC ytvatten<br />
(förfinat)<br />
(mikrog/L)<br />
PNEC<br />
(mikrog/L)<br />
PEC/<br />
PNEC Initial bedömning<br />
0,056 100 0,00056 Ej risk för akvatisk miljö<br />
Bör ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,012 7,1 0,0017 Ej risk för akvatisk miljö men<br />
potentiellt bioackumulerande<br />
Bör ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,0004 162 0,0000025 Ej risk för akvatisk miljö<br />
Bör ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
1,7 Data<br />
saknas<br />
Data<br />
saknas<br />
Risk för akvatisk miljö kan ej<br />
uteslutas. Bör ej utgöra risk<br />
för terrester miljö<br />
1,3 130 0,01 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,03 8,8 0,0034 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,44 37 0,012 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,002 0,60 0,0033 Risk för akvatisk miljö kan ej<br />
uteslutas. Bör ej utgöra risk<br />
för terrester miljö<br />
0,02 Data<br />
saknas<br />
Data<br />
saknas<br />
Risk för akvatisk miljö kan ej<br />
uteslutas. Bör ej utgöra risk<br />
för terrester miljö<br />
0,009 0,20 0,045 Ej risk för akvatisk miljö men<br />
risk för mikroorganismer i<br />
reningsverk kan ej uteslutas<br />
Bör ej utgöra risk för terrester<br />
miljö
Substans<br />
Såld<br />
mängd<br />
2002 (kg)<br />
Antal godkändaprodukter<br />
(2004-07-09)<br />
Beräknad<br />
andel till<br />
avloppsvattnet<br />
1 (%) Funktion<br />
PEC ytvatten<br />
(worst case)<br />
(mikrog/L)<br />
61<br />
Beräknad<br />
halt i utlopp<br />
(mikrog/L)<br />
Paracetamol 2 418 000 53 100 Lätta analgetika 63 280 Br<br />
340 He<br />
320 Kä<br />
Ranitidin 8 360 42 100 Medel vid magsår 1,3 5,9 Br<br />
7,3 He<br />
6,8 Kä<br />
Salbutamol 107 23 100 Bronkvidgande 0,016 0,03 Br<br />
0,03 He<br />
0,03 Kä<br />
Simvastatin 2<br />
1 430 63 80 Serumlipidsänkande<br />
0,22 0,74 Br<br />
0,85 He<br />
0,81 Kä<br />
Terbutalin 81 38 100 Bronkvidgande 0,014 0,03 Br<br />
0,03 He<br />
0,03 Kä<br />
Tetracyklin 2 400 7 100 Antibiotika 0,36 0,69 Br<br />
0,85 He<br />
0,79 Kä<br />
Warfarin 137 2 100 Antikoagulant 0,022 0,10 Br<br />
0,12 He<br />
0,11 Kä<br />
Östradiol 2<br />
Östriol 2<br />
153 112 100 Könshormon 0,02 0,08 Br<br />
0,10 He<br />
0,09 Kä<br />
38 14 100 Könshormon 0,0055 0,03 Br<br />
0,03 He<br />
0,03 Kä<br />
PEC ytvatten<br />
(förfinat)<br />
(mikrog/L)<br />
PNEC<br />
(mikrog/L)<br />
PEC/<br />
PNEC Initial bedömning<br />
13 9,2 1,41 Risk för akvatisk miljö 2. Bör ej<br />
utgöra risk för terrester miljö<br />
0,27 167 0,0016 Ej risk för akvatisk miljö. Risk<br />
för terrester miljö kan ej uteslutas<br />
0,001 240 0,000005 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,03 Data<br />
saknas<br />
Data<br />
saknas<br />
Risk för akvatisk miljö kan ej<br />
uteslutas samt potentiellt<br />
bioackumulerande 2. Risk för<br />
terrester miljö kan ej uteslutas<br />
0,001 240 0,0000042 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,031 0,090 0,34 Ej risk för akvatisk miljö men<br />
risk för mikroorganismer i<br />
reningsverk kan ej uteslutas<br />
Bör ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,0044 12 0,00037 Ej risk för akvatisk miljö. Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
0,0036 0,00002 180 Risk för akvatisk miljö 2. Bör ej<br />
utgöra risk för terrester miljö<br />
0,0012 0,00075 1,6 Risk för akvatisk miljö 2 . Bör<br />
ej utgöra risk för terrester<br />
miljö<br />
1 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.<br />
2 Se utförligare diskussion om potentiell miljörisk i textavsnitt.
Ekotoxicitetsdata för terrestra organismer samt experimentella Koc-värden saknades för de flesta av de utvalda<br />
substanserna. Koc-värden beräknades med QSAR (bilaga 13).<br />
Dextropropoxifen, diazepam och ranitidin hamnade över riktvärdet 10 000 L/kg och därmed kan risk för<br />
terrester miljö ej uteslutas. För dessa substanser skulle experimentellt framtagna Koc värden samt toxicitetsstudier<br />
på terrestra organismer vara värdefulla. Simvastatin hamnade strax under riktvärdet, men beräkningar<br />
enligt riktlinjen tyder ej på någon risk för terrester miljö för den farmakologiskt aktiva formen. Övriga<br />
substanser ligger långt under riktvärdet och bör därför ej utgöra någon risk för terrester miljö vid normal<br />
användning.<br />
3.6.4 Miljöpåverkan från veterinärmedicinska läkemedel<br />
3.6.4.1 Inledning<br />
Det är i stor utsträckning samma aktiva substanser som används inom veterinärmedicinen som inom humanmedicinen.<br />
Läkemedel för veterinärmedicinskt bruk godkänns och marknadsförs enligt samma principer<br />
som humanmedicinska läkemedel men med en stor skillnad. Miljöriskbedömningar görs idag för alla<br />
veterinärmedicinska produkter med fokus på dem som används för gruppbehandling av livsmedelsproducerande<br />
djur och antiparasitära medel. För veterinärmedicinska produkter finns även möjligheten att avslå<br />
marknadsföringstillstånd för produkter som kan anses miljöfarliga.<br />
Då miljöriskbedömningar för veterinärmedicinska produkter ej tar hänsyn till uppskattad eller aktuell försäljningsvolym<br />
utan grundar sig på produktens dosering till olika djurslag och påverkan på lokala ekosystem<br />
är det inte möjligt att utföra miljöriskbedömningar på substansnivå för total användning på samma sätt<br />
som i detta uppdrag gjorts för humanmedicinska läkemedelssubstanser. Självfallet är ändå antalet besättningar<br />
i landet som behandlas av betydelse för hur stor en eventuell miljöpåverkan blir.<br />
Nedanstående stycken sammanfattar gällande riktlinjer för veterinärmedicinska produkter, några kända<br />
problemområden samt ger exempel på resultaten av några miljöriskbedömningar som inkommit till Läkemedelsverket<br />
i samband med ansökan om godkännande av veterinärmedicinska produkter. Vissa uppgifter<br />
härstammar även ifrån miljöriskbedömningar som finns tillgängliga på FDA:s hemsida<br />
(http://www.fda.gov/cvm/efoi/ea/ea.htm).<br />
3.6.4.2 Allmänt om riktlinjer för miljöriskbedömning<br />
Den potentiella risken för lokala ekosystem och ackumulering av aktiva substanser i näringskedjor inom<br />
jordbruket har uppmärksammats i EU. I Europaparlamentets och Rådets direktiv för upprättande av gemenskapsregler<br />
för veterinärmedicinska läkemedel framkommer att risk för miljöpåverkan skall bedömas som<br />
en del av den totala risk/nytta-värdering som görs för nya produkter och att läkemedelsmyndigheterna inom<br />
EU därmed har möjligheten att vägra marknadsföringstillstånd för produkter som kan anses innebära en<br />
miljörisk. Underlaget för denna bedömning tas fram av företagen med hjälp av riktlinjer för miljöriskbedömning.<br />
Exponeringsbedömning görs enligt en riktlinje som överenskommits inom International Cooperation on<br />
Harmonisation (VICH, 2000), ett samarbetsorgan mellan EU, USA och Japan. Riktlinje för förfinad exponeringsbedömning<br />
och effektbedömning är under utarbetande (EMEA, 2003). I avvaktan på denna används<br />
den gamla riktlinjen (EMEA, 1996).<br />
Dokumentation som tas fram vid miljöriskbedömning kan även användas som grund för information till<br />
förskrivare och allmänhet samt, om det bedömts nödvändigt, för att begränsa användningen av produkten<br />
så att riskerna för miljön minimeras.<br />
Riktlinjerna är uppdelade så att det först görs en schablonberäkning utgående från ett ”worst case scenario”<br />
dvs. en användning som är i enlighet med företagets marknadsföringstillstånd men på ett sådant sätt som<br />
antas vara det sämsta ur miljösynpunkt. Målet för denna s.k. Fas I-beräkning är att få fram uppgifter på den<br />
62
högsta tänkbara koncentration av läkemedel som kan uppnås i miljön vid normal användning. Detta PECvärde<br />
beräknas för jord där gödsel från behandlade djur nyligen spridits. Om PEC för jord är lägre än 100<br />
mikrog/kg anses det inte föreligga någon miljörisk om inte substansen har sådana farmakologiska egenskaper<br />
att även mycket låga koncentrationer kan vara toxiska för organismer i miljön. Detta gäller framförallt<br />
antiparasitära substanser. För produkter som innehåller antiparasitära substanser och då PEC för jord är<br />
högre än 100 mikrog/kg skall en rad studier genomföras för att dokumentera hur toxisk substansen är för<br />
olika organismer i miljön. Dessa toxicitetsdata jämförs sedan med PEC.<br />
Eftersom många veterinärmedicinska produkter används på ett sätt som kan antas ge en mycket liten miljöpåverkan<br />
undantas många produkter från fullständig miljöriskbedömning. Det gäller t.ex. vissa substanser<br />
som finns naturligt i miljön och läkemedel för hund och katt där mängden aktiv substans är liten och exkrementerna<br />
sprids på en stor yta. Även läkemedel som används sällan och bara till enstaka djur åt gången<br />
är undantagna.<br />
3.6.4.3 Kända problemområden<br />
Antiparasitära substanser<br />
En stor andel av de läkemedel som används till djur är antiparasitära medel. Dessa används framför allt till<br />
unga djur där parasitbördan annars kan orsaka klinisk sjukdom och till djur som hålls många tillsammans<br />
på en liten yta. Ett annat viktigt användningsområde är medel mot fästingar, loppor och löss för behandling<br />
av hund och katt. Antiparasitära medel är framtagna för att i så liten utsträckning som möjligt påverka<br />
däggdjur samtidigt som de är toxiska för spindeldjur (t.ex. skabbkvalster), insekter (t.ex. löss), protozoer<br />
och/eller inälvsmaskar. De verkar bl.a. genom att störa organismernas energiupptag eller nervsystem. Därmed<br />
har dessa substanser egenskaper som gör att vissa av dem i mycket låga koncentrationer kan påverka<br />
även icke parasitära organismer i omgivningen.<br />
Vissa antiparasitära substanser omvandlas till inaktiva substanser redan innan de lämnar det behandlade<br />
djuret och kan därför användas utan att det föreligger någon som helst miljörisk. Dessutom används medlen<br />
ofta bara vid enstaka tillfällen och främst på unga djur. Gödseln blandas med den från obehandlade djur<br />
och därför blir koncentrationerna låga. Ett exempel på produkt där miljöriskbedömning gjorts är Valbazen<br />
vet. som innehåller albendazol för användning till nötkreatur och får. Substansen har uppmätts i miljön<br />
(dock inte i Sverige). Beräkningar enligt riktlinjen visar att gränsvärdet 100 mikrog/kg jord inte överskrids<br />
vid rekommenderad användning. Dessutom finns studier som visar att albendazol inte påverkar jordlevande<br />
organismer vid de halter som kan förväntas i jord efter normal användning. Albendazol är giftigt för vattenlevande<br />
organismer men binder starkt till jordpartiklar och de halter som vid ”worst case” kan uppnås i<br />
vatten anses inte medföra risk för påverkan.<br />
Ett problem som uppmärksammats är att det ofta är betande djur som behandlas och att koncentrationerna i<br />
dynga kan vara höga om substansen utsöndras i aktiv form. En substansgrupp där en reell påverkan på miljön<br />
kunnat uppmätas är antiparasitära makrocykliska laktoner som verkar genom att påverka receptorer i<br />
nervsystemet. Många olika typer av organismer är känsliga men däggdjur påverkas normalt inte eftersom<br />
substanserna inte når hjärnan. (Det finns dock en genetisk defekt som gör att vissa hundar är känsliga.) Det<br />
har visat sig att ivermektin som är den mest välundersökta substansen i gruppen vid normal användning<br />
förekommer i dynga i så höga koncentrationer att larver till dyngbaggar och dyngflugor inte överlever och<br />
att det finns en risk för påverkan på vattenlevande organismer, t.ex. hinnkräftor, om dyngan släpps direkt i<br />
små vattensamlingar. Ivermektin binds dock snabbt till jordpartiklar och inaktiveras och det anses inte föreligga<br />
någon risk för ackumulation över längre tid. Vid normal användning anses inte ivermektinanvändning<br />
vara ett miljöproblem eftersom det är små lokaler som påverkas. Organismer som lever bara några meter<br />
från dyngan förblir opåverkade. Det är dock viktigt att förskrivare/djurägare uppmärksammas på riskerna<br />
så att användning undviks i lokaler där sällsynta arter skulle kunna påverkas.<br />
63
Antibiotika<br />
Antimikrobiella läkemedel från olika substansgrupper används till djur. Eftersom infektionssjukdomar<br />
ibland drabbar många djur i samma besättning och behandlingar kan behöva upprepas många dagar i följd<br />
förbrukas relativt stora mängder antibiotika jämför med andra läkemedelsgrupper. Dock är förbrukningen<br />
mycket begränsad i Sverige jämfört med många andra länder i EU. I Sverige används antibiotika aldrig i<br />
annat syfte än att bekämpa infektionssjukdomar och då främst terapeutiskt. Profylaktisk behandling för att<br />
förhindra uppkomst av sjukdomstecken sker bara undantagsvis och då samtidigt med andra åtgärder för att<br />
sanera stallarna från infektionsämnen. Undantaget är coccidiostatika som används för att förebygga sjukdom<br />
hos fjäderfä och som används generellt i kommersiella besättningar. Coccidiostatika är dock idag inte<br />
klassade som läkemedel utan som fodertillsats och omfattas av Jordbruksverkets regelverk.<br />
Antibiotika är selektivt toxiska för bakterier utan att påverka andra typer av celler eller organismer. Därför<br />
är det uppenbart att känsliga bakteriearter i miljön kan påverkas i de fall gödsel från djur innehåller aktiva<br />
substanser. Eftersom olika arter är olika känsliga och den mikrobiella miljön i jord och vatten ständigt ändras<br />
är denna påverkan sannolikt försumbar. Det som framförallt diskuterats när det gäller antibiotika är att<br />
bakteriearter som exponeras för aktiva substanser i däggdjur eller omgivningsmiljö påverkas så till vida att<br />
bakterieceller som muterat och därmed är okänsliga för substansen i fråga får ett större utrymme. Därmed<br />
finns en risk för att deras s.k. resistensgener sprids till sjukdomsframkallande bakterier och gör dessa<br />
okänsliga för ett eller flera antibiotika. För ett antal antibiotika har dock en miljöriskbedömning gjorts i<br />
enlighet med riktlinjerna. Nedan följer ett antal exempel på produkter som administreras i foder eller vatten<br />
och kan komma att användas i stora kvantiteter i fall där ett sjukdomsutbrott omfattar många djur.<br />
1. Tylan vet. innehåller tylosin som är ett makrolidantibiotikum. Koncentrationerna av aktiv substans i<br />
färsk gödsel från svin visade sig kunna bli höga vid normal användning men substansen bryts snabbt ner<br />
(t½ = 7,5 dagar) när gödseln lagras. Efter normal hantering och lagring av gödseln finns mycket lite aktiv<br />
substans kvar som sprids på åkrarna.<br />
2. Econor vet. innehåller valnemulin som tillhör pleuromutilin-gruppen. Koncentrationerna av aktiv substans<br />
i jord vid användning på svin visade sig inte överstiga gränsvärdet 100 mikrog/kg jord när beräkningar<br />
gjorts enligt riktlinjen.<br />
3. Baytril vet. innehåller fluorokinolonen enrofloxacin. Vid behandling av kalkon beräknades koncentrationen<br />
i jord inte överstiga riktvärdet på 100 mikrog/kg varken för enrofloxacin eller dess huvudmetabolit<br />
ciprofloxacin. Vid behandling av höns beräknades koncentrationen av enrofloxacin i jord överstiga 100<br />
mikrog/kg med liten marginal. Toxicitetsdata visade emellertid att enrofloxacin inte är toxiskt för daggmaskar<br />
(i koncentrationer upp till 1000 millig/kg jord).<br />
4. Bimoxyl vet. innehåller amoxicillin som är ett penicillin. Vid användning till nötkreatur har konstaterats<br />
att gränsvärdet 100 mikrog/kg jord inte överskrids om 50 % av besättningen behandlas en gång (i fem dagar)<br />
per år.<br />
5. Terramycin vet innehåller oxitetracyklin. Beräkningar enligt riktlinjen visar att koncentrationen i jord<br />
överskrider gränsvärdet 100 mikrog/kg jord om mer än 5 % av kalvarna i en besättning behandlas varje år.<br />
Data visar att oxitetracyklin inte är toxiskt för jordlevande organismer (i koncentrationer upp till 1 000<br />
millig/kg), undantaget bakterier.<br />
3.7 Klassificering av läkemedel med multivariat<br />
datamodellering<br />
Inom ramen för detta uppdrag genomfördes ett samarbetsprojekt med forskare från Umeå Universitet i<br />
form av en pilotstudie. Data inlämnade av läkemedelsföretagen användes i denna studie. Delprojektet redovisas<br />
i sin helhet i bilaga 14.<br />
64
3.7.1 Sammanfattning av pilotstudie<br />
En kemisk karaktärisering och klassificering av läkemedelssubstanser med användning av multivariat dataanalys<br />
utifrån fysikalisk-kemiska egenskaper genomfördes. Var tredje substans valdes ut från FASS 2000<br />
att ingå i underlaget.<br />
De fysikalisk-kemiska egenskaperna påverkar miljöegenskaper såsom persistens, bioackumulation och<br />
toxiska effekter. Om man gör ett strategiskt val av substanser baserat på dess kemiska egenskaper med<br />
hjälp av statistisk design och bestämmer olika miljöegenskaper för dessa substanser så skulle motsvarande<br />
miljöegenskaper eventuellt kunna predikteras för ännu icke-testade substanser med liknande molekylär<br />
struktur. Ett sådant statistiskt urval av substanser genomfördes för alla i FASS 2000 registrerade antibiotika.<br />
Multivariat regressionsanalys användes i ett försök att koppla kemisk-fysikaliska data till specifika bionedbrytningsdata<br />
och ekotoxiska effekter för dessa antibiotika. En QSAR-modell med målsättningen att kunna<br />
prediktera miljöegenskaper och toxiska effekter för otestade läkemedelssubstanser skapades. De effekter<br />
som studerades vid QSAR modelleringen var bionedbrytning och toxiska effekter på rörligheten (EC50) för<br />
hinnkräftor.<br />
Resultaten visade att det är möjligt att skapa en bild av den kemiska variationen bland alla läkemedel som<br />
används i Sverige. Komplexa variationer i fysikalisk-kemiska egenskaper kunde åskådliggöras grafiskt och<br />
ämnen från olika läkemedelsgrupper med liknande kemiska egenskaper kunde identifieras.<br />
Ett set om 20 (av 81 möjliga) antibiotika föreslogs som skulle kunna erbjuda en framkomlig väg för att<br />
experimentellt undersöka antibiotikas miljöegenskaper. Substanserna i setet valdes för att representera den<br />
kemiska variationen för alla antibiotika i FASS och därför borde modeller där toxiska effekter eller miljöegenskaper<br />
bestämts för dessa substanser kunna ge giltiga prediktioner för andra antibiotika.<br />
Substansernas giltighet testades i en modell där beräknade kemiska egenskaper relaterades till total bionedbrytning.<br />
Modellen visade att valda substanser väl representerar den kemiska variationen bland antibiotika<br />
och dessutom möjliggjorde modellen prediktioner för övriga antibiotika.<br />
Motsvarande modellering för toxicitet på hinnkräftor kunde ej utföras fullt ut p.g.a. brist på toxicitetsdata<br />
för ett flertal av de utvalda substanserna. Den modell som skapades hade en svag prediktiv förmåga. Ytterligare<br />
data för de utvalda substanserna behövs för att kunna utvärdera om det är möjligt att skapa en bra<br />
modell som kan prediktera antibiotikas toxicitet för hinnkräftor.<br />
En multivariat kemisk karaktärisering av samtliga läkemedel använda i Sverige ger en god överblick av den<br />
kemiska variationen. Ett strategiskt urval av substanser skulle kunna appliceras på andra grupper av läkemedel<br />
och utgöra en bra start inför en framtida experimentell bestämning och screening av läkemedels<br />
egenskaper i miljön.<br />
3.8 Hjälpämnen i läkemedel<br />
3.8.1 Urval av hjälpämnen<br />
Av totalt ca 1 300 hjälpämnena i läkemedel valdes 12 ämnen ut för närmare granskning. Utav dessa valdes<br />
även 5 ämnen ut för miljöriskbedömning. Att med säkerhet välja ut de mest relevanta ämnena har inte varit<br />
möjligt utifrån tillgängliga uppgifter. Urvalet får snarare ses som exempel.<br />
3.8.1.1 Urval baserat på specifik funktion eller ämnestyp<br />
Konserveringsmedel har till funktion att förhindra tillväxt av mikroorganismer i produkter och kan därför<br />
misstänkas ha en biologisk aktivitet/giftverkan mot vissa typer av organismer. Konserveringsmedel prioriterades<br />
därför vid urvalet och en separat lista togs fram, se bilaga 15 A. Tre konserveringsmedel valdes ut<br />
för närmare granskning:<br />
65
• Metylparahydroxibensoat: används i flest produkter och sannolikt även i störst volym.<br />
• Klorkresol: är klassificerat som miljöfarligt, används i ett flertal produkter och i stor volym.<br />
• Fenylkvicksilver: förekommer som konserveringsmedel i liten mängd. Valdes ut mot bakgrund av<br />
kvicksilverföreningars kända toxicitet.<br />
Tre olika klorfluorkarboner (se tabell 3.3) används som drivgaser i läkemedel. Klorfluorkarboner (CFC) är<br />
av intresse p.g.a. deras potential att bryta ner det stratosfäriska ozonskiktet varför CFC valdes ut för närmare<br />
granskning. En utfasningsplan för CFC i aerosolförpackningar är framtagen på EU-nivå (kommissionen,<br />
1998).<br />
3.8.1.2 Grovsortering efter volym och miljöfarlighet<br />
För övriga hjälpämnen gjordes inledningsvis en grovsortering efter försåld volym med hjälp av data från<br />
Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register. En hypotetisk medelhalt i avloppsvatten till kommunal<br />
rening beräknades. Ämnen med en hypotetisk medelhalt under 0,1 mikrog/L exkluderades. Flertalet av de<br />
kvarvarande hjälpämnena kan betraktas som harmlösa ur miljösynpunkt. I ett andra steg sorterades sådana<br />
ämnen bort, t.ex. vatten, socker, cellulosa och glycerol. De hjälpämnen som återstod efter denna sortering<br />
omfattar ca 200 ämnen (bilaga 15 B).<br />
Därefter gjordes en kontroll av uppgifter om klassificering och miljöfarlighet huvudsakligen enligt KIFS<br />
1994 (senaste ändrad i KIFS 2001:3), IUCLID (IUCLID, 2000) och Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003).<br />
Tillgången på uppgifter om miljöfarlighet i dessa källor är markerad i bilaga 15 B.<br />
Ett fåtal ämnen var klassificerade som miljöfarliga: oljesyra, dibutylftalat, dietylftalat, natriumlaurylsulfat,<br />
dokusatnatrium, mentol och levomentol.<br />
Oljesyra är en fettsyra som tillverkas från djur och vegetabiliska fetter. Oljesyra är ett mycket vanligt naturligt<br />
förekommande ämne och finns bland annat i olivolja och komjölk. Användning av oljesyra i läkemedel<br />
bedömdes inte medföra någon miljörisk och studerades inte närmre.<br />
Mentol och levomentol är smakämnen. Smak- och färgämnen förekommer i fler produktgrupper än läkemedel,<br />
t.ex. livsmedel där användningen är betydligt mer omfattande. En miljöriskbedömning av den begränsade<br />
användningen i läkemedel bedömdes därför inte vara relevant.<br />
Övriga hjälpämnen klassificerade som miljöfarliga valdes ut för närmare granskning.<br />
Polysorbat 80 valdes ut för närmare granskning som ett exempel på ämne som används i stor volym.<br />
I tabellen nedan redovisas de ämnen som studerades närmare. De försålda mängderna av de olika ämnena i<br />
läkemedel redovisas också i tabellen.<br />
66
Tabell 3.3. Hjälpämnen utvalda för närmare granskning<br />
Hjälpämne<br />
Konserveringsmedel<br />
Miljö-<br />
klassificering<br />
Försålda mängder i<br />
läkemedel, kg/år<br />
67<br />
HPVC 1 /<br />
LPVC 2<br />
Metylparahydroxibenzoat - 7 400 LPVC<br />
Klorkresol R50 1 400 HPVC<br />
Fenylkvicksilvernitrat R50/53 1 000 ton/år<br />
2<br />
LPVC = Low Production Volume Chemicals inom EU < 1 000 ton/år<br />
3<br />
Klassificeringsuppgiften kommer från Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003). Tillgängliga akuttoxicitetsdata<br />
visar dock att akuttoxiciteten är > 1 millig/L < 10 millig/L, dvs. R51 (se även 5.6.1.4).<br />
3.8.2 Granskning och miljöriskbedömning av utvalda hjälpämnen<br />
Uppgifter om ämnenas miljöegenskaper hämtades från allmänna databaser som KIFS 1994:12, IUCLID<br />
(IUCLID, 2000), Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003) och Kemikontorets Miljöskyddsblad. I vissa fall<br />
användes även andra litteraturuppgifter.<br />
Uppgifter ur Apoteket AB:s respektive Läkemedelsverkets databaser över innehåll i enskilda läkemedel var<br />
utgångspunkten för framtagande av mängden försålda hjälpämnen. Uppgifter om användning och mängder<br />
i andra typer av produkter än läkemedel hämtades från databasen SPIN, Substances in Preparation in Nordic<br />
Countries (Nordiska rådet, 2000). SPIN innehåller öppen information från Kemikalieinspektionens<br />
register om kemiska ämnen som finns på marknaden. Informationen omfattar data om ämnesmängder och i<br />
vilka typer av produkter och branscher som ämnet används.<br />
3.8.2.1 Närmare granskning av utvalda hjälpämnen<br />
Ftalater<br />
Kortkedjiga ftalater används i vissa tabletter och kapslar som mjukgörare i ett tunt yttre skikt av polymerer<br />
runt tabletten eller kapsel. De kortkedjiga ftalater som används är dietylftalat (DEP) och dibutylftalat<br />
(DBP). Vidare används även monobutylftalat (MBP).<br />
DBP är klassificerad som miljöfarlig och är mycket giftig för vattenlevande organismer. DEP har ingen<br />
officiell miljöklassificering inom EU. I Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003) anges att den är giftig för<br />
vattenlevande organismer och kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön. BCF (biokoncentrationsfaktorn)<br />
för DBP visar på en relativt låg bioackumulering. För DEP anges att den troligen har låg bioackumulerande<br />
förmåga. Båda ämnena är biologiskt lättnedbrytbara.<br />
DBP och MBP används i fem olika läkemedel och DEP i tolv läkemedel. Använd mängd av dessa ftalater i<br />
läkemedel i Sverige uppgår till ca 350 kg/år.
Kortkedjiga ftalater används normalt främst som mjukgörare och lösningsmedel i färg och lim. Den totala<br />
använda mängden av DBP i kemiska produkter i Sverige uppgick under år 2000 till ca 240 ton/år enligt<br />
SPIN (Nordiska rådet, 2000). För DEP uppgick den totala använda mängden till ca 20 ton/år. Användningen<br />
i läkemedel utgör därmed en mindre andel av den totala användningen i Sverige, ca 0,04 % och 1,2 %<br />
för DBP respektive EBP.<br />
Inom EU har man under 2003/2004 slutfört en riskbedömning av DBP med avseende både på risker för<br />
människors hälsa samt miljön (Joint Research Centre, 2004). Slutsatsen från bedömningen var att det finns<br />
ett behov av att reducera riskerna för miljön vid produktionsanläggningar som utnyttjar DBP, exempelvis<br />
vid tillverkning av PVC och bindemedel. I övrigt var slutsatsen att det inte föreligger någon oacceptabel<br />
risk för skada på miljön från användning av DBP. På grund av att användningen av ftalater i läkemedel är<br />
mycket liten i förhållande till annan användning bör användning i läkemedel inte förändra de slutsatser som<br />
drogs i EU:s miljöriskbedömning.<br />
Klorfluorkarboner<br />
Klorfluorkarboner används i läkemedel som drivgaser till inhalatorer. Nio olika läkemedelsprodukter innehåller<br />
detta ämne som drivgas. De CFC som används är:<br />
• Triklorfluormetan/monofluortriklormetan<br />
• Diklordifluormetan<br />
• Tetrafluordikloretan<br />
Utsläpp av CFC bryter ner ozon i stratosfären och tunnar ut det skyddande ozonskiktet. Tillverkning och<br />
yrkesmässig användning av CFC och andra ozonnedbrytande ämnen är numera förbjuden i Sverige (SFS<br />
2002:187). Läkemedelsverket har i ett samrådsförfarande med Naturvårdsverket dock möjlighet att ge dispens<br />
för tillverkning av läkemedel i aerosolförpackningar som innehåller CFC. Även för viss annan användning<br />
finns möjlighet till undantag från förbudet.<br />
Läkemedelsverket gör uppföljningar av användningen av CFC i läkemedel. För perioden juli 2002 till juni<br />
2003 uppgick användningen av CFC som drivgas i läkemedel till ca 2,7 ton/år. Användningen har minskat<br />
stadigt. Året innan var den dubbelt så stor, ca 5,7 ton, och år 1995 uppgick användningen till ca 12,7 ton.<br />
De mängder av ozonnedbrytande ämnen som finns kvar i samhället idag är framförallt upplagrade i befintliga<br />
produkter och utrustningar. Totala utsläpp av CFC i Sverige bedömdes av Naturvårdsverket (2003b)<br />
till ca 360 ton för år 2002. Av dessa utgjordes den övervägande delen av utsläpp från isolerplaster av olika<br />
slag (345 ton). Utsläpp av CFC från läkemedel utgör en mindre andel av de totala utsläppen i Sverige,<br />
< 1 % för år 2002. Det som särskiljer utsläppen från läkemedel från andra utsläpp av CFC, är att de kommer<br />
från nytillverkade produkter. Målsättningen inom svensk miljölagstiftning är att användning av CFC<br />
helt skall upphöra.<br />
Fenylkvicksilvernitrat<br />
Fenylkvicksilvernitrat används som konserveringsmedel i två läkemedel. Mängden är mycket liten och<br />
uppgår till drygt 10 g/år.<br />
Kvicksilverföreningar är giftiga, miljöfarliga och kan bioackumuleras. Kvicksilver kan även biomagnifieras,<br />
dvs. organismer högre upp i närningsväven får högre halter än deras bytesdjur.<br />
Användningen av kvicksilver är reglerad inom flera områden i Sverige och målsättningen är att användningen<br />
helt skall upphöra. Importen av kvicksilver till Sverige var < 3 ton år 2001. Föroreningar via långväga<br />
lufttransporter är en viktig källa till förhöjda halter av kvicksilver i miljön. Utsläpp av kvicksilver till<br />
luft i Sverige uppgår till ca 0,7 ton/år medan det totala nedfallet över Sverige bedöms till ca 4,2 ton/år<br />
(Kemikalieinspektionen, 2004). Användningen av kvicksilver i läkemedel är försumbar i förhållande till<br />
andra källor.<br />
68
3.8.2.2 Slutligt urval av hjälpämnen<br />
Utifrån ovanstående resonemang återstår fem hjälpämnen för miljöriskbedömning; polysorbat 80, dokusanatrium,<br />
natriumlaurylsulfat, klorkresol och metylparaben.<br />
3.8.2.3 Metod för miljöriskbedömning av utvalda hjälpämnen<br />
För miljöriskbedömning av ovan utvalda hjälpämnen användes en förenklad beräkningsmodell, EUSES 2.0<br />
(European Union System for the Evaluation of Substances) (European Chemicals Bureau, 2004). Vid miljöriskbedömningen<br />
av de utvalda ämnena beaktades även användning inom andra produktgrupper än läkemedel.<br />
TGD bör anses tillämpbar på hjälpämnen i läkemedel.<br />
Antaganden och begränsningar<br />
I bilaga 16 redovisas ansatserna för beräkningarna i EUSES 2.0 närmare.<br />
Följande viktiga begränsningar och ansatser gjordes:<br />
• Enbart utsläpp i samband med användning av produkter inkluderades, dvs. utsläpp vid produktion och<br />
formulering av produkter inkluderades ej.<br />
• Som ett ”worst case” antagande förutsattes att den totala försålda mängden av de studerade ämnena<br />
avleds till kommunalt avlopp. Eventuell metabolism vid intag av läkemedel, eller annan reduktion av<br />
utsläpp från användning i andra produkter beaktades ej.<br />
• Användning och utsläpp antogs ske jämnt fördelat över landet efter population (diffus spridning).<br />
• Bedömning omfattade regional samt lokal nivå.<br />
• För den regionala nivån studerades två fall, Sverige och Stockholms län. Som indata för förbrukning på<br />
den regionala nivån användes tillgängliga uppgifter om total försäljning, både för läkemedel och andra<br />
produkter.<br />
• På den lokala nivån studerades utsläppen från ett hypotetiskt kommunalt reningsverk. Försålda mängder<br />
i läkemedel användes som indata för att beräkna halten till det kommunala reningsverket. Den lokala<br />
halten från reningsverket representerar sålunda bidraget från användning inom läkemedel och den<br />
regionala bakgrundshalten representerar användning i andra produkter.<br />
• Studerade recipienter var sötvattendrag och sediment. Markmiljö som exponeras via användning av<br />
slam från kommunala reningsverk samt lokal exponering via deposition från luft inkluderades också.<br />
3.8.2.4 Resultat och diskussion<br />
I tabell 3.4 redovisas resultatet av miljöriskbedömningen för de fem slutligt utvalda hjälpämnena.<br />
Metylparahydroxibenzoat (metylparaben)<br />
Metylparaben är det konserveringsmedel som används i flest läkemedelsartiklar och sannolikt även störst<br />
mängd. Det används i ca 170 olika läkemedel, varav ca 20 är veterinärläkemedel.<br />
Metylparaben är lättnedbrytbar och har ej potential för bioackumulering. Data för akut akvatisk toxicitet är<br />
i nivån 10 – 100 millig/L med Daphnia som den känsligaste arten. Data för kronisk ekotoxicitet synes saknas.<br />
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 7 ton/år. Den totala använda mängden i andra produkter<br />
uppgår till ca drygt 40 ton/år enligt SPIN (Nordiska rådet, 2000). Baserat på dessa uppgifter utgör användningen<br />
i läkemedel ca 15 % av den totala användningen.<br />
69
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av metylparaben<br />
bedöms därför ej medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.<br />
Klorkresol<br />
Klorkresol är det konserveringsmedel som har en klassificering som miljöfarlig och även används i relativt<br />
stor mängd i läkemedel. Ämnet används i ca 15 olika läkemedelsprodukter, varav tre är veterinärprodukter.<br />
Klorkresol är biologiskt lättnedbrytbart. Värdet för log Kow är 3,1 vilket skulle kunna indikera potential för<br />
bioackumulering. Värden från tester med fisk visar dock värden på BCF som är mindre än 100 varför<br />
klorkresol ej bedöms ha potential för bioackumulering. Klorkresol är mycket giftigt för vattenlevande organismer.<br />
Värden på akuttoxicitet är i nivån 0,9 – 5 millig/L med fisk som den känsligaste arten. Data på<br />
kronisk toxicitet finns för Daphnia och alger med NOEC-värden i nivån 1-2 millig/L. Eftersom data på<br />
kronisk toxicitet för fisk saknas härleddes PNEC-värdet från värdet på akut toxicitet för fisk och med en<br />
säkerhetsfaktor 1 000.<br />
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 1,4 ton/år. Mängden i veterinärläkemedel är liten, ca<br />
1 kg/år. Den totala använda mängden i andra produkter uppgår till ca drygt 5 ton/år. Baserat på dessa uppgifter<br />
utgör användningen i läkemedel ca 20 % av den totala användningen.<br />
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av klorkresol<br />
bedöms därför inte medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.<br />
Natriumlaurylsulfat<br />
Natriumlaurylsulfat är en anjontensid. Natriumlaurylsulfat används i ca 85 olika läkemedel, varav sju är<br />
veterinärläkemedel.<br />
Natriumlaurylsulfat är lättnedbrytbar och har ej potential för bioackumulering. Data finns för både akut och<br />
kronisk akvatisk toxicitet för alla tre standardtestorganismerna. NOEC-värden för kronisk toxicitet är i<br />
nivån 0,9 - 10 millig/L. PNEC härleddes från lägsta data på kronisk toxicitet (mot Daphnia) och en säkerhetsfaktor<br />
av tio.<br />
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 3,9 ton/år. Den totala använda mängden i kemiska<br />
produkter uppgår till ca drygt 780 ton/år. Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel mindre<br />
än 1 % av den totala användningen.<br />
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av natriumlaurylsulfat<br />
bedöms därför inte medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.<br />
Dokusatnatrium<br />
Även dokusatnatrium är en anjontensid. Dokusatnatrium används i ca 30 olika läkemedel, huvudsakligen<br />
tabletter och kapslar, varav fyra är veterinärläkemedel.<br />
Enligt uppgifter i IUCLID klarar dokusatnatrium graden av nedbrytning vid test enligt OECD 301 D, dock<br />
inte inom det föreskrivna tiodagarsfönstret. Dokusatnatrium betraktas därför som potentiellt bionedbrytbar<br />
men ej som biologiskt lättnedbrytbar.<br />
Enligt uppgifter i Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003) är log Kow 6 för dokusatnatrium. Ämnet uppges<br />
dock metaboliseras och ha ett värde på BCF < 100 (Goodrich et al., 1991), varför den ej bedöms ha potential<br />
för bioackumulering. Värdet på log Kow indikerar att dokusatnatrium kan adsorberas till slam. Dokusatnatrium<br />
är giftig mot vattenlevande organismer med data på akut toxicitet i nivån 5 - 35 millig/L.<br />
Den i läkemedel använda mängden uppskattas till ca 1,6 ton/år varav den använda mängden i ett veterinärläkemedel<br />
mot rundmask beräknades till ca 1 ton/år. Totala användningen i andra produkter uppgår till ca<br />
drygt 250 ton/år. Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel mindre än 1 % av den totala<br />
användningen.<br />
PEC/PNEC kvoten beräknades till ca 0,3 för sötvatten, både för det lokala scenariot och regionen Stockholm<br />
(tabell 3.4). För regionen Sverige blev PEC/PNEC < 0,1. Även för mark beräknades PEC/PNEC < 1<br />
70
även om värdet för regionen Stockholm knappt understeg 1. För sediment gav beräkningarna en<br />
PEC/PNEC-kvot över 1 för det lokala scenariot och regionen Stockholm. Baserat på indata och beräkningarna<br />
enligt EUSES 2.0 kan således risk för skada på sedimentlevande organismer i sötvattenmiljön ej uteslutas.<br />
Observera att flera ”worst case” antaganden användes för bedömningen av exponering och effekt. Exempelvis<br />
antogs att hela förbrukningen i Sverige leds till avlopp utan någon reduktion vid källan. Det värde på<br />
fördelningskoefficienten mellan organisk kol och vatten, Koc, som användes beräknades från ett värde på<br />
Kow som anges i Kemiska Ämnen 9.0 (Prevent, 2003).<br />
För att bättre kunna avgöra om användningen av dokusatnatrium medför risk för skada på sedimentlevande<br />
organismer bör indata till bedömningen granskas närmare för att förfina bedömningen. Användningen av<br />
dokusatnatrium i läkemedel är marginell i förhållande till användning i andra produkter och påverkade inte<br />
utfallet av riskbedömningen nämnvärt.<br />
Polysorbat 80<br />
Polysorbat 80 är en polyetylenglykolsorbitanmonooleat. Det är en nonjontensid med relativt hög molekylvikt.<br />
Polysorbat 80 används i ca 145 olika läkemedel, varav ca 20 är veterinärläkemedel. Den i läkemedel<br />
använda mängden uppskattas till ca 6 ton/år varav mängden i veterinärläkemedel beräknas vara ca 0,9<br />
ton/år. Totala använd mängd i andra produkter uppgår enligt SPIN till ca 90 ton/år (Nordiska rådet, 2000).<br />
Baserat på dessa uppgifter utgör användningen i läkemedel ca 7 % av den totala användningen.<br />
Det var svårt att finna data om miljöegenskaper från standardiserade tester för polysorbat 80. I litteraturen<br />
uppges att polysorbat 80 bryts ned snabbt biologiskt, inom mindre än fem dagar (Baleux och Caumette,<br />
1974). Som en försiktig ansats antogs att polysorbat 80 är potentiellt bionedbrytbar men ej lättnedbrytbar.<br />
Polysorbat 80 har låg akvatisk toxicitet. Vid test på olika organismer har effekter uppmätts först vid koncentrationer<br />
som är högre än 100 millig/L, även om testlängden och testförhållanden avviker från standardtester.<br />
Exempelvis <strong>rapport</strong>eras om dödlighet först vid 1 – 5 % för invertebrater vid exponering under 10 tim<br />
(Saski et al., 1971). EC50-värden för alger <strong>rapport</strong>eras till ca 100 millig/L, vid högre halter minskar dock<br />
toxiciteten (Nyberg, 1988). LC50 för fisk, 96 tim, anges i Kemiska Ämnen 9.0 till 471 millig/L (Prevent,<br />
2003). Vid beräkningarna antogs akuttoxiciteten vara högre än 100 millig/L.<br />
Uppgifter om log Kow för polysorbat 80 synes saknas. Eftersom polysorbat 80 består av en blandning är det<br />
svårt att med någon säkerhet beräkna log Kow med hjälp av de modeller som finns. Beräkningar med antagande<br />
om en linjär polyetylenkedja bunden till sorbitanmonooleat indikerar ett log Kow på ca 1,5. Detta<br />
värde användes i beräkningarna. Beräkningar gjordes även med antagande om högre värden på log Kow.<br />
Det förändrade dock inte slutsatserna av beräkningarna.<br />
PEC/PNEC beräknades vara mindre än 0,1 i samtliga studerade fall (tabell 3.4). Användning av polysorbat<br />
80 bedöms därför ej medföra någon nämnvärd risk för skada i sötvattenmiljön.<br />
Tabell 3.4. PEC/PNEC för utvalda hjälpämnen i olika regioner<br />
Sötvatten Mark Sötvattensediment<br />
Sverige<br />
Stockholm<br />
Lokal Sverige<br />
71<br />
Stockholm<br />
Lokal Sverige Stockholm Lokal<br />
Polysorbat 80 0,00475 0,034 0,0387 < 0,001 < 0,001 0,00161 0,00466 0,0333 0,0387<br />
Dokusatnatrium 0,0236 0,272 0,278 0,143 0,926 0,0795 0,434 5,01 2,78<br />
Natriumlaurylsulfat<br />
0,00135 0,0224 0,0231 0,00134 < 0,001 < 0,001 0,00121 0,02 0,0231<br />
Klorkresol < 0,001 0,0165 0,0421 < 0,001 0,0163 0,0421 < 0,001 0,004 0,881<br />
Metylparaben < 0,001 0,00905 0,0205 < 0,001 < 0,001 0,00745 < 0,001 0,00848 0,0205
3.9 Naturläkemedel<br />
3.9.1 Volymer och flöden<br />
Naturläkemedel utgör en liten del av det totala läkemedelsflödet. Antalet godkända naturläkemedel är f.n.<br />
drygt 100 st och antalet naturmedel är ca 70 st. Kunskaperna om de mängder som används samt deras eventuella<br />
påverkan på den yttre miljön är begränsad.<br />
De vanligaste naturläkemedlen innehåller material från följande växter eller djur:<br />
• Kinesiskt tempelträd (Ginkgo biloba)<br />
• Röd solhatt (Echinacea purpurea)<br />
• Johannesört (Hypericum perforatum)<br />
• Sågpalmetto (Serenoa repens) och pumpa (Cucurbita pepo)<br />
• Hästkastanj (Aesculus hippocastanum)<br />
• Fiskolja (Omega-3-fettsyror)<br />
• Ginseng (Panax ginseng)<br />
• Vitlök (Allium sativum)<br />
• Vänderot (Valeriana officinalis)<br />
Den sammanlagda försäljningen av naturläkemedel, naturmedel, kosttillskott samt vissa livsmedel och<br />
kosmetika i kronor räknat är stadigt ökande, enligt uppgifter från Hälsokostrådet och Apoteket AB. Försäljningen<br />
har ökat från 450 miljoner kr år 1980 till 3 175 miljoner kr år 2003. Försäljningen av produktgruppen<br />
naturmedel/naturläkemedel uppgick år 2003 till ca 1 miljard kr i konsumentpris. Vid antagande att<br />
naturmedlen/naturläkemedlen kostar 1 – 4 kr/g i konsumentledet kan den försålda mängden grovt uppskattas<br />
till i storleksordningen 250 – 1 000 ton för år 2003.<br />
Naturläkemedel används i första hand i hemmen. Den oförbrukade mängden hamnar sannolikt i avloppet<br />
eller bland hushållssoporna.<br />
3.9.2 Diskussion<br />
Eftersom de verksamma beståndsdelarna ofta utgörs av extrakt av växtmaterial som i sig utgör en komplex<br />
blandning av olika ämnen är verkningsmekanismerna i allmänhet ofullständigt kända.<br />
Fytoöstrogener är ämnen från växter med östrogen effekt. De har i vissa sammanhang diskuterats som en<br />
tänkbar risk för miljön (Kungliga Skogs- och Lantbruksakademien, 2003). Förekomsten av fytoöstrogener i<br />
naturläkemedel är begränsad varför bidraget från denna produktgrupp torde vara minimalt.<br />
Miljöeffekter av naturläkemedel är ett okänt område. Det finns inga uppgifter om påverkan på den yttre<br />
miljön. Det finns dock heller ingenting som tyder på någon risk för miljöpåverkan.<br />
72
4 Miljöfarlighetsbedömning och<br />
miljöklassificering av aktiva<br />
substanser och hjälpämnen<br />
4.1 Sammanfattning<br />
Vid miljöfarlighetsbedömning för akvatisk miljö av i läkemedel ingående utvalda aktiva substanser och<br />
hjälpämnen kunde det konstateras att det föreligger brister. Endast 12 av 30 aktiva substanser samt 31 av 55<br />
konserveringsmedel kunde klassificeras med avseende på miljöfarlighet.<br />
Innan man inför ett eventuellt miljöklassificeringssystem för läkemedel måste syftet med detta system tydliggöras<br />
och för syftet relevanta kriterier utformas.<br />
Miljöklassificering av läkemedelssubstanser bör baseras på kunskap om långtidstoxicitet vid exponering för<br />
låga halter, utöver akuttoxicitet, persistens och bioackumulation. För att få en fullständig bild av en läkemedelsprodukts<br />
totala potential för miljöpåverkan borde en livscykelanalys genomföras. I dagsläget finns<br />
inte tillräcklig kunskap för denna typ av omfattande miljöklassificering. I ett inledande skede bör dessa<br />
aspekter diskuteras och utredas av representanter för aktuella intressegrupper.<br />
4.2 Utförande av miljöfarlighetsbedömningar<br />
Miljöfarlighetsbedömningar för akvatisk miljö i enlighet med Kemikalieinspektionens föreskrifter om klassificering<br />
och märkning av kemiska produkter genomfördes för de tidigare utvalda aktiva substanserna (se<br />
3.5) samt för vissa konserveringsmedel. Syftet var att belysa miljöfarligheten hos i läkemedel ingående<br />
ämnen. Miljöfarlighetsbedömningar och klassificeringar av hela läkemedelsberedningar på produktnivå<br />
genomfördes ej. För att ett ämne skall kunna bedömas som miljöfarligt eller ej krävs uppgifter om akuttoxicitet,<br />
bionedbrytning och bioackumulerande förmåga. Se avsnitt 2.5 för utförligare förklaringar.<br />
Läkemedelsverket efterfrågade data från läkemedelsindustrin (bilaga 12). I förekommande fall kompletterades<br />
dessa med uppgifter från litteraturen (bilaga 7). Hänsyn togs enbart till data som tydligt uppfyllde de<br />
kriterier som anges i nämnda föreskrift.<br />
Miljöfarlighetsbedömningar för hjälpämnen begränsades till 55 utvalda konserveringsmedel. Miljödata för<br />
dessa hämtades från ett antal källor, valda utifrån tillgänglighet, omfattning och förväntad hög kvalitet på<br />
informationen. Detaljerade uppgifter om dessa miljödata finns i bilaga 17.<br />
4.3 Resultat<br />
Bedömningar utfördes utifrån vid bedömningstillfället tillgängliga data och ges för aktiva substanser i tabell<br />
4.1 och för hjälpämnen i tabell 4.2. Någon fullständig litteraturgenomgång kunde ej genomföras inom<br />
utredningen. Det kan därför finnas ytterligare litteraturuppgifter eller information som skulle kunna leda till<br />
en annan bedömning.<br />
Otillräcklig information betyder att det inte finns tillräckliga data för att bedöma ämnet med avseende på<br />
miljöfarlighet enligt kriterierna i KIFS 1994:12.<br />
Ej miljöfarligt betyder att utifrån tillgängliga data uppfyller inte ämnet kriterierna för miljöfarlighet enligt<br />
KIFS 1994:12.<br />
73
Miljöfarligt betyder att ämnet är bedömt av Kemikalieinspektionen som miljöfarligt, eller att tillgängliga<br />
data tyder på att ämnet skall bedömas som miljöfarligt enligt KIFS 1994:12.<br />
Miljöfarligt (åtminstone riskfras) betyder att befintliga data för ämnet ger den miljöfarlighetsbedömning<br />
som anges inom parantes. Viss information för ämnet saknas vilket innebär att kompletterande data kan ge<br />
en annan miljöfarlighetsbedömning (R-fraser).<br />
För vissa av konserveringsmedlen hämtades miljöfarlighetsbedömningar ifrån Kemikontorets miljöskyddsblad.<br />
I dessa kan avvikelser från miljöfarlighetsbedömning enligt kriterierna i KIFS 1994:12 förekomma.<br />
Tabell 4.1. Miljöfarlighetsbedömning och miljöklassificering av aktiva substanser.<br />
Substans Miljödata Miljöklassificering<br />
Albendazol Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Atenolol Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Cyklofosfamid Ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbar, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Dextropropoxifen Ett toxicitetsvärde (R52), ej bioackumulerande, övriga uppgifter<br />
saknas.<br />
Otillräcklig information<br />
Diazepam Ett toxicitetsvärde (R52), ej bioackumulerande, övriga uppgifter<br />
saknas.<br />
Otillräcklig information<br />
Diklofenak Tre toxicitetsvärden (R52), potentiellt bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.<br />
Enalapril Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.<br />
Etinylöstradiol Två toxicitetsvärden (R51), potentiellt bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.<br />
74<br />
Miljöfarligt<br />
(R52/53)<br />
Otillräcklig information<br />
Miljöfarligt (minst<br />
R51/53)<br />
Furosemid Tre toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart Ej miljöfarligt<br />
Hydroklorotiazid Tre toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart. Ej miljöfarligt<br />
Ibuprofen Tre toxicitetsvärden (R51), potentiellt bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.<br />
Miljöfarligt<br />
(R51/53)<br />
Ifosfamid Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart. Otillräcklig information<br />
Ivermektin Två toxicitetsvärden (R50), potentiellt bioackumulerande, ej persistent.<br />
Miljöfarligt (R50/53)<br />
Ketoprofen Potentiellt bioackumulerande, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Metformin Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas<br />
Otillräcklig information<br />
Metoprolol Tre toxicitetsvärden (R52), ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart<br />
Miljöfarligt (R52/53)<br />
Naproxen Tre toxicitetsvärden (R52), ej bioackumulerande, tvetydiga nedbrytbarhetsdata.<br />
Otillräcklig information<br />
Noretisteron Ett toxicitetsvärde (R50), ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart. Miljöfarligt (R50/53)<br />
Oxazepam Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Oxitetracyklin Tre toxicitetsvärden (R50), ej bioackumulerande, övriga uppgifter<br />
saknas.<br />
Paracetamol Tre toxicitetsvärden (R51), ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbart.<br />
Ranitidin Två toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.<br />
Miljöfarligt (minst R 50)<br />
Miljöfarligt<br />
(R 51/53)<br />
Otillräcklig information<br />
Salbutamol Ett toxicitetsvärde, ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Simvastatin Potentiellt bioackumulerande, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Terbutalin Tre toxicitetsvärden, ej bioackumulerande, ej lättnedbrytbar. Ej miljöfarligt<br />
Tetracyklin Två toxicitetsvärden (R51), ej bioackumulerande, övriga uppgifter<br />
saknas.<br />
Otillräcklig information<br />
Tylosin Två toxicitetsvärden (R50), ej bioackumulerande, övriga uppgifter<br />
saknas.<br />
Miljöfarligt (minst R 50)<br />
Warfarin Två toxicitetsvärden (R52), ej bioackumulerande, övriga uppgifter<br />
saknas.<br />
Otillräcklig information
Substans Miljödata Miljöklassificering<br />
Östradiol Ett toxicitetsvärde (tvetydigt), potentiellt bioackumulerande, tvetydiga<br />
nedbrytningsuppgifter.<br />
Otillräcklig information<br />
Östriol Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas. Otillräcklig information<br />
Tabell 4.2. Miljöfarlighetsbedömning och miljöklassificering av konserveringsmedel.<br />
Ämne (CAS nummer) Miljödata Miljöklassificering<br />
Bensalkonklorid (63449-41-2) Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen<br />
Bensetonklorid (121-54-0) Två toxicitetsvärden finns (R51), övriga<br />
uppgifter saknas<br />
Bensoesyra E120 (65-85-0) Två toxicitetsvärden finns (R52), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Bensylalkohol (100-51-6) Två toxicitetsvärden finns (R51), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Bensylkarbinol (60-12-8) Tre toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),<br />
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande<br />
Benzododeciniumbromid (7281-04-<br />
1)<br />
75<br />
Miljöfarligt (R50)<br />
Otillräcklig information<br />
Ej miljöfarligt 1<br />
Ej miljöfarligt 2<br />
Ej miljöfarligt<br />
Ett toxicitetsvärde finns (0,1 millig/L) Miljöfarligt (åtminstone<br />
R50)<br />
Bronidox L (30007-47-7) < 0,05% Ett toxicitetsvärde finns (R51), övriga uppgifter<br />
saknas<br />
Otillräcklig information 3<br />
Butylhydroxianisol (25013-16-5) Ej bioackumulerande (BCF 67,61), övriga<br />
uppgifter saknas<br />
Otillräcklig information<br />
Butylhydroxitoluen, E321 (128-37-0) Två toxicitetsvärden finns (ett R50), ej bioackumulerande,<br />
ej lättnedbrytbar<br />
Miljöfarligt (R50/53)<br />
Butylparaben (94-26-8) Bioackumulerande, övriga uppgifter saknas Otillräcklig information 4<br />
Captan (133-06-2) Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen<br />
Cetrimid (57-09-0) Tre toxicitetsvärden finns (R50), ej bioackumulerande.<br />
Två värden finns på nedbrytbarhet<br />
varav ett visar ej lättnedbrytbar.<br />
Citronsyra, E330 (77-92-9) Två toxicitetsvärden finns (ett R52), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande.<br />
1,2-Dihydro-2,2,4-trimetylkinolin<br />
(147-47-7)<br />
Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas.<br />
Miljöfarligt (R50)<br />
Miljöfarligt (R50/53)<br />
Ej miljöfarligt 5<br />
Otillräcklig information<br />
Etanol (64-17-5) Tre toxicitetsvärden finns (> 100), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Ej miljöfarligt<br />
Etylparaben E 214 (120-47-8) Två toxicitetsvärden finns (R52), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Otillräcklig information 4<br />
Etylparaben natriumsalt E 215 Bedöms i analogi med etylparaben Otillräcklig information 4<br />
Fenol (108-95-2) Tre toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Fenoxietanol (122-99-6) Tre toxicitetsvärden finns (> 100), ej bioackumulerande.<br />
Uppgifter om nedbrytbarhet<br />
saknas<br />
Fenylkvicksilvernitrat (55-68-5) Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen<br />
Fenylkvicksilvernitrat basiskt (8003-<br />
05-2)<br />
Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen<br />
Ej miljöfarligt 6<br />
Ej miljöfarligt<br />
Miljöfarligt (R50/53)<br />
Miljöfarligt (R50/53)<br />
Formaldehyd (50-00-0) Två toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande.<br />
Ej miljöfarligt 7<br />
Glydant (6440-58-0) Två toxicitetsvärden finns (ett R52), övriga<br />
uppgifter saknas<br />
Otillräcklig information 3<br />
Imidurea (39236-46-9) Alla uppgifter saknas Otillräcklig information<br />
Isobutylparaben (4247-02-3) Alla uppgifter saknas Otillräcklig information 4<br />
Isopropanol (67-63-0) Tre toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),<br />
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande<br />
Ej miljöfarligt
Ämne (CAS nummer) Miljödata Miljöklassificering<br />
Kaliumsorbat E 202 (590-00-<br />
1/24634-61-5)<br />
N-(3-Klorallyl)hexaminklorid (4080-<br />
31-3)<br />
Klorbutanol (57-15-8, 1,1,1triklorbutanol<br />
Två toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),<br />
övriga uppgifter saknas<br />
Två toxicitetsvärden finns (R52), övriga<br />
uppgifter saknas<br />
Ett toxicitetsvärde finns (> 100 millig/L), ej<br />
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande<br />
Klorhexidinacetat (56-95-1) Två toxicitetsvärden finns (ett R50), bioackumulerande<br />
Klorkresol (4-Chloro-m-kresol) (59-<br />
50-7)<br />
Klassat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen<br />
76<br />
Otillräcklig information<br />
Otillräcklig information<br />
Otillräcklig information<br />
Miljöfarligt (R50/53)<br />
Miljöfarligt (R50)<br />
2-Kresol (95-48-7) Tre toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Ej miljöfarligt 8<br />
3-Kresol (908-39-4) Tre toxicitetsvärden finns (R52), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Ej miljöfarligt 8<br />
4-Kresol (106-44-5) Tre toxicitetsvärden finns (två R51), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Ej miljöfarligt 8<br />
Metylparaben E218 (99-76-3) Två toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Ej miljöfarligt 4<br />
Metylparaben natriumsalt E219 Bedöms i analogi med metylparaben Ej miljöfarligt 4<br />
Myristyl-gamma-pikoliniumklorid<br />
(2748-88-1)<br />
Alla uppgifter saknas Otillräcklig information<br />
Natriumbensoat E211(532-32-1) Två toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),<br />
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande<br />
Natriumbisulfit E222 (7631-90-5) Tre toxicitetsvärden finns (ett R51), övriga<br />
uppgifter saknas<br />
Natriumedetat (tetracemindinatrium<br />
139-33-3, bedömd i enlighet med<br />
korr. syra dvs. etylendiamintetrattiksyra<br />
60-00-4)<br />
Natriumpropylhydroxibensoat E212<br />
(35285-69-9), se propylparabens<br />
natriumsalt nedan<br />
Två toxicitetsvärden finns (R52), ej lättnedbrytbar,<br />
ej bioackumulerande<br />
Ej miljöfarligt 9<br />
Otillräcklig information<br />
Miljöfarligt (åtminstone<br />
R52/53)<br />
Bedöms i analogi med propylparaben Ej miljöfarligt<br />
Natriumpyrosulfit E223 (7681-57-4) Två toxicitetsvärden finns (ett R52), ej bioackumulerande,<br />
uppgift om nedbrytbarhet<br />
saknas<br />
Natriumsulfit E221 (7757-83-7) Tre toxicitetsvärden finns (R52) ej bioackumulerande,<br />
uppgift om nedbrytbarhet<br />
saknas.<br />
Nipastat (en blandning av m,e,p,bparabener)<br />
Finns tillräckligt med uppgifter för att bedöma<br />
metyl- och propylparaben, men ej butyl-<br />
och etylparaben<br />
Otillräcklig information<br />
Ej miljöfarligt<br />
Otillräcklig information<br />
Oxykinolinkaliumsulfat (14534-95-3) Alla uppgifter saknas Otillräcklig information<br />
Propylenglykol (57-55-6 1,2-<br />
Propylenglykol)<br />
Tre toxicitetsvärden finns (> 100 millig/L),<br />
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande.<br />
Propylgallat (121-79-9) Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas<br />
Propylparaben E216 (94-13-3) Två toxicitetsvärden finns (ett R51), lättnedbrytbar,<br />
bioackumulerande<br />
Propylparaben natriumsalt E217<br />
(35285-69-9)<br />
Rosin (Kolofonium 8050-09-7) Bedömningen<br />
gjord på abietinsyra<br />
(514-10-3) eftersom Kolofonium till<br />
större delen består av abietinsyra.<br />
Ej miljöfarligt<br />
Otillräcklig information<br />
Ej miljöfarligt 4<br />
Bedöms i analogi med propylparaben 8 Ej miljöfarligt 4<br />
Kolofonium: två toxicitetsvärden finns<br />
(R51), övriga uppgifter saknas. Abietinsyra:<br />
tre toxicitetsvärden finns (R50), ej lättnedbrytbar<br />
och bioackumulerande.<br />
Miljöfarligt (R50/53)<br />
Sorbinsyra E200 (110-44-1) Ett toxicitetsvärde finns (> 100 millig/L), ej<br />
lättnedbrytbar, ej bioackumulerande<br />
Otillräcklig information<br />
Svaveldioxid E220 (7446-09-5) Två toxicitetsvärden finns (R50) Miljöfarligt (R50)
Ämne (CAS nummer) Miljödata Miljöklassificering<br />
Tiomersal (54-64-8), innehåller<br />
kvicksilver<br />
Ett toxicitetsvärde finns (51), övriga uppgifter<br />
saknas<br />
77<br />
Otillräcklig information<br />
Tiomersal natrium Bedöms i enlighet med Tiomersal Otillräcklig information<br />
Alfa-Tokoferol E307 (59-02-9), Evitamin<br />
Alla uppgifter saknas Otillräcklig information<br />
Tymol (m-tymol 89-83-8) Klassificerat som miljöfarligt av Kemikalieinspektionen<br />
Miljöfarligt (R51/53)<br />
Vinsyra (147-71-7, racemat) Ej bioackumulerande, övriga uppgifter saknas<br />
Otillräcklig information<br />
1<br />
Kemikontorets miljöskyddsblad nr 220 för bensoesyra från april 1995.<br />
2 Kemikontorets miljöskyddsblad nr 221 för bensylalkohol från april 1995.<br />
3 Testtiden i akut toxicitetstest avviker från kriterierna.<br />
4 Bedömningen är gjord med underlag från en <strong>rapport</strong> från Miljöstyrelsen (Madsen, 2001).<br />
5 Kemikontorets miljöskyddsblad nr 230 för citronsyra från juni 1994.<br />
6 Kemikontorets miljöskyddsblad nr 38 för fenol från juni 1994.<br />
7 Kemikontorets miljöskyddsblad nr 15 för formaldehyd från december 1996.<br />
8 Kemikontorets miljöskyddsblad nr 167 för o-, m-, p-kresol från december 1996.<br />
9 Bedöms i analogi med bensoesyra. Kemikontorets miljöskyddsblad nr 220 från april 1995.<br />
Av de 30 utvalda läkemedelssubstanserna klassificerades diklofenak, etinylöstradiol, ibuprofen, ivermektin,<br />
metoprolol, noretisteron, oxitetracyklin, paracetamol samt tylosin som miljöfarliga för vattenlevande organismer.<br />
Av dessa bedömdes ivermektin och noretisteron vara mycket giftiga för vattenlevande organismer<br />
samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R50/53). Oxitetracyklin och tylosin bedömdes<br />
som mycket giftiga för vattenlevande organismer (R50). Etinylöstradiol och ibuprofen bedömdes vara giftiga<br />
för vattenlevande organismer samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R51/53).<br />
Diklofenak och metoprolol bedömdes vara skadliga för vattenlevande organismer samt kunna orsaka skadliga<br />
långtidseffekter i vattenmiljön (R52/53). För 21 substanser saknades uppgifter, vilket innebär att en<br />
fullständig miljöklassificering ej kunde genomföras. Endast furosemid, hydroklorotiazid samt terbutalin<br />
kunde klassificeras som ej miljöfarliga.<br />
Flertalet av de utvalda läkemedelsubstanserna miljöriskbedömdes även utifrån använda mängder i Sverige<br />
(se 3.5). Av de substanser som här bedömts som miljöfarliga bedömdes endast etinylöstradiol kunna utgöra<br />
en potentiell risk för akvatisk miljöpåverkan, medan diklofenak, ibuprofen och metoprolol bedömdes ej<br />
utgöra någon risk. Paracetamol bedömdes inledningsvis kunna utgöra en potentiell risk för akvatisk miljöpåverkan,<br />
men ytterligare nedbrytningsdata och uppmätta halter pekar på att risken bör vara liten. För oxitetracyklin<br />
bedömdes eventuell risk för påverkan ej kunna uteslutas lokalt i reningsverken medan risk för<br />
miljöpåverkan ej kunde uteslutas för noretisteron utan tillgång till ytterligare data.<br />
Av de 55 bedömda konserveringsmedlen var sex redan bedömda som miljöfarliga i Kemikalieinspektionens<br />
klassificeringslista. Två var bedömda som mycket giftiga för vattenlevande organismer samt kunna<br />
orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R50/53), tre som mycket giftiga för vattenlevande organismer<br />
(R50) och en som giftig för vattenlevande organismer samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i<br />
vattenmiljön (R51/53).<br />
För ytterligare 25 konserveringsmedel fanns tillräckliga uppgifter för att kunna göra bedömningar enligt<br />
Kemikalieinspektionens kriterier. Av dessa bedömdes fyra vara mycket giftiga för vattenlevande organismer<br />
samt kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R50/53). Två bedömdes vara mycket giftiga<br />
för vattenlevande organismer (R50) och ett bedömdes vara skadligt för vattenlevande organismer samt<br />
kunna orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön (R52/53). Två av de konserveringsmedel som bedömts<br />
som miljöfarliga (kresol och fenylkvicksilver) granskades även ur miljörisksynpunkt utifrån använda<br />
mängder i Sverige (se 3.7.2.). Ingen av dessa bedömdes utgöra någon miljörisk vid nuvarande användning i<br />
läkemedel.
De resterande 18 konserveringsmedlen klassificerades som ej miljöfarliga. För två av dem gjordes bedömningen<br />
genom analogiresonemang. För sex konserveringsmedel fanns inga uppgifter alls och för 18 fanns<br />
vissa uppgifter, men de var otillräckliga för en klassificering.<br />
4.4 Diskussion<br />
Intresset för ett miljöklassificeringssystem för läkemedel är stort hos ett flertal intressegrupper. Det kan<br />
finnas en rad olika syften bakom önskemålet om ett miljöklassificeringssystem för läkemedel. Några exempel,<br />
vilka lyfts fram i debatten, är:<br />
• att ge ett verktyg för myndigheter att kunna stoppa/förbjuda vissa preparat<br />
• att vara ett hjälpmedel för myndigheter att sätta restriktioner för användning och informera om hur<br />
avfall skall hanteras<br />
• att tillhandahålla information till förskrivare som ett hjälpmedel att välja preparat med minsta möjliga<br />
potential för miljöpåverkan<br />
• att tillhandahålla information till allmänheten för att kunna öka möjligheten att aktivt ta miljöhänsyn<br />
• att tillhandahålla information till landsting för att kunna öka möjligheten att ta miljöhänsyn vid läkemedelsupphandling<br />
• att vara ett marknadsföringsargument för försäljare<br />
• att ge ökad kunskap om läkemedels ekotoxicitet<br />
System utvecklade för dessa olika syften skulle kunna se olika ut och ha olika värde för övriga intressenter.<br />
Läkemedelsverket lägger ingen värdering i ovan beskrivna syften. De juridiska förutsättningarna för ett<br />
miljöklassificeringssystem för läkemedel har däremot granskats i denna utredning och redovisas i kapitel 9.<br />
I försöket att miljöklassificera i läkemedel ingående utvalda aktiva substanser och hjälpämnen enligt Kemikalieinspektionens<br />
föreskrifter om klassificering och märkning av kemiska produkter (KIFS 1994:12, senaste<br />
ändrad i KIFS 2001:3) kunde databrister konstateras. Endast 12 av 30 aktiva substanser samt 31 av 55<br />
konserveringsmedel kunde miljöfarlighetsbedömas och klassificeras.<br />
Det system som idag används för miljöklassificering av allmänkemikalier utifrån deras inneboende egenskaper<br />
skulle endast kunna fungera som hjälpmedel att urskilja läkemedelssubstanser med hög akuttoxicitet<br />
och substanser med potential till persistens och bioackumulering. Informationen är naturligtvis användbar i<br />
ett första skede av en miljöriskbedömning, men skulle inte ge förskrivare eller allmänheten någon bra<br />
grund för att kunna välja läkemedelspreparat med minsta möjliga potential för miljöpåverkan.<br />
Det beror delvis på att ekotoxicitetskriterierna i miljöfarlighetsbedömningen är baserade enbart på akuttoxicitetsdata.<br />
I Jones et al. (2002) finns en sammanställning som illustrerar toxiciteten hos 7 stora läkemedelsgrupper<br />
för olika typer av organismer. Ur den kan man, ej förvånande, utläsa att antibiotika är extremt<br />
giftiga för mikroorganismer (EC50 < 0,1 millig/L) och mycket giftiga för alger (EC50 = 0,1 – 1 millig/L);<br />
antidepressiva och hjärt-/kärl läkemedel är mycket giftiga för kräftdjur; cytostatika är mycket giftiga för<br />
mikroorganismer (EC50 = 10 - 100 millig/L) och skadliga för kräftdjur och fisk; analgetika är giftiga (EC50<br />
= 1 – 10 millig/L) och skadliga för kräftdjur samt skadliga för fisk; antiepileptika är giftiga för nässeldjur<br />
men ofarliga (EC50 > 100 millig/L) för kräftdjur och fisk; röntgenkontrastmedel är ofarliga för mikroorganismer,<br />
alger, kräftdjur och fisk. Det framgår inte av sammanställningen om toxiciteten skiljer sig åt mellan<br />
produkter i respektive grupp, men den visar att biologiskt aktiva substanser har förmåga att påverka olika<br />
typer av organismer vid sådana koncentrationer så att många skulle klassificeras som mycket giftiga eller<br />
giftiga för vattenlevande organismer. Intressant är också att röntgenkontrastmedel, som skräddarsytts för att<br />
inte utöva någon biologisk aktivitet, är ofarliga för samtliga studerade arter.<br />
Vid genomgången av insända företagsdata (se 3.4 och 3.5) identifierades 30 substanser (bilaga 11) som<br />
mycket giftiga för vattenlevande organismer samt biologiskt ej lättnedbrytbara, stabila eller persistenta. Ett<br />
78
flertal läkemedelsgrupper fanns representerade bland dessa med en liten övervikt åt neuroleptika och psykoanaleptika.<br />
För 27 substanser (bilaga 11) fanns uppgifter som tolkades som giftig för vattenlevande organismer<br />
samt biologiskt ej lättnedbrytbar, stabil eller persistent. Även i denna grupp fanns flera läkemedelsgrupper<br />
representerade bl.a. vissa neuroleptika och psykoanaleptika.<br />
I dagsläget finns inte kunskap om ekotoxicitet för olika typer av organismer för mer än ett fåtal av alla<br />
existerande läkemedelssubstanser. Med dagens lagstiftning finns ingen möjlighet att kräva in dessa data<br />
från läkemedelsföretagen för andra substanser än nya läkemedelsubstanser som, utifrån av läkemedelsföretaget<br />
angivet maximalt dagligt intag och en marknadspenetrationsfaktor satt till 1 %, beräknas uppnå en<br />
halt i ytvatten över 0,01 mikrog/L. Uppgifter om toxicitet i terrester miljö är ännu mer bristfällig. Enbart<br />
uppgifter om predikterad halt i vattenmiljön skulle inte ge förskrivare och allmänheten något bra verktyg<br />
för urval av produkter.<br />
Som tidigare nämnts är den faktiska miljörisken avhängig vilken exponering som sker för en substans tillsammans<br />
med substansens förmåga att orsaka skada. Om man jämför vilka kriterier som gäller för att klassificera<br />
allmänkemikalier på en skala från mycket giftig för vattenlevande organismer till ofarlig (se<br />
2.3.6.2) med faktiska uppmätta halter av läkemedelsubstanser (bilaga 6) eller t.o.m. med uppskattade<br />
”worst case” halter (se 3.5.3, tabell 3.2) inser man att även för läkemedelssubstanser som klassificeras som<br />
mycket giftiga är riskerna för akut miljöpåverkan väldigt små.<br />
Som framgår av sammanställningen av nuvarande kunskap (se 3.2) är det sannolikt långtidstoxicitet vid<br />
kronisk exponering som är av intresse när det gäller dessa låga halter av läkemedelssubstanser. Potentialen<br />
att orsaka miljöpåverkan vid långtidsexponering för låga halter behöver inte vara korrelerad med potentialen<br />
att orsaka akut miljöpåverkan (Calabrese och Baldwin, 1993; Forbes och Calow, 2002; Ferrari et al.<br />
2003; Huggett et al, 2002; Webb, 2001). Ett val av läkemedelssubstans baserat enbart på potential att orsaka<br />
akut miljöpåverkan i vattenmiljön skulle kunna resultera i att ett läkemedel väljs bort till förmån för ett<br />
annat som skulle kunna orsaka värre långtidseffekter.<br />
Ett bra system för miljöriskbedömning och miljöklassificering av läkemedelsubstanser bör således baseras<br />
på kunskap om långtidstoxicitet vid exponering för låga halter, utöver akuttoxicitet, persistens och bioackumulation.<br />
Dessutom bör utvärderingen gälla såväl terrester som akvatisk miljö. När det gäller persistenskriteriet<br />
bör man även vara observant på att substanser som inte anses vara persistenta i miljön ändå<br />
kan komma att utöva avsevärda långtidseffekter om dessa ständigt tillförs i små mängder (pseudopersistenta<br />
substanser).<br />
Läkemedel innehåller utöver den aktiva substansen dessutom olika hjälpämnen vilkas potential att utöva<br />
miljöpåverkan även den borde vägas in vid olika produkters eventuella miljöklassificering.<br />
Innan man inför ett eventuellt miljöklassificeringssystem för läkemedel måste syftet med detta system tydliggöras<br />
och för syftet relevanta kriterier utformas.<br />
Om syftet med ett eventuellt miljöklassificeringssystem vore att förse förskrivare, upphandlare och allmänheten<br />
med information för att öka möjligheterna att aktivt kunna ta miljöhänsyn eller för att ge försäljare<br />
marknadsföringsargument borde hela livscykelanalyser (dvs. miljöpåverkan från utvinning av råmaterial,<br />
produktion och produktionsavfall, aktiv substans, hjälpämnen, förpackningar, distributionsled, destruktion)<br />
av varje enskild produkt beaktas. Vidare måste de kriterier man sätter upp vara anpassade till de specifika<br />
potentiella miljörisker som förknippas med respektive led. Dessutom måste kunskap och instruktioner för<br />
hur en eventuell miljöklassificering skall hanteras vid förskrivning, upphandling och allmänhetens val av<br />
preparat finnas tillgänglig.<br />
I dagsläget finns inte tillräcklig kunskap för denna typ av omfattande miljöklassificering. I ett inledande<br />
skede bör dessa aspekter diskuteras och utredas av representanter för inblandade intressegrupper.<br />
79
5 Miljöpåverkan från kosmetiska och<br />
hygieniska produkter<br />
5.1 Sammanfattning<br />
Volymen av kosmetiska och hygieniska produkter på svenska marknaden uppgår till ca 40 000 ton/år. Den<br />
totala volymen av kosmetiska och hygieniska produkter exklusive vatten uppgår till ca 16 000 ton/år. Om<br />
totalförbrukningen fördelas jämnt över hela befolkningen innebär det att varje svensk i genomsnitt använder<br />
ca 12 g kosmetiska och hygieniska produkter per dag. Mängden 12 g inklusive vatten kan jämföras med<br />
den mängd på 18 g som EU:s vetenskapliga kommitté använder vid säkerhetsbedömningar av ingredienser<br />
och som antas motsvara en mängd som används av en ”storförbrukare” av kosmetiska och hygieniska produkter<br />
inom EU.<br />
Tensider och mjukgörande/fuktighetsreglerande ämnen utgör två stora funktionsgrupper i kosmetiska och<br />
hygieniska produkter. De utgör uppskattningsvis ca 30 % respektive 20 % av torrsubstansmängden i produkterna.<br />
Den totala tensidmängden från kosmetiska och hygieniska produkter beräknades uppgå till ca<br />
5 000 ton per år och tensidstudien visade att detta utgör en relativt liten del, ca 4 %, av det totala flödet av<br />
tensider i samhället.<br />
Funktionsgrupper som utgör små andelar, < 1 – 4 %, av totalmängden är solskyddsfilter, konserveringsmedel,<br />
drivgaser, färgämnen och parfymer.<br />
Arbetet med att kvantifiera flöden av kosmetiska och hygieniska produkter har visat att det finns avsevärda<br />
svårigheter med att få fram nödvändiga uppgifter. De sätt som olika uppgifter registreras på är för närvarande<br />
inte anpassade för flödesberäkningar och en stor arbetsinsats har krävts av olika parter för att få fram<br />
uppgifter om flöden. Information samlades in från enskilda företag som en engångsinsats genom branschorganisationen.<br />
För en framtida uppföljning av sådana flöden krävs ett mer organiserat system för insamling<br />
av data.<br />
Sex ämnen/ämnesgrupper miljöriskbedömdes med en datorbaserad beräkningsmodell. Resultaten från denna<br />
visade att kokamidopropylbetain och parabener har låga riskkvoter, vilket tyder på att dessa ämnen inte<br />
torde utgöra ett problem för organismerna i vattenmiljön.<br />
Bronopol har en låg riskkvot om hänsyn endast tas till de mängder som kosmetiska och hygieniska produkter<br />
bidrar med. Bronopol är dock exempel på ett ämne som är vanligt förekommande inom andra produktområden<br />
och riskbedömningen indikerar att den totala användningen av ämnet i samhället skulle kunna<br />
innebära negativa miljöeffekter.<br />
Riskkvoten för cetrimoniumsalter ligger något över ett och det kan därför inte uteslutas att denna ämnesgrupp<br />
har negativa miljöeffekter lokalt i recipienten.<br />
Natriumlauryletersulfat och triklosan har de högsta riskkvoterna för vatten, vilket indikerar att dessa ämnen<br />
kan ha negativa miljöeffekter. De gjorda bedömningarna bör följas upp med ytterligare studier. Mätningar i<br />
miljön har i viss omfattning gjorts för triklosan och resultaten har inte varit entydiga. Förekomsten i miljön<br />
av dessa båda ämnen borde undersökas ytterligare.<br />
Av de nio granskade ämnena bedömdes butylmetoxydibensoylmetan, EDTA, kokamid DEA, isoparaffiner,<br />
polykvarternium-10, resorcinol, zinkoxid och zinkpyrition som miljöfarliga enligt kriterierna i Kemikalieinspektionens<br />
föreskrifter. Endast natriumlaurylsulfat bedömdes som ej miljöfarlig.<br />
Klassning av ett ämne som miljöfarligt innebär inte per automatik att ämnet orsakar skador i miljön. Hur<br />
mycket av ämnet som används har avgörande betydelse för om miljöfarligheten i praktiken också innebär<br />
80
en risk för miljön. Det är därför angeläget att få fram uppgifter om volymer för de ämnen som bedömts<br />
vara miljöfarliga för att möjliggöra fortsatta riskbedömningar.<br />
Flera av de ämnen som miljöriskbedömts valdes ut för att representera en grupp av ämnen med besläktad<br />
struktur och likartade egenskaper. Det innebär att det kan finnas ytterligare ämnen med liknande miljöegenskaper<br />
som de som studerades. De valda ämnena måste alltså betraktas som exempel och får inte ses som<br />
en slutlig lista över de ingredienser som är de mest intressanta att studera från miljösynpunkt.<br />
5.2 Sammanställning av nuvarande kunskap<br />
Idag finns endast mycket liten kunskap om vilka miljöeffekter som användningen av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter kan orsaka. I kosmetiska och hygieniska produkter används ca 7 000 olika ingredienser.<br />
Många av dessa ämnen ingår även i andra produkter och kosmetiska och hygieniska produkter svarar ofta<br />
för en mindre del av den totala användningen. Få undersökningar har gjorts över förekomst av dessa ämnen<br />
i miljön och när ämnena påträffats har det varit svårt att avgöra vilket bidrag de kosmetiska och hygieniska<br />
produkterna lämnat. Läkemedelsverket har inte gjort en heltäckande genomgång av den vetenskapliga litteraturen<br />
med avseende på studier av nämnda slag.<br />
Utgångspunkten har istället varit att utgå från litteraturdata över ingrediensernas inneboende egenskaper för<br />
att bedöma om kosmetiska och hygieniska produkter kan orsaka miljöproblem. Med hjälp av sådana data<br />
kan miljöfarligheten uppskattas. Går det dessutom att få fram uppgifter om vilka mängder av ämnena som<br />
används och vilka koncentrationer dessa skulle kunna ge i miljön, kan även miljörisker bedömas. Nedan<br />
ges några exempel på studier av detta slag, varav tre stycken är svenska.<br />
5.2.1 Läkemedelsverkets studie 1993<br />
På Läkemedelsverkets uppdrag genomförde Försvarets Forskningsanstalt en studie angående miljöaspekter<br />
på kosmetiska och hygieniska produkter (Läkemedelsverket, 1993). Urvalet av kemiska ämnen gjordes<br />
huvudsakligen utifrån tillgången på litteraturuppgifter om kemikaliers exponerings- och effektrelaterade<br />
egenskaper på den yttre miljön. Data om ämnenas miljötoxikologiska egenskaper hämtades ur handböcker<br />
och forsknings<strong>rapport</strong>er i internationella tidskrifter. De egenskaper som ansågs särskilt viktiga att utgå ifrån<br />
var nedbrytbarhet, adsorption till suspenderat material och toxicitet för vattenlevande organismer. Dessutom<br />
inhämtades kvantitativa och kvalitativa uppgifter om innehållsämnen i produkterna från tillverkare.<br />
Utredarna konstaterade att det var begränsad tillgång på uppgifter om kosmetiska och hygieniska produkters<br />
ekotoxikologiska egenskaper och för flertalet av ingredienserna fanns inga uppgifter att tillgå. Utvärderingen<br />
fick därför göras på ett begränsat vetenskapligt underlag och i flertalet fall genom analogibedömningar.<br />
De flesta ingredienserna i kosmetiska och hygieniska produkter kategoriserades som lättnedbrytbara eller<br />
behandlingsbara (i reningsverk). Följande ämnesgrupper ansågs utgöra undantag p.g.a. hög toxicitet och<br />
persistens:<br />
• Kvartära ammoniumföreningar (t.ex. cetrimoniumklorid, vissa kvaternium- och polykvaterniumföreningar)<br />
• Betainer (N-alkylderivat av N,N-dimetylglycin)<br />
• Konserveringsmedel (t.ex. parabener)<br />
• Svårlösliga petroleumfraktioner (t.ex. paraffiner)<br />
5.2.2 Andra <strong>rapport</strong>er inom området<br />
I <strong>rapport</strong>en ”Miljöpåverkan av hygienprodukter” (Länsstyrelsen i Jönköpings Län, 2001) används en gängse<br />
ekotoxikologisk bedömningsgrund med beräkning av en riskkvot (PEC/PNEC) utifrån beräkna-<br />
81
de/bedömda koncentrationer i miljön (PEC) och beräknade/bedömda koncentrationer utan toxisk effekt<br />
(PNEC). Om denna kvot blev större än 1 (eller nära 1) ansågs en miljörisk föreligga. De produktgrupper<br />
som ingick i undersökningen avgränsades till flytande tvål, schampo, balsam och tandkräm. Miljörisken<br />
räknades ut för tre olika typer av vatten; dels för enskilda avlopp utan rening; dels för avloppsvatten från ett<br />
reningsverk; och dels för Kroppån (Jönköpings län) vid lågvatten. För att räkna ut PEC gjordes en materialflödesanalys<br />
grundad på förbrukningen av hygienprodukter i området.<br />
I <strong>rapport</strong>en ”Hårvårdsprodukter-Vad innehåller de och hur påverkas miljön?” (Stockholm Vatten, 2002)<br />
användes miljöklassificering enligt Kemikalieinspektionen m.fl. för att bedöma hårvårdskemikaliers miljörisk.<br />
Dessa klassningar gäller ämnets inneboende egenskaper och förmåga att framkalla fara, men tar ej<br />
hänsyn till exponeringssituation och uppskattade miljökoncentrationer, förbrukningsmängder etc.<br />
I ett memorandum från norska myndigheten (Statens næringsmiddeltilsyn, 2002) utgår man ifrån redan<br />
N-klassificerade substanser (potentiellt miljöfarliga enligt rådets direktiv 67/548/EEG), vilka ansågs vara<br />
av störst intresse för miljöpåverkan av kosmetiska och hygieniska produkter. Endast sju av dessa visade sig<br />
användas i kosmetiska och hygieniska produkter i någon större utsträckning.<br />
Ämnen eller ämnesgrupper som pekades ut i alla tre <strong>rapport</strong>erna var framförallt kvartära ammoniumföreningar.<br />
I <strong>rapport</strong>en från Länsstyrelsen pekades även kokamidopropylbetain, triklosan, natriumkokamfoacetat,<br />
natriumlauryletersulfat samt kokamid DEA ut. Det sistnämnda ämnet (PEC/PNEC = 0,066 i avloppsvatten)<br />
ansågs vara miljömässigt intressant p.g.a. hög förekomst i andra produktgrupper än kosmetiska och<br />
hygieniska produkter. Parabener prioriterades för miljöriskbedömning som andra ämnesgrupp efter kvartära<br />
ammoniumföreningar, men undersöktes inte vidare p.g.a. avsaknad av nödvändiga uppgifter. Rapporten<br />
från Stockholm Vatten begränsade sig till innehållsämnen i hårvårdsprodukter och omnämnde förekomsten<br />
av 21 klassificerade miljöfarliga ämnen samt ytterligare 40 st misstänkt miljöfarliga. Särskilt utpekade,<br />
utöver kvartära ammoniumföreningar, var aromatiska föreningar och svårnedbrytbara polymerer som återfanns<br />
i schampo och hårfärger. De sju N-klassade substanser som redovisades i den norska <strong>rapport</strong>en var<br />
sex bensenderivat samt bronopol. Man nämner även ftalater, etoxylater, nonylfenoler och oktylfenoler.<br />
I den norska <strong>rapport</strong>en anser man att kosmetiska och hygieniska produkter knappast bidrar till miljöproblemen<br />
eftersom de nämnda substanserna förekommer i mycket större mängd inom andra användningsområden<br />
där de inte har bedömts som ett allvarligt miljöproblem. I de andra två <strong>rapport</strong>erna framgår det ej<br />
vilket totalt bidrag kosmetiska och hygieniska produkter kan lämna till eventuella effekter på miljön. Däremot<br />
bedöms det som svårt att avgöra vilken effekt många av substanserna har på miljön eftersom det finns<br />
brister i den tillgängliga informationen. Främst saknas ekotoxikologiska data.<br />
5.2.3 Diskussion och slutsatser<br />
I de fyra <strong>rapport</strong>erna som refererats ovan används olika kriterier för att bedöma miljörisken. Problemet i<br />
samtliga <strong>rapport</strong>er är att det finns för lite tillgängliga ekotoxikologiska data. Det går inte att identifiera de<br />
största miljöriskerna enbart utifrån redan känd och tillgänglig information om ett begränsat antal substanser.<br />
Risken är stor att man förbiser de ämnen som man inte redan vet något om. Försöket att också ta hänsyn<br />
till mängder förbrukad substans som i <strong>rapport</strong>en från Länsstyrelsen, ökar chansen att hitta substanser<br />
med potentiell risk för miljöpåverkan, men när tillräckligt med ekotoxicitetsdata saknas blir resultatet osäkert.<br />
5.3 Volymer och massflödesanalys<br />
5.3.1 Insamling och bearbetning av dataunderlag<br />
Sammanställning av massflöden för kosmetiska och hygieniska produkter görs normalt inte idag. Det bedömdes<br />
därför som värdefullt att genomföra en analys av volymer och massflöden inom ramen för detta<br />
uppdrag.<br />
82
Kemisk Tekniska Leverantörsförbundet, KTF, sammanställer årligen en marknads<strong>rapport</strong> med uppgifter<br />
om marknadsvärde för olika produktgrupper. Man har även uppgifter om antal produkter som sålts per år.<br />
Läkemedelsverket har ett register innehållande uppgifter om företag och vilka kosmetiska och hygieniska<br />
produkter som finns på marknaden. Registret innehåller dock inte information om mängder av olika produkter<br />
eller om innehåll i specifika produkter.<br />
Information om vilka ämnen som ingår i en produkt redovisas i fallande viktsordning på förpackningen till<br />
produkten, dock framgår det inte vilka halter ämnena har i produkten.<br />
Datainsamlingen har lagts upp i två steg:<br />
• Insamling av försålda volymer för år 2002 uppdelat på olika produktgrupper<br />
• Sammanställning av en representativ typformulering för respektive produktgrupp. Typformuleringen<br />
anger sammansättning uppdelat på ett antal ämnesgrupper.<br />
Uppgifter om försålda volymer har insamlats från de företag som säljer kosmetiska och hygieniska produkter<br />
på den svenska marknaden. Insamling har skett via:<br />
• KTF, branschföreningen för företag som importerar, tillverkar eller marknadsför kemtekniska konsumentprodukter.<br />
• Branschföreningen för Industriell och Institutionell Hygien (IIH), som representerar företag som säljer<br />
produkter för professionell rengöring.<br />
• Direktförfrågan till dagligvaruhandel som har egna varumärken, men som inte är representerade av<br />
branschföreningarna ovan.<br />
Typformuleringar har sammanställts med hjälp av KTF på tre olika sätt:<br />
1) Sammanställd från uppgifter om innehåll i flertalet av medlemsföretagens produkter. Den sammanställda<br />
formuleringen är representativ för produkterna på marknaden, även om den inte utgör ett aritmetiskt<br />
medelvärde. För detta fall har en formulering som adderar till 100 % kunnat användas.<br />
2) Från en exempelprodukt som anses kunna ge en någorlunda representativ bild av produktgruppen.<br />
Denna formulering har angivits med ett intervall för halten av respektive ämnesgrupp.<br />
3) Publicerade uppgifter med ett exempel på formulering för vissa produktgrupper (Lodén, 2003).<br />
Noggrannheten i de två senare posterna är sämre än i den första gruppen. Det vore givetvis önskvärt med<br />
samma kvalitet i dataunderlaget för alla produktgrupper. Det har dock inte varit möjligt att göra den sammanställningen<br />
inom tidsramen för uppdraget.<br />
5.3.2 Indelning av produkter och funktionsgrupper<br />
Inom kosmetik- och hygienbranschen finns sedan länge en uppdelning av produkter i olika grupper för den<br />
marknadsuppföljning som görs årligen inom branschen. Av praktiska skäl har denna uppdelning i stora<br />
drag följts i flödesanalysen. Se tabell 5.1.<br />
Tabell 5.1. Indelning i produktgrupper<br />
Produktgrupp<br />
Hygien Munvatten<br />
Tandkräm<br />
Tvål, fast<br />
Tvål, flytande<br />
Ansiktsvård<br />
Kroppsvård<br />
Rengöring, lotion/kräm<br />
Rengöring, ansiktsvatten<br />
83
Brun utan sol<br />
Rakning<br />
Solvårdsprodukter Solvård<br />
Deo stick/roll-on<br />
Deo, aerosol<br />
Hårvård Schampo<br />
Balsam<br />
Styling<br />
Styling, aerosol<br />
Hårfärg<br />
Toning<br />
Blekning<br />
Permanent<br />
Kosmetika Make up<br />
Dofter Parfym<br />
Indelning i funktionsgrupper framgår av tabell 5.2. Indelningen har anpassats till den information som var<br />
möjlig att ta fram inom den givna tidsramen.<br />
Tabell 5.2. Indelning i funktionsgrupper<br />
Ämnesgrupper<br />
Vatten<br />
Etanol<br />
Mjukgörande ämnen<br />
Viskositetskontrollerande ämnen<br />
Fuktighetsreglerande ämnen<br />
Silikon<br />
Tensider/ytaktiva ämnen/emulgeringsmedel<br />
Konserveringsmedel<br />
Solskyddsfilter<br />
Övrigt<br />
De grupper som övervägts, men där dataunderlaget inte medgivit närmare uppföljning, är vissa metaller,<br />
antioxidanter och övriga lösningsmedel.<br />
5.3.3 Osäkerhetsfaktorer<br />
För att kunna sammanställa dataunderlaget har ett antal antaganden gjorts. Vidare finns osäkerhet i de erhållna<br />
uppgifterna som kan ge upphov till fel. Exempel på felkällor är:<br />
• Insamlade data om massflöde från branschorganisationer och detaljhandel täcker inte hela marknaden<br />
för kosmetiska och hygieniska produkter. Angivna volymer från KTF:s och IIH:s medlemsföretag har<br />
räknats upp med hjälp av uppgifter om marknadsandel för att uppskatta den totala volymen.<br />
• Dataunderlaget om sammansättning hos produktgrupperna har olika noggrannhet. Det var inte möjligt<br />
att få fram uppgifter om genomsnittlig sammansättning för alla produktgrupper. För ca 60 % av den totala<br />
volymen har KTF lämnat uppgifter om sammansättning som uppges väl representera de produkter<br />
som finns på den svenska marknaden. För övriga produktgrupper har ett exempel på en formulering antagits<br />
gälla för hela produktgruppen. Formuleringar kan givetvis avvika mellan enskilda produkter.<br />
• För produktgrupperna make-up, parfymer, rengöring (lotion/kräm), hårfärger samt toning har någon<br />
typformulering ej tagits fram. Make-up produkter är så olika sinsemellan att det är mycket svårt att ge<br />
en representativ typformulering. För de övriga produktgrupperna har det inte varit möjligt att få fram<br />
en formulering som kan anses vara någorlunda representativ.<br />
84
• För produktgruppen parfym har hela innehållet bokförts under funktionsgruppen ”parfym” trots att<br />
dessa produkter innehåller andra ingredienser än parfymämnen. Likaså har hela innehållet i produktgruppen<br />
hårfärger bokförts under färgämnen. Mängder av parfym och färgämnen är därför överskattade<br />
i redovisningen.<br />
• I de exempelformuleringar som använts har sammansättningen angivits som maximala halter av enskilda<br />
funktionsgrupper. Totalsumman av halterna av de ingående grupperna kan därmed bli större än<br />
100 %, som mest nästan 200 % för stylingprodukter. Detta innebär att volymen av dessa grupper överskattas<br />
i sammanställningen.<br />
• Indelningen i grupper utgår huvudsakligen från funktion. Samma ingrediens kan ha olika funktion i<br />
olika produkter och kan tänkas tillhöra olika grupper.<br />
5.3.4 Resultat av massflödesanalysen<br />
Volymen av kosmetiska och hygieniska produkter på svenska marknaden uppgår till ca 40 000 ton/år. Vatten<br />
utgör den största andelen i produkterna, mängden exklusive vatten uppgår till storleksordningen 16 000<br />
ton/år. Om totalförbrukningen fördelas jämnt över hela befolkningen innebär det att varje svensk i genomsnitt<br />
använder ca 12 g kosmetiska och hygieniska produkter per dag. Räknas vattnet bort blir det knappt<br />
5 g/person och dag. Mängden 12 g kan jämföras med den mängd på 18 g som EU:s vetenskapliga kommitté<br />
använder vid säkerhetsbedömningar av ingredienser och som antas motsvara en mängd som används av en<br />
”storförbrukare” av kosmetiska och hygieniska produkter inom EU (SCCNFP, 2003).<br />
I bilaga 18, figur A redovisas volymen av olika kosmetiska och hygieniska produkter uppdelat på olika<br />
produktgrupper. I figuren visas andelen vatten respektive övriga ingredienser för de produktgrupper där<br />
denna information varit tillgänglig.<br />
Hygienprodukter utgör 65 - 75 % av totala mängden räknat både som totalmängd och mängd exklusive<br />
innehåll av vatten. Hårvårdsprodukter utgör ca 30 % av totalvolymen och 20 % av mängden exklusive<br />
vatten. Make-up, parfymer och solvårdsprodukter utgör mindre andelar, ca 1 % av totalmängden (för parfymer<br />
och make-up saknas uppgifter om innehåll av vatten samt andra ämnesgrupper).<br />
Enskilt stora produktgrupper som överskrider 1 000 ton/år exklusive vatten, är:<br />
• Tvål, fast och flytande<br />
• Tandkräm<br />
• Schampo<br />
• Kroppsvård (hudkrämer)<br />
I posten för flytande tvål ingår även volymen av de produkter som säljs inom marknaden för professionell<br />
rengöring, dvs. hygienprodukter som används inom institutioner etc. Denna andel uppgår till ca 3 500<br />
ton/år eller ca 30 % av totala volymen för flytande tvål.<br />
I bilaga 18, figur B redovisas fördelning av olika funktionsgrupper per produktgrupp.<br />
Det återfinns stora mängder av:<br />
• tensider i tvål, schampo och balsam<br />
• mjukgörande och fuktighetsbevarande ämnen i tandkräm, hudkrämer, schampo och stylingprodukter<br />
• etanol i deodoranter, styling och kroppsvårdsprodukter.<br />
Tensider samt mjukgörande/fuktighetsreglerande ämnen är två stora funktionsgrupper i de kosmetiska och<br />
hygieniska produkterna, se figur 5.1. Dessa utgör ca 30 % respektive 20 % av torrsubstansmängden i produkterna.<br />
Eftersom tensider är en stor funktionsgrupp och dessutom kan utgöra en potentiell miljörisk har<br />
en separat studie av tensidanvändningen genomförts, se vidare i 5.3.5.<br />
85
Det bör observeras att uppdelningen i figur 5.1 endast anger storleksordningen för funktionsgrupperna. Det<br />
finns flera osäkerheter i underlaget. De värden på sammansättning som använts vid framtagning av figur<br />
5.1 bygger delvis på uppgifter om maximalt innehåll. För exempelvis styling-produkter blir då summan av<br />
ingående funktionsgrupper mellan 50 % till 100 % större än totalmängden av produkterna. Noggrannheten<br />
är dock bättre för de volymmässigt stora produktgrupperna. Räknat på alla produktgrupperna är summan av<br />
de maximala mängderna av ingående ämnen ca 10 % större än totalmängden av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter.<br />
4%<br />
3%<br />
0%<br />
4%<br />
1%<br />
21%<br />
9%<br />
3%<br />
Figur 5.1. Kosmetiska och hygieniska produkter. Fördelning av torrsubstans mellan olika funktionsgrupper,<br />
volymprocent exklusive vatten. Tensider m.m. 32 %, mjukgörande m.m. 23 % etc. (för diagram i färg, se PDFdokument<br />
på www.mpa.se).<br />
Funktionsgrupperna parfym och färgämnen anges till ca 3 % respektive 4 % (motsvarande ca 340 respektive<br />
680 ton/år). Dessa siffror är stora överskattningar av mängderna parfym och färgämnen. Värdena inkluderar<br />
totalmängden av produktgrupperna hårfärgämnen respektive parfymer, eftersom uppgifter om sammansättning<br />
hos dessa produkter inte kunde tas fram.<br />
Mängden antioxidanter är sannolikt underskattad. I produktgrupper som hudkrämer där man vet att det<br />
ingår antioxidanter har detta inte redovisats som en separat post i underlaget.<br />
I bilaga 19 redovisas underlaget till massflödesanalysen närmare.<br />
23%<br />
5.3.5 Tensidbelastningen från kosmetiska och hygieniska produkter<br />
5.3.5.1 Underlag och beräkningar<br />
32%<br />
Den samlade tensidbelastningens miljöeffekter, dvs. inte bara från kosmetiska och hygieniska produkter,<br />
har studerats översiktligt i en separat studie. Den har genomförts med en annan metod och andra uppgifter<br />
om mängder.<br />
För att få en uppfattning om hur marknaden ser ut vad gäller tensidanvändning utnyttjades databasen SPIN<br />
(Nordiska rådet, 2000). SPIN innehåller information från de nordiska produktregistren om vilka kemiska<br />
ämnen som finns på marknaden. I SPIN finns även data om ämnesmängder och i vilka typer av produkter<br />
och branscher som ämnet används. Från SPIN valdes följande produktgrupper p.g.a. att de förväntades<br />
innehålla de flesta viktiga tensider som finns på marknaden:<br />
86<br />
Tensider/ytaktiva ämnen/emulgeringsmedel<br />
Mjukgörande och fuktighetsreglerande ämnen<br />
Viskositetskontrollerande ämnen<br />
Etanol<br />
Konserveringsmedel<br />
Färgämnen<br />
Solskyddsfilter<br />
Parfym<br />
Drivgaser<br />
Övrigt
• B07 Anti-static agents,<br />
• B25 Foaming agents,<br />
• B50 Surface-active agents,<br />
• C09 Cleaning/washing agents,<br />
• D59 Paints, laquers and varnishes.<br />
• B47 Softeners<br />
• B15 Cosmetic (Danmark)<br />
• A38 Pesticides<br />
• D61 Surface treatment<br />
Enskilda tensider identifierades sedan och valdes ut om de fanns i någon av de nämnda produktgrupperna<br />
och om de hade en <strong>rapport</strong>erad årsvolym på 10 ton eller mer. Det förutsattes att tensider med mindre årsvolymer<br />
inte skulle bidra i någon större utsträckning till det totala flödet.<br />
En sökning i Kemikalieinspektionens produktregister utfördes sedan på de utvalda tensiderna. Produktregistret<br />
är ett centralt register som innehåller information om ca 60 000 kemiska produkter och biotekniska<br />
organismer som tillverkas i eller importeras till Sverige.<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter finns inte med i Kemikalieinspektionens produktregister. Däremot<br />
finns råvaror till sådana produkter registrerade, dvs. det finns mängduppgifter om bl.a. tensider som används<br />
för tillverkning av kosmetiska och hygieniska produkter i Sverige. Sökningen från produktregistret<br />
gällde för 2001 och visar import och inhemsk tillverkning av tensider som råvara och som komponent i<br />
färdig produkt. Exporten är borträknad.<br />
Den totala mängden tensider från Kemikalieinspektionens produktregister var 121 515 ton fördelade på<br />
följande sätt:<br />
• 105 770 ton anjontensider<br />
• 14 446 ton nonjontensider<br />
• 236 ton amfotära tensider<br />
• 1 063 ton katjontensider<br />
I den totala mängden tensider från produktregistret kan en del tensider vara registrerade två gånger. Om en<br />
tensid anmäls när den importeras som en råvara och sedan används för att producera produkter som ska<br />
anmälas till produktregistret kan mängden räknas två gånger. Det gäller dock inte tensider som används för<br />
att producera kosmetiska och hygieniska produkter, eftersom de inte ska anmälas till Kemikalieinspektionens<br />
produktregister. Produktgruppen "Råvara för kosmetik", som utgör 493 ton , torde spegla den svenska<br />
tillverkningen av kosmetiska och hygieniska produkter och ingår i den totala mängden tensider.<br />
I produktregistret finns alla produkter och råvaror registrerade, liksom ingående halter av olika ämnen. När<br />
det gäller tensidråvaror brukar halten tensid vara 50 – 100 %. I andra tensidinnehållande produkter än tensidråvaror,<br />
t.ex. tvätt- och diskmedel, bör halten av enskilda tensider vara lägre. När produkter som innehåller<br />
mer än 50 % tensid sorterades ut från produktregistret, erhölls en registrerad tensidvolym på 75 313<br />
ton. Om man utgår från att denna volym är råvaror kan man dra slutsatsen att dessa endast till viss del kan<br />
vara registrerade två gånger. Detta eftersom en dubbelregistrering av denna volym kraftigt skulle överskrida<br />
den totala volymen registrerade tensider på 121 515 ton. Eftersom den totala tensidvolymen på 121 515<br />
ton även innehåller data från alla importerade produkter som innehåller tensider, indikerar det att bara en<br />
viss del av "råvarorna" kan vara dubbelregistrerade.<br />
87
KTF har 18 medlemsföretag med tillverkning av kosmetiska och hygieniska produkter i Sverige eller i<br />
annat land på uppdrag av medlemsföretaget. Hur stor andel av produkterna som produceras i Sverige har<br />
inte gått att få fram.<br />
Enligt uppgifter från KTF levererade deras medlemsföretag 31 488 ton kosmetiska och hygieniska produkter<br />
till den svenska marknaden år 2002. Det inkluderar både import av färdiga produkter samt inhemsk<br />
tillverkning. I försäljningsstatistiken har KTF delat upp produkterna i 22 klasser (se bilaga 20). För 17 av<br />
dessa klasser har KTF tagit fram ramformuleringar. Dessa 17 produktklasser täcker 91 % av det totala tonnaget,<br />
och har alltså en försäljning på 28 883 ton. Med hjälp av ramformuleringarna för de 17 klasserna har<br />
det beräknats hur mycket av dessa 28 883 ton som är tensider, vilket resulterade i 4 108 ton.<br />
Det saknas ramformuleringar för följande sex produktklasser: emulsionsbaserad rengöring (ansiktstvätt fast<br />
och flytande krämform respektive rengöringslotion, scrub och mask), hårfärgningsmedel, make up, parfymer,<br />
toning och blekning. Dessa utgör tillsammans 2 605 ton produkter. För make up, parfym och blekning<br />
görs antagandet att de inte innehåller tensider. Därefter återstår 1980 ton produkter och i den mängden kan<br />
innehållet av tensider inte uppskattas.<br />
För att få en uppfattning om hur stor del av det totala flödet av tensider som kommer från kosmetiska och<br />
hygieniska produkter har följande data använts:<br />
Totala mängden tensider från Kemikalieinspektionens produktregister är 121 515 ton. Tensider i kosmetiska<br />
och hygieniska produkter beräknas till 4 108 ton (KTF, 2003).<br />
Baserat på dessa uppgifter kommer 3,4 % av det totala flödet tensider i samhället från kosmetiska och hygieniska<br />
produkter. Resonemanget innehåller några osäkra faktorer som diskuteras i det följande.<br />
5.3.5.2 Osäkerhetsfaktorer<br />
En osäkerhet med beräkningen är att det saknas uppgifter för 1 980 ton produkter som inte är med i beräkningen.<br />
Dessa utgör dock bara 6,3 % av den totala produktvolymen på 31 488 ton. Om dessa antas innehålla<br />
samma genomsnittsmängd tensider som de 28 883 ton (91 %) av produkterna för vilka tensidvolymerna<br />
är kända påverkas inte totalflödet nämnvärt. Då skulle 3,6 % istället för 3,4 % av det totala tensidflödet<br />
komma ifrån kosmetiska och hygieniska produkter, dvs. skillnaden blir marginell.<br />
En större osäkerhet är att tensidmängderna som framkommer ur Kemikalieinspektionens produktregister<br />
delvis kan baseras på en dubbelregistrering av tensidråvaror som används för inhemsk produktion av produkter.<br />
Att dubbelregistrering endast kan förekomma för en del av alla tensider har visats genom olika<br />
beräkningar, men den kan ändå vara signifikant. Detta motverkas i viss mån av att den sökstrategi som<br />
använts inte med säkerhet identifierat alla tänkbara tensider, och att tensider som används i mängder under<br />
10 ton/år inte tagits med, vilket kan göra det totala flödet något större än vad som framkommit. I ett extremt<br />
"worst case" antas att alla tensider registrerats två gånger i produktregistret, det totala flödet blir då hälften<br />
så stort och kosmetiska och hygieniska produkter skulle bidra med ca 7 % av samhällets totala tensidflöde,<br />
vilket fortfarande är en relativt låg siffra.<br />
En tredje faktor som kan påverka utfallet är den del av kosmetiska och hygieniska produkter som inte levereras<br />
till marknaden av KTF:s medlemsföretag. Enligt uppgift från KTF domineras dock marknaden av<br />
KTF:s medlemmar (KTF, 2003). Det är därför inte troligt att denna faktor påverkar utfallet i någon större<br />
omfattning.<br />
5.3.5.3 Diskussion och slutsatser rörande tensider<br />
Tensider i kosmetiska och hygieniska produkter kan enligt den särskilda studien beräknas till drygt 4 000<br />
ton (KTF, 2003). Med hänsyn till ovan nämnda osäkerhetsfaktorer i beräkningarna kan det vara en underskattning.<br />
I den övergripande massflödesanalysen (se 5.3.5) beräknades också tensidmängderna med ett<br />
liknande arbetssätt, men med delvis annat beräkningsunderlag. I massflödesanalysen beräknades tensiderna<br />
88
utgöra ca 5 400 ton (ca 34 % av 16 000). De felkällor som anges i massflödesanalysen (se 5.3.4) indikerar<br />
att denna mängd kan vara överskattad.<br />
Läkemedelsverket bedömer att överensstämmelsen mellan de båda studierna är relativt god. Tensidmängderna<br />
från kosmetiska och hygieniska produkter kan beräknas uppgå till ca 5 000 ton/år. Baserat på uppgifter<br />
från Kemikalieinspektionens produktregister och ovanstående resonemang utgör tensiderna från kosmetiska<br />
och hygieniska produkter ca 4 % av det totala flödet av tensider i samhället.<br />
5.4 Urval av ämnen för miljöriskbedömning<br />
Parallellt med analysen av volymer och massflöden gjordes ett urval av ämnen för miljöriskbedömning.<br />
Detta gjordes trots att uppgifter om volymer av enskilda ingredienser saknades. Ingredienser valdes då ut<br />
enligt andra principer, men där antaganden om relativa volymer vägdes in. Urvalet av ämnen gjordes i flera<br />
steg, som baserades på kunskaper eller antaganden om:<br />
• kemisk sammansättning hos kosmetiska och hygieniska produkter<br />
• potentiella miljöeffekter av vissa funktionsgrupper och ämnen<br />
• stora volymer av vissa funktionsgrupper och ämnen.<br />
Vid urvalet prioriterades att få med ämnen från flera olika funktionsgrupper. De överväganden som urvalet<br />
baseras på sammanfattas i avsnitten nedan, där viktiga egenskaper hos funktionsgrupperna beskrivs. Indelningen<br />
i funktionsgrupper för urvalet gjordes innan den massflödesanalys som redovisas i tabell 5.2 var<br />
klar, varför det finns vissa skillnader mellan funktionsindelningarna i tabellerna 5.2 och 5.3.<br />
5.4.1 Beskrivning av funktionsgrupper, deras användningsvolymer<br />
och potentiella miljörisker<br />
Funktionsgrupper som bedömdes användas i höga halter är: tensider, fetter och oljor, lösningsmedel, konsistensgivare<br />
och drivgaser.<br />
Funktionsgrupper som främst används i låga halter är: komplexbildare, pH-regulatorer, elektrolyter, konserveringsmedel/biocider,<br />
pigment, doftämnen och antioxidanter.<br />
Funktionsgrupper som huvudsakligen ingår i enstaka produktgrupper är: antiperspiranter, blekmedel, bindemedel,<br />
hårfärgningsmedel, solskyddsfilter och övriga konditionerande ämnen.<br />
Tensider<br />
Tensider av olika typer förekommer i betydande mängder, och de är dominerande ingredienser i några produktgrupper<br />
som används i stora mängder. Tensider kan delas in i undergrupperna: anjontensider, nonjontensider,<br />
amfotära tensider och katjontensider. De tre första undergrupperna åstadkommer den rengörande<br />
verkan hos tvål, schampo, duschkräm, tandkräm etc., och stabiliserar suspensioner och emulsioner. Katjontensider<br />
ger den mjukgörande effekten och antistateffekten i hårbalsam och liknande produkter. Katjontensider<br />
används ibland även som antibakteriella medel.<br />
Viss typ av toxicitet följer av tensidernas gemensamma funktion att vara ytaktiva. Det medför att de t.ex.<br />
påverkar biologiska membran. Alla tensider är därför toxiska för vattenorganismer i olika utsträckning.<br />
Alla fyra tensidgrupperna borde vara representerade i urvalet av ämnen.<br />
Fetter och oljor<br />
Fetter och oljor är en grupp med bred användning som mjukgörande och återfettande på hud och hår. Fetter<br />
och oljor finns i många produktgrupper och förmodas förekomma i betydande mängder.<br />
89
Fetter och oljor har låg akvatisk akuttoxicitet, men kan ha hög potential för bioackumulering. Vissa ämnen<br />
i fetter och oljor har mycket långsam nedbrytning, bl.a. de med mycket grenade kemiska strukturer, och bör<br />
därför ingå i urvalet.<br />
Lösningsmedel<br />
Lösningsmedel har betydande användning i flera produktgrupper. Det lösningsmedel som används mest är<br />
etanol. Aceton och etylacetat förekommer i begränsad utsträckning, främst i nagellack och borttagningsmedel<br />
för nagellack. Dessa ämnen avdunstar vid användningen och bryts ner mycket snabbt i atmosfären,<br />
varför de är mindre intressanta i denna utredning.<br />
Konsistensgivare<br />
Som konsistensgivare används främst cellulosaderivat och polyakrylater. De har mycket låg biologisk aktivitet<br />
och kan inte förväntas vara miljöfarliga. Ämnena kan dock vara mycket långlivade i miljön. De kan i<br />
viss mån jämföras med cellulosa som också har en mycket långsam nedbrytning, men som inte medför<br />
några störningar i naturen.<br />
Drivgaser<br />
Drivgaser finns i betydande mängder i vissa produkttyper. De består nästan enbart av flyktiga kolväten,<br />
t.ex. butan, propan och koldioxid. Dessa påverkar inte miljön genom att vara miljöfarliga i traditionell betydelse<br />
utan genom att utsläpp av drivgaser till luften i kombination med kväveoxider och solljus bidrar till<br />
bildningen av marknära ozon. Utredningen av kosmetiska och hygieniska produkter har avgränsats till miljöeffekter<br />
i vattenmiljö, varför drivgaser inte beaktats vid urvalet av ämnen.<br />
Komplexbildare<br />
Som komplexbildare används ämnen med olika miljöegenskaper. EDTA är en komplexbildare som förekommer<br />
i många produkter och har intressanta miljöegenskaper som kan motivera en närmare granskning.<br />
Ämnet är dåligt nedbrytbart, men dess järnkomplex som kan förutsättas dominera när ämnet kommit ut i<br />
recipienten, är fotonedbrytbart. Ämnets toxicitet är kraftigt beroende på närvaron av olika metalljoner.<br />
pH-regulatorer och elektrolyter<br />
pH-regulatorer och elektrolyter används i de flesta produkter, och utgörs av syror, baser och salter. Dessa<br />
ämnen saknar potential för miljöfarlighet vid neutralt pH. De förekommer i form av joner som redan finns i<br />
miljön och som organismerna tolererar väl.<br />
Konserveringsmedel och biocider<br />
Konserveringsmedel och biocider är biologiskt aktiva substanser vars funktion är att döda mikroorganismer<br />
eller att hämma deras tillväxt. Eftersom avsikten med dessa ämnen är att de ska vara biologiskt aktiva finns<br />
en hög potential för miljöfarlighet. Ämnen i dessa kategorier som är dåligt nedbrytbara eller som används i<br />
stora mängder är intressanta att studera.<br />
Pigment<br />
Många olika pigment används och de enskilda mängderna kan i allmänhet förväntas vara små. Några ämnen<br />
används dock i stora mängder, såsom rent kol, titandioxid och olika järnoxider, men de bedöms vara<br />
ointressanta ur miljösynpunkt. I övrigt är ämnenas miljöegenskaper okända.<br />
Doftämnen<br />
Det används oerhört många olika doftämnen, och de enskilda mängderna torde därför vara små. Data för<br />
miljöriskbedömning saknas.<br />
Antioxidanter<br />
Antioxidanter är en grupp ämnen som används i mycket låga halter. I gruppen finns dock butylhydroxytoluen<br />
(BHT) och butylhydroxyanisol (BHA) med förmodat negativa miljöeffekter. De mycket låga halterna<br />
har ändå medfört att de inte studerats vidare.<br />
90
Antiperspiranter<br />
Antiperspiranter består i huvudsak av aluminiumföreningar. Aluminium är ett av de vanligast förekommande<br />
grundämnena i miljön. Vid utsläpp ombildas aluminiumjonerna till olika aluminiumhydrater som<br />
redan finns i miljön och som inte anses ha någon negativ påverkan.<br />
Blekmedel<br />
Som blekmedel används huvudsakligen väteperoxid. Det bryts ner mycket snabbt när det kommer ut i avloppet<br />
och behöver därför inte studeras vidare.<br />
Bindemedel<br />
Bindemedel är ämnen som utgör lack- eller limkomponenterna i t.ex. nagellack och hårspray. De är biologiskt<br />
inerta polymerer som saknar miljöriskpotential.<br />
Hårfärgningsmedel<br />
Hårfärgningsmedel förekommer endast i en produktgrupp. De mängder som används kan därför förmodas<br />
vara små. Flera av de ämnen som ingår har dock kemiska strukturer som antyder trolig biologisk aktivitet.<br />
Solskyddsfilter<br />
Solskyddsfilter förekommer i höga halter i endast en produktgrupp. De förekommer därutöver i låga halter i<br />
en del andra produkter för att skydda dessa mot solljus. Den totala mängden kan ändå antas vara relativt<br />
liten.<br />
Flera av de ämnen som ingår har kemiska strukturer som antyder möjlighet till biologisk aktivitet. Det finns<br />
dessutom bland solskyddsfilter ämnen, såsom butylmetoxydibensoylmetan och zinkoxid, med ogynnsamma<br />
miljödata. Dessa ämnen bör studeras vidare. Zinkoxid är ett fysikaliskt solskyddsfilter som fått större användning<br />
under senare år.<br />
Solskyddsfilter skiljer sig från andra kosmetiska och hygieniska produkter när det gäller flödet. Betydande<br />
delar av flödet kommer direkt ut i recipienten utan att passera reningsverk.<br />
Övriga konditionerande ämnen<br />
Förutom ovan beskrivna katjontensider finns andra ämnen som är mjukgörande. I likhet med katjontensiderna<br />
innehåller dessa övriga konditionerande ämnen kvartära ammoniumgrupper. Dessa ämnen har vanligen<br />
mycket dåliga nedbrytningsegenskaper och är toxiska.<br />
5.4.2 Slutligt urval av ämnen<br />
Med hänsyn till den tillämpade urvalsprincipen bedömdes det som viktigt att välja ut ämnen från följande<br />
funktionsgrupper: Tensider, fetter/oljor, komplexbildare, konserveringsmedel/biocider, solskyddsfilter,<br />
hårfärgningsmedel och konditionerande ämnen.<br />
I nästa steg valdes enskilda kemiska ämnen eller ämnesgrupper från de utvalda funktionsgrupperna. Dessa<br />
ämnen framgår av tabell 5.3. De tio ämnen som sedan valdes ut för miljöriskbedömning anges med fet stil i<br />
tabellen. Antaganden om använda volymer samt tillgängliga data för ekotoxicitet, nedbrytbarhet och bioackumulering<br />
användes som underlag för detta urval. I kolumnen "Prioriterings-/bortprioriteringsskäl" anges<br />
kort varför ämnena ingår bland de ämnen som valdes ut för datainsamling och skälen till varför vissa inte<br />
valdes ut för miljöriskbedömning.<br />
För att om möjligt verifiera antaganden om volymer begärdes från branschen mer exakta uppgifter. Sådana<br />
uppgifter kunde dock endast lämnas för vissa av ämnena. De volymuppgifter som erhölls från KTF presenteras<br />
i tabell 5.4. Miljöriskbedömning kunde genomföras för sex av de valda ämnena, för vilka tillräcklig<br />
information om använda volymer erhållits. Det gäller ämnena bronopol, cetrimoniumsalter, kokamidopropylbetain,<br />
natriumlauryletersulfat, parabener och triklosan. För övriga utvalda ämnen kunde endast miljöfarlighetsbedömningar<br />
göras.<br />
91
Tabell 5.3. Ämnen som valts ut som intressanta p.g.a. förmodade potentiella miljöeffekter. De som valts för miljöriskbedömning<br />
har markerats med fet stil. I kolumnen Prioriterings-/ bortprioriteringsskäl anges bortprioriteringsskälen<br />
med kursiv stil<br />
Funktionsgrupp Ämne Prioriterings-/bortprioriteringsskäl<br />
Anjontensid Natriumlauryletersulfat Mycket stor volym. Hög akvatisk toxicitet.<br />
Anjontensid Natriumlaurylsulfat Mycket stor volym. Akvatisk toxicitet.<br />
Nonjontensid Kokamid DEA (Kokosfettsyradietanolamid)<br />
Troligen vanlig förekomst. Hög akvatisk toxicitet.<br />
Amfotär tensid Kokamidopropylbetain Troligen vanligast bland amfotärerna. Hög akvatisk<br />
toxicitet.<br />
Katjontensid Behentrimoniumklorid Mycket hög akvatisk toxicitet, eventuellt bioackumulerande<br />
Mycket liten volym. Analog med cetrimoniumsalterna.<br />
Katjontensid Cetrimonium-klorid och -<br />
bromid<br />
Fetter och oljor Isoparaffiner<br />
(En grupp ämnen varav åtminstone<br />
isohexadecan och isoeikosan<br />
kan finnas specificerade<br />
i produkter)<br />
Komplexbildare EDTA (Etylendiamintetraättiksyra) <br />
Konserveringsmedel/biocidKonserveringsmedel/biocid <br />
Konserveringsmedel/biocidKonserveringsmedel/biocid<br />
Bronopol (2-Bromo-2nitropropan-1,3-diol)<br />
Parabener (En grupp ämnen<br />
varav minst fem förekommer<br />
någorlunda ofta i produkterna.)<br />
Vanligast av katjontensiderna. Mycket hög akvatisk<br />
toxicitet, eventuellt bioackumulerande.<br />
Svårnedbrytbar och bioackumulerande.<br />
Akvatisk toxicitet. Mycket dåliga nedbrytningsegenskaper.<br />
Studie gjord för EU med kommentar från<br />
CSTEE.<br />
Stor volym för konserveringsmedel. Mycket hög akvatisk<br />
toxicitet, svårnedbrytbar.<br />
Stor volym för konserveringsmedel. Hög akvatisk toxicitet.<br />
Triklosan Mycket hög akvatisk toxicitet, svårnedbrytbar, bioackumulerande.<br />
Zinkpyrition Tillkom i sent skede av utredningen, riskbedömning<br />
kunde då inte göras<br />
Solskyddsfilter Butylmetoxydibensoylmetan Hög akvatisk toxicitet, bioackumulerande, svårnedbrytbar<br />
Solskyddsfilter Zinkoxid Mycket hög akvatisk toxicitet. Bryts inte ner. Mycket<br />
litet bidrag till total spridning av zink från samhället.<br />
Hårfärgningsmedel<br />
Resorcinol Förmodat hög biologisk aktivitet. Mycket små mängder.<br />
Konditionerande Polykvaternium-10 Mycket hög akvatisk toxicitet. Mycket långsam nedbrytning.<br />
Ingen metod för att hantera polymerer har<br />
identifierats.<br />
Tabell 5.4. Mängder som sålts genom KTF:s medlemmar för vissa av de utvalda ämnena<br />
Ämne<br />
Årlig såld mängd<br />
genom KTF:s<br />
medlemmar<br />
(x 1000 kg) 2002 Kommentar<br />
Bronopol 0,9<br />
Cetrimoniumsalter 24 Såld mängd inom EU x Sveriges befolkn.mängd/EU:s<br />
befolkn.mängd<br />
Kokoamidopropylbetain 197<br />
Natriumlauryletersulfat 3127<br />
Parabener<br />
Etylparaben<br />
Metylparaben<br />
Propylparaben<br />
15<br />
48<br />
19<br />
Polykvaternium-10 20<br />
Triklosan 2,3<br />
Flödesdata erhölls för metyl-, etyl- och propylparaben,<br />
men miljödata endast för metyl- och etylparaben. Flödes-<br />
och miljödata för isopropyl- och butylparaben erhölls inte.<br />
92
Ämne<br />
Årlig såld mängd<br />
genom KTF:s<br />
medlemmar<br />
(x 1000 kg) 2002 Kommentar<br />
Resorcinol 2,1 Såld mängd inom EU x Sveriges befolkn.mängd/EU:s<br />
befolkn.mängd<br />
Zinkoxid 1 Användning i kosmetiska och hygieniska produkter enligt<br />
grov skattning av KTF. Kan jämföras med total förbrukning<br />
3 155 ton år 2000 (Nordiska rådet, 2000). Zinkoxid<br />
utgör en mindre del av total zinkanvändning. Den största<br />
zinkanvändningen är som rostskydd (galvanisering),<br />
vilket ger stora utsläpp av zink.<br />
5.5 Metod för miljöriskbedömning<br />
Förkortningar och begrepp som används i detta kapitel finns förklarade i kapitel 12.<br />
5.5.1 Flödesmodell och behov av data<br />
Flödet av kemiska ämnen från kosmetiska och hygieniska produkter från tillverkning till potentiell miljöpåverkan<br />
kan beskrivas i ett antal steg, där vissa har avgörande betydelse för att man ska kunna göra en<br />
bedömning av miljörisker. En vald metod för miljöriskbedömning måste kunna hantera dessa steg och data<br />
måste finnas tillgängliga.<br />
Figur 5.2. Schematisk skiss av flödet av ämnen från kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Uppgifter om tillverknings- och/eller försäljningsvolymer är nödvändiga som ett första steg i miljöriskbedömningen<br />
av ett ämne.<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter förväntas huvudsakligen hamna i avlopp efter användning. Rengöringsprodukter<br />
som tvål, schampo, balsam etc., sköljs av direkt vid användningen. Innehållsämnen i produkterna<br />
kan till en del tas upp av huden under användning och metaboliseras eller utsöndras. Kvarvarande<br />
mängder på huden tvättas av.<br />
En mindre andel av produkterna avgår till luft. Detta gäller främst drivgaser till aerosoler samt lösningsmedel<br />
i produkter. Etanol är enligt uppgift en vanlig drivgas och används även som lösningsmedel i kosmetis-<br />
93
ka och hygieniska produkter. Mängden drivgaser samt etanol har grovt uppskattas till mindre än 2 600 ton<br />
per/år.<br />
En del produkter följer med sopor till kommunal avfallshantering. Det kan vara rester av produkten som<br />
finns kvar i förpackningen efter användning eller oanvända produkter som kasserats av olika skäl. Det finns<br />
endast få uppgifter tillgängliga om hur stor denna delström kan vara.<br />
Rester av produkter som följer med sopor kan förbrännas eller deponeras, beroende på den kommunala<br />
avfallshanteringen.<br />
Data om nedbrytning i reningsverk och i miljön krävs för att kunna göra miljöriskbedömningar. Vidare<br />
måste man ha information om hur ämnena fördelas i biomassan och vilka typer av toxiska effekter ämnena<br />
kan orsaka. Ofta finns inte alla dessa data tillgängliga. Man kan då göra approximationer eller antaganden<br />
om ett "worst case" Det betyder dock att resultaten blir mindre relevanta.<br />
5.5.2 Vald metod EUSES<br />
Miljöriskbedömningar gjordes med dataprogrammet EUSES 1.0. Att valet föll på EUSES beror bl.a. på att<br />
metoden:<br />
• utgör ett relativt komplett system där många parametrar kan studeras och varieras<br />
• är väletablerad genom att den baseras på en av EU centralt framtagen modell (TGD)<br />
• är anpassad för att fungera för många typer av kemikalier<br />
• är gjord för att hantera många typer av recipienter.<br />
EUSES rymmer ett stort antal beräkningsprogram och ger möjlighet att ta hänsyn till en stor mängd parametrar<br />
som bl.a. beskriver:<br />
• Fysikaliska, meteorologiska, hydrologiska och biologiska förhållandena i möjliga recipienter.<br />
• Designen hos aktuella reningsverk.<br />
• De processer som leder till utsläpp till vatten, luft och mark och de mängder som därvid släpps ut till<br />
olika recipienter.<br />
• Ämnenas relevanta fysikaliska och ekotoxikologiska egenskaper och deras förmåga till nedbrytning.<br />
För vissa av parametrarna ovan finns redan värden inlagda, s.k. defaultvärden. Dessa är genomsnittsvärden<br />
för Europa. Det är därför önskvärt att lägga in data som är mer specifika för den miljö som undersökta ämnen<br />
hamnar i. Ju bättre man känner till de specifika förhållandena, ju mer data kan man själv lägga in, vilket<br />
kan förväntas ge mer realistiska resultat.<br />
Viss information är nödvändig att mata in för att programmet ska kunna göra några beräkningar. Det är<br />
data för ämnets vattenlöslighet, flyktighet, molekylvikt, fördelning i en oktanol/vattenblandning (anges som<br />
log Kow) och den mängd som används. Information om den spädning som sker i vattenrecipienten är också<br />
nödvändig.<br />
EUSES kan ta hänsyn till att ämnet förekommer i många skiftande användningar, att det kan förekomma<br />
utsläpp av ämnet från flera steg i en komplicerad livscykel och att utsläppen kan ske till luft, mark och<br />
vatten.<br />
EUSES innehåller de beräkningsmodeller som anges i TGD. För beräkning av vad som sker i reningsverket<br />
använder EUSES 1.0 en metod som heter SimpleTreat 3.0.<br />
EUSES beräkningar syftar till att ta fram de halter som kan förväntas i olika recipienter (PEC) och de högsta<br />
halter där negativa miljöeffekter inte antas kunna uppträda (PNEC) samt riskkvoten, PEC/PNEC.<br />
94
5.5.3 Antaganden och bakgrundsdata vid användning av EUSES<br />
5.5.3.1 Valt scenario<br />
Utsläpp har olika effektpotential i olika recipienter. Målsättningen har varit att beskriva en recipient där<br />
eventuella effekter blir så stora som möjligt och dessutom gärna en recipient med stor nationell betydelse.<br />
De förutsättningar man då söker är en relativt stor utsläppskälla och en relativt begränsad recipient.<br />
Storstockholm valdes därför som utsläppskälla och Mälarens utlopp genom Stockholm/ Stockholms skärgård<br />
som recipient. Modellen förenklades genom att räkna alla Storstockholms reningsverk som ett reningsverk<br />
(Himmerfjärdsverket är dock undantaget eftersom vattnet från detta reningsverk går ut i Mälaren<br />
nära sjöns utlopp vid Södertälje och detta vatten blandas inte med skärgårdsvattnet nära Stockholm). Förenkling<br />
bör anses rimlig eftersom allt renat vattnet från Stockholms reningsverk blandas i Höggarnsfjärden<br />
öster om Lidingö.<br />
Endast en mindre del av avloppsslammet sprids ut på mark p.g.a. innehållet av tungmetaller. LRF gick<br />
1999 ut med rekommendationen att avloppsslam inte ska används för gödsling på åker. Om tungmetallerna<br />
kan elimineras i framtiden är det dock önskvärt att avloppsslammet kommer till användning som jordförbättringsmedel<br />
och näringskälla. Det är en avlägsen situation i dagsläget, men det är ändå skälet till att det<br />
kan vara av intresse att se vilka risknivåerna blir vid tillförsel av avloppsslammet till mark.<br />
5.5.3.2 Ingångsvärden och antaganden i beräkningsmodellen<br />
5.5.3.3 Olika miljö- och recipientparametrar etc.<br />
Vid beräkningen görs antagandet att det vatten som kommer från Mälaren inte innehåller några signifikanta<br />
mängder av de substanser som ska undersökas. Befolkningen i Mälarens tillrinningsområde, exklusive<br />
Storstockholm, är visserligen av samma storleksordning som den i Storstockholm, men ämnenas uppehållstid<br />
i Mälaren innebär antagligen att halterna minskar drastiskt, utom med vissa undantag. Det mesta av<br />
lättnedbrytbara substanser bör ha eliminerats. Bioackumulerande svårnedbrytbara substanser har, förutom<br />
de delar som fastnat i avloppsslammet, säkerligen till stor del sedimenterat tillsammans med dels det biologiska<br />
material i vilket de har tagits upp, dels på ytan av de partiklar där de kan ha adsorberats. Detta antagande<br />
håller dock inte för vissa ämnen. Det gäller vattenlösliga, svårnedbrytbara ämnen med låg adsorptionsförmåga,<br />
vilka kan följa med vattenmassorna och bidra till den koncentration som kommer att gå ut i<br />
skärgården från Stockholm.<br />
Utgångspunkten har varit en genomsnittlig omgivningstemperatur på 10 o C. För övriga omgivningsfaktorer<br />
används de defaultvärden som ligger i EUSES.<br />
Vidare utgicks från ett avloppsvattenflöde per person på 400 L/dygn, vatten- och lufttemperatur i reningsverken<br />
på 8 o C och att luftningen sker med genombubbling. I övrigt användes de defaultvärden som ges i<br />
EUSES för avloppsbehandlingen.<br />
I Mälarens tillrinningsområde och Stockholms skärgård med tillrinningsområden bor ca 2,5 miljoner invånare.<br />
Ytan är ca 20 000 km 2 . Följande antaganden om regionens yta har gjorts: sjöar och vattendrag utgör<br />
20 %, naturmark 70 %, jordbruksmark 15 % och stads- och industrimark 5 % av marken. Den genomsnittliga<br />
årsnederbörden i regionen uppskattades till 500 mm. Eftersom påverkan av dessa faktorer är liten i<br />
modellen har inga försök att verifiera dessa antaganden gjorts.<br />
Vidare antas att inget av vattenflödet i regionen har kontinentalt ursprung, dvs. inget vatten rinner till Mälardalen<br />
från andra delar av EU och den inblandning av vatten med EU-ursprung som sker i Stockholms<br />
inre skärgård antas vara försumbar, samt att det genomsnittliga vattendjupet i recipienten är 15 m. Detta<br />
djup är det största rekommenderade djupet i EUSES. Allt avloppsvatten antas passera reningsverk av modern<br />
trestegstyp. Det finns visserligen en mindre andel avlopp som går via trekammarbrunnar i Storstockholm,<br />
men de förutsätts sakna betydelse. En mindre mängd vatten passerar dessutom inte genom renings-<br />
95
verk p.g.a. breddning (man leder vattnet förbi reningen). Det kan ske t.ex. vid extrema dagvattenflöden<br />
eller vid haveri i reningsverket. Detta flöde antogs vara marginellt utan påverkan på resultatet. I övrigt har<br />
de defaultvärden som ges i EUSES för distributionsparametrar i kontinental och regional skala använts.<br />
De delar av Storstockholm som lämnar avloppsvatten via reningsverken i Henriksdal, Käppala, Loudden<br />
och Bromma har 1,435 miljoner invånare. Det genomsnittliga vattenflödet genom Stockholm, huvudsakligen<br />
via Norrström, är 160 m 3 /s dvs. 13 800 000 m 3 /dygn. Eftersom avloppsflödet i genomsnitt är 574 000<br />
m 3 /dygn, 400 L per personekvivalent, blir utspädningsfaktorn 24. Slamspridning på åkermark antogs vara<br />
1 ton/ha och år. I övrigt användes de defaultvärden som ges i EUSES för distributionsparametrar i lokal<br />
skala.<br />
De svenska värdena på förbrukningen av de studerade ämnena har erhållits förutom för resorcinol och cetrimoniumsalter.<br />
Förbrukningen av dessa två ämnen har uppskattats som en befolkningsmässigt proportionell<br />
andel av EU:s förbrukning. Följande befolkningsrelationer har använts för uppskattning av den svenska<br />
förbrukningen i relation till europeisk, regional (Mälardalens tillrinningsområde och Storstockholm) och<br />
lokal (Storstockholm) förbrukning.<br />
EU: 41,1<br />
Sverige: 1<br />
Regionen: 0,278<br />
Lokalt: 0,159<br />
Förbrukningen av ämnena antogs vara proportionell mot befolkningen i hela EU-området. Även om det inte<br />
är sant, leder det inte till några betydande fel i EUSES-beräkningarna. De inhemska variationerna är sannolikt<br />
inte så stora, och bidraget från EU till nivåerna i Stockholms skärgård är marginellt.<br />
Samma antaganden gjordes när det gällde förbrukningen i Sverige totalt, i regionen och i Storstockholm.<br />
Det innebär en osäkerhet, eftersom kännedom saknas om geografiska skillnader i förbrukningsmönster.<br />
De utvalda ämnena<br />
Datakvalitet<br />
I de data som erhållits saknas ofta uppgifter om standardiserat test använts för att ta fram informationen.<br />
Datakvaliteten kan därför inte alltid bedömas.<br />
I flera fall har tillgång till experimentella värden saknats. Då har QSAR använts för att beräkna log Kow,<br />
vattenlöslighet, ångtryck, Koc och Henrys konstant. De framräknade värdena är ofta samstämmiga med<br />
experimentella data, när sådana finns att jämföra med. Det finns dock alltid en stor osäkerhet vid brist på<br />
experimentella data.<br />
De data som genereras vid QSAR-beräkningar på tensider är däremot inte tillförlitliga och kan endast användas<br />
som konservativa första ansatser. För tensiderna är det särskilt önskvärt att experimentella data tas<br />
fram för vattenlöslighet, ångtryck, log Kow och Koc.<br />
De ämnen som studerats har så låg flyktighet att spridning via luft är liten i jämförelse med annan spridning.<br />
Därmed är noggrannheten i flyktighet och i Henrys konstant inte så viktig. Vattenlösligheten skulle<br />
vara av stor betydelse om de mängder av en substans som släpps ut ligger i närheten av vad som vattnet<br />
förmår att lösa. I de flesta undersökta fallen ligger dock halterna väl under lösligheten och vattenlösligheten<br />
är därmed inte heller någon kritisk faktor.<br />
Uppgifterna om volymer har tagits fram av KTF (KTF, 2003). Säkerheten i dessa är avhängig av tillförlitligheten<br />
i de uppgifter de fått från sina medlemmar och hur stor andel av medlemmarna som inte <strong>rapport</strong>erat<br />
till KTF. Dessutom förekommer hantering av kosmetiska och hygieniska produkter utanför KTF. Här<br />
finns en betydande osäkerhet som har hanterats enligt följande:<br />
KTF:s medlemmar handhar enligt egen utsago minst 85 % av försäljningen av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter med de utvalda ämnena. För de ämnen där volymuppgifter redovisats av KTF:s medlemmar har<br />
96
uppgifterna multiplicerats med en faktor 1,2 för att täcka in de volymer som kommer från andra tillverkare<br />
än de som är anslutna till KTF.<br />
Nedbrytningskinetik i reningsverk<br />
För alla ämnen antas att nedbrytningen är av första ordningen, dvs. att den är proportionell mot koncentrationen<br />
av ämnet i avloppsvattnet. Det är inte säkert att detta stämmer för alla undersökta ämnen. Det kanske<br />
t.o.m. är troligt att särskilt kemikalier som förekommer i höga halter bryts ner enligt en annan kinetik. Det<br />
kan t.ex. bero på att syretillförseln, som är konstant, begränsar nedbrytningshastigheten och eventuellt gör<br />
även denna konstant och oberoende av ändring i ämnets koncentration, s.k. nollte ordningens kinetik.<br />
För att beskriva övergången mellan första och nollte ordningens kinetik, används monod kinetik. Denna<br />
kan inte tillämpas utan kunskaper om de monodkonstanter som gäller för respektive ämne och reningsverk.<br />
I EUSES finns antaganden inlagda om vilken nedbrytningshastighet som blir resultatet om ett ämne har<br />
klarat lättnedbrytbarhetstest eller om det har klarat test för potentiell bionedbrytbarhet mm. Dessa antaganden<br />
är baserade på ett mycket begränsat underlag. Därför är en av de centrala beräkningsfaktorerna i riskbedömningen<br />
mycket osäker.<br />
För att kunna göra säkrare beräkningar behövs data om halveringstid för det undersökta ämnet. Sådana<br />
halveringstider är dock inte universella. Nedbrytningen går med olika hastighet i olika reningsverk, och är<br />
inte bara beroende av någorlunda lättkontrollerade faktorer såsom reningsverkets design och vattnets temperatur.<br />
Andelen produkt i avloppsvattnet<br />
Den mängd produkter som säljs är naturligtvis inte identisk med den mängd som hamnar i avloppet. Kunskapen<br />
om de verkliga förhållandena är emellertid inte så god varför uppskattningar får göras.<br />
När det gäller schampo, tvål, hårbalsam och tandkräm är användningen av produkterna och vad som därmed<br />
hamnar i avloppet antagligen en mycket stor andel av den sålda volymen. Andra produkter hamnar<br />
sannolikt inte i avloppsvattnet i samma utsträckning.<br />
Lösningsmedel och drivgaser hamnar i huvudsak i luftmiljön. En del smink tas bort med make-upborttagningsmedel<br />
och hamnar därmed i soporna. Några ämnen tar sig i viss mån in genom huden. Vissa<br />
ämnen förändras under användningen. Exempelvis bryts en del solskyddsfilter ner i betydande utsträckning<br />
av solljuset. Solskyddsprodukter kommer dessutom i betydande utsträckning att hamna i vattenmiljön vid<br />
badstranden och inte i avloppsvattnet.<br />
De produktgrupper som utgör större delen av de kosmetiska och hygieniska produkterna kan dock antas<br />
förbrukas till största delen. Kvantitativa data saknas dock som beskriver förbrukningen för olika produktgrupper.<br />
Därför har ändå räknats med att hela volymen av de ämnen som har ingått i kosmetiska och hygieniska<br />
produkter hamnar i avloppet.<br />
De totala utsläppen av ämnena<br />
Flera av de studerade ämnena används även i andra produkter. Det kan också finnas andra led i ämnenas<br />
livscykel än försäljningen som skulle behöva beaktas. Exempelvis kan tillverkning av ämnen och formulering<br />
av produkter som sker i Sverige också medföra utsläpp som bör beaktas.<br />
Beräkningarna har gjorts utifrån försäljningen av produkterna inom kosmetik och hygien. Där det är relevant<br />
redovisas även den totala användningen i samhället och riskkvoten för denna. De verkliga totala utsläppen<br />
har inte beräknats med utgångspunkt från den totala användningen eftersom de andelar som kommer<br />
ut i miljön ser olika ut för olika användningsområden.<br />
97
5.6 Resultat av miljörisk- och<br />
miljöfarlighetsbedömningar<br />
5.6.1 Miljöriskbedömningar för sex ämnen/ämnesgrupper<br />
Målsättningen har varit att ge en uppfattning om ämnenas miljöpåverkan vid utsläpp från kosmetiska och<br />
hygieniska produkter. Vissa kompromisser har gjorts, vilka beskrivs i föregående kapitel. Beräkningar har<br />
gjorts utifrån tillgängliga data. Nedan redovisas resultaten för de undersökta ämnena i form av de riskkvoter<br />
som räknats fram med hjälp av EUSES. Även om data för sedimentlevande organismer saknas beräknar<br />
EUSES riskkvoter för sediment, utgående från ett antagande att den känsligaste sedimentlevande organismen<br />
är lika känslig som den känsligaste akvatiska.<br />
Nedan förs resonemang om hur resultaten rimligen ska tolkas. Ofta kan tyvärr inga definitiva slutsatser om<br />
riskerna med ämnena dras från resultaten eftersom utfallen ofta ligger nära gränsen för om ämnena kan<br />
innebära problem eller inte. Dataosäkerheten och osäkerheten i bedömningsmodellerna ger ytterligare osäkerhet<br />
åt bedömningarna. Nedan sammanfattas resultaten för de sex ämnen för vilka volymdata erhölls och<br />
en miljöriskbedömning kunde göras; bronopol, cetrimoniumsalter, kokamidopropylbetain, natriumlauryletersulfat,<br />
parabener och triklosan.<br />
5.6.1.1 Bronopol<br />
Bronopol förekommer i kosmetiska och hygieniska produkter samt t.ex. i allrengöringsmedel, diskmedel,<br />
flytande tvättmedel, målarfärger och inom pappersindustrin.<br />
Bronopol CAS nr 52-51-7<br />
INCI-namn 2-BROMO-2-NITROPROPANE-1,3-DIOL Kommissionen,1996<br />
Mw 200<br />
Fisktoxicitet 1) Salmo gairdneri: LC50 96 tim 41,2 millig/L, Lepomis<br />
macrochirus: LC50 96 tim 35,7 millig/L. 2) Oncorhynchus<br />
mykiss: LC50 = 41 millig/L enligt OECD 203<br />
98<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Colipa, 2003<br />
Invertebrattoxicitet Daphnia: EC50 48 tim = 1,4 millig/L Kemi&Miljö, 2004 och<br />
Colipa, 2003<br />
Algtoxicitet Scenedesmus subspicatus: EC50 72 tim = 0,4 - 1,9 millig/L<br />
enligt Growth Inhibition Test (OECD 201)<br />
Kemi&Miljö, 2004 och<br />
Colipa, 2003<br />
log Kow -0,64 Egen QSAR m EPI<br />
Suite (EPA, 2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet 1) Lättnedbrytbarhetstest (OECD 301D) visar ingen nedbrytning.<br />
Leverantörens (Boots Microcheck) eget test på<br />
aktivt slam anger snabb nedbrytning. 2) 0 % BOD/COD<br />
enligt OECD 301D (Closed Bottle Test)<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Colipa, 2003<br />
Vattenlöslighet 250 g/L EUSES rekommederar inte värden över 100 g/L EPI Suite databas<br />
(EPA, 2003)<br />
Ångtryck 1,66E-3 Pa (25 o C) EPI Suite databas<br />
(EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 1,33E-11 atm m 3 mol -1 EPI Suite databas<br />
(EPA, 2003)<br />
Koc 1,0 Egen QSAR m EPI<br />
Suite (EPA, 2003)<br />
Årligt flöde, kosmetiska<br />
och hygieniska<br />
produkter<br />
900 kg i Sverige från KTF-medlemmar → 1080 kg i Sverige<br />
totalt, 300 kg i regionen och 172 kg i Storstockholm<br />
KTF, 2003<br />
Årligt flöde övrigt 148 ton SPIN (Nordiska rådet,<br />
2000)<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50 Mycket<br />
giftigt för vattenlevande organismer, och R 53 Kan förorsaka skadliga långtidseffekter<br />
i vattenmiljön
Riskkvoter för 2-Bromo-2-nitropropan-1,3-diol (Bronopol):<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter Totalt<br />
PEC/PNEC vatten 0,24 24<br />
PEC/PNEC jord 0,0023 0,24<br />
PEC/PNEC sediment 0,30 31<br />
Riskkvoterna för vatten och sediment för den totala användningen indikerar att användningen av bronopol<br />
är så hög att negativa miljöeffekter inte kan uteslutas. Användningen inom kosmetik och hygien är c:a 1 %<br />
av den totala.<br />
Den förmodat dåliga nedbrytbarheten ger särskild anledning till oro eftersom ämnet under spridningen<br />
vidare ut i skärgården elimineras långsamt eller inte alls. De låga värdena på log Kow och Koc anger att ämnet<br />
inte heller i någon större utsträckning kommer att bindas till partiklar och fastna i sediment. Med en<br />
mycket långsam nedbrytning kommer spädning genom inströmning av Östersjövatten att vara avgörande<br />
för var i skärgården halten sjunkit till en nivå där den understiger gränsen för när man kan förutse att negativa<br />
effekter inte ska uppträda.<br />
Användningen i kosmetiska och hygieniska produkter är inte i sig problematisk, men får ses som en del av<br />
den totala exponeringen.<br />
Ämnet bör undersökas vidare för att klargöra om det verkligen ger upphov till negativa effekter. Referensen<br />
som anger att nedbrytbarheten ändå är god i aktivt slam, dvs. under förhållanden som simulerar förhållandena<br />
i reningsverk, är svag och måste bekräftas.<br />
Detta är det enda av de undersökta ämnena där flödena till Stockholms skärgård kan ha signifikanta bidrag<br />
från utsläppen ifrån den övriga regionen. Det beror på den dåliga nedbrytbarheten och att sannolikt endast<br />
lite binder till partiklar och till organismer. Det skulle därför vara intressant att undersöka om någon eliminering<br />
ändå sker under uppehållstiden i Mälaren. Det blir annars ännu högre riskkvoter, dvs. ännu större<br />
sannolikhet för negativa effekter.<br />
5.6.1.2 Cetrimoniumsalter<br />
Cetrimoniumsalter används huvudsakligen i hårbalsam, kombinerat schampo och balsam, samt i relaterade<br />
produkter såsom hårinpackning.<br />
Cetrimoniumklorid får när det gäller inneboende egenskaper representera cetrimoniumsalterna som även<br />
omfattar bromiden. Ur miljöeffektperspektiv är salterna i huvudsak likvärdiga eftersom det är cetrimoniumkatjonen<br />
som är toxisk. Behentrimoniumklorid är närbesläktad och kan förväntas ha liknande egenskaper.<br />
Detta ämne skiljer sig från cetrimoniumsalterna genom att ha kolkedjelängden 20 istället för 16.<br />
Cetrimoniumsalter representerade av cetrimoniumklorid CAS nr 112-02-7<br />
INCI-namn CETRIMONIUM CHLORIDE Kommissionen, 1996<br />
Mw 320<br />
Fisktoxicitet 1) Brachydanio reiro: LC50 96 tim 0,3 millig/L. 2) 1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Golden orfe: LC50 = 0,18 millig/L enligt OECD 203 Colipa, 2003<br />
Invertebrattoxicitet 1) Daphnia magna: EC50 24 tim 0,22 millig/L. 2) 1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Daphnia magna EC50 = 0,07 resp. 2 millig/L (två<br />
studier) enligt OECD 202<br />
Colipa, 2003<br />
Algtoxicitet 1) Desmodesmus subspicatus: EC50 72 tim 0,01 1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
millig/L. 2) EC50 = 0,03 - 0,09 millig/L enligt OECD<br />
201<br />
Colipa, 2003<br />
log Kow 3,2 EPI Suite databas (EPA,<br />
2003)<br />
BCF 71 Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet 1) Lättnedbrytbar: 63 % på 28 dygn enligt OECD 1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
301E. 2) 74 % BOD/COD enligt OECD 301D (Closed<br />
Bottle Test). Flera tester visar på lättnedbrytbarhet<br />
Colipa, 2003<br />
99
Cetrimoniumsalter representerade av cetrimoniumklorid CAS nr 112-02-7<br />
Vattenlöslighet 1) 440 millig/L 2) 16,3 millig/L (25 o C) 1) SRC, 2004<br />
2) Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Ångtryck 3,7E-8 Pa (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 2.68E-13 atm m 3 mol -1 Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Koc 2,2E+5 Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Årligt flöde, kosmetiska<br />
och hygieniska<br />
produkter<br />
24 ton (beräknat från Sveriges befolkningsandel av<br />
EU multiplicerat med användningen i EU)<br />
Årligt flöde övrigt 4 ton totalt - 3 ton från “Industry for perfumes and<br />
toilet preparations” = 1 ton (Det som redovisas komma<br />
från Industry for perfumes and toilet preparations<br />
antas ingå i flödet av kosmetiska och hygieniska produkter<br />
och dras därför bort från det totalt angivna<br />
flödet i SPIN för att ge Årligt flöde, övrigt.)<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
Riskkvoterna för cetrimoniumsalter:<br />
100<br />
KTF, 2003<br />
SPIN (Nordiska rådet,<br />
2000)<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50<br />
Mycket giftigt för vattenlevande organismer<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter Totalt<br />
PEC/PNEC vatten 3,3 3,4<br />
PEC/PNEC jord 1,3 1,4<br />
PEC/PNEC sediment<br />
3,7 3,9<br />
Riskkvoterna ligger något över ett och ämnesgruppen kan därför inte uteslutas ha negativa miljöeffekter.<br />
Cetrimoniumsalterna är dock lättnedbrytbara och har höga log Kow och Koc. Därigenom kommer en relativt<br />
snabb eliminering att ske i vattenmiljön, både genom nedbrytning och genom sedimentering.<br />
Om det finns någon yta där sedimentlevande organismer skulle kunna påverkas går inte att bedöma, eftersom<br />
syrehalten vid bottnarna i den innersta skärgården periodvis är mycket låg och syreberoende organismer<br />
då försvinner. Eftersom även den anaeroba nedbrytningen av ämnena är relativt snabb (Madsen, 2001)<br />
kan upplagring av ämnena i sediment inte förväntas.<br />
5.6.1.3 Kokamidopropylbetain<br />
Kokamidopropylbetain används huvudsakligen i schampo, hudrengörings- och badprodukter samt i tvättmedel<br />
och handdiskmedel. Ungefär hälften av den totala användningen utgörs av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter.<br />
Kokamidopropylbetain CAS nr 61789-40-0<br />
INCI-namn COCAMIDOPROPYL BETAINE Kommissionen, 1996<br />
Mw 356,55<br />
Fisktoxicitet akut 1) Brachydanio rerio: LC50 96 tim 1 - 10 millig/L. 2)<br />
Brachydanio rerio: LC50 = 2,0 millig/L enligt OECD<br />
203; Lepomis: LC50 = 1,6 millig/L enligt OECD 203<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Colipa, 2003<br />
Fisktoxicitet kronisk NOEC = 0,16 millig/L (Molander och Moraes,<br />
1996)<br />
Invertebrattoxicitet<br />
akut<br />
Invertebrattoxicitet<br />
kronisk<br />
1) Daphnia magna: EC50 48 tim 10 - 100 millig/L. 2)<br />
Daphnia magna: EC50 = 1,1 millig/L enligt OECD 202.<br />
3) Daphnia: EC50 = 6,5 millig/L enligt OECD 202<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Colipa, 2003 3) IUCLID,<br />
2000<br />
Daphnia NOEC = 0,02 och 0,9 millig/L (Molander och Moraes,<br />
1996)
Kokamidopropylbetain CAS nr 61789-40-0<br />
Algtoxicitet akut 1) Scenedesmus subspicatus: EC50 72 tim 1 - 10<br />
millig/L. 2) Scenedesmus subspicatus: EC50 = 0,78<br />
millig/L enligt Growth Inhibition Test (OECD 201). 3)<br />
Scenedesmus subspicatus: EC50 = 0,55 millig/L enligt<br />
Growth Inhibition Test (OECD 201)<br />
101<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Colipa, 2003. 3) IUCLID,<br />
2000<br />
Algtoxicitet kronisk 0,09 millig/L (Molander och Moraes,<br />
1996)<br />
log Kow 1,09 Egen QSAR m EPI SUITE<br />
(EPA, 2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet Lättnedbrytbar 67 % enligt OECD 301B Kemi&Miljö, 2004<br />
Vattenlöslighet 550 millig/L (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Ångtryck 1,4E-14 Pa (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 6,3E-19 atm m 3 mol -1 Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Koc 3,6E+4 Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Årligt flöde, kosmetiska<br />
och hygieniska<br />
produkter<br />
197 ton i Sverige från KTF-medlemmar → 236 ton i<br />
Sverige totalt, 66 ton i regionen o 37,5 ton i Storstockholm<br />
Årligt flöde övrigt 336 ton totalt - 113 ton från “Industry for perfumes<br />
and toilet preparations” = 223 ton (Det som redovisas<br />
komma från Industry for perfumes and toilet preparations<br />
antas ingå i flödet av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter och dras därför bort från det totalt angivna<br />
flödet i SPIN för att ge Årligt flöde, övrigt.)<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
Riskkvoterna för kokamidopropylbetain:<br />
KTF, 2003<br />
SPIN (Nordiska rådet,<br />
2000)<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50 Mycket<br />
giftigt för vattenlevande organismer<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter Totalt<br />
PEC/PNEC vatten 0,53 1,04<br />
PEC/PNEC jord 0,139 0,27<br />
PEC/PNEC sediment<br />
0,60 1,17<br />
Riskkvoterna antyder att ämnets totala användning ligger över gränsen där negativa miljöeffekter inte kan<br />
uteslutas. Det finns risk att ämnet ger negativa effekter i de centralaste delarna av skärgården. Ämnet är<br />
lättnedbrytbart och har ett högt Koc, vilket troligen innebär att spridningen längre ut blir liten.<br />
Eftersom den anaeroba nedbrytningen av kokamidopropylbetain är relativt snabb (Madsen, 2001) kommer<br />
de periodvis syrefria bottnarna i den innersta skärgården inte att leda till någon anlagring av ämnet i sediment.<br />
5.6.1.4 Natriumlauryletersulfat<br />
Natriumlauryletersulfat är inte entydigt definierat eftersom etoxylatkedjan kan ha varierande längd. Genomsnittet<br />
av etoxylatenheter i kosmetiska och hygieniska produkter är normalt åtta (KTF, 2003). Det förekommer<br />
en spridning inom gruppen av molekylvikt och fysikaliska egenskaper. Den homolog som har<br />
åtta etoxylatenheter har fått representera gruppen. Däremot kan toxicitetsdata m.m. härröra från andra homologer.<br />
Olika homologer kan representeras av CxAEyS där CxA betyder x antal kol i alkylkedjan, Ey betyder<br />
y antal etoxylatenheter och S står för sulfat.
Natriumlauryletersulfat CAS nr 9004-82-4<br />
INCI-namn SODIUM LAURETH SULFATE Kommissionen, 1996<br />
Mw 640,8<br />
Fisktoxicitet akut 1) LC50 96 tim 1,4 - 20 millig/L. 2) LC50 (Golden<br />
orfe) = 7,9 millig/L enligt OECD 203<br />
Fisktoxicitet kronisk Fathead minnow: LOEC (365 dygn) = 0,22<br />
millig/L; NOEC (365 d) = 0,1 (C13.7AE2.25S)<br />
Invertebrattoxicitet akut 1) Daphnia EC50 50 tim 1 - 50 millig/L. 2)<br />
EC50 = 79 millig/L enligt OECD 202<br />
Invertebrattoxicitet kronisk<br />
Daphnia magna: NOEC (21 dygn) = 0,27 millig/L<br />
(C13.67 AE2.25S); Mesocosmos, Invertebrate<br />
community: NOEC (56 dygn) = 0,25 millig/L<br />
(C14-15 AE2.17S)<br />
Algtoxicitet akut 1) IC50 65 millig/L. 2) EC50 (Sc. Subspicatus)<br />
= 2,6 millig/L enligt Growth Inhibition Test<br />
(OECD 201)<br />
Algtoxicitet kronisk Microcosmos, Algae community: NOEC (28<br />
dygn) = 0,61 (C14.5AES)<br />
102<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,<br />
2003<br />
Madsen, 2001<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,<br />
2003<br />
Madsen, 2001<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,<br />
2003<br />
Madsen, 2001<br />
log Kow -0,50 Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet 1) 67 - 100 % enligt OECD 301. 2) 77-79 %<br />
BOD/COD enligt OECD 301D och 89 + 6 % Cremoval<br />
enligt OECD 301A<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa,<br />
2003<br />
Anaerob nedbrytbarhet 96 % nedbrytning "Anaerobic digester" Colipa, 2003<br />
Vattenlöslighet 233 millig/L (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Ångtryck 9,6E-20 Pa (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Henrys konstant 2,6E-24 atm m 3 mol -1 Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Koc 35 Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Årligt flöde, kosmetiska<br />
och hygieniska produkter<br />
3 127 ton i Sverige från KTF-medlemmar →<br />
3752 ton i Sverige totalt, 1043 ton i regionen o<br />
597 ton i Storstockholm<br />
Årligt flöde övrigt 1 208 ton totalt - 773 ton från “Industry for<br />
perfumes and toilet preparations” = 435 ton<br />
(Det som redovisas komma från Industry for<br />
perfumes and toilet preparations antas ingå i<br />
flödet av kosmetiska och hygieniska produkter<br />
och dras därför bort från det totalt angivna<br />
flödet i SPIN för att ge Årligt flöde, övrigt.)<br />
Miljöfarlighetsbedöm- Ej miljöfarlig<br />
ning i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
Riskkvoterna för natriumlauryletersulfat:<br />
KTF, 2003<br />
SPIN (Nordiska rådet, 2000)<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter Totalt<br />
PEC/PNEC vatten 11,9 13,3<br />
PEC/PNEC jord 0,87 0,98<br />
PEC/PNEC sediment 14,3 15,9<br />
Riskkvoterna visar att ämnet kan ha negativa miljöeffekter.<br />
En tidigare miljöriskbedömning med EUSES utförd av Molander och Moraes (1996), har mycket lägre<br />
riskkvoter (t.ex. PEC/PNEC vatten = 0,617), främst beroende på att man använt högre värden på NOEC<br />
(fisk 13 millig/L, Daphnia 1,0 och alg 1,0).<br />
Detta är ett ämne som har stor användningsvolym och för vilket behovet av snabb eliminering i reningsverken<br />
är viktig. Den grova ansats till nedbrytningsberäkning som görs av EUSES, om man inte har studerat
nedbrytningskinetiken i detalj, är konservativ. Dessutom kan lauryletersulfat bilda svårlösliga komplex med<br />
kalcium och magnesium, vilka kan falla ut och minska bidraget till PEC.<br />
Den verkliga elimineringen i reningsverk kan belysas med utsläppsdata, men sådana är sällsynta. I Nederländerna<br />
har man hittat koncentrationer i utloppsvattnet från reningsverk på mellan 0,003 och 0,012 millig/L.<br />
Med vår spädningsfaktor 24 ger det högsta värdet ett PEC vatten tot = 0,0005 millig/L. Eftersom<br />
PNEC vatten är 0,01 millig/L blir PEC/PNEC vatten tot = 0,05 millig/L. Det gäller under förutsättning att<br />
vattenförbrukningen och förbrukningen av natriumlauryletersulfat per kapita är lika i Sverige och Holland,<br />
och att svenska och nederländska reningsverk är lika effektiv på att eliminera ämnet.<br />
5.6.1.5 Parabener<br />
Användningen år 2002 av etylparaben var 15 ton, av metylparaben 48 ton och av propylparaben 19 ton.<br />
Flödesdata saknas för isopropylparaben och butylparaben. Den sammanlagda användningen av dessa antas<br />
efter diskussioner med KTF vara mindre än användningen av etylparaben. Det totala flödet av parabener<br />
från kosmetiska och hygieniska produkter från medlemmar av KTF blir då högst 100 ton/år.<br />
Parabenernas egenskaper skiljer sig åt bl.a. genom att de har olika vattenlöslighet. Ansatsen görs ändå att<br />
behandla parabenerna tillsammans varför propylparaben fått representera gruppen, eftersom detta ämne vad<br />
gäller fysikaliska och kemiska kunskaper ligger ungefär mitt emellan de övriga parabenerna.<br />
Parabener representerade av propylparaben CAS nr 4191-73-5<br />
INCI-namn PROPYLPARABEN Kommissionen, 1996<br />
Mw 180<br />
Fisktoxicitet Fisk (OECD 203) Leuciscus idus: LC 0 = 5 millig/L,<br />
LC 50 > 5 millig/L<br />
KTF, 2003<br />
Invertebrattoxicitet Daphnia (OECD 202): EC50 = 15 millig/L KTF, 2003<br />
Algtoxicitet Algae, Growth Inhibition Test (OECD 201) Scenedesmus<br />
subspicatus: EC50 = 15 [millig/L]<br />
KTF, 2003<br />
log Kow 3,04 EPI Suite databas (EPA, 2003)<br />
BCF 44 Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet 92 % enligt OECD 301F<br />
Vattenlöslighet 500 millig/L (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Ångtryck 0,041 Pa (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Henrys konstant 1,37E-7 atm m 3 mol -1 Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Koc 427 Egen QSAR m EPI Suite (EPA,<br />
2003)<br />
Årligt flöde, kosmetiska<br />
och hygieniska<br />
produkter<br />
100 ton (Uppskattat värde utifrån uppgifter om<br />
metyl-, etyl- och propylparaben inom KTF) i Sverige<br />
från KTF-medlemmar → 120 ton i Sv totalt, 33<br />
ton i regionen o 19 ton i Storstockholm<br />
Årligt flöde övrigt 51 ton totalt - 5 ton från “Industry for perfumes and<br />
toilet preparations” = 46 ton (Det som redovisas<br />
komma från Industry for perfumes and toilet preparations<br />
antas ingå i flödet av kosmetiska och<br />
hygieniska produkter och dras därför bort från det<br />
totalt angivna flödet i SPIN för att ge Årligt flöde,<br />
övrigt.)<br />
Miljöfarlighetsbedöm- Ej miljöfarlig<br />
ning i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
103<br />
KTF, 2003<br />
SPIN (Nordiska rådet, 2000)
Riskkvoterna för parabener:<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter Totalt<br />
PEC/PNEC vatten 0,30 0,42<br />
PEC/PNEC jord 0,057 0,080<br />
PEC/PNEC sediment<br />
0,34 0,48<br />
Utifrån ovanstående riskkvoter är det osannolikt att parabenerna utgör ett problem för organismerna i vattenmiljön.<br />
Parabener kan ha östrogen effekt på fisk (Madsen, 2001). Vitellogenininduktion har påvisats i regnbågslax<br />
vid intraperitoneal injektion av doser på 100 – 300 millig/kg kroppsvikt. Den uppskattade totala halten av<br />
parabener i ytvattnet ligger på ca 6 mikrog/L. Det är inte sannolikt att motsvarande höga exponering skulle<br />
kunna uppnås genom upptag av parabener via vattnet även om hänsyn tas till eventuell biokoncentration.<br />
5.6.1.6 Triklosan<br />
Triklosan används som biocid i tandkräm som ska motverka gingivit (tandköttsinflammation), i antiperspirant/deodorant,<br />
schampo och tvål för att motverka utveckling av bakterier som leder till dålig lukt. Triklosan<br />
förekommer även i disktrasor och andra textilprodukter för att förhindra dålig lukt.<br />
Triklosan CAS nr 3380-34-5<br />
INCI-namn TRICLOSAN Kommissionen, 1996<br />
Mw 289,5<br />
Fisktoxicitet Fathead minnow: LC50 (96 tim) = 0,26 millig/L enligt<br />
OECDE 203; Bluegill sunfish: LC50 (96 tim) = 0,37 millig/L<br />
Colipa, 2003<br />
Invertebrattoxicitet Daphnia magna: EC50 (24 tim) = 0,39 millig/L enligt<br />
(OECD 202)<br />
Colipa, 2003<br />
Algtoxicitet Scenedesmus subspicatus: EbC50 = 0,7 [mikrog/L], ErC50<br />
= 2,8 [mikrog/L], NOEC = 0,5 [mikrog/L] enligt Growth<br />
Inhibition Test (OECD 201)<br />
Colipa, 2003<br />
log Kow 4,76 EPI Suite databas<br />
(EPA, 2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet < 10 % BOD/COD OECD 301 C (Modified MITI Test); ><br />
98,2 to 99,3% substance removal and 81-92% mineralization<br />
enligt Continuous activated sludge test ( [14-C] label),<br />
Colipa, 2003<br />
Vattenlöslighet 10 ml/L (25 o C) EPI Suite databas<br />
(EPA, 2003)<br />
Ångtryck 6,2E-4 Pa (25 o C) Egen QSAR m EPI<br />
Suite (EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 3,83E-7 atm m 3 mol -1 EPI Suite databas<br />
(EPA, 2003)<br />
Koc 1,84E+4 Egen QSAR m EPI<br />
Suite (EPA, 2003)<br />
Årligt flöde KoH 2300 kg i Sverige från KTF-medlemmar → 2760 kg i Sverige<br />
totalt, 767 kg i regionen o 366 kg i Storstockholm<br />
KTF, 2003<br />
Årligt flöde övrigt 2 ton SPIN (Nordiska rådet,<br />
2000)<br />
Miljöfarlighetsbedöm- Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50<br />
ning i enlighet med Mycket giftigt för vattenlevande organismer och R 53 Kan orsaka skadliga lång-<br />
KIFS 2001:3<br />
tidseffekter i vattenmiljön<br />
Ämnet är inte lätt nedbrytbart enligt standardiserad test. Om ingen nedbrytning antas ske i reningsverk fås<br />
följande riskkvoter.<br />
104
Riskkvoterna för triklosan:<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter Totalt<br />
PEC/PNEC vatten 63,3 109<br />
PEC/PNEC jord 47,8 82<br />
PEC/PNEC sediment<br />
71,6 124<br />
Riskkvoterna visar att triklosan kan ha negativa miljöeffekter.<br />
Det finns motsägelsefulla uppgifter om ämnets nedbrytning. I en översiktsartikel om triklosan (Samsøe-<br />
Petersen, 2003) visas att det sker en snabb mineralisering (fullständig nedbrytning) av triklosan i reningsverken.<br />
I tester enligt principen "continuous activated sludge" (CAS) där den mest stabila delen av triklosanmolekylen<br />
märkts med radioaktiv 14 C har man visat en primär nedbrytning på 94,7 %.<br />
Mätningar i reningsverk i USA, Schweiz, Danmark och Sverige visar en kraftigt varierande eliminering.<br />
Triklosanhalterna i inkommande avloppsvatten i Europa varierar mellan 0,1 och 3,0 mikrog/L. I USA är<br />
halterna betydligt högre: 3,8 - 16,6 mikrog/L. Halterna i utloppsvattnet i Europa varierar mellan under detektionsgränsen<br />
och upp till 0,65 mikrog/L. I avloppsslammet är halterna 0,028 och 6,4 mikrog/g torrvikt. I<br />
samma artikel visas också att triklosan inte bryts ner anaerobt.<br />
Att ämnet inte klarar lättnedbrytbarhetstestet kan bero på att de halter eller de förhållanden som gällt i de<br />
standardiserade nedbrytbarhetstesterna är sådana att mikroorganismerna dör eller inte förmår fungera som<br />
avsett.<br />
Mätnoggrannheten förefaller ha varit rätt olika vid de olika försök som redovisas i samma artikel. I de analyser<br />
som gjorts i Sverige har detektionsgränsen legat under 0,1 mikrog/L. För mätning vid Henriksdals<br />
reningsverk i Stockholm gavs inget värde. Det låg under detektionsgränsen som dock inte var angiven.<br />
Mätning på GRYAAB i Göteborg gav 0,1 mikrog/L. Om detektionsgränsen antas vara 0,05 mikrog/L och<br />
Henriksdal får representera reningsverken i Stockholm fås med en spädningsfaktor på 24 för Henriksdal ett<br />
PEC vatten som ligger på < 0,0021 mikrog/L. Värdet för PNEC vatten är 0,0007 mikrog/L. Därmed blir<br />
PEC/PNEC < 3. Det kan således inte uteslutas att halterna ligger på en nivå där ämnet ger negativa effekter.<br />
Eftersom ämnet är en biocid väcks frågan om det selektionstryck det innebär med en ständig halt som ligger<br />
i närheten av eller över de nivåer som har potential att ge miljöeffekter. SCCNFP (2002) har uttryckt att<br />
användningen som den ser ut idag inte medför någon risk för resistensbildning.<br />
5.6.2 Miljöfarlighetsbedömningar för nio ämnen/ämnesgrupper<br />
Miljöfarlighetsbedömningar har gjorts för de utvalda ämnen för vilka miljöriskbedömningar inte kunde<br />
genomföras p.g.a. att volymdata saknades. Farlighetsbedömningar har dessutom gjorts för ämnen som först<br />
utvaldes från funktionsgrupperna, men därefter inte prioriterades för miljöriskbedömning, se vidare i 5.3.2.<br />
Zinkpyrition bedömdes eftersom informationen om ämnet och dess användning tillkom i ett sent skede av<br />
utredningen.<br />
Miljöfarlighetsbedömning har inte gjorts för det återstående utvalda ämnet behentrimoniumklorid eftersom<br />
det råder brist på data för detta ämne. Det bör dock ha egenskaper som påminner om cetrimoniumklorid.<br />
5.6.2.1 Butylmetoxydibensoylmetan<br />
Butylmetoxydibensoylmetan CAS nr 70356-09-1<br />
INCI-namn BUTYL METHOXYDIBENZOYLMETHANE Kommissionen, 1996<br />
Mw 310,4<br />
Fisktoxicitet Regnbågslax: NOEC 96 tim 30 millig/L Kemi&Miljö, 2004<br />
Invertebrattoxicitet Daphnia: LC50 48 tim 1,97 millig/L (OECD 202) Kemi&Miljö, 2004<br />
Algtoxicitet -<br />
log Kow 1) 6,0. 2) 4,51 1) Kemi&Miljö, 2004 2)<br />
Egen QSAR m EPI Suite<br />
105
Butylmetoxydibensoylmetan CAS nr 70356-09-1<br />
106<br />
(EPA, 2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet Ej lättnedbrytbar 6 %, 28 dygn (OECD 301F) Kemi&Miljö, 2004<br />
Abiotisk nedbrytbarhet Fotonedbrytbar Kemi&Miljö, 2004<br />
Egen QSAR m EPI Suite<br />
Vattenlöslighet 1,52 millig/L<br />
(EPA, 2003)<br />
Egen QSAR m EPI Suite<br />
Ångtryck 0,0181 Pa<br />
(EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 3,7E-7 atm m 3 mol -1<br />
Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Egen QSAR m EPI Suite<br />
1705<br />
(EPA, 2003)<br />
Koc<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
5.6.2.2 EDTA (Etylendiamintetraättiksyra)<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 51<br />
Mycket giftigt för vattenlevande organismer och R53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter<br />
i vattenmiljön<br />
EDTA CAS nr 60-00-4<br />
INCI-namn EDTA Kommissionen, 1996<br />
Mw 292<br />
Static, Lepomis macrochirus (Fish, fresh water) i 96 tim<br />
i millig/L NOEC = 24 millig/L, LC50 = 41 millig/L, LC100<br />
= 75 millig/L enligt EPA: Committee on Methods for<br />
Toxicity with Aquatic Organisms: “Methods for Toxicity<br />
Tests with Fish, Macroinvertebrates and Aphibians”,<br />
Fisktoxicitet<br />
1975<br />
Daphnia magna 24 tim EC50 = 610 millig/L enligt ISO<br />
IUCLID, 2000<br />
Invertebrattoxicitet 6341 and SFS 5062<br />
Scenedesmus subspicatus, cellmultiplikationstest, 72<br />
tim i millig/L NOEC = 100, LOEC > 100, EC10 > 100,<br />
EC50 > 100, EC90 > 100 enligt EG Richtlinie<br />
79/831/EWG, Anhang V,C,Algen: Pruefung der Wachstumshemmung<br />
(1988), Na4EDTA und FeCl3*6H2O i<br />
IUCLID, 2000<br />
Algtoxicitet<br />
ekvimolära mängder.<br />
Daphnia magna (Crustacea) 21 dygn i millig/L, NOEC =<br />
0,9, LOEC = 2,7 enligt UBA Verfahrensvorschlag: "Verlaengerter<br />
Toxizitaetstest bei D. magna (Bestimmung<br />
der NOEC für reproduktionsrate, Mortalitaet und den<br />
Zeitpunkt des Auftretens von Nachkommen, 21 d)".<br />
Texte UBA 16/84 Heft 5, 133–142. Life cycle test<br />
IUCLID, 2000<br />
Kronisk toxicitet (1984) IUCLID, 2000<br />
BCF Ca 1. Minskar bioackumulering av tungmetaller<br />
1) Aerobic, activated sludge, non–adapted, < 20 % efter<br />
28 dygn enl. OECD Guideline 302 B Modified Zahn–<br />
Wellens Test". 2) Aerobic, < 1 % efter 42 dygn enligt<br />
AFNOR–Test, 1977; (DOC) motsvarar Guideline OECD<br />
IUCLID, 2000<br />
Aerob nedbrytbarhet 301 A<br />
Direkt fotolys i ljus som motsvarar solljus. 50 % nedbrytning<br />
av järnkomplexet efter 11 min, metoden ej<br />
IUCLID, 2000<br />
Abiotisk nedbrytbarhet angiven. IUCLID, 2000<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
Miljöfarlig, R 52 Skadligt för vattenorganismer och R53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter<br />
i vattenmiljön<br />
En noggrann studie av hälso- och miljöeffekter av EDTA har publicerats i preliminär form inom EU:s kartläggningsarbete<br />
för prioriterade ämnen (Joint Research Centre, 2003).<br />
Den toxicitet (< 100 millig/L) som uppmätts i några studier förklaras av EDTA:s effekt att minska tillgängligheten<br />
av viktiga närings- och spårämnen, t.ex. järn. Så låga toxicitetsvärden anses därför inte relevanta.<br />
Av den anledningen bedömdes EDTA inte som miljöfarligt.
Eftersom användningen av EDTA är stor anser man ändå att det finns skäl för riskbegränsande åtgärder.<br />
För stora användare av EDTA, t.ex. pappersmassaindustri, utan luftad biologisk avloppsreningsanläggning<br />
med lång uppehållstid har i studien beräknats en riskkvot (PEC/PNEC) på 1,2. Riskbegränsning anses motiverad<br />
i dessa fall. I samhället i övrigt ligger riskkvoterna under 1.<br />
Studien är kommenterad av CSTEE (2003). Den viktigaste invändningen rör kraven på riskbegränsning i<br />
industrier som saknar långtidsrening, med hänvisning till att testdata från recipienterna ger mycket lägre<br />
halter än de framräknade PEC-värdena.<br />
5.6.2.3 Kokamid DEA (Kokosfettsyradietanolamid)<br />
Kokamid DEA CAS nr 68603-42-9<br />
INCI-namn COCAMIDE DEA Kommissionen, 1996<br />
Mw 316<br />
Fisktoxicitet Semistatisk, Brachydanio rerio (Fish, fresh water)<br />
96 tim i millig/L LC0: 2.52, LC50: 3.6, LC100: 5 enl.<br />
ISO 7346/1–3 (1984)<br />
IUCLID, 2000<br />
Invertebrattoxicitet Daphnia pulex: EC50 (48 tim) = 2,39 millig/L enligt<br />
Static test according to Peltier & Weber, EPA/600/4<br />
85/013 (1985)<br />
IUCLID, 2000<br />
Algtoxicitet Scenedesmus subspicatus, biomassa, 72 tim i<br />
millig/L NOEC = 0,32, LOEC = 1, EC50 = 2,2. Metoden<br />
ej angiven.<br />
IUCLID, 2000<br />
log Kow 3,52 (beräknad) IUCLID, 2000<br />
BCF 102 Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet BOD/COD (30 dygn) = 71-74 % enl. Directive<br />
84/449/EEC, C.6 "Biotic degradation – closed bottle<br />
test".<br />
IUCLID, 2000<br />
Vattenlöslighet 5 millig/L (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Ångtryck 6,80E-9 Pa Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 4,3E-12 atm m 3 mol -1 Egen QSAR m EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
5.6.2.4 Isoparaffiner<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50<br />
Mycket giftigt för vattenlevande organismer och R 53 Kan förorsaka skadliga långtidseffekter<br />
i vattenmiljön.<br />
Isoparaffiner, representerade av Isohexadekan CAS nr 4390-04-9<br />
INCI-namn ISOHEXADECANE Kommissionen,1996<br />
Mw 226<br />
Fisktoxicitet Fish (OECD 203) zebra fish: LC50 > 100<br />
[millig/L]<br />
KTF, 2003<br />
Invertebrattoxicitet -<br />
Algtoxicitet -<br />
log Kow 7,8 Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
BCF 5300 Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Aerob nedbrytbarhet 2 % BOD/COD enligt OECD 301 C (Modified<br />
MITI Test)<br />
KTF, 2003<br />
Vattenlöslighet 0,00205 millig/L Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Ångtryck 36 Pa Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 29 atm m 3 mol -1 Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Koc 17 500 Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
Miljöfarlig, R 53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i vattenmiljön<br />
107
5.6.2.5 Natriumlaurylsulfat<br />
Natriumlaurylsulfat CAS nr 151-21-3<br />
INCI-namn SODIUM LAURYL SULFATE Kommissionen, 1996<br />
Mw 288,4<br />
Fisktoxicitet Flow through, Salmo gairdneri, estuary, fresh<br />
water, static test, 15 o C, 96 tim LC50: = 4.62<br />
millig/L (1977)<br />
IUCLID, 2000<br />
Invertebrattoxicitet Daphnia magna (Crustacea) 48 tim EC50 =<br />
31 millig/L OECD Guideline 202, part 1<br />
"Daphnia sp., Acute Immobilisation Test"<br />
(1981)<br />
IUCLID, 2000 (256)<br />
Algtoxicitet Scenedesmus subspicatus (Algae) biomassa,<br />
72 tim i millig/L, EC10 = 14 – 25, EC50 =<br />
130 – 150, EC20 = 52 – 56 enligt DIN/EN<br />
28692<br />
IUCLID, 2000 (341)<br />
Kronisk toxicitet Daphnia magna, mortality, 40 dygn, NOEC =<br />
2 millig/L, enligt EPA–600/3–75–009 (1982)<br />
IUCLID, 2000 (268)<br />
log Kow 1) ca. 0 – .5. 2) 1,6 1) IUCLID, 2000. 2) EPI Suite databas<br />
(EPA, 2003)<br />
BCF BCF = 2.1 Cyprinus carpio (Fish, fresh water)<br />
24 tim at 18 o C, 25 millig/L<br />
IUCLID, 2000<br />
Aerob<br />
nedbrytbarhet<br />
Anaerob<br />
nedbrytbarhet<br />
Aerobic, domestic sewage, 2 millig/L, nedbrytning<br />
93 % efter 30 dygn enligt OECD<br />
Guide–line 301 D "Ready Biodegradability:<br />
Closed Bottle Test" (1986)<br />
Anaerobic, bacteria from sewage sediments,<br />
77 % efter 105 dygn. Metod ej angiven.<br />
108<br />
IUCLID, 2000<br />
IUCLID, 2000<br />
Vattenlöslighet 1) 1E+5 millig/L (25 o C) 1) EPI Suite databas (EPA, 2003)<br />
Ångtryck 240 Pa (25 o C) Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 1,1E-15 atm m 3 mol -1 Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Koc 10 200 Egen QSAR m EPI Suite (EPA, 2003)<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet<br />
med KIFS 2001:3<br />
Ej miljöfarlig<br />
5.6.2.6 Polykvaternium-10<br />
Polykvaternium-10 CAS nr 68610-92-4<br />
INCI-namn POLYQUATERNIUM-10 Kommissionen, 1996<br />
Mw Polymer med varierande kedjelängd<br />
Fisktoxicitet 1) Fathead minnow: LC50 96 tim = 2,4<br />
millig/L. 2) LC50 (Pimephales promelas)<br />
> 2,3 millig/L enligt OECD 203<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa, 2003<br />
Invertebrattoxicitet 1) Daphnia magna: EC50 48 tim 27,8<br />
millig/L. 2) EC50 > 26,1 millig/L enligt<br />
OECD 202<br />
1) Kemi&Miljö, 2004 2) Colipa, 2003<br />
Algtoxicitet -<br />
Aerob nedbrytbarhet 0 % CO2-utveckling enligt (Modified<br />
Sturm Test) OECD 301B och 0 % DOC<br />
enligt OECD 301B (Modified Sturm Test)<br />
Colipa, 2003<br />
Anaerob nedbrytbarhet Mycket långsam nedbrytning: 20 dygn<br />
5 %<br />
Kemi&Miljö, 2004<br />
Årligt flöde, kosmetiska<br />
och hygieniska produkterMiljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
20 ton i Sverige från KTF-medlemmar → KTF, 2003<br />
24 ton i Sverige totalt, 6,7 ton i regionen<br />
och 3,8 ton i Storstockholm<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 51 Giftigt<br />
för vattenlevande organismer och R 53 Kan orsaka skadliga långtidseffekter i<br />
vattenmiljön.
5.6.2.7 Resorcinol<br />
Resorcinol CAS nr 108-46-3<br />
INCI-namn RESORCINOL Kommissionen, 1996<br />
Mw 110<br />
Fisktoxicitet LC50 Fisk 96 tim: 34,7 millig/L Art: Guldid Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
och Colipa, 2003<br />
Invertebrattoxicitet 1) EC50 Daphnia 48 tim: >100 millig/L Art: D.<br />
pulicaria. 2) EC50 = 0,9 millig/L; 1,28 millig/L<br />
två olika tester enligt OECD 202<br />
Algtoxicitet 1) Chlorella pyrenoidosa IC50 72 tim: 1,1 millig/L.<br />
2) Scenedesmus subspicatus: EC50 =<br />
180 millig/L enligt Growth Inhibition Test<br />
(OECD 201)<br />
109<br />
1) Kemiska ämnen (Prevent,<br />
2003). 2) Colipa, 2003<br />
log Kow 0,8; 0,97 IUCLID, 2000<br />
BCF 2,4 IUCLID, 2000<br />
Aerob nedbrytbarhet BOD5/COD: 0,61; 66,7 % bryts ned på 14<br />
dygn OECD 301C<br />
Anaerob nedbrytbarhet Uppgifter som skiljer sig avsevärt beroende på<br />
mikroflora. Från 0 % på 245 dygn till 98 % på<br />
21 dygn.<br />
Kemiska ämnen (Prevent, 2003<br />
Kemiska ämnen (Prevent, 2003<br />
och Colipa, 2003<br />
IUCLID, 2000<br />
Vattenlöslighet 1 g löser sig i 0,9 ml vatten The Merck Index, 2001<br />
Ångtryck 4,9E-4 mm Hg (25 o C) EPI Suite databas (EPA, 2003)<br />
Henrys konstant 2,0E-10 atm m 3 mol -1 Egen QSAR med EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
Koc 434 (beräknat) Egen QSAR med EPI Suite<br />
(EPA, 2003)<br />
pKa pKa = 9.15 vid 25 o C; pH = 4.5 vid 10 vol %<br />
och 23 o C<br />
IUCLID, 2000<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
5.6.2.8 Zinkoxid<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50<br />
Mycket giftigt för vattenlevande organismer<br />
Zinkoxid CAS nr 1314-13-2<br />
INCI-namn ZINC OXIDE Kommissionen, 1996<br />
Mw 81,39<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
5.6.2.9 Zinkpyrition<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas<br />
med miljöfarlighetssymbol), R 50 Mycket giftigt<br />
för vattenlevande organismer<br />
N-class (Nordiska rådet, 2004)<br />
Zinkpyrition CAS nr 13463-41-7<br />
INCI-namn ZINC PYRITHIONE Kommissionen, 1996<br />
Mw 317,68<br />
Fisktoxicitet 1) I havsvatten: Cyprinodon variegatus: EC50<br />
96 tim 0,4 millig/L<br />
2) I sötvatten: Onchorhynchus mykiss: EC50<br />
96 tim 0,0032 millig/L<br />
3) I sötvatten: Pimephales promelas: EC50 96<br />
tim 0,0026 millig/L<br />
Invertebrattoxicitet 1) I sötvatten: Daphnia magna: EC50 48 tim<br />
0,0036 millig/L<br />
2) I havsvatten: Mysidopsis bahia: LC50 96 tim<br />
0,0063 millig/L<br />
Algtoxicitet Selenastrum capricornutum EC50 72-120 tim<br />
0,028 millig/L, NOEC 0,0078 millig/L<br />
Kronisk toxicitet 1) Daphnia magna: reproduktion, 21 dygn,<br />
NOEC 0,0025 millig/L<br />
1, 2, 3) Boeri et al 1994 i Madsen<br />
et al., 2000<br />
1) Boeri et al i Madsen et al.,<br />
2000<br />
2) Boeri et al 1993 i Madsen et<br />
al., 2000<br />
Ward et al 1994 i Madsen et al.,<br />
2000<br />
1) Olin 1997 i Madsen et al.,<br />
2000
Zinkpyrition CAS nr 13463-41-7<br />
2) Fisk, Pimephales promelas: tidiga livsstadier<br />
(ELS), NOEC 0,0012 millig/L<br />
110<br />
2) Boeri et al 1999 i Madsen et<br />
al., 2000<br />
log Kow 0,97 Olin i Madsen et al., 2000<br />
BCF Ostron 11 Sabaliunas et al., 2003<br />
Aerob nedbrytbarhet Vatten t½: 6 - 96 tim<br />
Sediment t½: 0,6 - 1,3 tim<br />
Sabaliunas et al., 2003<br />
Anaerob nedbrytbarhet Sediment t½: 0,5 tim Sabaliunas et al., 2003<br />
Abiotisk nedbrytbarhet 1) Fotolys t½: 14 - 30 min<br />
2) Fotolys t½: 13 min (pH 9), 17,5 min<br />
artificiellt havsvatten<br />
3) Hydrolys t½:11 - 96 dygn<br />
4) Hydrolys: stabil vid pH 5, 7, 9 samt i<br />
artificiellt havsvatten pH 8.2<br />
5) Jord t½: 12 - 24 tim<br />
1, 3, 5) Sabaliunas et al., 2003<br />
2, 4) Reynolds 1995 i Madsen et<br />
al., 2000<br />
Vattenlöslighet 6,0 millig/L Olin 1997 i Madsen et al., 2000<br />
Ångtryck Icke flyktig, fast ämne (25°C) Olin 1997 i Madsen et al., 2000<br />
Henrys konstant Har ej beräknats<br />
Koc<br />
Miljöfarlighetsbedömning<br />
i enlighet med<br />
KIFS 2001:3<br />
1) 800 – 10 000 (log Koc = 2,9 - 4,0)<br />
2) 4 000 millig/L (uppmätt)<br />
1) Olin 1997 i Madsen et al.,<br />
2000<br />
2) Sabaliunas et al., 2003<br />
Miljöfarlig, N (betyder att ämnet ska märkas med miljöfarlighetssymbol), R 50<br />
Mycket giftigt för vattenlevande organismer<br />
Det finns förhållandevis gott om ekotoxikologiska uppgifter om zinkpyrition. Ämnet har mycket hög toxicitet<br />
mot vattenlevande organismer vilket föranleder riskfrasen R50. De snabbt bildade primära metaboliterna<br />
är signifikant mindre toxiska än zinkpyrition och bryts ner vidare i vatten och sediment (Sabaliunas et<br />
al., 2003). Även stabila, oidentifierade metaboliter med förmodad låg biotillgänglighet och stark bindning<br />
till sediment bildas. Det kan inte förväntas att zinkpyrition bioackumuleras i vattenlevande organismer.<br />
En miljöriskbedömning har gjorts av zinkpyrition när det används i kosmetiska produkter och belastar recipienter<br />
via kommunalt avloppsvatten under förhållanden som antas föreligga inom EU (Sabaliunas et al.,<br />
2003). Resultaten framgår av följande tabell:<br />
Zinkpyrition från kosmetiska och hygieniska<br />
produkter Nedströms utsläppspunkten Regional effekt<br />
PEC/PNEC vatten 0,26 0,003<br />
PEC/PNEC jord 0,03 0,0001<br />
PEC/PNEC sediment 0,32 0,000001<br />
PEC/PNEC STP (Sewage Treatment Plant,<br />
dvs. avser mikroorg. i reningsverk)<br />
0,04<br />
I ovanstående miljöriskbedömning användes ett PNEC-värde för kronisk toxicitet för akvatiska organismer<br />
på 1,13 mikrog/L framtaget via en probabilistisk metod. (En statistisk metod som räknar ut sannolikheten<br />
att en art är känsligare än en annan och som eliminerar behovet av att lägga på säkerhetsfaktorer.) Då alla<br />
förutsättningar för denna beräkning ej är kända är det svårt att bedöma PNEC-värdets relevans.<br />
Om man istället hade utgått ifrån kronisk toxicitet för den känsligaste organismen (enligt ovan fisk,<br />
Pimephales promelas: NOEC 1,2 mikrog/L) och en säkerhetsfaktor 10 skulle PEC/PNEC kvoterna bli en<br />
faktor 10 högre. Enligt en sådan bedömning kan påverkan på vattenmiljön samt sedimentlevande organismer<br />
nedströms utsläppspunkten ej uteslutas.<br />
Riskbedömningen ovan kan jämföras med en miljöriskbedömning som gjorts av zinkpyrition i dess användning<br />
som anti-fouling (skydd mot påväxt) i båtbottenfärger enligt ett scenario med danskt farvatten<br />
(Madsen et al., 2000).
Zinkpyrition från anti-fouling fritidsbåtshamn båtfarled<br />
PEC/PNEC 5,6-17 0,05 - 0,22<br />
När nedbrytning genom fotolys ingick i beräkningarna erhölls den lägre riskkvoten, medan det högre värdet<br />
erhölls om man bortsåg från nedbrytning genom hydrolys. Riskkvoten för hamnen ansågs kunna innebära<br />
risk för bestående ekotoxikologiska effekter i hamnbassängen genom det kontinuerliga läckaget av zinkpyrition<br />
från båtarna, medan risken för effekter i farleden ansågs vara liten. När båtarna togs bort från vattnet<br />
efter båtsäsongen antogs att zinkpyrition skulle elimineras snabbt från miljön p.g.a. av ämnets snabba nedbrytning<br />
i vatten och sediment.<br />
I en nyligen presenterad studie (Svenska Naturskyddsföreningen, 2004) påpekas att nedbrytningen av zinkpyrition<br />
är komplex och beroende av omgivningsmiljön. Nedbrytningshastigheter och nedbrytningsprodukter<br />
kommer därför att variera och blir svåra att förutse under olika förhållanden. De primära nedbrytningsprodukter<br />
man känner till är visserligen mindre toxiska än zinkpyrition, men forskarna i denna studie menar<br />
att nedbrytningsprodukterna istället är betydligt mer stabila och skulle kunna ansamlas i miljön. Utredarna<br />
påpekar att nedbrytning av zinkpyrition genom fotolys blir mycket begränsad i avloppsvattenmiljö och att<br />
det finns risk för att ämnet genom sin höga giftighet mot mikroorganismer och kontinuerliga tillförsel skulle<br />
kunna skada de mikrobiologiska processer som finns på reningsverken för att bryta ner föroreningarna i<br />
avloppsvattnet.<br />
Sammanfattningsvis kan sägas att studierna indikerar att zinkpyrition från kosmetiska och hygieniska produkter<br />
som hamnar i avloppsvatten till stor del borde kunna brytas ner redan i själva avloppsvattnet och<br />
kvarvarande mängder i reningsverkets processer. Vid rötning av slam torde till exempel ämnet elimineras<br />
eftersom det är anaerobt nedbrytbart. Oklarheter finns dock vad gäller de primära nedbrytnings-<br />
produkternas stabilitet, toxiska egenskaper och fortsatta nedbrytning till ofarliga ämnen.<br />
111
6 Miljöpåverkan från förpackningar<br />
6.1 Sammanfattning<br />
Mängden läkemedelsförpackningar (exklusive glasförpackningar) uppgår till 7 500 – 8 000 ton/år, vilket<br />
utgör 1,6 % av den totala förpackningsmängden som redovisats till REPA (Reparegistret AB - Register för<br />
Producentansvar). Motsvarande mängd för förpackningar från kosmetiska och hygieniska produkter uppgår<br />
till drygt 20 000 ton/år, vilket utgör ca 5 % av den totala förpackningsmängden.<br />
Förpackningar för läkemedel och kosmetiska och hygieniska produkter skiljer sig i allmänhet inte från<br />
andra typer förpackningar vad gäller materialval. För läkemedel gäller att plast är det vanligaste förpackningsmaterialet,<br />
följt av wellpapp och kartong. Därutöver används ett antal metaller och glas. För kosmetiska<br />
och hygieniska produkter gäller att kartong och wellpapp utgör den största delen, följt av plastmaterial<br />
och metall. Inget av materialen som används torde vålla nämnvärda miljöproblem.<br />
6.2 Inledning<br />
Även förpackningar kan vara av intresse ur miljösynpunkt då dessa utgör stora volymer och dessutom kan<br />
innehålla ämnen med miljöpåverkan. Alla förpackningar omfattas av producentansvaret för förpackningar<br />
(SFS 1997:185 med tilläggsförfattningar). Det innebär att de företag som fyller förpackningarna har ett<br />
ansvar för att tillhandahålla system för insamling av tömda förpackningar för att dessa ska kunna återvinnas<br />
eller utnyttjas som energikälla.<br />
Uppgifter om flöden av förpackningar har inhämtas via Reparegistret AB, som innehåller statistik över<br />
insamlade förpackningar från sådana företag som är anslutna till förpackningsinsamlingen. För glasförpackningar<br />
som insamlas via Svensk GlasÅtervinning AB registreras antalet förpackningar, dock saknas<br />
uppgifter om mängd glasförpackningar angivet i kg.<br />
6.3 Läkemedel<br />
6.3.1 Förpackningar, material och mängder<br />
Läkemedel säljs i en för varje produkt specifik förpackning som ofta består av både inner- och ytterförpackning.<br />
Läkemedelsförpackningar skiljer sig i allmänhet inte från andra typer av förpackningar som cirkulerar<br />
i samhället vad gäller materialval. För att få användas för läkemedelsprodukter ska förpackningsmaterial<br />
uppfylla kraven i Europafarmakopén och kraven i EU-direktiv 2002/72/EG. Det finns ca 10 000 st<br />
olika läkemedelsförpackningar och totalt sett hanterar Apoteket ca 150 miljoner förpackningar per år.<br />
Förpackningarna består av en rad plastmaterial, dominerade av polyeten och polypropen, som inte vållar<br />
några nämnvärda miljöproblem. Förutom dessa plaster förekommer också acetalplast, etyl-vinylacetalplast,<br />
polyamid, polyester, polykarbonat, polyuretan samt styrenplaster vilka likaså är acceptabla ur<br />
miljösynpunkt. Fortfarande används PVC, den plast som är starkast ifrågasatt ur miljösynpunkt, i läkemedelsförpackningar<br />
trots att PVC sedan ett antal år är borta som förpackningsmaterial inom övriga sektorer.<br />
Utöver plaster används ett antal metaller (huvudsakligen aluminium), glas samt cellulosafiber. Dessa material<br />
förekommer rena eller i olika blandningar. Bland läkemedelsförpackningarna finns ett antal förpackningar<br />
som är så tekniskt avancerade att de befinner sig i gränslandet mellan att vara förpackning för ett<br />
läkemedel och att vara medicinsk-teknisk apparatur. Exempel på detta är astmainhalatorer.<br />
I de fall företag som säljer läkemedel i Sverige har varit anslutna till Reparegistret AB har uppgifter om<br />
förpackningar erhållits därifrån. Mängden läkemedelsförpackningar (exklusive glasförpackningar) uppgår<br />
112
till mellan 7 500 – 8 000 ton/år, vilket utgör 1,6 % av den totala förpackningsmängden redovisad till Reparegistret<br />
AB (tabell 6.1). Av tabellen framgår även att plast är det vanligaste förpackningsmaterialet, följt<br />
av wellpapp och kartong.<br />
Tabell 6.1. Förpackningsmängder 2002, läkemedelsprodukter, ton/år<br />
Materialslag Enhet EPS K MAMS P W Totalt<br />
Läkemedel ton/år 11 1 961 373 3 218 2 114 7 708<br />
Total mängd förpackningsmaterial<br />
redovisat till<br />
Reparegistret AB<br />
ton/år 2 911 134 695 39 165 98 680 186 999 472 386<br />
varav från läkemedel % 0,4 1,5 1,0 3,3 1,1 1,6<br />
EPS = Skummad cellplast (frigolit)<br />
K = Kartong/papper<br />
MAMS = Metall (aluminium och stålplåt)<br />
P = Plast<br />
W = Wellpapp<br />
6.3.2 Produktrester<br />
Alla ”tömda” förpackningar innehåller ett större eller mindre mått av produktrester. Rester av läkemedel<br />
innebär givetvis en potentiell risk för hälsan hos personer som befattar sig med de tömda förpackningarna<br />
liksom för omgivande miljö. Förpackningar som innehåller synliga läkemedelsrester skall idag klassas som<br />
läkemedelsavfall och hanteras enligt särskilda rutiner. Förpackningar utan synliga rester har normalt så små<br />
restmängder att de saknar praktisk betydelse. Undantag finns dock, t.ex.:<br />
• Tuber och andra förpackningar som innehållit krämer, salvor etc. och består av ogenomskinligt material<br />
kan innehålla betydande mängder läkemedelsrest<br />
• Injektionsflaskor, ampuller etc. som normalt innehåller betydande mängder restsubstans<br />
• Aerosolbehållare som alltid innehåller icke försumbara rester av läkemedel<br />
• Infusions- och dialysvätskor vars förpackningar normalt innehåller betydande rester, i vissa fall med<br />
potenta läkemedelssubstanser tillsatta<br />
• ”Högteknologiska” förpackningar som astmainhalatorer<br />
6.4 Kosmetiska och hygieniska produkter<br />
6.4.1 Förpackningar, material och mängder<br />
Förpackningar för kosmetiska och hygieniska produkter skiljer sig i allmänhet inte från andra typer av förpackningar<br />
som cirkulerar i vårt samhälle vad gäller materialval. De består av en rad plastmaterial, dominerade<br />
av polyeten och polypropen, som inte vållar några betydelsefulla miljöproblem. Förutom dessa plaster<br />
förekommer acetalplast, etyl-vinyl-acetatplast, polyamid, polyester, polykarbonat, polyuretan samt styrenplaster,<br />
vilka likaså är acceptabla från miljösynpunkt. Förutom plaster används metaller (huvudsakligen<br />
aluminium), glas samt cellulosafiber. Inget av dessa material vållar i denna användning nämnvärda miljöproblem.<br />
Rapporterade förpackningsmängder från KTF:s medlemsföretag har sammanställts (tabell 6.2). Medlemsföretagen<br />
beräknas täcka ca 85 % av marknaden för dessa produkter.<br />
Total mängd förpackningar från kosmetiska och hygieniska produkter uppgår till drygt 20 000 ton/år, dvs.<br />
ca 5 % av förpackningsflödet i samhället. Av tabellen framgår att kartong och wellpapp utgör den största<br />
andelen, följt av plastmaterial och metallförpackningar. Skummad cellplast, frigolit, utgör endast en liten<br />
andel.<br />
113
I tabellen anges också den totala mängden förpackningar som <strong>rapport</strong>eras av företag vilka fyller förpackningar<br />
till Reparegistret AB för år 2002. Förpackningar med kosmetiska och hygieniska produkter utgör<br />
2 – 10 % av den totala förpackningsmängden redovisad till Reparegistret AB.<br />
Tabell 6.2. Förpackningsmängder 2002, kosmetiska och hygieniska produkter, ton/år<br />
Materialslag Enhet EPS<br />
Kosmetiska och hygieniska<br />
produkter<br />
Total mängd förpackningsmaterial<br />
redovisat till Reparegistret<br />
AB<br />
varav kosmetiska & hygieniska<br />
produkter<br />
EPS = Skummad cellplast (frigolit)<br />
K = Kartong/papper<br />
MAMS = Metall (aluminium och stålplåt)<br />
P = Plast<br />
W = Wellpapp<br />
6.4.2 Produktrester<br />
114<br />
K<br />
MAMS<br />
P<br />
W<br />
Totalt<br />
ton/år 23 4 906 818 9 531 7 163 22 492<br />
ton/år 2 911 134 695 39 165 98 680 186 999 472 386<br />
% 0,8 3,6 2,1 9,7 3,8 4,8<br />
Alla ”tömda” förpackningar innehåller ett större eller mindre mått av produktrester. Dessa innebär givetvis<br />
en potentiell risk för hälsan hos personer som befattar sig med de tömda förpackningarna, liksom för omgivande<br />
miljö. Vad gäller förpackningar som innehåller synliga produktrester, t.ex. sminkprodukter som<br />
läppstift, mascara m.m., är det omöjligt för normalkonsumenten att bedöma om de är återvinningsbara eller<br />
inte.<br />
Förpackningar utan synliga rester har normalt så små restmängder att de saknar praktisk betydelse. Undantag<br />
finns dock, t.ex. plasttuber och andra förpackningar som består av ogenomskinligt material som har<br />
innehållit krämer, salvor etc. Dessa kan innehålla betydande mängder rester utan att det syns.<br />
Råd och Rön genomförde under 2003 tester på hur mycket tandkräm som kan finnas kvar i tandkrämstuber<br />
efter användningen (Råd och Rön, 2003). Mellan 3 till 11 % av tandkrämen var kvar i tuben efter användning.<br />
Trögflytande produkter i plasttuber är en kombination som konsumenter upplever som svårast att<br />
tömma enligt en studie om konsumenters värderingar av förpackningar (Nilsson et al., 2000). Den mängd<br />
av kosmetiska och hygieniska produkter som följer med ”tömda” förpackningar till avfall borde därför inte<br />
vara större än nivån 10 %. Uppgifter om hur mycket kasserade produkter som slängs med soporna saknas.<br />
Rester av produkter som följer med sopor förbränns eller deponeras, beroende på den kommunala avfallshanteringen.<br />
6.5 Diskussion<br />
Varje företag redovisar den totala mängden förpackningar till Reparegistret AB. I de fall företagen levererar<br />
även andra produkter än läkemedel t.ex. olika typer av medicinska artiklar ingår även dessas förpackningar<br />
i den redovisade mängden. Mängden kommer därigenom att överskattas. Å andra sidan kommer inte<br />
de företag som inte är anslutna till förpackningsinsamlingen med (sannolikt ett fåtal). Motsvarande felkällor<br />
finns även för kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
Producentansvaret för förpackningar ska säkerställa att tömda förpackningar materialåtervinns på ett miljösäkert<br />
sätt och därmed minimerar miljöbelastningen från förbrukade förpackningar.<br />
Trots en utbyggd materialåtervinning är det från strikt miljösynpunkt önskvärt att förbruka så liten mängd<br />
förpackningsmaterial som möjligt. Utvecklingen har under många år gått åt detta håll, men förpackningar<br />
för kosmetiska och hygieniska produkter skiljer i vissa fall ut sig genom exklusiv och materialkrävande
formgivning. Inom delar av detta produktområde tycks behovet vara stort av att göra ”säljande" förpackningar,<br />
vilket kan leda till större materialförbrukning än nödvändigt.<br />
För båda produktområdena finns krav på mycket omfattande produktinformation. Det medför behov av en<br />
tillräcklig stor yta på förpackningen alternativt bifogande av bipacksedel eller bruksanvisning, vilket tenderar<br />
att ge en utveckling mot större materialförbrukning. Större förpackningar är mindre lätta att stjäla än<br />
små vilket också bidrar till en utveckling i samma riktning, vilket i detta avseende framförallt gäller kosmetiska<br />
och hygieniska produkter.<br />
Inget av materialen som används för läkemedel respektive kosmetiska och hygieniska produkter torde vålla<br />
nämnvärda miljöproblem.<br />
Användningen av PVC-plast ger dock en del frågetecken från miljösynpunkt, väl dokumenterade i t.ex.<br />
EU:s grönbok om PVC (kommissionen, 2000). Den största användningen i läkemedelsförpackningar är för<br />
s.k. blisterförpackningar som består av styv PVC vilket är den minst ifrågasatta formen av detta material.<br />
Det är inte sannolikt att användningen för förpackning av läkemedel orsakar en stor miljöpåverkan, särskilt<br />
inte i jämförelse med de mångdubbelt större användningsområden för PVC som finns inom t.ex. byggindustrin.<br />
Icke desto mindre är det alltid lämpligt att byta ett sämre material till ett ur miljösynpunkt bättre och<br />
fullgoda alternativ till PVC finns. En betydande del av PVC-plasten används också i blisterförpackningar<br />
där den kombineras med aluminium vilket omöjliggör materialåtervinning.<br />
115
7 Läkemedel – information om<br />
kvantitet och innehåll<br />
7.1 Sammanfattning<br />
Kunskap om i vilka mängder och vilka vägar varor går genom vårt samhälle är viktig för att identifiera<br />
eventuella problem som kan uppkomma från användningen av produkterna. Någon sammanställning av<br />
massflöden av läkemedel görs inte idag. De marknadsuppföljningar som görs exempelvis av Läkemedelsstatistik<br />
(LS) är inriktade på värdet och antalet av de sålda produkterna.<br />
Uppgifter om respektive läkemedels innehåll såväl vad avser mängd aktiva substanser som hjälpämnen<br />
finns att tillgå. Informationen finns lagrad i Läkemedelsverkets databas.<br />
Data från Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register har kombinerats för att få fram uppgifter om<br />
mängder av läkemedel samt beräkna flödena uppdelat på human- och veterinärmedicinska läkemedel, aktiv<br />
substans och hjälpämnen, undergrupper enligt ATC-systemet mm. Avsikten var att översiktligt kartlägga<br />
massflöden i samhället från distributionsledet via användarled till spridningsvägar till miljön. Den typ av<br />
uppgifter som för närvarande registreras är inte anpassade för detta behov och p.g.a. de felkällor som finns i<br />
underlaget är det idag inte möjligt att redovisa helt tillförlitliga siffror för flöden av läkemedel.<br />
Om befintliga register inom Läkemedelsverket och Apoteket AB anpassas för denna uppgift skulle förutsättningarna<br />
att få fram detaljerade uppgifter om flöden avsevärt förbättras. Arbetet med att kombinera<br />
befintliga register har gett värdefull information om vilka svårigheter som måste lösas för att bättre kunna<br />
utnyttja databaserna framöver. De datafiler som genererats vid samkörningen kan vara värdefulla för närmare<br />
uppföljningar av flöden av enskilda läkemedelssubstanser framöver.<br />
Ett flöde som kan vara svårt att beräkna även efter att befintliga register anpassats för massflödesberäkningar<br />
är hur stor del av försålda läkemedel som kasseras i förhållande till den mängd som konsumeras.<br />
Vidare är det oklart hur stor del av de kasserade produkterna som återlämnas till Apoteket AB respektive<br />
slängs i soporna.<br />
7.2 Befintliga informationssystem<br />
I Läkemedelsverkets register lagras uppgifter om samtliga läkemedel som säljs på den svenska marknaden,<br />
inklusive deras förpackningar. Uppgifterna omfattar produkternas ingående ingredienser kvantitativt, dvs.<br />
mängden ingående substans i varje produkt. Förutom mängden för ingående ingredienser registreras även<br />
deras roll uppdelat mellan aktiv substans, konserveringsmedel, antioxidationsmedel, färgämne, smakämne<br />
samt "övriga hjälpämnen". Den aktiva substansen kan vara omräknad till annan kemisk förekomstform<br />
(t.ex. ett salt) och kallas då för "aktiv motsvarande". Halten av en substans kan redovisas på olika sätt. För<br />
vätskor och salvor/krämer anges ofta millig/L och millig/ml och för tabletter millig, g eller IE (internationella<br />
enheter).<br />
Hos Apoteket AB finns dels uppgifter om försäljning av läkemedel i olika steg av distributionskedjan, dels<br />
ett omfattande artikelregister som ur olika aspekter beskriver det enskilda läkemedlet. I Apoteket AB:s<br />
register redovisas uppgifter om totalt inlevererade läkemedel samt om försålda läkemedel till sluten vård.<br />
Registren innehåller bland annat uppgifter om varunamn, förpackningsstorlek, antal sålda förpackningar<br />
samt antal DDD (Defined Daily Dose) per år. Apoteket AB:s statistik baseras på mängden aktiv substans.<br />
Läkemedlen är kodade enligt ATC-systemet.<br />
Varje läkemedel som godkänts för försäljning i Sverige har en till godkännandet tillhörande produktresumé<br />
och bipacksedel. Dessa offentliga dokument finns att tillgå via Läkemedelsverket webbplats, www.mpa.se<br />
116
och innehåller information om vilka aktiva substanser och hjälpämnen som ingår samt uppgift om mängd<br />
av aktiva substanser.<br />
7.3 Insamling och bearbetning av data<br />
För att få fram massflöden om olika läkemedel behöver uppgifter från nämnda register kombineras. Apoteket<br />
AB:s register över inlevererade och försålda läkemedel under år 2002 samkördes med Läkemedelsverkets<br />
register över innehållet i registrerade läkemedel. Utdragen baserades på läkemedlens registreringsnummer.<br />
Registreringsnumren tilldelas läkemedlen vid tillverkning och import och är kopplade till uppgifter<br />
exempelvis som typ av beredning och styrka.<br />
För att bestämma mängderna av de aktiva substanserna och de andra ingredienserna multiplicerades antalet<br />
förpackningar av en viss artikel med uppgifter om förpackningens storlek och uppgifter om innehåll. Uppgifter<br />
om antalet artiklar, förpackningsstorlek samt antal DDD hämtades från Apoteket AB:s register, medan<br />
uppgifter om innehåll togs från Läkemedelsverkets register.<br />
Resultatet av samkörningen sammanställdes i en bas<strong>rapport</strong> som sedan bearbetades vidare av Apoteket AB<br />
för att konvertera olika enheter till samma bas (kg) samt identifiera poster som saknas i något av registren.<br />
I arbetet med samkörningen och utvärderingen av underlaget har ett antal brister och avvikelser mellan<br />
framför allt Läkemedelsverkets register och Apoteket AB:s register upptäckts, se nedan.<br />
7.4 Felkällor i underlaget<br />
Eftersom databaserna inte är anpassade för att ta fram uppgifter för att beräkna massflöden finns flera felkällor<br />
som kan påverka resultaten. Nedan framgår vilka felkällor som upptäckts.<br />
7.4.1 Samkörning av databaserna<br />
Vissa varor saknade matchning i Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s utdrag. Antalet varor som saknade<br />
matchning är ca 10 % av det totala antalet. Orsakerna till detta är:<br />
• Ex tempore-läkemedel, dvs. sådana som tillverkas hos Apoteket AB. Dessa registreras inte i Läkemedelsverkets<br />
databas.<br />
• Licenspreparat, dvs. läkemedel som inte godkänts generellt för försäljning men som efter särskilt tillstånd<br />
av Läkemedelsverket får förskrivas till enskild patient.<br />
7.4.2 Olikheter i indata<br />
Vissa indata kan vara ofullständiga eller felaktiga:<br />
• Olika enheter används för att ange innehållet i Läkemedelsverkets respektive Apoteket AB:s register.<br />
Exempelvis kan innehåll i flytande läkemedel anges som millig/ml och millig/L.<br />
• I mycket omfattande databaser med ständiga förändringar i indata finns alltid risk för manuella fel.<br />
• Storleken på den dos som <strong>rapport</strong>erats till Apoteket AB:s register stämmer inte alltid överens med den<br />
storlek som mängduppgifterna i Läkemedelsverkets register hänför sig till.<br />
7.4.3 Övriga felkällor<br />
Bristen på överensstämmelser mellan de två registren kan leda till fel i mängdberäkningarna:<br />
• Uppgifter om innehåll eller styrka kan anges i enheter som är svåra att omsätta till vikt i kg (gäller bl.a.<br />
radiofarmaka, vacciner, etc). För vissa läkemedel anges t.ex. verkan i internationella enheter (IE). Dessa<br />
kan i vissa fall översättas till kg, i andra (exempelvis allergener och vacciner) finns ingen koppling.<br />
117
• Halten aktiv substans anges ibland i en annan form än vad den verkligen har i preparaten, exempelvis<br />
som en amin fast den är ett salt i preparatet. Halten anges då som ”aktiv motsvarande” i Läkemedelsverkets<br />
databas.<br />
• Mängdberäkningar utgår från uppgifter om total mängd inlevererat till apoteken respektive försåld<br />
mängd till slutenvården. Lagerhållning inom apoteken kan ge upphov till differenser mellan dessa uppgifter.<br />
• Alla varor till slutenvården registreras inte i databasen över totalt inkommande läkemedel till apoteken.<br />
Enligt uppgift kan dessa varor levereras direkt till slutenvården av distributörer och då inte ingå i Apoteket<br />
AB:s register över försålda varor.<br />
• Det förekommer att humanläkemedel ges till djur varför uppdelning mellan human- och veterinärmedicinska<br />
läkemedel inte är helt självklar. Mängden humanläkemedel som ges till djur är dock sannolikt<br />
liten.<br />
7.5 Slutsatser<br />
Läkemedelsverket kan periodiskt, eller med semiautomatiserade rutiner, tillhandahålla information om<br />
godkända läkemedels sammansättning till organisationer som avser utföra kvantitativa analyser av försålda<br />
mängder. Kostnaderna för sådana informationsuttag är i dagsläget inte beräknade.<br />
Det är däremot inte möjligt att redovisa tillförlitliga siffror för totala massflöden av läkemedel baserat på<br />
samkörning av uppgifter i Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register.<br />
För vissa substansgrupper kan ovan nämnda felkällor vara obefintliga eller försumbara vid beräkning av<br />
massflöden medan för andra grupper kan felkällorna vara betydande. Det är svårt att uppskatta påverkan på<br />
helheten. Vid kontroll av enstaka läkemedel har det konstaterats att innehållet av substanser i vissa fall<br />
felskattats med en faktor 100 eller 1 000. Om sådana felskattningar finns för en substans som används i stor<br />
mängd medför det stora genomslag vid summeringar över substanser, substansgrupper och ATC-koder.<br />
Sannolikt är felaktigheterna större för hjälpämnen än aktiva substanser, eftersom de senare registreras med<br />
högre noggrannhet i Läkemedelsverkets register. Vidare är det sannolikt att vissa fel är mindre frekventa<br />
för läkemedel vars artikelstorlek anges som st (läkemedel i form av tabletter, kapslar mm).<br />
Försök till samkörning av Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register har gjorts men ovan angivna<br />
felkällor visade sig medföra behov av omfattande manuell genomgång och korrigering av data. Det har inte<br />
varit möjligt inom tillgänglig tid för uppdraget. Om man anser det vara önskvärt att med en rimlig arbetsinsats<br />
ta fram tillförlitliga uppgifter om massflöden av läkemedel framöver måste först en genomgripande<br />
omstrukturering av Läkemedelsverkets och Apoteket AB:s register genomföras. Problem som framkommit<br />
och som måste åtgärdas finns listade ovan. Ovan nämnda felkällor och problem skulle kunna minskas genom<br />
en ökad harmonisering av innehållet i de olika aktörernas databaser. Kostnader och komplexitet för ett<br />
sådant arbete är idag okänt. I ett långsiktigt perspektiv är det dock inte självklart att de samlade uppgifterna<br />
om läkemedlens försäljning i Sverige kan tillhandahållas av Apoteket AB då flera distributörer av läkemedel<br />
kan komma att finnas på marknaden.<br />
118
8 Kosmetiska och hygieniska<br />
produkter – information om<br />
kvantitet och innehåll<br />
8.1 Sammanfattning<br />
Nuvarande produktregister för kosmetiska och hygieniska produkter vid Läkemedelsverket innehåller uppgifter<br />
om ca 20 000 produkter från drygt 500 företag. Anmälan av produkter till registret från tillverkare<br />
och importörer är förenat med avgifter, som finansierar Läkemedelverkets tillsyn av kosmetikamarknaden.<br />
Stor varuomsättning inom produktområdet innebär omfattande arbete med uppdatering av registret. Registret<br />
innehåller inga uppgifter om produkternas innehåll vare sig till art eller mängd eller uppgift om försäljningsvolymer.<br />
Läkemedelsverket föreslog 1990 att uppgifter om innehållsämnen skulle krävas in till registret, men förslaget<br />
möttes av stark kritik och drogs tillbaka. Många av de problem och invändningar som påtalades redan<br />
för 20 år sedan när det gäller ett utbyggt register kvarstår än idag och har dessutom i vissa avseenden förstärkts.<br />
Ökad information om ingrediensernas identitet och skärpta regler för ingredienser har minskat Läkemedelsverkets<br />
behov av ett utbyggt register jämfört med tidigare. Samtidigt har dock intresset för produkternas<br />
eventuella miljörisker ökat behovet av information om produkternas innehåll och mängder.<br />
Läkemedelsverket har identifierat vilka svårigheter som finns samt vilka resurser som skulle krävas om<br />
nuvarande produktregister skulle byggas ut med uppgifter om enskilda produkters innehåll och kvantitativa<br />
sammansättning. Läkemedelsverkets bedömning är att nyttoeffekten av en sådan utbyggnad inte står i proportion<br />
till de uppskattade kostnaderna. Istället för att skapa ett mer omfattande register vid Läkemedelsverket,<br />
som kräver kontinuerlig uppdatering, ser Läkemedelsverket alternativa möjligheter, som bl.a. innebär<br />
att företagen bör ta ansvar för att ta fram och tillhandahålla de uppgifter som krävs för att möjliggöra ett<br />
fortsatt arbete med utvärdering av eventuella miljörisker. En diskussion kring alternativa möjligheter redovisas.<br />
8.2 Inrättandet av produktregister<br />
8.2.1 Tidigare bestämmelser<br />
Idag regleras kosmetiska och hygieniska produkter förutom i miljöbalken även i en särskild förordning<br />
(SFS 1993:1283). Tidigare reglerades kosmetiska och hygieniska produkter under övergripande och mer<br />
generella lagstiftningar. Under 1970-talet var det lagen (SFS 1973:329) om hälso- och miljöfarliga varor<br />
(LHMV) som var aktuell. Socialstyrelsen utfärdade kungörelsen (SOSFS 1981:89) om förbud mot vissa<br />
ämnen i kosmetiska eller hygieniska produkter. I den fanns utöver reglering av enskilda substanser även<br />
generella bestämmelser om att kosmetiska och hygieniska produkter inte fick innehålla gift eller ämnen<br />
som när de ingick i läkemedel var receptbelagda. Sistnämnda ämnen fanns förtecknade i bilaga till receptkungörelsen.<br />
Utöver förbudsmöjligheten hade Socialstyrelsen inga ytterligare bemyndiganden enligt<br />
LHMV. Reglerna för produktmärkning enligt LHMV var så utformade att endast enstaka kosmetiska och<br />
hygieniska produkter i praktiken fick någon märkning om innehåll och vådliga egenskaper.<br />
I LHMV fanns bemyndigande att föreskriva om <strong>rapport</strong>eringsskyldighet för den som tillverkar, importerar<br />
eller på annat sätt hanterar hälso- och miljöfarliga varor eller andra kemiska produkter. Ett beslut om inrättande<br />
av ett produktregister omfattande samtliga hälso- och miljöfarliga varor inklusive kosmetiska eller<br />
hygieniska produkter fattades 1977 av regeringen. Därefter började dåvarande Produktkontrollnämnden vid<br />
119
Naturvårdsverket att bygga upp ett centralt produktregister. Ett fåtal av de kosmetiska eller hygieniska<br />
produkterna kom att ingå i detta register, men huvuddelen av sortimentet omfattades inte.<br />
8.2.2 Uppdrag till Socialstyrelsen att utarbeta märkningsföreskrifter<br />
År 1982 fastställde regeringen en ny märkningskungörelse för hälso- och miljöfarliga varor på förslag från<br />
dåvarande Produktkontrollnämnden. Kosmetiska och hygieniska produkter undantogs från de nya märkningsbestämmelserna<br />
bl.a. p.g.a. att EU hade speciella klassificerings- och märkningsregler som skiljde sig<br />
från de svenska reglerna. I anslutning till beslutet om nya märkningskungörelsen gav därför regeringen<br />
Socialstyrelsen i uppdrag att utarbeta förslag till märkningsföreskrifter för kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
Utgångspunkten skulle vara de märkningskrav som gällde inom EU, eftersom huvuddelen av Sveriges<br />
import av produkterna skedde från länder inom EU. Regeringen ansåg också att Socialstyrelsen i utredningen<br />
skulle beakta en riksdagsskrivelse, med anledning av en motion om behovet av förbättrad information<br />
om allergiframkallande ämnen.<br />
Utredningen slutfördes 1984 av en arbetsgrupp vid dåvarande Socialstyrelsens läkemedelsavdelning i samarbete<br />
med branschorgan, tillverkare, inhemska och utländska myndigheter samt Europeiska kommissionen.<br />
Utredningen pekade på en rad brister med dåvarande förhållanden rörande kosmetiska och hygieniska produkter:<br />
• Otillfredsställande svag kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter mot bakgrund av produkternas<br />
utbredda användning och hälsorisker<br />
• Regler eller anvisningar för prövning av produkterna saknades<br />
• Uppgifter saknades om vilka kosmetiska och hygieniska produkter som salufördes i Sverige<br />
• Överblick över vilka ämnen produkterna innehåller saknades<br />
• Det saknades märkningsbestämmelser och innehållsdeklaration krävdes inte på produkterna<br />
• Socialstyrelsens läkemedelsavdelning förutsattes ha översyn och agera mot skadliga produkter, medan<br />
tillsynsansvaret och bemyndiganden enligt LHMV fanns hos Naturvårdsverket<br />
För att förbättra situationen och för att öka konsumenternas skydd mot hälsorisker föreslog utredningen en<br />
rad nya bestämmelser. I det följande tas endast sådant upp som rör register för produkter och innehållsämnen.<br />
8.2.3 Förslag om att inrätta produktregister<br />
Den ovan nämnda utredningen ansåg att en förutsättning för att de föreslagna nya bestämmelserna skulle<br />
fungera och efterlevnaden skulle kunna övervakas, var att det fanns kännedom om vilka kosmetiska och<br />
hygieniska produkter som fanns på den svenska marknaden. Följaktligen borde det inrättas ett produktregister<br />
anpassat till denna speciella produktgrupp. Utredarna ansåg också att det vore önskvärt att registret<br />
innehöll fullständiga innehållsdeklarationer. Samtidigt konstaterade utredarna att det fanns flera skäl som<br />
talade mot ett register med innehållsdeklarationer, nämligen:<br />
• Huvuddelen av de på den svenska marknaden befintliga kosmetiska och hygieniska produkterna importeras<br />
och ofta känner importörerna inte till produkternas sammansättning<br />
• Tillverkare är ibland obenägna att lämna ifrån sig dessa uppgifter<br />
• Det stora antalet produkter (ca 20 000) och det relativt stora antalet beståndsdelar i varje produkt kräver<br />
betydande resurser om ett register ska upprättas<br />
• Det är en försvårande faktor att det saknas enhetlig nomenklatur för innehållsämnena<br />
• Omfattande varuförnyelse kräver kontinuerliga uppdateringar som är resurskrävande<br />
120
På grund av ovan angivna svårigheter med inrättande av ett fullständigt produktregister för kosmetiska och<br />
hygieniska produkter, föreslog utredarna istället initialt ett begränsat register baserat på en obligatorisk<br />
anmälningsplikt för samtliga produkter. Anmälningsplikten föreslogs omfatta följande:<br />
• Produktens namn, produkttyp och användningsområde<br />
• Tillverkarens och importörens namn och adress<br />
• Innehåll av hälsofarligt ämne samt uppgift om ev. varningsmärkning<br />
Utredarna bedömde dock att fördelarna med ett fullständigt produktregister ur kontrollfunktionssynpunkt<br />
var stora och att målet därför på sikt borde vara att ett fullständigt register inrättas. Vidare menade man att<br />
det var viktigt att registret successivt utvecklades och anpassades till de speciella behov som finns för<br />
kosmetiska och hygieniska produkter och att betydligt mer kunskap måste vinnas innan ett beslut fattades<br />
om inrättande av ett fullständigt register.<br />
Utredarna underströk att det var av yttersta vikt att det föreslagna registret var lokaliserat till tillsynsmyndigheten<br />
och vidare konstaterades, att för ett fungerande register skulle kunna planeras och byggas upp,<br />
krävdes att det fanns kvalificerad personal inom detta område. De kosmetiska och hygieniska produkterna<br />
föreslogs bli utbrutna från det dåvarande produktregistret vid Produktkontrollnämnden och överförda till<br />
Socialstyrelsens läkemedelsavdelning. Finansiering av verksamheten med kosmetiska och hygieniska produkter<br />
föreslogs ske med hjälp av avgifter för produktanmälan till registret.<br />
Utredningsförslaget remissbehandlades under 1984. Flera remissyttranden påpekade att förslaget på väsentliga<br />
punkter avvek från EG-regler. Remissinstanserna var övervägande positiva till förslaget om att inrätta<br />
ett begränsat produktregister av typen varuregister. Representanter för branschen avstyrkte bestämt ett utökat<br />
register innehållande uppgifter om beståndsdelar, medan exempelvis Giftinformationscentralen och<br />
Svensk Förening för Toxikologi förordade ett fullständigt produktregister.<br />
När utredningen överlämnades till regeringen föreslog Socialstyrelsen ”att primärt ett begränsat produktregister<br />
enligt tidigare förslag bör inrättas” och vidare: ”Något register med fullständig beståndsdelsdeklaration<br />
föreslås inte, då det enligt Socialstyrelsens mening för närvarande är oklart huruvida det föreligger ett<br />
behov av ett sådant register och om det är administrativt möjligt att hålla ett sådant register aktuellt. Huruvida<br />
ett fullständigt register ska byggas upp bör enligt Socialstyrelsens mening baseras på erfarenheter av<br />
tillsynen över produktgrupperna samt arbetet med det begränsade produktregistret. Socialstyrelsen bör<br />
därför ges i uppdrag att utvärdera huruvuda ett fullständigt produktregister skall inrättas för kosmetiska och<br />
hygieniska produkter."<br />
8.2.4 Inrättande av ett enkelt produktregister<br />
I och med utfärdandet av en ny lag (SFS 1985:426) om kemiska produkter och inrättandet av Kemikalieinspektionen<br />
1986 ändrades förutsättningarna för nya bestämmelser om kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
Regeringen lämnade nya direktiv som innebar att Socialstyrelsen skulle beakta den nya lagen och eftersträva<br />
en nära harmonisering med EG-bestämmelser.<br />
Ett nytt förslag till märkningsbestämmelser för kosmetiska och hygieniska produkter togs fram samtidigt<br />
som frågan om produktregister aktualiserades på nytt, eftersom detta enligt Socialstyrelsens mening ”hör<br />
intimt samman med och utgör en förutsättning för utformningen och omfattningen av märkningsbestämmelserna”.<br />
Socialstyrelsen betonade också att svensk informationspolicy kring kemiska produkter gick<br />
mycket längre än vad som gällde inom EU.<br />
Med stöd av 9 § lagen om kemiska produkter beslutade regeringen 1988 att ett särskilt register för kosmetiska<br />
och hygieniska produkter skulle upprättas vid Socialstyrelsen och att verksamheten skulle finansieras<br />
genom avgifter från företagen. Under våren 1989 utarbetade Socialstyrelsen föreskrifter om märkning och<br />
anmälan av kosmetiska och hygieniska produkter samt även en föreskrift om avgifter för verksamheten. I<br />
konsekvensbedömningen till föreskrifterna togs en rad nyttoskäl för ett register upp bl.a.:<br />
121
• Kännedom om vilka produkter som finns på marknaden är en förutsättning för tillsyn, såsom kontroll<br />
av föreskriven märkning, kontroll av om förbjudna ämnen finns i produkterna eller kontroll av specifika<br />
produktgrupper med speciella problem<br />
• Ett register ger kännedom om och direktkontakt med tillverkare och importörer<br />
• Ett register ger kunskap om hur produkter används, vilket ger ett bättre underlag när det gäller riskbedömning<br />
av enskilda ämnen och produkter<br />
Bestämmelser om anmälan till produktregister för kosmetiska och hygieniska produkter, om avgifter för<br />
kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter och om märkning av kosmetiska och hygieniska produkter<br />
beslutades av Socialstyrelsen under 1989. Registret utformades enligt den förenklade modellen, vilket innebar<br />
att uppgifter om produktnamn, tillverkarens/importörens namn och organisationsnummer, produkttyp<br />
enligt en lista med 21 produktkategorier och användarkategori enligt en lista med 4 alternativ (till exempel<br />
överlåtelse för konsumentbruk) skulle anmälas av tillverkare och importörer.<br />
I samma konsekvensbedömning som nämnts ovan gjordes även beräkningar av såväl myndighetens som<br />
företagens kostnader för anmälan till registret. Socialstyrelsens kostnad för att starta registret beräknades<br />
till 3,8 miljoner kr för perioden 1 januari 1989 till 30 juni 1990 och 2,3 miljoner för budgetåret 90/91. Med<br />
detta som utgångspunkt, tillsammans med antagandet att 165 företag skulle komma att anmäla 10 000 produkter,<br />
fastställdes avgifterna i den första avgiftskungörelsen (LVFS 1998:16) till 9 100 kr/år för tillverkare<br />
eller importör samt 230 kr/år per anmäld produkt.<br />
Utöver den direkta avgiften gjordes även beräkningar över företagens indirekta kostnader till följd av den<br />
tid som skulle åtgå för att fylla i anmälningsblanketterna. En tidsåtgång på 10 – 60 min per produkt och en<br />
timkostnad på 220 kr gav en totalkostnad på 374 000 – 2 200 000 kr för företagen. Den totala direkta och<br />
indirekta kostnaden för företagen skulle då bli 3,8 miljoner plus 0,38 – 2,2 miljoner kr, alltså 4,2 – 6<br />
miljoner kr. Detta skulle efter tillägg av overhead, innebärande en tredubbling av företagens kostnader, ge<br />
en beräknad prishöjning på 12,5 – 18 miljoner kr för hela produktsegmentet. Vid den dåtida omsättningen i<br />
branschen på ca 3,7 miljarder kr kunde den procentuella prishöjningen för konsumenterna beräknas bli 0,3<br />
till 0,5 %. Kostnadsökningen för den enskilde bedömdes vara liten i förhållande till nyttoeffekten.<br />
8.2.5 Förslag 1990 om ett utbyggt register<br />
Utredarnas förslag 1984 var att börja med ett register med begränsade uppgifter som skulle byggas ut efterhand.<br />
Intentionen att bygga ut registret kvarstod vid Socialstyrelsen även sex år senare. I januari 1990 remitterade<br />
Socialstyrelsen ett förslag om produktdeklaration av kosmetiska och hygieniska produkter. Som<br />
stöd för föreskriften åberopades förordningen (16 § SFS 1985:835) om kemiska produkter. Förslaget innebar<br />
att tillverkare och importörer av kosmetiska och hygieniska produkter på en blankett skulle redovisa<br />
produkters fullständiga kemiska sammansättning. Deklarationen var tänkt att ske etappvis, i en första etapp<br />
omfattade redovisningen 13 mer angelägna produktgrupper ur risksynpunkt, däribland hårvårdsprodukter.<br />
Övriga produktgrupper var tänkta att deklareras successivt enligt en tidsplan som Socialstyrelsen senare<br />
skulle fastställa.<br />
I anslutning till remissförslaget fanns en utredning om sekretesshantering av registeruppgifter, registrets<br />
datatekniska uppbyggnad och säkerhet samt resurs- och kostnadsberäkningar. För arbete med kontroll av<br />
insända uppgifter, inmatning av uppgifter i dataregistret samt arbete med nomenklatursystem beräknades<br />
1/3 tjänst per år vid Socialstyrelsen. Företagens kostnader för att sammanställa uppgifter om innehåll och<br />
för att fylla i blanketter bedömdes vara svår att uppskatta. Som ett riktmärke antogs dock att tidsåtgången<br />
per produkt skulle bli 10 minuter till 1,5 timmar, vilket med en timkostnad av 220 kr skulle ge en kostnad<br />
per produkt på mellan 38 och 330 kr. Den totala kostnaden för den enskilde bedömdes vara relativt liten i<br />
förhållande till samhällets och den enskildes nytta av registret.<br />
Socialstyrelsens förslag om en föreskrift för produktdeklaration notifierades i EFTA och GATT av Kommerskollegium<br />
och möttes då av stark kritik. Förslaget ansågs vara en överreglering, där åtgärd inte ansågs<br />
stå i rimlig proportion till effekt; ”would not confer any health benefit”, ”too burdensome in relation to any<br />
122
ealistic objective of health protection”. EG uppfattade det som ett överdrivet informationskrav på tillverkare<br />
och importörer och uppmanande Sverige att ändra inriktning av lagstiftningen till den som gällde i EG.<br />
Även från amerikanskt håll uppmanades till en harmonisering med lagstiftning i övriga Europa. Amerikanarna<br />
ansåg systemet med avgiftsfinansiering som kostsamt och oberättigat och förslaget uppfattades som<br />
ett handelshinder mot utländska företag som vill lansera produkter på den svenska marknaden. Det ifrågasattes<br />
om systemet kunde vara protektionistiskt till förmån för svensk industri.<br />
Med anledning av den internationella kritiken mot förslaget begärde Kommerskollegium samråd med Socialstyrelsen,<br />
eftersom föreskriftsförslaget bedömdes kunna få väsentlig inverkan på handeln mellan Sverige<br />
och andra länder. Efter samråd meddelade Läkemedelsverket (Socialstyrelsens läkemedelsavdelning hade<br />
nu ombildats till en egen myndighet) att man p.g.a. den internationella kritiken drog tillbaka förslaget om<br />
produktdeklaration av kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
8.3 Nuvarande produktregister<br />
8.3.1 Föreskrifter<br />
Bemyndigande för Läkemedelsverket att ha ett produktregister finns i 7 § förordningen (SFS 1993:1283)<br />
om kosmetiska och hygieniska produkter, som ligger under miljöbalken.<br />
Den inriktning och omfattning avseende anmälan, som fastställdes i den första föreskriften om produktregister<br />
(se 8.1.4) har i stort behållits vid revideringar av bestämmelserna. Det har tillkommit en uppgift som<br />
ska anmälas, nämligen adressen till den plats där produkten tillverkas eller dit den först importeras inom<br />
EES. Reglerna om anmälan finns i Läkemedelsverkets föreskrifter om kontroll av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter (LVFS 2004:12).<br />
Anmälningspliktig till registret är den som tillverkar eller till Sverige importerar en kosmetisk och hygienisk<br />
produkt och anmälningsskyldigheten inträder när produkten saluförs eller används yrkesmässigt i Sverige.<br />
Som tillverkning räknas även omarbetning och ändring av produktens märkning. Även så kallad parallellimport<br />
ska anmälas. Om någon av de uppgifter som anmälts därefter ändras ska ändringen anmälas till<br />
Läkemedelsverket.<br />
Enligt 7 § förordning (SFS 1998:900) om tillsyn enligt miljöbalken, skall operativ tillsynsmyndighet föra<br />
register över de verksamheter som fordrar återkommande tillsyn. Vidare kräver numera kosmetikadirektivet<br />
76/768/EEC anmälan av så kallade produktinformationshållare inom EU/EES. Med anledning av detta<br />
har krav på anmälan av verksamhetsutövare och produktinformationshållare nyligen införts. Denna ändring<br />
innebär dock i praktiken endast små förändringar för företagen jämfört med nuvarande anmälningssystem.<br />
8.3.2 Syfte med och användning av registret<br />
Huvudsyftet med registret är att fungera som verktyg för Läkemedelsverkets och de kommunala myndigheternas<br />
tillsyn av produkter och företag inom området kosmetiska och hygieniska produkter. I och med att<br />
registret kontinuerligt uppdateras ger det en bra bild över vilka produkter som vid ett givet tillfälle finns på<br />
den svenska marknaden.<br />
I vissa situationer är registret oumbärligt för att kunna vidta adekvata tillsynsåtgärder. Sökningar kan göras<br />
för att kontrollera om en viss produkt förekommer på svenska marknaden och vilket företag som är ansvarigt<br />
för produkten t.ex. vid följande tillfällen:<br />
• ”Rapid alert” meddelanden från andra EU-länder om att en produkt stoppats av någon anledning<br />
• Larm om farliga produkter<br />
• Biverknings<strong>rapport</strong>ering till Läkemedelsverket<br />
• Produkter som är felaktigt tillverkade eller felmärkta kan behöva dras in från marknaden<br />
123
Registret utnyttjas även i extern service för de kommunala tillsynsmyndigheterna som kan begära utdrag<br />
från registret, till exempel över vilka företag inom en kommun som anmält sig till registret. Endast Läkemedelsverket<br />
har behörighet att gå in i registret, men alla uppgifter i registret betraktas som allmän handling<br />
och kan lämnas ut på begäran.<br />
Tillsynen innefattar bland annat inspektioner av företag och så kallade produktinformationspaket, utvärdering<br />
av biverknings<strong>rapport</strong>er, tillsynsprojekt t.ex. med inriktning på kontroll av produktmärkning, analysprojekt<br />
av olika slag, tillsynsvägledning för kommuner och deltagande i EU:s arbetsgrupper inom området.<br />
8.3.3 Invändningar mot produktregistret<br />
Produktregister är inte reglerat i den EU harmoniserade lagstiftningen för kosmetiska och hygieniska produkter,<br />
det så kallade kosmetikadirektivet (Rådets direktiv 76/768/EEG). Med hänvisning till detta har<br />
vissa företag haft invändningar mot registret. Den svenska branschen som helhet, representerad av branschorganet<br />
KTF, ställer sig dock positiva till nuvarande produktregister.<br />
Invändningar från företag mot registret har föranlett Företagarnas riksorganisation, Näringsfrihetsombudsmannen<br />
och Kommerskollegium att närmare granska verksamheten med produktregistret. Kommerskollegium<br />
har i sitt yttrande till Socialdepartementet bland annat anfört att produktregister kan ha handelshindrande<br />
effekter.<br />
Departementet anger att man inte får ha någon egen uppfattning om avgiftssystemet för kosmetiska produkter<br />
och att regeringen i 6 kap. 5 § förordningen (SFS 1998:940) om avgifter för prövning och tillsyn enligt<br />
miljöbalken har föreskrivit att Läkemedelsverket får meddela föreskrifter om avgift för prövning och tillsyn<br />
enligt föreskrifter som har meddelats med stöd av förordningen (SFS 1993:1283) om kosmetiska och hygieniska<br />
produkter. Socialdepartementet meddelade också att något förslag till ändring av först nämnda förordning<br />
inte var under beredning.<br />
Enligt 7 § förordningen om kosmetiska och hygieniska produkter skall dessa produkter förtecknas i ett<br />
produktregister. Enligt 6 kap 5 § förordningen om avgifter för prövning och tillsyn enligt miljöbalken får<br />
Läkemedelsverket meddela föreskrifter om avgifter för prövning och tillsyn enligt nämnda balk. Detta har<br />
verket gjort i Läkemedelsverkets föreskrifter (LVFS 1999:11) om avgifter för kontrollen av kosmetiska och<br />
hygieniska produkter.<br />
Mot bakgrund av Socialdepartementets yttrande till Kommerskollegium konstaterar Läkemedelsverket att<br />
verket har det legala stöd som krävs för att föra produktregistret i kombination med uttag av avgifter.<br />
8.3.4 Produkter och företag i registret<br />
Ett år efter att registret startades 1989 hade drygt 300 företag som tillverkar eller importerar kosmetiska och<br />
hygieniska produkter anmält mer än 8 000 produkter. Därefter har antalet produkter ökat kontinuerligt till<br />
knappt 20 000, se bilaga 21. Antalet produkter i registret enligt bilagan avser produkter som finns på svenska<br />
marknaden vid den aktuella tidpunkten och den ökning av antalet produkter i registret som anges avser<br />
nettoökning. Produktområdet karaktäriseras av en omfattande varuomsättning med både ny- och avregistrering.<br />
År 2003 anmäldes 5 016 och avregistrerades 3 816 produkter, vilket gav en nettoökning på 1 200<br />
produkter. Varuförnyelsen på årsbasis vad gäller antalet produkter i registret är ca 20 %. När produkterna<br />
avregistreras så finns informationen om produkterna kvar i registret och kan tas fram vid behov.<br />
Antalet tillverkare eller importörer som anmält produkter till registret har sedan 1997 varit drygt 500 stycken.<br />
Varje år är det dock ungefär 40 – 50 företag som avregistrerar sig, medan ungefär lika många tillkommer<br />
som nya. Årlig ”omsättning” vad gäller antalet företag är ca 10 %.<br />
Antalet produkter som varje enskilt företag anmäler varierar mellan 1 och fler än 200. Två tredjedelar av<br />
företagen anmäler mellan 2 och 50 produkter, 18 % av företagen anmäler endast en produkt, medan 16 %<br />
av företagen anmäler fler än 50 produkter.<br />
124
Det finns inga uppgifter i registret om försäljningsvolymer eller andra mått på företagens storlek. Noteras<br />
bör att det inte finns något direkt samband mellan antalet anmälda produkter och företagens storlek. Ett<br />
stort företag kan ha sin huvudsakliga verksamhet inom ett angränsande produktområde och bara ha ett fåtal<br />
kosmetiska och hygieniska produkter anmälda, vilket representerar en liten del av företagets hela ekonomi.<br />
Ett annat företag kan vara helt ekonomiskt beroende av ett fåtal kosmetiska och hygieniska produkter, medan<br />
ett tredje företag kan vara ett fåmansföretag med en på marknaden liten produktserie, som ändå innehåller<br />
många olika produkter som är anmälda.<br />
Tabell A i bilaga 21 visar hur många produkter som är anmälda i de 21 olika produktkategorierna. Den<br />
största gruppen är hudkrämer och liknande produkter med 5 600 anmälningar. Andra kategorier som innehåller<br />
ett stort antal produkter är hårvårdsprodukter, tvål, duschkräm och parfym.<br />
8.4 Faktorer att beakta vid en eventuell utbyggnad<br />
av registret<br />
8.4.1 Regler för ingredienser<br />
Användningen av ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter är harmoniserad inom EU genom<br />
direktivet 76/768/EEG och all reglering av ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter sker idag i<br />
praktiken på EU-nivå. Direktivets generella regler som berör ingredienser har i Sverige införts i Läkemedelsverkets<br />
föreskrifter (LVFS 2004:12) om kontroll av kosmetiska och hygieniska produkter. Direktivets<br />
detaljregler för specifika ingredienser finns i Läkemedelsverkets föreskrifter LVFS 1993:2 om förbud och<br />
begränsningar för vissa ämnen att ingå i kosmetiska och hygieniska produkter (senast ändrad och omtryckt<br />
genom LVFS 2003:5).<br />
I tre så kallade positivlistor förtecknas vilka färgämnen, konserveringsmedel respektive solskyddsfilter som<br />
är tillåtna att använda i produkterna (bilagorna 3, 4 och 5 LVFS 1993:2). Andra färgämnen, konserveringsmedel<br />
eller solskyddsfilter än de förtecknade får inte användas. För ingredienser i de tre nyssnämnda kategorierna<br />
krävs det alltså en förhandsprövning hos kommissionen, SCCNFP och medlemsländernas myndigheter<br />
på begäran av någon tillverkare eller det europeiska branschorganet Colipa.<br />
Bestämmelserna innehåller i övrigt inget krav på att kosmetiska och hygieniska produkter eller enskilda<br />
ingredienser ska godkännas eller förhandsprövas av myndighet innan de får försäljas.<br />
Det är tillverkaren som har det primära ansvaret för att produkterna, och indirekt även ingredienserna, inte<br />
innebär risk för människors hälsa. Tillverkaren ska göra en bedömning av slutproduktens säkerhet för människors<br />
hälsa och tillverkaren ska då beakta ingrediensernas allmänna toxikologiska profil, kemiska struktur<br />
och exponeringsgrad. Dokumentationen ska innehålla detaljerad information om produktens sammansättning<br />
och fysikalisk-kemiska och mikrobiologiska specifikationer för ingredienser och slutprodukt samt<br />
renhetskriterier och kriterier för mikrobiologisk kontroll av produkten. Det ska även finnas uppgifter om<br />
vilka biverkningar på människor som kan uppkomma vid produktens användning. Det finns däremot f.n.<br />
inget krav i direktivet att säkerhetsbedömningen ska innehålla uppgifter om produktens eller ingrediensernas<br />
miljörisker.<br />
Säkerhetsbedömningen finns i det så kallade produktinformationspaketet, vilket behöriga myndigheter har<br />
rätt att granska till exempel vid misstanke om att en produkt inte uppfyller reglerna. Produktinformationspaketet<br />
ska finnas tillgängligt hos tillverkaren eller den som först importerar produkten till EU/EES och<br />
denne tillverkare/importör ska finnas angiven med namn och adress i produktens märkning (PI-hållare).<br />
Med undantag för färgämnen, konserveringsmedel och solskyddsfilter kan alltså övriga ingredienser användas<br />
av företagen under förutsättning att de produkter som ingredienserna används i har säkerhetsbedömts<br />
av företagen. De EU-gemensamma reglerna ger dock möjlighet för tillsynsmyndigheten att på förekommen<br />
anledning besluta om förbud eller restriktioner mot enskilda ingredienser i produkterna. I Sverige<br />
är det Läkemedelsverket som har bemyndigande att reglera användningen av enskilda ingredienser.<br />
125
Vanligen tar ett medlemsland initiativ och begär hos kommissionen en utredning av en ingrediens med stöd<br />
av inlämnad dokumentation. Kommissionen begär yttrande från den vetenskapliga kommittén SCCNFP<br />
som består av oberoende experter. Kommitténs yttrande bereds av representanter för medlemsländerna.<br />
Kommissionens beslut implementeras av medlemsländerna på nationell nivå. Kommissionen kan inte ta<br />
beslut om regler för ingredienser utan att begära yttrande från SCCNFP.<br />
Cirka 800 ämnen eller ämnesgrupper har sedan kosmetikadirektivets tillkomst 1976 reglerats vad gäller<br />
användning som ingrediens i produkterna. Uppemot 500 ämnen eller ämnesgrupper har förbjudits i kosmetiska<br />
och hygieniska produkter (bilaga 1, LVFS 1993:2). För 66 ämnen eller ämnesgrupper har användningen<br />
som ingredienser begränsats eller villkorats (bilaga 2 del 1, LVFS 1993:2). Begränsningarna kan<br />
vara högsta tillåten koncentration, tillåten användning endast i vissa produkttyper eller renhetskrav. Villkoren<br />
utgörs bland annat av obligatoriska varningstexter i produktmärkningen. För 62 ingredienser, i huvudsak<br />
färgämnen för hårfärgning, gäller villkoret att de får användas fram till ett givet datum i avvaktan på<br />
utredning av ämnenas hälsorisker (bilaga 2 del 2, LVFS 1993:2).<br />
8.4.2 Antal ingredienser i produkterna och ingrediensers namn<br />
Antalet ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter varierar inom ett brett intervall, från en till<br />
närmare hundra ingredienser. Läkemedelsverket har studerat hur många ingredienser som fanns angivna i<br />
innehållsdeklarationer till ett antal produkter som fanns i hushållen hos några personer i oktober 2003. Resultatet<br />
av studien har sammanställts i bilaga 21, tabell B.<br />
Även om antalet ingredienser varierar relativt mycket sett över hela produktområdet, är antalsintervallet<br />
ofta snävare för varje produktkategori. Exempel på kategorier som innehåller relativt få ingredienser är<br />
deodoranter, antiperspiranter och parfymer (här bör påpekas att enskilda parfymämnen f.n. inte behöver<br />
deklareras i märkningen, utan får redovisas samlat under beteckningen ”parfum”). Hårfärger, ”exklusiva”<br />
hudkrämer och maskara är exempel på produktgrupper som kan innehålla många ingredienser. Medianvärden<br />
för antalet ingredienser har beräknats för några av de största produktgrupperna. Räknat på alla kontrollerade<br />
produkter i denna begränsade studie var medianvärdet för antalet ingredienser 15. Hos de stora produktgrupperna<br />
hudkräm, flytande tvål, schampo, hårbalsam, duschkräm och tandkräm är det vanligt med<br />
produkter som har ett antal ingredienser kring medianvärdet 15. I denna studie låg ca 90 % av produkterna i<br />
intervallet 5 till 30 vad gäller antalet ingredienser.<br />
Ingrediensnamnen måste redovisas i produkternas innehållsdeklarationer med de namn som finns i en speciell<br />
förteckning upprättad av kommissionen, den s.k. inventeringen (kommissionen, 1996). Det namngivningssystem<br />
som tillämpas bygger på the International Nomenclature for Cosmetic Ingredients (INCI).<br />
Förteckningen innehåller ca 6 000 ingredienser som används i kosmetiska och hygieniska produkter och<br />
finns tillgänglig på kommissionens webbplats. Förteckningen är sökbar och innehåller bland annat också<br />
namnsynonymer och ämnenas beteckningar i numeriska identifieringssystem, till exempel det mera allmänt<br />
använda CAS-systemet.<br />
INCI-namn är i de flesta fall ämnets kemiska namn på engelska, men ibland ett trivialnamn som etablerats i<br />
just denna bransch, snarare än ett kemiskt namn konstruerat enligt vedertagna vetenskapliga principer.<br />
Beståndsdelar från växter namnges med det latinska namnet på moderväxten. Färger namnges med en sifferkod<br />
enligt Colour Index (CI).<br />
I bilaga 21, tabell C ges exempel på hur några innehållsdeklarationer med INCI-namn kan se ut: En enklare<br />
produkt med få ingredienser, en produkt med antal ingredienser kring mediannivån samt en komplicerad<br />
produkt med många ingredienser.<br />
INCI-nomenklaturen kan sägas vara helt accepterad i den etablerade kosmetikabranschen, men är fortfarande<br />
relativt okänd utanför den egna branschen. Avsaknad eller felaktig användning av INCI-nomenklatur<br />
är ett av de vanligaste märkningsfelen på produkterna enligt Läkemedelsverkets erfarenhet. Med tanke på<br />
att namngivningen av ingredienser kräver INCI-namn måste dessa finnas i ett register som byggs ut med<br />
ingredienser. Det torde dock inte innebära några större tekniska problem att registrera andra beteckningar<br />
126
för ett ämne parallellt med INCI-namnet, däremot kan det bli en större fråga från datakapacitets- och resurssynpunkt.<br />
Möjligheten att använda den datoriserade INCI-förteckningen med 6 000 ingredienser torde rent datatekniskt<br />
kunna innebära stora fördelar vid eventuell inmatning av ingrediensnamn i registret. En brist med<br />
förteckningen är dock att den inte uppdaterats sedan den publicerades 1996. Det innebär att nya ingredienser<br />
som börjat användas sedan dess saknas i förteckningen och antalet sådana ingredienser kan grovt uppskattas<br />
till 1 000 stycken. Detta kommer att innebära problem vid registrering av ingrediensnamn i form av<br />
ökad tidsåtgång och ytterligare merarbete.<br />
8.4.3 Företagens möjlighet att anmäla produkters sammansättning<br />
och försålda mängder<br />
Produkternas innehåll av ingredienser måste finnas angiven på produkten. Det torde därför inte vara något<br />
problem för de anmälande företagen att ha tillgång till denna information. Ingrediensernas namn ska dessutom<br />
i märkningen redovisas med den så kallade INCI-nomenklaturen. Alltså borde det vara lätt för företagen<br />
att anmäla ingredienserna till registret. Erfarenheten visar dock att många företag har svårt att förstå<br />
INCI-namnen bl.a. beroende på bristande kunskaper. Det är därför vanligt med felskrivningar när INCInamn<br />
redovisas till Läkemedelsverket i anslutning till utredningar om produkter. Felskrivningarna leder till<br />
problem med att identifiera ämnena och att lägga in uppgifter i ett register.<br />
Produkternas kvantitativa innehåll kommer att vara ett betydligt större problem för flertalet av de anmälande<br />
företagen att ha kunskap om. I produkternas ingrediensförteckningar redovisas ingredienserna i fallande<br />
viktsordning, men inte med angivande av mängder. Den kvantitativa sammansättningen måste däremot<br />
finnas i produktinformationspaketet som enligt EU-krav ska finnas hos ett företag inom EU/EES.<br />
Möjligheten för de svenska företag, som är anmälningspliktiga till registret, att <strong>rapport</strong>era kvantitativa data<br />
om produkternas innehåll kan beskrivas med tre typfall, där det tredje fallet är det vanligaste:<br />
1. Svenska företag som själva tillverkar de produkter som ska anmälas kommer att kunna lämna uppgifter.<br />
De lämnar redan sådana uppgifter till myndigheter när det gäller andra kemiska produkter.<br />
2. Svenska företag som importerar produkter från tredje land blir anmälningspliktiga till registret. Om de<br />
blir så kallade PI-hållare borde de därmed ha tillgång till kvantitativa produktdata. Det kan dock befaras<br />
att utländska företag av sekretesskäl kommer att vara mycket restriktiva med att lämna ut kvantitativa<br />
uppgifter till den svenske importören.<br />
3. Ett svenskt företag importerar en produkt som tillverkas inom EU. Tillverkaren är då PI-hållare. Detta<br />
fall liknar fall 2: Tillverkaren kommer troligen inte att vilja lämna uppgift om kvantitativ sammansättning<br />
till det svenska importföretaget.<br />
Från och med september 2004 måste företagen för allmänheten tillhandahålla särskild information om<br />
kosmetiska och hygieniska produkter utöver produktmärkningen, till exempel förekomst av hälsofarliga<br />
ämnen i produkterna. För närvarande utarbetas närmare riktlinjer för denna konsumentinformation av<br />
kommissionen i samarbete med branschen. Kvantitativa uppgifter kommer att finnas med i denna information.<br />
Inom EU diskuteras f.n. en ny kemikaliestrategi, REACH, som bl.a. syftar till att öka kunskapen om kemikalieflödet<br />
inom unionen och REACH kommer att innebära en ökad skyldighet för företagen att redovisa<br />
uppgifter om kemikalier. I vilken utsträckning kosmetiska och hygieniska produkter blir berörda av<br />
REACH kan inte bedömas eftersom strategin ännu inte är beslutad.<br />
För att få en fullständig bild av flödet av kemiska ämnen i samhället från produktgruppen krävs även uppgift<br />
om vilka mängder av produkterna som används.<br />
Redan idag <strong>rapport</strong>erar företag årligen ekonomiska försäljningssiffror och försålda enheter till KTF. Denna<br />
<strong>rapport</strong>ering täcker ca 85 % av den svenska marknaden och utifrån KTF:s siffror går det att göra uppskatt-<br />
127
ningar av den totala svenska marknaden för kosmetiska och hygieniska produkter. Det går att approximativt<br />
omvandla försäljningsuppgifterna till viktsmängder för olika produktgrupper.<br />
Inom ramen för det aktuella regeringsuppdragets kartläggning av varuflöden, har företagen lämnat uppgifter<br />
till LV om försålda mängder av olika produktgrupper mätt i vikt eller volym. I de fall företagen inte<br />
kunnat lämna uppgifter har omräkningar gjorts utifrån de andra försäljningsmått som KTF har tillgång till<br />
enligt ovan. Erfarenheterna från nämnda kartläggning indikerar att det borde vara möjligt för företagen att<br />
mer regelbundet <strong>rapport</strong>era mängduppgifter för sålda kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
8.4.4 Läkemedelsverkets kostnader för att upprätta och driva ett<br />
utbyggt register<br />
För att upprätthålla och uppdatera nuvarande register som innehåller uppgifter om drygt 500 företag och<br />
nära 20 000 produkter som är aktuella på marknaden, åtgår 75 % av en heltidstjänst på årsbasis. Femtio<br />
procent av tjänsten beräknas åtgå för att lägga in 5 000 nyregistrerade produkter under året. Nyregistrering<br />
av produkter innebär i nuvarande hantering inmatning av ett fåtal ganska enkla uppgifter, se 8.2.<br />
För att få en grov uppskattning av resursbehovet för att bygga upp ett mer omfattande register kan följande<br />
beräkning göras:<br />
20 000 produkter x 15 ingredienser och 15 viktsangivelser per produkt = 300 000 registreringar.<br />
Om 5 000 nyregistreringar enligt ovan tar 50 % av en heltid kommer en utbyggnad av registret att kräva<br />
300 000 / 5 000 X 0,5 = 30 heltidstjänster under ett år. Om man lågt räknat antar att kostnaden för en heltid<br />
är 0,5 miljon kr skulle totala personalkostnaden bli 15 miljoner kr för uppbyggnad av registret. Utslaget på<br />
de 500 företagen i nuvarande register skulle det initialt innebära en ökad kostnad på 30 000 kr per företag.<br />
För att därefter upprätthålla och uppdatera ett färdigutbyggt register kommer det att krävas betydligt mer<br />
personresurser jämfört med vad som behövs för att driva nuvarande begränsade register. Med hänsyn tagen<br />
till att årliga försäljningsmängder för 20 000 produkter ska läggas in och att det tillkommer 5 000 nya produkter<br />
per år, torde resursbehovet bli flera heltidstjänster. Merkostnaden för drift av registret beräknas bli<br />
minst 4 miljoner kr per år. Utslaget på 500 företag skulle det ge en ökad årlig kostnad på 8 000 kr per företag.<br />
Rationaliseringar kan innebära att resursbehovet kan minskas. Å andra sidan är det mer komplicerade uppgifter<br />
som ska matas in i det utbyggda registret jämfört med det som läggs in i nuvarande register, vilket<br />
ger ökad tidsåtgång. Dessutom kan det förväntas vara flera fel på anmälningar av ingredienser jämfört med<br />
nuvarande enkla anmälningar av produktnamn. Det kommer att ta mer tid i anspråk att utreda dessa fel.<br />
Registrering av ingredienser torde ställa större krav på högre utbildad personal. Om uppgifterna i det utbyggda<br />
registret ska kunna bearbetas och utnyttjas i tillsynen torde det även krävas ytterligare resurser på<br />
handläggarnivå.<br />
Läkemedelsverket har gjort preliminära beräkningar av kostnaderna för den IT-utbyggnad som skulle krävas<br />
för ett mer omfattande register. Beräkningarna bygger helt på en uppskattning av detta projekts storlek i<br />
förhållande till utvecklingen av bassystemet "Register för kosmetiska och hygieniska produkter". Den totala<br />
utvecklingskostnaden har uppskattats till ca 1,7 miljoner kr, med reservation för att beräkningarna är<br />
behäftade med stora osäkerheter.<br />
8.4.5 För- och nackdelar med ett utbyggt register<br />
• Data från ett utbyggt register kan ge värdefullt underlag vid kartläggningar av flöden av kemiska ämnen<br />
i samhället och till den yttre miljön. Registret skulle komma att innehålla mängduppgifter för<br />
ca 7 000 kemiska ämnen som används som ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
• Data från ett mer omfattande register skulle kunna användas till miljöriskbedömningar av ämnen.<br />
• Registret skulle kunna förse olika intressenter med uppgifter.<br />
128
• Ett utbyggt register skulle ge ett bättre underlag vid interna utredningar, till exempel i samband med<br />
biverknings<strong>rapport</strong>ering eller annan tillsyn. Idag inhämtas uppgifter om en produkts sammansättning<br />
genom kontakt med berört företag i varje enskilt ärende.<br />
• Ett utbyggt obligatoriskt anmälningssystem skulle kräva att företagen lämnar ut uppgifter som de på<br />
frivillig väg har haft svårt för att lämna ut.<br />
• En utbyggnad av registret kan komma att ifrågasättas av branschen och aktualisera frågor om formella<br />
hinder mot produktregister (jämför 8.2.4).<br />
• Nuvarande produktanmälan innebär att enstaka uppgifter om produkten läggs in i registret. Det handlar<br />
inte om en förhandsprövning av produkten från myndighetens sida. En del av de anmälande företagen<br />
uppfattar ändå anmälan som ett myndighetsgodkännande och använder det som ett godkännandebevis i<br />
marknadsföringen. Denna felaktiga uppfattning om produktanmälan kan troligen komma att bli vanligare<br />
om anmälan utökas med detaljerade uppgifter om produkternas sammansättning, om inte myndigheten<br />
på förhand samtidigt kontrollerar att produkterna uppfyller bestämmelserna.<br />
8.5 Diskussion<br />
8.5.1 Sammanfattning av äldre utredningar<br />
I gamla utredningar om produktregistret finns underlag, till exempel resursberäkningar och konsekvensanalyser,<br />
som har använts i denna utredning. Socialstyrelsens ursprungliga ambition och mål med produktregistret<br />
för kosmetiska och hygieniska produkter var ett ”fullständigt” register. Många av de problem och<br />
invändningar som påtalades redan för 20 år sedan när det gäller ett utbyggt register kvarstår än idag och har<br />
dessutom i vissa avseenden förstärkts. Läkemedelsverket har redan tidigare lagt förslag som inneburit att<br />
uppgifter om innehållsämnen skulle krävas in, men det möttes av stark internationell kritik och drogs tillbaka.<br />
8.5.2 Betydelsefulla förändringar sedan Läkemedelsverket första<br />
gången föreslog ett utbyggt kosmetikaregister<br />
Sverige har införlivat EG:s harmoniserade bestämmelser i kosmetikadirektivet 76/768/EEG i den nationella<br />
lagstiftningen. Grundläggande syften med direktivet är att skydda folkhälsan och att underlätta den fria<br />
rörligheten för varor. I kosmetikadirektivet regleras inte frågor om produktregister.<br />
Svenska myndigheters styrning av vilka ingredienser som får användas har ökat i och med att EG-reglerna<br />
har en omfattande detaljreglering av ingredienser. Det finns fungerande regler för att förbjuda eller begränsa<br />
användning av ingredienser. Det finns förbuds- och begränsningslistor för ingredienser och för vissa<br />
ingrediensgrupper finns listor över ämnen som är tillåtna att använda.<br />
Det finns fungerande regler och rutiner på EU-nivå för att säkerhetsbedöma ingredienser. I denna bedömning<br />
ingår dock inte miljöaspekter.<br />
Numera är det krav på att ange vilka ingredienser som ingår i en produkt. Kosmetikaingrediensernas identitet<br />
och egenskaper vad gäller hälsorisker för användarna är inte alls lika okända för myndigheterna som de<br />
var tidigare.<br />
Risken för miljöeffekter från kosmetiska och hygieniska produkter har blivit mer uppmärksammad vilket<br />
ökat behovet av att kunna göra miljöriskbedömningar, vilket i sin tur kräver mer information om produkternas<br />
innehåll.<br />
Enligt EU direktiv 2003/15 måste företagen från och med september 2004 för allmänheten tillhandahålla<br />
ökad information om produkterna. Enligt samma direktiv kommer så kallade CMR-ämnen (cancerogena,<br />
mutagena och reproduktionsstörande ämnen) inte att vara tillåtna i kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
129
Läkemedelsverket bedömer att förändringarna sammantaget innebär ett minskat behov av ett utbyggt register<br />
jämfört med tidigare.<br />
8.5.3 Bedömning av möjligheten att bygga ut nuvarande register<br />
Det krävs stora personalresurser för att Läkemedelsverket inom en tioårsperiod ska kunna lägga in uppgifter<br />
om innehåll och kvantitet för 20 000 produkter i ett utbyggt register. Om utbyggnad av registret ska<br />
finansieras av de anmälande företagen blir det avsevärda kostnader per företag. För flertalet av företagen<br />
blir kostnaderna orealistiskt höga i förhållande till vad företagens verksamhet med kosmetiska och hygieniska<br />
produkter kan antas omsätta.<br />
Den stora årliga varuförnyelsen av produkter på marknaden kräver stora personalresurser om ett utbyggt<br />
register ska kunna hållas uppdaterat. Om driften av det färdigutbyggda registret ska finansieras med ökade<br />
anmälningsavgifter innebär det ökade kostnader för företagen, minst 8 000 kr mer per år och företag.<br />
En stor del av företagen som importerar kosmetiska och hygieniska produkter har inte kvantitativa uppgifter<br />
om produkternas innehåll lätt tillgängliga. De tillverkande företagen betraktar produkters kvantitativa<br />
sammansättning som känslig från konkurrenssynpunkt.<br />
En del företag ställer sig redan idag tveksamma till det förenklade anmälningsförfarandet. En anledning till<br />
detta är att anmälan är förenad med en kostnad för företaget. Blir anmälningsförfarandet mer komplicerat<br />
och dessutom dyrare befarar Läkemedelsverket att företagens benägenhet att anmäla kan komma att sjunka<br />
drastiskt. Berörda företag är i stor utsträckning småföretag med ibland bristande kunskaper på de ämnesområden<br />
som är nödvändiga, för att kunna göra korrekta och fullständiga anmälningar.<br />
Om ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter var kända för att utgöra allvarliga miljörisker kunde<br />
detta vara ett starkt argument för att bygga ut registret. Enligt Läkemedelsverkets bedömning har inga allvarliga<br />
miljörisker kunnat påvisas inom ramen för denna utredning. Läkemedelsverket bedömer för närvarande<br />
att en utbyggnad av verkets nuvarande produktregister med uppgifter om produkternas innehåll är av<br />
tveksamt värde i förhållande till kostnaden.<br />
Om regeringen bedömer att konsekvenserna av ett utbyggt produktregister vid Läkemedelsverket kan hanteras<br />
och att verkets register bör användas för registrering av kosmetiska och hygieniska produkters innehåll,<br />
torde detta endast vara praktiskt möjligt att genomföra om företagen själva lägger in uppgifter i registret.<br />
Används detta förfaringssätt blir det mindre resurskrävande för Läkemedelsverket och företagens<br />
avgifter till verket för produktregistret skulle inte behöva öka så kraftigt. Det bör dock poängteras att olika<br />
rättsliga förhållanden måste utredas innan man kan gå vidare med detta arbetssätt. Det gäller till exempel<br />
frågor kring Läkemedelsverkets ansvar för att kontrollera de av företagen inlagda uppgifterna. Även med<br />
detta arbetssätt kommer det att krävas en omfattande utbyggnad av verkets register och betydande ökning<br />
av verkets personalresurser för driften, vilket medför krav på höjda avgifter. Självklart åsamkas företagen<br />
också kostnader genom dels den tidsåtgång som krävs för egen inmatning av uppgifterna, dels den ökning<br />
av kompetensnivån som krävs hos företagen.<br />
8.5.4 Andra möjligheter att förbättra företagens <strong>rapport</strong>ering av produkternas<br />
innehåll<br />
Läkemedelsverket anser för närvarande inte att det är motiverat med hänsyn till miljörisker med en kontinuerlig<br />
och fullständig registrering av innehållet i enskilda kosmetiska och hygieniska produkter genom att<br />
utöka Läkemedelsverkets produktregister. Däremot kan det vara motiverat samt praktiskt och ekonomiskt<br />
mer rimligt, att göra återkommande, översiktliga beräkningar av mängden produkter och ingredienser inom<br />
detta område. Ansvaret för detta borde i första hand ligga hos företagen. Ytterligare möjligheter är regelbundna<br />
men begränsade och riktade kartläggningar, till exempel med inriktning på specifika ämnen eller<br />
ämnesgrupper på förekommen anledning. Som en viktig ämnesgrupp att starta med föreslås konserveringsmedel.<br />
130
KTF:s medlemsföretag <strong>rapport</strong>erar årligen försäljningsuppgifter för kosmetiska och hygieniska produkter<br />
till KTF i syfte att beskriva marknaden och dess utveckling i ekonomiska termer. I och med att <strong>rapport</strong>eringen<br />
täcker ca 85 % av den svenska marknaden för kosmetiska och hygieniska produkter kan det finnas<br />
skäl att utreda om denna <strong>rapport</strong>ering kan utökas. Det borde till exempel vara relativt enkelt för företagen<br />
att <strong>rapport</strong>era mängduppgifter av försålda produkter mätt som volym och /eller vikt. Efter indelning av<br />
produkterna i lämpliga kategorier skulle därefter en årlig översikt av landets totala flöde av dessa produkter<br />
kunna redovisas med kvantitativa mått. Här kan nämnas att KTF i årets insamling av försäljningsstatistik<br />
från företagen efterfrågat uppgifter om försålda mängder för några utvalda produktgrupper för att testa<br />
företagens möjligheter att lämna mängduppgifter.<br />
Ytterligare utbyggnad av denna bransch<strong>rapport</strong>ering till att även innefatta produkternas ingredienser kunde<br />
också övervägas. I uppdraget har Läkemedelsverket utöver kartläggning av flödet av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter försökt att kartlägga flödet av ingredienser (se 5.2). Tanken var att ta fram generella uppgifter<br />
på sammansättningen, s.k. typformuleringar, för de viktigaste produktkategorierna, för att sedan med<br />
hjälp av typformuleringarna kunna beräkna totalmängder av de vanligaste ingredienserna och ingrediensgrupperna.<br />
Detta lyckades inte inom ramen för uppdraget p.g.a. svårigheter med att få företagen att utarbeta<br />
och komma överens om typformuleringar inom den korta utredningstiden. Läkemedelsverket bedömer ändå<br />
att denna beräkningsmetod är en framkomlig väg för att få en översiktlig uppfattning om mängder av ingredienser.<br />
Företagen borde därför fortsätta och fullfölja arbetet med att utarbeta typformuleringar för<br />
kosmetiska och hygieniska produkter för användning som underlag till kvantitativa kartläggningar av ingrediensflöden.<br />
En uppenbar risk med frivilliga system för uppgiftslämnande är att bortfallet av uppgifter kan bli besvärande<br />
stort.<br />
131
9 Läkemedelslagen och<br />
miljöklassificering av läkemedel<br />
9.1 Sammanfattning<br />
Läkemedel är en vara på den inre marknaden, varför den inre marknadens regelverk är tillämpligt. Läkemedelsområdet<br />
är harmoniserat och regelverket är detaljerat. Reglerna styr det nationella försäljningsgodkännandet<br />
m.m. Därtill tillämpas principen om ömsesidigt erkännande. Dessutom finns ett centralt försäljningsgodkännande.<br />
EG-rätten på läkemedelsområdet innehåller inga regler om miljöklassificering.<br />
Europaparlamentet önskade att möjligheten att införa ett europeisk miljöklassificeringssystem skulle utredas<br />
i revideringen av humanläkemedelsdirektivet, det veterinärmedicinska direktivet och förordningen.<br />
Kommissionen motsatte sig detta. Övriga aktörer synes inte ha behandlat frågan. Åtminstone framgår detta<br />
inte av offentliga dokument.<br />
EG-rätten uppställer hinder för en rad klassificeringsmodeller. Frivillig klassificering och klassificering<br />
utifrån de uppgifter (i miljöriskbedömningen) den sökande enligt EG-rätten måste inge vid ansökan om<br />
försäljningsgodkännande kan inte anses strida mot regelverket. Kraven på miljöriskbedömningarna är tydligare<br />
på den veterinärmedicinska sidan, än för humanläkemedel. Krav på uppgiftslämnande därutöver och<br />
kopplade handlingsdirigerande regler strider mot gällande rätt. Avvikande åtgärder måste notifieras. Om<br />
notifieringen godkänns eller förkastas beror på hur stor avvikelsen är samt den politiska acceptansen. I<br />
dagsläget synes kommissionen och vissa medlemsstater vara ovilliga att införa miljöklassificering av läkemedel.<br />
En nationell miljöklassificering baserad på den miljöriskbedömning som skall ingå i en ansökan om försäljningsgodkännande<br />
skulle uppvisa kvalitativa och kvantitativa brister. Skall klassificeringen bidra till de<br />
nationella miljömålen bör den kopplas till någon form av handlingsdirigering. Tvingande dirigering strider<br />
mot gällande rätt. För att uppnå någon form av icke tvingande handlingsdirigerande potential är det lämpligt<br />
att koppla klassificeringen till någon form av informativ märkning eller text. Miljöklassificeringen (eg.<br />
miljöinformationen) behöver kommuniceras till olika aktörer på ett enkelt och effektivt sätt.<br />
Det lämpligaste med hänsyn till gällande rätt, miljöskyddsintresset och den inre marknadens funktion är att<br />
arbeta aktivt för att miljöklassificering diskuteras på europeisk nivå. Regionala system kan leda till en<br />
fragmentisering av marknaden till nackdel för samtliga aktörer. Ett gemensamt arbete är att föredra framför<br />
att några medlemsstater parallellt utarbetar olika system.<br />
Det föreligger brister vad gäller kunskapen om läkemedels miljöpåverkan. Brister som behöver åtgärdas.<br />
Behovet har uppmärksammats inom gemenskapen. Avsaknaden av vetenskapliga data har betydelse för<br />
möjligheten att argumentera framgångsrikt för avvikande nationella bestämmelser. Det får även antas påverka<br />
möjligheten att argumentera för ett europeiskt miljöklassificeringssystem.<br />
9.2 Tolkning av uppdraget<br />
Läkemedelsverket gavs i uppdrag att utröna möjligheterna att på nationell nivå införa miljöklassificering av<br />
läkemedel.<br />
Uppdraget har tolkats så att med miljöklassificering avses en klassificering av läkemedel baserat på dess<br />
miljöeffekter utifrån givna uppställda kriterier. Vidare har Läkemedelsverket tolkat uppdraget så att konsekvenserna<br />
av såväl tvingande miljöklassificering som frivillig sådan skall utredas. Med tvingande avses<br />
här, dels obligatorisk miljöklassificering vid marknadsgodkännande, dels olika aktörers skyldighet att beakta<br />
klassificeringen såsom en bestämmande faktor vid förskrivning och försäljning. Läkemedelsverket har<br />
132
vidare tolkat uppdraget om miljöklassificering såsom innebärande att en analys skall företas av eventuella<br />
konflikter mellan nationell miljöklassificering och EG-rätten.<br />
Det räcker inte att enbart analysera om miljöklassificering i sig utgör ett hinder för den fria rörligheten.<br />
Gemenskapsrätten på läkemedelsområdet får antas vara mer komplex. Dessutom kan utformningen av miljöklassificeringssystemet<br />
ha betydelse för dess eventuella potential att utgöra ett handelshinder (och därmed<br />
inte anses förenligt med den inre marknadens regelverk).<br />
En strikt juridisk analys av utrymmet för nationella avvikande åtgärder som inte beaktar regelverkens syfte,<br />
systematik och läkemedelsområdets karaktär blir ointressant. En utgångspunkt bör rimligtvis vara hur man<br />
på bästa sätt uppnår en hållbar läkemedelsmarknad. Här specifikt ett i praktiken effektivt och fungerande<br />
miljöklassificeringssystem såsom ett instrument för att styra produktion och konsumtion av läkemedel i en<br />
mer hållbar riktning.<br />
Initialt kan konstateras att läkemedel är en vara samt att gemenskapen har vidtagit harmoniseringsåtgärder.<br />
Frågan är sålunda ifall en nationell miljöklassificering faller inom eller utanför det harmoniserade området.<br />
Kan det konstateras att området är fullt harmoniserat och att en planerad åtgärd inte är förenlig med syftet<br />
och/eller de materiella reglerna återstår föga nationellt utrymme. Den s.k. miljögarantin kan i vissa fall<br />
åberopas. Med hänsyn till de rekvisit som måste vara uppfyllda är dock åberopandemöjligheten begränsad.<br />
Faller åtgärder för miljöklassificering helt utanför det harmoniserade området får det analyseras om åtgärden<br />
utgör ett handelshinder enligt artikel 28 EG-fördraget och i så fall om de ändå kan vara tillåtna med<br />
stöd av artikel 30 EG-fördraget. Försiktighet är dock påkallat vad avser en analys av en harmoniseringsåtgärds<br />
tillämpningsområde. Enbart det faktum att ett direktiv inte syftar till att reglera effekter på den yttre<br />
miljön, eller inte omnämner skyddet för yttre miljön, kan inte tas till intäkt för att en nationell miljöskyddsåtgärd<br />
faller utanför det reglerade området. 1<br />
Problematiken är komplex och läkemedelsområdet utmärker sig genom en rad specifika särdrag både vad<br />
avser tillämpliga regelverk och läkemedelsbranschen som sådan. Dessa faktorer kan inte bortses ifrån. Inte<br />
heller kan bortses från att tillgängliga data och fakta vad gäller läkemedels miljöpåverkan är bristfälliga,<br />
dels vad gäller tillförseln av läkemedel till den yttre miljön, dels förekomsten av mängden läkemedelssubstanser<br />
i miljön och dess miljöeffekter. På senare tid har problematiken dock rönt intresse, varför kunskapsläget<br />
får antas förbättras framöver.<br />
Det bör även påpekas att EU är att betrakta såsom ett förhandlingsforum inom aktuella givna juridiska ramar.<br />
EU utvecklas ständigt, så även EG-rätten. EG-domstolen har en uttalat policyinriktad, funktionalistisk<br />
integrationsbefrämjande praxis. I slutändan är det mer den politiska viljan hos medlemsstaterna och gemenskapens<br />
organ som avgör om en vidtagen åtgärd accepteras eller ej samt på vilken nivå (gemenskapsnivå<br />
eller nationell nivå).<br />
Nyligen har gällande rätt reviderats vad gäller direktiven om gemenskapsregler för humanläkemedel och<br />
veterinärmedicinska läkemedel. Vidare har reviderats förordningen om inrättande av gemenskapsförfaranden<br />
för godkännande av och tillsyn över humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel samt om<br />
inrättande av en europeisk läkemedelsmyndighet.<br />
I utredningen fokuseras på Europaparlamentet och rådets direktiv 2004/27 om upprättande av gemenskapsregler<br />
för humanläkemedel. Europaparlamentets och rådets direktiv 2004/28 om upprättande av gemenskapsregler<br />
på det veterinärmedicinska området omnämns enbart i relation till humanläkemedelsdirektivet i<br />
de fall då skillnader i reglerna är av betydelse. De materiella reglerna är i stort likartade, dock medger det<br />
veterinärmedicinska direktivet mer miljöhänsyn. Europaparlamentet och rådets förordning om inrättande av<br />
gemenskapsförfarande för godkännande av och tillsyn över humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel<br />
samt inrättande av en europeisk läkemedelsmyndighet (EG) nr 726/2004 behandlas inte.<br />
1 Ett dylikt resonemang omintetgör inte bara harmoniseringssyftet, utan kullkastar hittillsvarande rättspraxis samt medför att varje harmoniseringsdirektiv<br />
måste söka utvidga tillämpningsområdet till att täcka in samtliga möjliga miljöaspekter (både vad gäller syfte och detaljregler) i syfte att<br />
undanröja möjligheten till e contrariotolkningar.<br />
133
9.3 Den inre marknaden<br />
Av EG-fördragets artikel 2 följer att gemenskapen skall ha till uppgift att genom inrättandet av en gemensam<br />
marknad och genom att fullfölja den gemensamma politik eller verksamhet som omnämns i artikel 3<br />
och 4 främja en harmonisk, väl avvägd och hållbar utveckling av näringslivet inom gemenskapen som helhet,<br />
en hög sysselsättningsnivå, socialt skydd, jämställdhet, en hållbar och icke-inflatorisk tillväxt, god<br />
konkurrenskraft, ekonomisk konvergens, en hög nivå i fråga om miljöskydd och förbättring av miljöns<br />
kvalitet m.m.<br />
Den inre marknaden är ett instrument för ekonomisk integration och bygger på tanken om varors fria rörlighet.<br />
En av huvudprinciperna på den inre marknaden är principen om de fyra friheterna. Här är principen<br />
om fri rörlighet för varor av intresse eftersom läkemedel är att definiera som en vara. Den inre marknadens<br />
funktion kan dels främjas genom att gemenskapen antar harmoniseringsakter i enlighet med förfarandet i<br />
kapitel 3 EG-fördraget (primärt artikel 95), s.k. positiv harmonisering, eller genom EG-fördragets förbud<br />
mot kvantitativa restriktioner mellan medlemsstaterna, specifikt genom förbudstalan enligt artikel 28, s.k.<br />
negativ harmonisering.<br />
Läkemedelsområdet har varit föremål för gemenskapsåtgärder med stöd av artikel 95. Eventuella möjligheter<br />
att vidta nationella ensidiga åtgärder skall därför i princip bedömas i ljuset av den vidtagna harmoniseringen,<br />
om inte åtgärden ifråga kan anses helt falla utanför det harmoniserade området. Artikel 95 uppställer<br />
i stort sett samma rekvisit vad gäller möjligheten att behålla eller införa nationella bestämmelser som<br />
artikel 28 och artikel 30, till den senare sker en direkt hänvisning. Den praxis som utvecklats av EGdomstolen<br />
vad gäller artikel 28 och artikel 30 har sålunda relevans även vid en bedömning av utrymmet i<br />
artikel 95. 2<br />
9.3.1 Principen om varors fria rörlighet<br />
Enligt artikel 23 i EG-fördraget grundar sig gemenskapen på en tullunion som omfattar all handel med<br />
varor. Export- och importtullar, avgifter med motsvarande verkan och tullar av fiskal karaktär är förbjudna<br />
(artikel 25). Kvantitativa import- och exportrestriktioner samt åtgärder med motsvarande verkan är förbjudna<br />
medlemsstaterna emellan (artikel 28 och 29 EG-fördraget).<br />
Förbudet i artikel 28 och 29 skall dock inte hindra sådana förbud eller restriktioner som grundas på hänsyn<br />
till allmän moral, allmän ordning eller allmän säkerhet eller intresset av att skydda människors och djurs<br />
hälsa och liv eller bevarandet av växter m.fl. angivna skyddsvärda intressen. Sådana förbud eller restriktioner<br />
får dock inte utgöra ett medel för godtycklig diskriminering eller innefatta en förtäckt begränsning av<br />
handeln mellan medlemsstaterna (artikel 30 EG-fördraget). Förbudet i artikel 28 är som synes inte absolut.<br />
Nationella ensidiga åtgärder som syftar till att skydda andra intressen kan tillåtas inskränka det fria varuflödet.<br />
Frågan måste dock vara om icke diskriminerande åtgärder som inte medför handelsrestriktioner på<br />
något vis stör samhandeln. Syftet skall vara ett legitimt faktiskt skyddsvärt intresse och åtgärden skall vara<br />
proportionell i förhållande till det åberopade skyddssyftet. Finns olika adekvata åtgärdsalternativ skall det<br />
för samhandeln minst ingripande väljas. Rättsläget är mer komplext och praxis mer nyanserad än vad som<br />
här framgår. I enstaka enskilda mål har domstolen dessutom i viss mån frångått sin egen praxis. Några<br />
generella slutsatser bör dock inte dras utifrån mål med mer speciella omständigheter.<br />
Generellt kan sägas att domstolen har tolkat förbudet (artikel 28) extensivt och undantagsmöjligheterna<br />
(artikel 30) restriktivt. I sin rättstillämpning har domstolen aktivt främjat den europeiska integrationspro-<br />
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<br />
på den nya flygplatsen i Karlstad samt startförbud för större flygplan nattetid. Området var harmoniserat. Sverige försvarade beslutet med att<br />
det var en icke-diskriminerande åtgärd av miljö- och hälsoskyddsskäl. Kommissionen fann att det svenska beslutet var en miljöskyddsåtgärd.<br />
Vidare anför kommissionen att ”även om nationella åtgärder som begränsar friheten att tillhandahålla tjänster tillämpas på samma sätt på inhemska<br />
tjänsteföretag som på andra medlemsstaters tjänsteföretag, är de fortfarande oacceptabla om de inte är motiverade av obligatoriska krav i det<br />
allmänna intresset, eller om samma resultat kan uppnås genom mindre ingripande regler (proportionalitetsprincipen). I anledning av att den nya<br />
flygplatsen var belägen i ett glesbefolkat område utanför staden och då trafikvolymen var låg drog kommissionen slutsatsen att begränsningen vad<br />
gällde större flygplan inte var förenligt med principerna om nödvändighet och proportionalitet. Det nattliga startförbudet kunde enligt kommissionen<br />
vara förenligt med nödvändighets- och proportionalitetsprincipen, i den mån avsikten var att skydda befolkningen mot buller från stora plan under<br />
normala sovtider.<br />
134
cessen genom att domarna medfört negativ harmonisering (vilket i sig ofta lett till aktiv positiv harmonisering).<br />
9.3.2 Artikel 95 och den s.k. miljögarantin<br />
Den vanligaste rättsgrunden för harmoniseringsdirektiv på den inre marknaden är artikel 95, i anledning av<br />
att beslut då kan fattas med kvalificerad majoritet i rådet samt då visst utrymme för nationella åtgärder<br />
kvartstår.<br />
Enligt artikel 95 p.3 skall kommissionens förslag utgå ifrån en hög skyddsnivå när det gäller hälsa, säkerhet<br />
samt miljö- och konsumentskydd. Ny utveckling grundad på vetenskapliga fakta skall särskilt beaktas.<br />
Oaktat de specifika skrivningarna i artikel 95 följer av artikel 6 att miljöskyddskrav generellt skall integreras<br />
i utformningen och genomförandet av gemenskapens politik och verksamhet, särskilt i syfte att främja<br />
en hållbar utveckling. 3 Enligt artikel 95 p.4 kan en medlemsstat få behålla existerande miljöskyddsbestämmelser<br />
samt under vissa förutsättningar införa nya bestämmelser efter harmonisering i enlighet med artikel<br />
95 p.5. Bestämmelserna har kommit att kallas miljögarantin. Den senare har av vissa tolkats extensivt,<br />
måhända influerat av benämningen ”miljögarantin”. Någon sedvanlig garanti är det knappast fråga om.<br />
Om en medlemsstat avser att behålla nationella bestämmelser enligt p.4 skall detta grundas på väsentliga<br />
behov i enlighet med artikel 30 eller som avser miljö- eller arbetsmiljöskydd. Medlemsstaten skall notifiera<br />
kommissionen om bestämmelserna och om skälen att behålla dem. Åberopas p.5 som grund för nya bestämmelser<br />
krävs att de bestämmelser som medlemsstaten önskar införa skall vara nödvändiga och grundade<br />
på nya vetenskapliga belägg med anknytning till miljöskydd för att lösa ett miljöproblem som är specifikt<br />
för den medlemsstaten. De specifika problemen skall dessutom ha uppkommit efter harmoniseringsbeslutet.<br />
Även här skall bestämmelserna och de bakomliggande skälen notifieras till kommissionen som kan<br />
godkänna eller förkasta de nationella bestämmelserna.<br />
Kommissionen skall vid sin bedömning konstatera om bestämmelserna utgör godtycklig diskriminering,<br />
innebär förtäckta handelshinder eller kan utgöra ett hinder för den inre marknadens funktion. Accepteras<br />
avvikande nationell bestämmelse skall kommissionen undersöka om den skall föreslå harmonisering (artikel<br />
95 p.7). Kommissionen eller medlemsstaterna kan hänskjuta ett ”notifieringsärende” direkt till EGdomstolen.<br />
Garantin är sålunda avhängig av en prövning där miljöskyddet vägs mot dess negativa effekter för den inre<br />
marknaden (primärt den fria rörligheten). 4 Beaktas skall att harmoniseringsakter antagna med stöd av artikel<br />
95 skall utgå ifrån en hög miljöskyddsnivå (artikel 95 p.3). Enligt skrivningen skall skyddet vara högt<br />
vad gäller förslag om hälsa, säkerhet samt miljö- och konsumentskydd. Gemenskapen ”får” sålunda antas<br />
ha utgått ifrån en hög miljöskyddsnivå när dessa frågor aktualiserats vid harmonisering, oaktat att kritik<br />
kan, och om så, bör anföras i det enskilda fallet. 5 Därtill skall miljöskyddet integreras i gemenskapens övriga<br />
politik och verksamhet (artikel 6 EG-fördraget). Det inre marknadssyftet och kravet på att en harmoniseringsåtgärd<br />
skall utgå ifrån en hög miljöskyddsnivå kan anföras som skäl att tolka utrymmet för avvikande<br />
nationella åtgärder i artikel 95 restriktivt. Avvikande åtgärd bör nog dessutom tolkas såsom innebärande<br />
strängare miljöskyddsåtgärder.<br />
De rekvisit som uppställs i p.5 ter sig i praktiken svåra att leva upp till i annat än exceptionella fall. Frågan<br />
är om rekvisitet nya och specifika problem syftar på miljöeffekten eller på dess bakomliggande orsaker.<br />
3 Integrationsprincipen har helt klart ett värde, då den tillskriver miljöskyddet en unik ställning, men såsom tenderar att vara fallet med alla generella<br />
principer kan de svårligen åberopas i ett enskilt fall. Har gemenskapen agerat är det snarare så att den skall anses ha beaktat integrationskravet<br />
i det enskilda fallet. Teoretiskt kan tänkas att domstolen skulle kunna ogiltigförklara en rättsakt i flagranta uppenbara fall av icke beaktande.<br />
4 Kommissionen eller en medlemsstat kan dessutom direkt hänskjuta ett ärende till domstolen om de anser att en medlemsstat missbrukar befogenheterna<br />
i artikel 95. Vilka befogenheter en medlemsstat kan missbruka framgår ej. Förvisso kan t.ex. avsaknad av notifiering avses, men om<br />
så agerar medlemsstaten i strid med artikel 95, vilket inte är detsamma som att missbruka de befogenheter artikeln ger. Även bristande efterlevnad<br />
av ett förkastande är att se som stridande mot artikel 95, inte ett missbruk av densamma. Den medlemsstat som anser att en avvikande<br />
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<br />
(artikel 95).<br />
5 Politiska realiteter och högts ställda miljöskyddskrav korresponderar inte alltid med varandra.<br />
135
Med dagens kunskap om miljöproblem är det svårt att tänka sig en situation där en negativ miljösituation<br />
inte har uppmärksammats. 6 Med hänsyn till att såväl orsakerna till ett miljöproblem, som miljöproblemet i<br />
sig, tenderar att vara gränsöverskridande är ett scenario som är helt exklusivt för en medlemsstat<br />
osannolikt. Detta oaktat ter det sig svårt för en medlemsstat att leva upp till det stränga kravet på vetenskapliga<br />
belägg. Svårigheten att framställa oomtvistade vetenskapliga bevis vad gäller miljöproblem är oftast<br />
stor. Därav inskrivandet av försiktighetsprincipen i miljöartiklarna (EG-fördraget).<br />
9.4 Läkemedelsområdet<br />
Läkemedelsområdet är i hög grad reglerat på nationell nivå och på gemenskapsnivå i anledning av läkemedels<br />
betydelse för, och möjliga påverkan på, folkhälsan. Området kännetecknas även av nationella ekonomiska<br />
och sociala hänsynstaganden. Andra faktorer av betydelse är förekomsten av monopolaktörer, såsom<br />
Apotek AB, och partihandelsregleringen. 7 Dessutom krävs tillstånd (försäljningsgodkännande) för att en<br />
produkt skall få introduceras på marknaden.<br />
Medlemsstaterna har valt att behålla kompetensen på hälso- och sjukvårdsområdet. Av artikel 152 p.5 EGfördraget<br />
följer explicit att gemenskapen (när den handlar på folkhälsoområdet) fullt ut skall respektera<br />
medlemsstaternas ansvar för att organisera och ge hälso- och sjukvård.<br />
Läkemedelsprodukter är en vara på den inre marknaden. Läkemedel kan sålunda vara föremål för harmoniseringsåtgärder<br />
i syfte att underlätta den fria rörligheten och den inre marknadens funktion. I avsaknad av<br />
harmoniseringsåtgärder gäller principen om fri rörlighet. De vetenskapliga kraven på humanläkemedel och<br />
veterinärläkemedel är harmoniserade inom gemenskapen. Gemenskapen har även bl.a. reglerat märkning<br />
och reklam.<br />
Harmoniseringen syftar till att främja den fria rörligheten för läkemedelsprodukter på den inre marknaden,<br />
med bibehållen kontroll av läkemedel och dess användning. Vidare finns ett uttalat mål inom gemenskapen<br />
att aktivt främja forskning och utveckling inom läkemedelsområdet, dels för att stärka den europeiska industrins<br />
konkurrenskraft, dels för att tillförsäkra medborgarna en god och säker tillgång till läkemedel. Trots<br />
harmoniseringen är systemet komplext i anledning av att medlemsstaterna önskar behålla det nationella<br />
inflytandet över hälso- och sjukvården, inte minst vad gäller finansiering, subventioner och kostnadsersättningar.<br />
Komplexiteten är också hänförlig till läkemedelsområdets specifika karaktäristik bl.a. den omfattande<br />
kontrollen inför, men även efter, ett försäljningsgodkännande.<br />
9.4.1 Direktiv och förordning<br />
I denna utredning fokuseras på Europaparlamentet och rådets direktiv om upprättande av gemenskapsregler<br />
för humanläkemedel (2001/83/EG) och direktiv 2004/27/EG om ändring i detta direktiv. I det följande<br />
hänvisas till grund- respektive ändringsdirektivet endast när den åberopade artikeln kvarstår helt oförändrad<br />
eller är ersatt med en helt ny bestämmelse. Är en artikel delvis ändrad görs således ingen hänvisning. De<br />
veterinärmedicinska direktiven är förhållandevis likartade humanläkemedelsdirektiven vad gäller innehåll<br />
och struktur. Det veterinärmedicinska ändringsdirektivet går aningen längre vad gäller integrering av miljöskyddskraven<br />
t.ex. ingår miljöeffekter som ett kriterium vid bedömningen av nytta/riskförhållandet (artikel<br />
1 p. 19, ny). Negativa miljöeffekter kan sålunda vid en nytta/riskavvägning föranleda avslag på en försäljningsgodkännandeansökan.<br />
Miljöeffekter ingår i definitionen av risk i samband med användning. En ansökan<br />
skall innehålla en miljöriskbedömning (artikel 12 .j). Potentiell allvarlig miljörisk kan utgöra grund för<br />
att inte ömsesidigt erkänna ett försäljningsgodkännande (kapitel 4). Vad som skall utgöra en potentiell<br />
allvarlig risk skall definieras i riktlinjer som skall antas av kommissionen. Medlemsstaterna skall ansvara<br />
6 Beaktas försiktighetsprincipen (såsom ett vetenskapligt förhållningssätt) torde det oftast vara helt uteslutet att hävda sig stå inför ett hittillsvarande<br />
oupptäckt miljöproblem, med dito okända orsaker. Även marginella indikationer bör ha uppmärksammats. Syftet med försiktighetsprincipen var<br />
förvisso inte att den skulle kunna åberopas såsom ett hinder mot avvikande miljöskyddsåtgärder.<br />
7<br />
Det svenska detaljhandelsmonopolet är för närvarande föremål för EG-domstolens bedömning. Parter i målet är den svenska staten och företaget<br />
Bringwell och dess tidigare vd Krister Hanner.<br />
136
för att det finns lämpliga system för insamling av oanvända läkemedel eller för läkemedel vars sista förbrukningsdag<br />
har gått ut (artikel 95a). Enligt direktivets preambel bör miljöpåverkan studeras och särskilda<br />
bestämmelser för att minska den utarbetas för varje enskilt fall.<br />
9.4.2 Direktivets syfte<br />
Av preambeln till direktiv 2004/27/EG följer att målet är att skapa fri och säker rörlighet för humanläkemedel<br />
samt att undanröja handelshinder (p.2). Nationella skillnader i fråga om grundläggande principer för<br />
den inre marknaden behöver undanröjas genom anpassning, samtidigt som en hög hälsoskyddsnivå säkerställs<br />
(p.3). Föreskrifter på området skall ha som främsta syfte att värna folkhälsan. Det målet bör dock inte<br />
hindra läkemedelsbranschens utveckling eller handeln med läkemedel. Av preambeln följer vidare att definitionen<br />
av läkemedel dvs. vad som faller under läkemedelslagstiftningen bör förtydligas (p.7). Valmöjligheten<br />
mellan centraliserat förfarande och ömsesidigt erkännande eller decentraliserat förfarande inskränks<br />
för vissa läkemedel till förmån för det centraliserade förfarandet (p.8). Vid utvärderingar av nuvarande<br />
förfaranden har framkommit att det ömsesidiga erkännandet bör ses över i syfte att öka samarbetet mellan<br />
medlemsstaterna. Vidare behövs ett lämpligt förfarande vid hänskjutning (p.12). Kriterierna för kvalitet,<br />
säkerhet och effekt (nytta/riskbedömningen) bör bli enhetligare och så även avslagskriterier (p.16). Försäljningsgodkännanden<br />
bör förnyas fem år efter beviljandet. Därefter bör godkännandet normalt gälla utan<br />
tidsbegränsning (p.17).<br />
Miljöpåverkan bör studeras och särskilda bestämmelser för att minska den måste utarbetas för varje enskilt<br />
fall. Miljöpåverkan bör dock inte utgöra ett kriterium för en vägran att bevilja godkännande för utsläppande<br />
på marknaden (p.18). 8 Vidare skall läkemedelskvalitén garanteras genom principerna om god tillverkningssed,<br />
gemenskapsbestämmelser om inspektion skärpas, ett gemenskapsregister över inspektionsresultat upprättas<br />
och säkerhetsövervakning och allmän övervakning skärpas m.m. (p.19-20). Som ett led i att säkra en<br />
korrekt användning av läkemedel bör förpackningsbestämmelserna anpassas (p.21).<br />
Av preambeln följer att ändringsdirektivet i stort har samma syfte som direktiv 2001/83/EG. Det har tillkommit<br />
för att skapa bättre förutsättningar för den fria rörligheten i anledning av iakttagna problem med<br />
hittills gällande regelverk och förfaranden. Det uttalade inre marknadssyftet är detsamma, så även betoningen<br />
av folkhälsan som det tyngst vägande syftet samt främjandet av läkemedelsbranschens utveckling.<br />
Skrivningen om läkemedels miljöpåverkan är ny, frågan är dock vilken tyngd som kan tillskrivas densamma.<br />
Det är förvisso bra att forskningsbehovet uppmärksammas samt att begränsningsbestämmelser skall<br />
utarbetas i enskilda fall. Vad som avses med det senare synes oklart. Avsikten torde däremot vara att gemenskapen<br />
måste agera när forskningsresultat påvisar att olika ämnen behöver särregleras p.g.a. sina negativa<br />
miljöeffekter. Skrivningen kan knappast tolkas så att den ger ett utrymme för nationella avvikande<br />
åtgärder.<br />
9.4.3 Direktivens innehåll<br />
Direktiv 2001/83/EG och 2004/27/EG är omfattande. Här redogörs för de artiklar som bedöms vara av<br />
intresse för frågan om en nationell miljöklassificerings förenlighet med EG-rätten. Även några artiklar av<br />
mer generellt miljöintresse berörs kort. 9<br />
9.4.3.1 Definitioner<br />
I ändringsdirektivet definieras nytta/riskförhållande såsom en utvärdering av ett läkemedels positiva effekter<br />
i förhållande till varje risk i samband med läkemedlets kvalitet, säkerhet eller effekt med avseende på<br />
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<br />
basis, specific arrangments to limit should be envisaged. In any event this impact should not constitute a criterion for refusal of a marketing<br />
authorisation. Den svenska översättningen bör inte är allt annat än lyckad. Översättningen skapar ett tolkningsutrymme som inte återfinns i<br />
den engelska texten. Den engelska versionen, syftet och sammanhanget indikerar att skall inte eller får inte bör vara en bättre översättning.<br />
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<br />
även valet av klassificeringssystem och dess implikationer ha betydelse.<br />
137
användarens hälsa eller folkhälsan (p.28 första ledet). I linje med preambeln ingår sålunda miljöaspekter<br />
inte i definitionen av nytta/riskförhållande.<br />
I det veterinärmedicinska direktivet definieras nytta/riskförhållande som en bedömning av ett läkemedels<br />
positiva terapeutiska effekter i förhållande till varje risk i samband med läkemedlets kvalitet, säkerhet och<br />
effekter på människors och djurs hälsa och varje risk för oönskade miljöeffekter. Här ingår miljöaspekten i<br />
nytta/riskförhållandet explicit. Implicit framgår det även av hänvisningen till människors hälsa (t.ex. vad<br />
avser läkemedelsrester i livsmedel).<br />
9.4.3.2 Explicita nationella befogenheter<br />
Av artikel 4 p.3 i direktiv 2001/83/EG följer att inget i direktivet skall påverka medlemsstaternas myndigheters<br />
befogenheter vare sig i fråga om prissättningen på läkemedel eller dessas införlivande i de nationella<br />
sjukförsäkringssystemen mot bakgrund av hälsomässiga, ekonomiska eller sociala förhållanden. Miljöhänsyn<br />
nämns inte såsom en grund för den nationella prissättnings- och läkemedelsförmånsrätten.<br />
9.4.3.3 Dokumentation i ansökan och produktsammanfattning<br />
Av artikel 8 i direktiv 2001/83/EG och 2004/27/EG framgår vad en ansökan om försäljningsgodkännande<br />
skall innehålla. Uppgiftsskyldigheten är av betydelse för en nationell miljöklassificering. Betraktas listan<br />
såsom uttömmande blir det svårt att kräva in för klassificeringen behövliga eller nödvändiga uppgifter som<br />
inte ingår i listan. Ändringsdirektivet går längre än nuvarande. Idag omfattar uppgiftsskyldigheten enbart<br />
uppgifter om bortskaffande av avfallsprodukter samt i direktiv 2004/27/EG uppgifter om eventuella potentiella<br />
miljörisker i tillämpliga fall (artikel 8 p.3g). Vad som avses framgår mer detaljerat i riktlinjer till direktivet.<br />
”Eventuella potentiella miljörisker” är en synnerligen vag skrivning, så även ”i tillämpliga fall”.<br />
Enligt ändringsdirektivet skall en ansökan innehålla en bedömning av läkemedlets eventuella miljörisker.<br />
Miljöpåverkan skall studeras och särskilda bestämmelser för att minska den skall utarbetas för respektive<br />
fall. I en ny bestämmelse (artikel 8 p.3.g) skall sökanden ange skälen till eventuella försiktighets- och säkerhetsåtgärder<br />
vid lagring, administrering och destruktion av avfallsprodukter, med uppgift om potentiella<br />
miljörisker som läkemedlet kan medföra.<br />
Artikel 11 i ändringsdirektivet innehåller en lista över vilka uppgifter om produktens egenskaper som den<br />
s.k. produktsammanfattningen skall innehålla. Sammanfattningen är av värde, eftersom den sammanställer<br />
information om läkemedlet i ”tillgänglig” form, dessutom styr sammanfattningen innehållet i bipacksedeln<br />
(vilket är den information patienten tillhandahålls). Det uppställs inga krav på att sammanfattningen skall<br />
innehålla information om miljörisker. Med hänsyn till att en miljöriskbedömning skall ingå i ansökan skulle<br />
ett dylikt krav inte ha medfört några ytterligare pålagor på den sökande. Möjligheten synes dock ha uppmärksammats<br />
vid utarbetandet av de nya riktlinjerna för miljöriskbedömningar, under förutsättning att viss<br />
högre grad av miljörisk bedöms föreligga. 10<br />
Enligt p.6.6. skall sammanfattningen innehålla information om särskilda försiktighetsåtgärder vid destruktion<br />
av använda läkemedel eller avfall, om så erfordras. Här bör rimligtvis kunna läsas in miljörisker förenade<br />
med destruktion och avfallsomhändertagande, i så måtto att miljörisker bör medföra särskilda försiktighetsåtgärder.<br />
9.4.3.4 Godkännandets giltighet<br />
Ett försäljningsgodkännande skall vara giltigt under fem år. Godkännandet kan förnyas efter fem år, om så<br />
skall godkännandet gälla utan tidsbegränsning, om inte säkerhetsövervakningsmotiverade skäl medför att<br />
behörig myndighet beslutar om ytterligare ett femårigt förnyande (artikel 24 i direktiv 2004/27/EG). Det får<br />
10 Av riktlinjerna följer att ”When the possibility of environmental risks cannot be excluded, precautionary and safety measures may consist of;<br />
Product labelling, Summary Products Characteristics (SPC), Package leaflet (PL) etc.”<br />
138
antas medföra legalitetsproblem att efterfråga information om miljörisker för redan godkända läkemedel.<br />
Förvisso ingår oönskade miljöeffekter i definitionen av risk vid användning, men övrig tillsyn och övervakning<br />
tycks fokusera på hälsoaspekter, varför det är ytterst tveksamt ifall uppgifterna kan krävas in p.g.a.<br />
efter godkännandet befarade användningsrisker.<br />
9.4.3.5 Förutsättningar för att inte bevilja godkännande<br />
Enligt artikel 26 i ändringsdirektivet skall ett godkännande inte beviljas om ansökan inte uppfyller samtliga<br />
uppgiftsskyldighetskrav (p.2). Vid den materiella bedömningen skall en ansökan inte beviljas om: Nytta/riskförhållandet<br />
inte anses gynnsamt, eller den terapeutiska effekten inte dokumenterats tillräckligt av<br />
sökanden, eller läkemedlets kvalitativa och kvantitativa sammansättning inte överensstämmer med den<br />
uppgivna. Enkelt kan sägas att en prövning skall utgå ifrån en bedömning av kvalitet, effektivitet och säkerhet.<br />
I anledning av att miljökonsekvenser inte ingår i definitionen av nytta/riskförhållandet samt då miljön<br />
inte nämns i artikeln utgör negativa miljöeffekter inget skäl för att avslå en ansökan.<br />
9.4.3.6 Ömsesidigt erkännande och decentraliserat förfarande<br />
Kapitel 4 behandlar det ömsesidiga erkännandet och det decentraliserade förfarandet. 11 Artiklarna analyseras<br />
inte djupare här, även om det ömsesidiga erkännandet är av stor praktisk betydelse för möjligheten att<br />
beakta en nationell miljöklassificering samt även så det praktiska utfallet av ett nationellt dito. Syftet med<br />
det ömsesidiga erkännandet är att tillse att ett läkemedel som erhållit ett försäljningsgodkännande i en medlemsstat<br />
skall erhålla detsamma i andra medlemsstater. Vidare skall en ansökan ingiven i flera medlemsstater<br />
hanteras enligt ett gemensamt decentraliserat förfarande t.ex. med en utsedd referensmedlemsstat och<br />
genom krav på enhetliga ansökningar. Det senare torde medföra att det blir svårt för en medlemsstat att (i<br />
praktiken) efterfråga specifik information som inte omfattas av direktivet eller som inte efterfrågas av övriga<br />
medlemsstater.<br />
Förfarandereglerna är komplexa. De innehåller t.ex. tvistlösningsmekanismer för det fall medlemsstaterna<br />
inte är ense om ett godkännande bör beviljas eller avslås. I ”tvistlösningsförfarandet” ingår en samordningsgrupp,<br />
Europeiska läkemedelsmyndigheten, kommissionen och medlemsstaterna. 12 Ur miljöaspekt<br />
synes förfarandet mindre relevant i anledning av att en medlemsstat kan underlåta att godkänna utredningsprotokollet,<br />
sammanfattningen, märkningen och bipacksedeln p.g.a. potentiell allvarlig folkhälsorisk. Vad<br />
som utgör en potentiell allvarlig folkhälsorisk skall definieras i riktlinjer antagna av kommissionen. Förvisso<br />
kan en potentiell eller faktisk allvarlig miljörisk i praktiken utgöra en potentiell allvarlig folkhälsorisk.<br />
Tolkningens förenlighet med definitionen av folkhälsorisk i artikeln är dock mycket tveksam. Därmed inte<br />
sagt att den uttryckligen strider mot skrivningen. Det återstår att se hur kommissionen kan komma att definiera<br />
vad som avses med allvarlig potentiell folkhälsorisk.<br />
9.4.3.7 Märkning och bipacksedlar<br />
Enligt artikel 60 i direktiv 2001/83/EG får en medlemsstat inte förbjuda eller hindra försäljning av läkemedel<br />
inom sina territorier av skäl som har samband med märkningen eller bipacksedelns utformning, om<br />
dessa följer bestämmelserna i direktivet. (Frånsett tillåtna avvikelser enligt artikel 57, miljöinformation<br />
ingår inte i listan på tillåtna avvikelser.) Den behöriga myndigheten får inte heller invända mot saluförande<br />
av läkemedel om märkningen eller bipacksedeln följer gällande bestämmelserna och om de motsvarar uppgifterna<br />
i produktsammanfattningen. Skrivningarna kan knappast tolkas på annat vis än att nationella avvikande<br />
märknings- och informationskrav (innehållet i bipacksedeln) inte är förenliga med direktiven. Dylika<br />
11 Sverige synes ha tolkat direktivet (artikel 29) så att ömsesidigt erkännande kan nekas ifall läkemedlet kan antas medföra risker för miljön (6§<br />
läkemedelslagen). Det senare är inte förenligt med humandirektivet, då miljöeffekter inte kan utgöra grund för att inte bevilja försäljningsgodkännande<br />
eller neka ömsesidigt erkännande. Vad gäller veterinärmedicinska läkemedel kan miljörisker utgöra avslagsgrund, eftersom miljökriterier<br />
ingår i nytta/riskbedömningen.<br />
12 I direktivets avdelning XII stadgas om en ständig kommitté som skall biträda kommissionen. Kommittén skall vara behjälplig vid harmoniseringsåtgärder.<br />
I de allmänna bestämmelserna, avdelning XIII finns ytterligare regler om samarbete och samarbetsförfaranden.<br />
139
krav skulle särskilt bli svåra att upprätthålla vid ömsesidiga erkännanden samt för produkter godkända<br />
genom det centraliserade förfarandet. 13<br />
Av artikel 54 framgår vilka uppgifter som skall finnas på läkemedelsförpackningen eller läkemedelsbehållaren.<br />
Märkningskraven är detaljerade. Ur miljösynpunkt är det nya kravet på att uppgift om särskilda försiktighetsåtgärder<br />
vid bortskaffande av oanvända läkemedel eller i förekommande fall, avfall som härrör<br />
från läkemedel samt en anvisning till befintliga insamlingssystem av intresse. Redan idag skall förpackningar/behållare<br />
ha en särskild varningstext, om en sådan krävs för läkemedlet ifråga.<br />
Märknings- och bipacksedelartiklarna uppställer inga explicita krav på miljöinformation. Frånsett att miljöeffekter<br />
kan anses vara att definiera som en oönskad effekt. Utkastet till riktlinjer för miljöriskbedömningar<br />
uppställer krav på försiktighets- och säkerhetsåtgärder i vissa fall när miljörisk inte kan uteslutas. I linje<br />
med riktlinjerna borde försiktighets- och säkerhetsåtgärderna anges genom märkning (t.ex. på förpackningen)<br />
eller i bipacksedeln främst i syfte att främja insamling, bortskaffande och destruktion av läkemedelsrester.<br />
14<br />
En bipacksedel skall ingå i läkemedelsförpackningen, såvida inte all information som krävs enligt direktivet<br />
framgår av yttre förpackning eller behållaren (artikel 58 i direktiv 2001/83/EG). Bipacksedeln skall<br />
utformas i överensstämmelse med sammanfattningen av produktens egenskaper (artikel 11). Såsom konstaterats<br />
uppställer artikel 11 inga krav på miljöinformation. I enlighet därmed uppställs inte heller några krav<br />
på att miljöinformation skall framgå av bipacksedeln. Upplysning om särskilda varningar skall ges, det<br />
torde dock avse av hälsoskäl påkallade varningar. Vidare skall bipacksedeln innehålla en fullständig innehållsdeklaration<br />
avseende aktiva substanser och hjälpämnen, läkemedelsform, mängd per viktenhet eller<br />
antal doser. Upplysningsplikten är långtgående. Den som innehar avancerad sakkunskap skulle utifrån t.ex.<br />
innehållsdeklarationen kunna beakta eventuella miljökonsekvenser. Gemene man behöver dock tydlig och<br />
lättillgänglig miljöinformation.<br />
9.4.3.8 Läkemedelsklassificering<br />
Vid utfärdandet av ett försäljningsgodkännande skall läkemedlet klassificeras i receptbelagda läkemedel<br />
samt receptfria läkemedel (artikel 70). Av artikel 71 framgår under vilka förutsättningar ett läkemedel skall<br />
vara receptbelagt. Risken för potentiella eller faktiska negativa miljöaspekter nämns inte som ett kriterium<br />
för att införa krav på receptförskrivning. Det senare hade ur miljösynpunkt varit av godo, då kravet på receptförskrivning<br />
medför ökad kontroll av användningen. Direkt eller indirekt fara nämns dock, som det får<br />
förstås i betydelsen fara för patienten samt om läkemedlet innehåller substanser vilkas verkan och/eller<br />
biverkan behöver undersökas ytterligare. Avsikten med skrivningen torde inte ha varit att receptbelägga ett<br />
läkemedel p.g.a. att dess miljöpåverkan bör undersökas ytterligare.<br />
9.4.3.9 Marknadsföring och information<br />
Marknadsföringsreglerna är detaljerade och strikta. De styr såväl innehåll som form och tar hänsyn till<br />
målgruppen för en marknadsföringsåtgärd. Syftet är att säkerställa vederhäftig information till konsumenter,<br />
patienter, förskrivare och övriga hanterare samt att söka minimera risken för otillbörlig påverkan på<br />
t.ex. förskrivare och hanterare.<br />
Av artikel 87 i direktiv 2001/83/EG följer att marknadsföringen till alla delar måste stämma med de uppgifter<br />
som anges i produktsammanfattningen. Med hänsyn till kunskapsbristerna vad gäller läkemedels miljöpåverkan<br />
kan det vara svårt att presentera vederhäftig information vad gäller effekter i den yttre miljön.<br />
Viktigt är att konsumenter och övriga aktörer inte ges missvisande information, så att de t.ex. ges uppfatt-<br />
13<br />
Med reservation för krav i enlighet med riktlinjerna för miljöriskbedömningar. Dessa skall dock vara förenliga med direktivet dvs. inte att avvikande<br />
krav därutöver.<br />
14 Föreslagna riktlinjer för miljöriskbedömningar vid godkännande enligt humanläkemedelsdirektivet (EMEA) (CPMP) kap. 6.<br />
140
ningen att ingående aktiva substanser medför mindre miljöbelastning än annan likvärdig produkt, när så<br />
inte är visat. 15<br />
Kommissionen skall (tre år efter det att direktivet trätt i kraft) efter samråd med en rad berörda grupper och<br />
organisationer se över dagens (morgondagens) informationsmetoder (artikel 88a 1 st i direktiv<br />
2004/27/EG.) Om kommissionen finner det lämpligt skall förslag till en gemensam informationsstrategi tas<br />
fram i syfte att garantera högkvalitativ, objektiv och trovärdig information utan försäljningssyfte etc.. Behovet<br />
av gemensam vederhäftig miljöinformation kan då komma att bli föremål för diskussion.<br />
9.4.3.10 Säkerhetsövervakning<br />
Artiklarna som behandlar säkerhetsövervakning är nya. Säkerhetsövervakningen riktar helt in sig på läkemedels<br />
biverkningar dvs. påverkan på människors hälsa. Därtill hänvisas till betydelsen för nytta/risk bedömningen<br />
(där miljörisker/miljöeffekter inte ingår). Skrivningen i artikel 102 i ändringsdirektivet vari<br />
anges att medlemsstaternas säkerhetsövervakningssystem skall användas för att samla in information av<br />
betydelse för säkerhetsövervakningen, särskilt i fråga om biverkningar hos människor, samt för att vetenskapligt<br />
utvärdera denna information lämnar förvisso utrymme för annan information. Sett i ljuset av övriga<br />
artiklar i avdelningen och direktivet i övrigt får dock antas att fråga är om hälsorelaterad information, inte<br />
miljökonsekvensinformation. Insamling och sammanställning av miljöinformation måste per se dock vara<br />
tillåten, eftersom miljöpåverkan enligt preambeln skall studeras samt då en godkännandeansökan skall<br />
innehålla en miljöriskbedömning.<br />
9.4.3.11 Tillsyn och sanktioner<br />
Inte heller artiklarna om tillsyn och sanktioner kan anses vara av specifik relevans för möjligheten att införa<br />
ett nationellt miljöklassificeringssystem. Frånsett att tillsyn och sanktioner, liksom säkerhetsövervakningen<br />
bör inkludera miljöaspekter för det fall att någon form av tvingande miljöklassificering införs. Klassificeringssystemet<br />
bör kopplas till någon form av kontroll även efter marknadsintroduktion. En klassificering<br />
baserad på frivillighet bör följas av annan form av övervakning, med betoning på självreglering och egenkontroll.<br />
Behöriga myndigheter kan tillfälligt återkalla, upphäva, dra tillbaka eller ändra ett försäljningsgodkännande<br />
(artikel 116 i direktiv 2004/27/EG) eller förbjuda ett visst läkemedel (artikel 117) under vissa angivna förhållanden.<br />
Skälen är dock hänförliga till den gängse bedömningen av kvalitet, säkerhet och effekt.<br />
9.4.3.12 Insamlingsförfarande<br />
I en ny artikel 127b stadgas uttryckligen att medlemsstaterna skall ansvara för att det finns lämpliga system<br />
för insamling av oanvända läkemedel eller för läkemedel vars sista förbrukningsdag har gått ut. I linje med<br />
principen om att förorenare betalar samt arbetet mot integrerad produktpolicy och livscykelanalyser bör<br />
tillses att industrin finansierar insamling, bortskaffande och destruktion.<br />
Som en konsekvens av insamlingsansvaret borde rimligtvis ha följt att den miljöriskbedömning som skall<br />
ingå i godkännandeansökan borde ha innefattat samtliga nödvändiga uppgifter som krävs för att avfallsledet<br />
skall kunna hanteras på ett miljösäkert vis. 16 Det synes dock som om riktlinjernas tröskelvärden och miljörisknivåindelning<br />
medför att bara vissa läkemedel och fakta kommer att ingå i riskbedömningen.<br />
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<br />
som naturligt förekommer i miljön kan orsaka miljöproblem vid icke naturlig användning och vid stora koncentrationer.<br />
16 I förslaget till miljöriskbedömningsriktlinjer skall riskbedömningen innefatta uppgifter om och förslag till åtgärder, t.ex. märkning, i anledning av<br />
risker förenade med administrering, bortskaffande och destruktion. Allt i linje med försiktighetsprincipen och kravet på säkerhetsåtgärder i humanläkemedelsdirektivet.<br />
141
9.4.4 Förslaget till riktlinjer för miljöriskbedömning<br />
Riktlinjer för miljöriskbedömningar (Environmental Risk Assessment) av humanläkemedel är under utarbetande.<br />
I nuvarande förslag till riktlinjer (EMEA, 2000) uppställs krav på vad som skall ingå i en miljöriskbedömning<br />
vid försäljningsgodkännande, femårsförnyelsen och vid s.k. större ändringar av typ II, ifall<br />
ändringen avser ökad försäljningsvolym.<br />
Riktlinjerna är väsentliga då de uppställer kvalitets och kvantitetskrav på den miljöriskbedömning som<br />
skall ingå i en ansökan om försäljningsgodkännande. Riskbedömningen är indelad i två faser. En bedömning<br />
kan stanna redan vid Fas I. För dessa produkter kommer därför ur miljöklassificeringssynpunkt relevanta<br />
data saknas.<br />
Förslag till nya riktlinjer har tagits fram även för miljöriskbedömningar på det veterinärmedicinska området,<br />
(EMEA, 2003). Ett problem med riktlinjerna kan vara att antagandet och tillämpningen ingår i ett internationellt<br />
samarbete mellan EU, Japan, USA, Kanada, Australien och Nya Zeeland. Det är av godo ur<br />
miljösynpunkt om bra krav gäller på den internationella nivån, men då EU (än mindre Sverige) inte förfogar<br />
över riktlinjerna kan möjligheten att påverka riktlinjernas innehåll minska.<br />
9.4.5 Svensk lagstiftning<br />
Humanläkemedelsdirektivet och det veterinärmedicinska direktivet är implementerat genom Läkemedelslagen<br />
(1992:859) och Läkemedelsförordningen (1992:1752). Förordningen om gemenskapsförfaranden<br />
vid godkännande, tillsyn och om inrättandet av den europeiska läkemedelsmyndigheten har direkt tillämplighet.<br />
Ansvarig svensk myndighet är Läkemedelsverket. Läkemedelslagen är en ramlag. Detaljregleringar<br />
återfinns i Läkemedelsverkets föreskrifter.<br />
Läkemedelslagen definierar läkemedel såsom en vara som är avsedd att tillföras människor eller djur för att<br />
förebygga, påvisa eller bota sjukdom eller symptom på sjukdom eller att användas i likartat syfte. Lagen<br />
reglerar sålunda humanläkemedel och veterinärmedicinska läkemedel i deras egenskap av varor. Enligt 6§<br />
läkemedelslagen skall ett läkemedel godkännas för försäljning om det uppfyller kraven enligt 4§. Godkännande<br />
av ett läkemedel och tillstånd enligt 5§ får förenas med villkor. Varken 4§ eller 5§ nämner överhuvudtaget<br />
miljön. 6§ 2 st anger dock att godkännande av ett läkemedel som har meddelats i en annan medlemsstat<br />
i EU skall erkännas här i landet, om det saknas anledning att anta att läkemedlet kan medföra risker<br />
för människors eller djurs hälsa eller för miljön.<br />
Miljöriskaspekten återkommer i läkemedelsförordningen (1992:1752 § 9a.) Enligt 19§ läkemedelslagen<br />
skall den som yrkesmässigt tillverkar, importerar, säljer, transporterar, förvarar eller på annat vis yrkesmässigt<br />
hanterar läkemedel vidta de åtgärder och i övrigt iaktta sådan försiktighet som behövs för att hindra att<br />
läkemedel skadar människor, egendom eller miljön.<br />
Av läkemedelslagens skrivning följer konsekvensen att det inte synes möjligt att neka ett nationellt försäljningsgodkännande<br />
med hänvisning till miljön. Dock kan miljörisker åberopas som ett skäl att neka ett ömsesidigt<br />
erkännande. Lagen synes inte förenlig med EG-rätten. Miljörisker får åberopas som avslagsgrund<br />
när fråga är om veterinärmedicinska läkemedel. Den avslagsgrunden återfinns dock inte i 4§ eller 5§, varav<br />
synes följa att miljöskäl inte kan utgöra avslagsgrund för veterinärmedicinska läkemedel (eller humanläkemedel)<br />
på nationell nivå. Miljörisker är ingen avslagsgrund vid nationellt godkännande eller ömsesidigt<br />
erkännande av humanläkemedel. Någon distinktion görs emellertid inte mellan humanläkemedel och veterinärmedicinska<br />
läkemedel i 6§ 2 st. Ifall ett ömsesidigt erkännande av ett humanläkemedel nekades med<br />
stöd av 6§ 2 st är det högst osannolikt att detta skulle hålla i rätten. En nationell domstol skall inte tillämpa<br />
nationell rätt som uppenbart strider mot EG-rätten. EG-domstolen skulle med största sannolikhet underkänna<br />
en nationell reglering som strider mot EG-rätten.<br />
Läkemedelsförmånslagen (2002:160) och läkemedelsförmånsförordningen (2002:687) innehåller inga hänvisningar<br />
till miljön, vilket är i linje med gällande EG-rätt. Medlemsstaterna äger alltjämt uttalat befogenheten<br />
att reglera prissättning på läkemedel samt att besluta om läkemedels införlivande med nationella<br />
sjukförsäkringssystem o.dyl. av skäl hänförliga till hälsomässiga, ekonomiska eller sociala förhållanden.<br />
142
Miljöhänsyn omnämns inte, varför den senare inte kan åberopas som grund för nationell prisreglering eller<br />
som grund för införlivande av ett specifikt läkemedel i sjukförsäkringssystemet. Utbytesregeln är förenlig<br />
med gällande rätt i anledning av att den enkom utgår ifrån priset. Gällande EG-rätt ger inte utrymme för<br />
utbyte baserat på miljöegenskaper.<br />
9.5 Miljöklassificering<br />
Läkemedelsverket har tolkat regeringsuppdragets så att vad som skall utredas är möjligheten att klassificera<br />
läkemedel utifrån en strukturerad vetenskaplig utvärdering av deras effekter på den yttre miljön. I uppdraget<br />
analyseras om ett nationellt miljöklassificeringssystem är förenligt med EG-rätten. Ett miljöklassificeringssystem<br />
kan utformas på olika sätt vad gäller kriterier och omfattning. Vidare kan olika handlingsdirigerande<br />
regler kopplas till klassificeringen. Syfte och utformning har betydelse för bedömningen av förenligheten<br />
med EG-rätten. I anledning härav uppställs och analyseras några alternativa klassificeringsmodeller.<br />
Nedan redogörs även för den senaste tidens händelseutveckling inom gemenskapen.<br />
I uppdraget ligger inte att presentera något eller några färdiga system. Vid utarbetandet av det senare kan<br />
t.ex. Kemikalieinspektionens klassificeringssystem tjäna som vägledning, så även det klassificeringsarbete<br />
som bedrivs på landstingsnivå.<br />
En distinktion bör göras mellan miljöklassificering och miljömärkning (av typen Svanen och EU-blomman)<br />
samt olika typer av miljöcertifieringar, miljöledningssystem (t.ex. ISO 1400 och EMAS) och miljödeklarationer.<br />
Miljömärkning och certifieringar syftar till att styra konsumtionsbeteenden. För märkning eller certifiering<br />
krävs att produkten och/eller produktionen lever upp till det specifika märkets (organisationens)<br />
kriterier.<br />
Miljömärkningssystemen utmärks av att deltagande är frivilligt. 17 Märkningen antas vara positiv ur marknadsföringssynpunkt.<br />
Fokus idag är ofta placerat på livscykelanalyser (en bedömning av en produkts väg<br />
från produktion till destruktion). 18<br />
Märkningssystemet kan vara utformade såsom ett klassificeringssystem i betydelsen att en produkt kan<br />
placeras i olika klasser där miljöklass 1 är bättre än miljöklass 2 etc. 19 Många gånger är miljömärkta produkter<br />
dyrare, dels för att de kan vara dyrare att tillverka och distribuera, dels för att märket som sådant<br />
skall finansieras. För att söka styra konsumtionen och därmed produktionen kan olika förmåner kopplas till<br />
märkningen. Miljöklassningen av bilar har t.ex. betydelse för förmånsbeskattningen. Statligt finansierade<br />
kopplade förmåner kan strida mot EG-rätten, eftersom de påverkar den inre marknadens funktion genom att<br />
de t.ex. kan vara konkurrenssnedvridande. Ett miljöklassificeringssystem behöver inte syfta till att styra<br />
konsumtion eller produktion. Systemet huvudsyfte kan vara att tillhandahålla ”ren” information till olika<br />
aktörer om produkters/ämnens miljöegenskaper/effekter. Kunskap som dock kan komma att styra konsumtion<br />
och produktion.<br />
Klassificeringen kan vara tvingande t.ex. kan marknadsintroduktionen vara avhängig av klassificeringen.<br />
Den kan vidare vara styrande för vilka regler som blir tillämpliga på produkten (ämnet). Regler om t.ex.<br />
tillstånd (prövningsförfarande, informationskrav och villkor), produktion, hantering, förvaring, distribution,<br />
användning, information och ansvar. Klassificeringen kan innefatta märkningskrav. Märkningskravet kan<br />
avse information om klassificeringen som sådan (vilken kategori) eller avse information om egenskaper<br />
och säkerhetsåtgärder m.m. kopplat till eventuella risker (det senare får i sin tur antas ha haft betydelse för<br />
klassificeringen). Kemikalieinspektionens föreskrifter om klassificering och märkning av kemiska produkter<br />
(KIFS 1994:12) är ett bra exempel på kombinationen klassificering och märkningsplikt. Båda krävs för<br />
17<br />
Frivilligheten kan stundom ifrågasättas om t.ex. en stor dagligvarukedja endast saluför produkter som är miljömärkta är deltagande i praktiken<br />
tvingande med hänsyn till dagligvaruhandelns struktur.<br />
18<br />
En schematisk genomgång av olika miljömärken och typer av märken återfinns i Kommerskollegiums yttrande System för frivillig märkning och<br />
den inre marknaden, dnr 100-418-2003.<br />
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<br />
bilar dvs. inte samma typ av vara (bilar) utan olika typer av varor (miljövänligare bilar till skillnad från andra biltyper). Av betydelse är även<br />
huruvida majoriteten av tillverkarna kan tillhandahålla en mer miljövänlig produkt.<br />
143
marknadsintroduktion. Kraven innebär att kemiska produkter skall vara klassificerade och märkta med<br />
avseende på hälso- och miljöfarlighet m.m. Ju större målgrupp ett klassificeringssystem har desto väsentligare<br />
ter det sig att även märka produkten. Märkningen kommunicerar effektivt information om att en produkt<br />
är klassificerad och utfallet av klassificeringen (t.ex. egenskaper och risker). Lättillgänglig information<br />
är nödvändig vad gäller farliga produkter och ämnen för att tillse att riskerna minimeras vid hantering och<br />
användning.<br />
9.5.1 Miljöklassificering på EU-nivå – Uppföljning<br />
Under beslutsprocessen av de nyligen antagna ändringsdirektiven till human- och veterinärläkemedelsdirektiven<br />
har frågan om miljöklassificering tagits upp. I direktiven omnämns inte miljöklassificering. Direktiven<br />
uppmärksammar dock miljöeffekter generellt, även om det senare inte lett till några egentliga materiella<br />
ändringar.<br />
Kommissionens ursprungliga förslag till direktiv 20 innehåller inget förslag om miljöklassificering. Förslaget<br />
synes över lag föga beakta miljöaspekter eller integrationsprincipen. Europaparlamentet behandlade<br />
förslaget första gången den 23 oktober 2002. Vid samma tillfälle behandlades även det veterinärmedicinska<br />
direktivet. Parlamentet beslutade att godkänna båda, dock med ändringar. I humanläkemedelsbetänkandets<br />
ändringspunkt 10 föreslår parlamentet att kommissionen bör utreda om det är möjligt att utveckla ett schabloniserat<br />
21 miljöklassificeringssystem för humanläkemedel, om kommissionen finner en lämplig modell<br />
för detta bör ett förslag föreläggas parlamentet före utgången av 2003. Parlamentet motiverar sitt ändringsförslag<br />
med att ett miljöklassificeringssystem vore en värdefull informationskälla för den förskrivande<br />
läkaren i dennes val av läkemedel. Systemet bör vara utformat så att patientens användning av ordinerade<br />
läkemedel inte försvåras. 22 Skrivningen är i stort identisk i veterinärmedicinbetänkandet. 23 Parlamentet<br />
önskar även att det explicit skall skrivas in i humanläkemedelsdirektivet att läkemedel inte är en vara som<br />
alla andra varor.<br />
Kommissionens respons på klassificeringsförslaget var negativt och föga elaborerat. 24 Kommissionen godtar<br />
inte ändring 10, genom vilken ett skäl införs om miljöklassificering av läkemedel. Ett sådant skäl återspeglar<br />
inte någon bestämmelse i förslaget. Responsen på förslaget att införa miljöklassificering av veterinärmedicin<br />
är aningens mer elaborerad. Kommissionen kan inte godta ändring 3 om ett nytt skäl om att<br />
kommissionen på Europaparlamentets begäran skall utveckla ett standardiserat miljöklassificeringssystem<br />
för veterinärmedicinska läkemedel. Enligt kommissionen är förslaget inte nödvändigt, eftersom det för alla<br />
nya veterinärmedicinska läkemedel görs en miljöriskbedömning vid den övergripande prövningen av läkemedlets<br />
fördelar och risker. Betonas görs också problemet med tillgången till veterinärmedicinska läkemedel.<br />
Med hänsyn till responsen på klassificering av veterinärläkemedel finns fog för att anta att kommissionen<br />
underkände förslaget att klassificera humanläkemedel på den grunden att miljöeffekter inte är något som<br />
skall vägas in vid försäljningsgodkännandet. Kommissionen kan i anledning därav ifrågasatt den praktiska<br />
nyttan med ett klassificeringssystem. Vidare bör beaktas att parlamentet med hänsyn till kunskapsbristerna<br />
på området gav kommissionen snäva tidsramar för utredning och framtagande av modellförslag. Dessutom<br />
kan parlamentets motivering ha föranlett problem för kommissionen. Förskrivarmotiveringen är både rela-<br />
20<br />
KOM/2001/404/FINAL, EGT C E/2002/75/ 216 (2001-11-26).<br />
21<br />
Parlamentet definierar inte vad som avses med termen schabloniserat. I det veterinärmedicinska betänkandet används termen standardiserat<br />
istället för schabloniserat (samma utskott och samma föredragande). Det får antas att parlamentet avser ett inom gemenskapen standardiserat<br />
(harmoniserat) klassificeringssystem. Termen klassificeringssystem som sådant leder tanken till schabloniserad och standardiserad systematisk<br />
indelning.<br />
22<br />
Betänkande A5/2002/340 ändringsförslag 10 (ansvarigt utskott Miljö, folkhälsa och konsumentfrågor), Europaparlamentets ståndpunkt, EGT C<br />
E/2003/300/ 352, ståndpunkt 22.<br />
23 Veterinärmedicinbetänkandet A5/2002/334. Ändringsförslag 3, skäl 21A- Kommissionen bör utreda om det är möjligt att utveckla ett standardiserat<br />
miljöklassificeringssystem för veterinärläkemedel och om kommissionen finner en lämplig modell, bör ett förslag om detta läggas fram för<br />
parlamentet före utgången av år 2003. Motivering: Ett miljöklassificeringssystem för läkemedel skulle ge värdefull information till läkare när de<br />
väljer vilka läkemedel som skall skrivas ut. Det bör vara så utformat att överensstämmelsen med vissa recept inte påverkas negativt.<br />
24 Kommissionens ståndpunkt avseende Europaparlamentets ändringsförslag 1:a behandlingen, Kom/2003/163/FINAL.<br />
144
tivt snäv samt kan ur ett frihandelsperspektiv te sig som alltför styrande för läkemedelsvalet. Frågan gäller<br />
trots allt val mellan för försäljning godkända läkemedel. Parlamentet har inte föreslagit eller efterfrågat<br />
tvingande styrning. Skrivningen kan dock ha uppfattats som alltför styrande. 25<br />
Vid en genomgång av övrig officiell dokumentation i beslutsprocessen framgår att frågan om miljöklassificering<br />
inte berörts av övriga gemenskapsorgan och beslutsinstanser.<br />
Det synes inte möjligt att utifrån beslutsprocessen uttala sig generellt om olika aktörers syn på miljöklassificering<br />
av läkemedel för framtiden. Det går endast att konstatera att parlamentets ändringsförslag underkändes<br />
av kommissionen samt att rådet m.fl. inte visat frågan något officiellt intresse.<br />
Rent generellt skulle ett miljöklassificeringssystem samt reella krav på miljökonsekvensbeskrivningar eller<br />
miljöriskbedömningar vilka vägs in vid godkännandeprövningen vara i linje med gemenskapens miljöpolitiska<br />
mål. Direktiven kan idag inte sägas beakta integrationsprincipen i artikel 6 EG-fördraget. Frånsett det<br />
är det föga kontroversiellt i sig att ställa krav på miljörelaterade innehållsdeklarationer och miljörisk- eller<br />
miljökonsekvensbeskrivningar. Läkemedelsområdet tycks dock delvis ses som annorlunda än andra branscher<br />
och produkter. Ökar allmänhetens intresse för, och kunskapen om, läkemedels faktiska miljöeffekter<br />
eller potentiella miljörisker är det möjligt att ett miljöklassificeringssystem eller motsvarande utvecklas<br />
inom en inte alltför avlägsen framtid. Givetvis under förutsättning att intresse finns på politisk nivå.<br />
9.5.2 Nationell miljöklassificerings och gällande EG-rätt<br />
Valet av klassificeringsmodell, dess utformning och syfte är avgörande vid en tillåtlighetsbedömning. Vissa<br />
modeller förutsätter avvikande nationella bestämmelser, vilka måste notifieras. Vissa modeller kan genomföras<br />
utan avvikande bestämmelser. Acceptansen för svenska avvikande bestämmelser eller för ett system<br />
baserat på det utrymme nuvarande regler och krav ställer är i sista hand mer en politisk fråga än en juridisk.<br />
9.5.3 Nationell klassificering – fri rörlighet – harmonisering<br />
Av genomgången av principen om varors fria rörlighet och den s.k. miljögarantin kan vissa generella slutsatser<br />
dras om ett nationellt miljöklassificeringssystem på läkemedelsområdets förenlighet med EG-rätten.<br />
För det fall att ett klassificeringssystem skulle anses falla utanför det harmoniserade området, aktualiseras<br />
om åtgärden utgör ett hinder för den fria rörligheten. Med hänsyn till harmoniseringsgraden är den rimliga<br />
bedömningen att åtgärden faller under det harmoniserade området.<br />
9.5.3.1 Artikel 30 eller tvingande hänsyn<br />
Vore läkemedelsområdet helt oreglerat skulle EG-domstolen mycket väl kunna komma till slutsatsen att<br />
nationell miljöklassificering inte strider mot artikel 28 EG-fördraget. Argument härför vore det faktum att<br />
hälso- och sjukvårdsområdet inte ingår i EG-fördraget samt att medlemsstaterna vid avsaknad av harmonisering<br />
fullt ut skulle förfogar över det nationella försäljningsgodkännandet. Kopplas klassificeringssystemet<br />
till godkännandet i betydelsen att viss klassificering medför att marknadsintroduktion helt eller delvis nekas<br />
eller innehåller systemet handlingsdirigerande regler riktade till olika adressater skulle dock domstolen<br />
troligtvis betrakta det hela som en åtgärd med motsvarande verkan.<br />
Anses klassificeringssystemet strida mot principen om fri rörlighet (med eller utan handlingsdirigerande<br />
regler) får Sverige svårt att argumentera för ett klassificeringssystems tillåtlighet med stöd av artikel 30<br />
EG-fördraget eller med stöd av doktrinen om tvingande hänsyn. Vad gäller artikel 30 EG-fördraget skulle<br />
kunna argumenteras för att åtgärden primärt avser att skydda människors och djurs liv eller hälsa.<br />
25 Med hänsyn till kommissionens korta och något lakoniska motivering är varje tolkning av orsakerna till att klassificeringsförslaget underkändes<br />
hypotetiska. Det tycks vara en spridd uppfattning hos berörda på Läkemedelsverket att kommissionen (och ett antal medlemsstater) per se är<br />
negativt inställd till miljöklassificering av läkemedel.<br />
145
Ett klassificeringssystem skulle kunna anses utgöra en hälsoskyddsåtgärd. Sannolikare är dock att det betraktas<br />
såsom en miljöskyddsåtgärd utanför artikel 30:s tillämpningsområde. Frågan är då om åtgärden kan<br />
legitimeras med doktrinen om tvingande hänsyn. Om tvingande miljöskyddshänsyn kan påvisas, återstår att<br />
visa att åtgärden är proportionell och lämplig dvs. är det nödvändigt och rimligt att vidta den specifika åtgärden<br />
för att skydda miljön.<br />
Det ter sig mer än svårt att vetenskapligt bevisa förekomsten av ett faktiskt miljöproblem av sådan dignitet<br />
att det legitimerar åtgärden, dels i anledning av kunskapsbristen, dels i anledning av att forskningen kanske<br />
finner att vissa läkemedel förvisso är miljöskadliga per se, men att de negativa miljöeffekterna är mindre<br />
allvarliga eller ringa (i anledning av kvantitet etc). Förvisso finns försiktighetsprincipen. En argumentering<br />
baserad på försiktighetsprincipen synes dock allt annat än enkel i förevarande situation. Läkemedels miljöeffekter<br />
måste trots allt nå upp till en viss nivå för att legitimera en inskränkning av den fria rörligheten.<br />
Vidare är svårt att anföra att ett nationellt klassificeringssystem är en nödvändig åtgärd för att söka lösa ett<br />
eventuellt miljöproblem. Det är tveksamt ifall ett klassificeringssystem är en ändamålsenlig åtgärd. För att<br />
åtgärda problemen krävs handlingsdirigering och i tillämpliga fall förbud eller restriktioner mot saluförande.<br />
Ett miljöklassificeringssystem som sådant lär inte vara ett verkningsfullt styrmedel. Handlingsdirigerande<br />
regler relaterade till klassificeringen medför dock att åtgärden kan komma att anses såsom alltför<br />
ingripande och inre marknadsstörande. 26 Behandlas nationella och importerade produkter lika kan anföras<br />
att åtgärden i vart fall inte är godtyckligt diskriminerande.<br />
9.5.3.2 ”Miljögarantin”<br />
Initialt kan konstateras att humanläkemedelsdirektiven inte utmärker sig ur miljöskyddsaspekt. Man kan<br />
fråga sig ifall man inom gemenskapen utgått ifrån att humanläkemedels fria rörlighet endast har försumbar<br />
miljöeffekt. Så torde dock inte vara fallet då direktiven trots allt uppmärksammar läkemedels miljöeffekter.<br />
Avser Sverige att införa ett nationellt miljöklassificeringssystem handlar det om att införa en ny bestämmelse<br />
efter det att harmoniseringsåtgärder vidtagits. 27<br />
Ett åberopande av den s.k. miljögarantin förutsätter att rekvisiten i artikel 95 p.5 EG-fördraget är uppfyllda.<br />
Forskning om läkemedels miljöeffekter skulle förvisso kunna leda till att nya vetenskapliga belägg framkommer<br />
om läkemedels miljöeffekter. Vetenskapliga rön som visar att miljöproblemen är stora (större än<br />
väntat) samt att de har uppkommit efter harmoniseringsåtgärden. Det kan dock bli svårt att påvisa att problemet<br />
är specifikt för Sverige. Det ter sig dock svårt att framgångsrikt kunna argumentera för att rekvisiten<br />
skulle vara uppfyllda.<br />
I sammanhanget kan i och för sig den nuvarande kunskapsbristen utgöra en tillgång, frånsett svårigheten att<br />
framställa oomtvistade vetenskapliga belägg vad gäller miljöproblem. Kravet på belägg medför att försiktighetsprincipen<br />
inte torde kunna åberopas.<br />
Vad gäller införandet av ett miljöklassificeringssystem på nationell nivå så är det (beroende på val av modell)<br />
att bedöma som en avvikande åtgärd. Om avvikande åtgärd i artikel 95 skall tolkas som strängare<br />
åtgärd uppfyller ett klassificeringssystem knappast kraven för strängare miljöskyddsåtgärd, då klassificeringen<br />
som sådan föga åtgärdar miljöproblemet. Även här synes kraven på ändamålsenlighet och lämplighet<br />
förutsätta att någon form av handlingsdirigering kopplas till klassificeringen. Det senare medför att den<br />
nationella åtgärden avviker än mer ifrån direktivet samt att det kan komma att ses som ett hinder för den<br />
fria rörligheten och den inre marknadens funktion (vars främjande är direktivets huvudsyfte). Med hänsyn<br />
härtill torde alltför avvikande bestämmelser inte godkännas.<br />
26<br />
Sålunda en ”moment 22 situation”.<br />
27<br />
Här antas att utrymme inte medges enligt gällande rätt samt att en svensk reglering med hänsyn till tidsapekten inte hinner införas innan det<br />
nya direktivet antas.<br />
146
9.5.4 Klassificeringsmodeller<br />
9.5.4.1 Modell - ej tvingande<br />
Det finns inget i gällande rätt som hindrar vetenskaplig analys och sammanställning av tillgängliga data.<br />
Den fria forskningen kan inte inskränkas med argumentet att den stör den inre marknaden.<br />
Det står staten fritt att finansiera forskning om läkemedels miljöeffekter och framtagandet av ett nationellt<br />
miljöklassificeringssystem för läkemedel. Systemet får dock inte vara tvingande för läkemedelsindustrin<br />
och inte heller innehålla tvingande handlingsdirigerande regler för olika aktörer. Systemet får endast vara,<br />
och användas som, en vetenskaplig kunskapsbank. Läkemedelsbranschen får inte tvingas utge information<br />
och uppgifter utöver de krav som uppställs i direktivet (och de därpå baserade riktlinjerna). Idag behöver<br />
den som ansöker om försäljningsgodkännande endast lämna uppgifter och dokumentation om eventuella<br />
potentiella miljörisker i tillämpliga fall. I ändringsdirektivet ställs krav på att alla ansökningar skall innehålla<br />
en miljöriskbedömning. Kravet innebär att viss data om miljöeffekter blir tillgängliga. Det återstår dock<br />
att se vad det praktiska utfallet blir av riktlinjerna vad gäller miljöriskbedömningarnas kvalitet och användningsområde.<br />
Beaktas skall även att direktivet avser miljöriskbedömningar inte miljökonsekvensbeskrivningar.<br />
Vidare skall sökanden lämna andra uppgifter som kan vara av värde vid en miljöeffektanalys. Frågan är om<br />
uppgiftskraven räcker som underlag för klassificering eller om offentliga medel måste tillskjutas för att<br />
finansiera forskning om läkemedels innehåll och dess miljöeffekter. Denna ekonomiska insats måste vägas<br />
mot fördelarna med ett klassificeringssystem. Här beaktas inte eventuell sekretessproblematik, eftersom<br />
vad som åsyftas är forskningen som sådan, inte problem vid eventuella offentliggöranden. Konstateras skall<br />
dock att sekretessfrågor kan påverka vilken information som kan offentliggöras.<br />
Miljöinformation kan antas påverka konsumenter och förskrivare. Skall detta vara möjligt måste informationen<br />
kommuniceras effektivt. Informationen skall helst finnas lättillgänglig i valsituationen, vara tydlig<br />
och begriplig. Klassificeringen skulle kunna få viss effekt om den beaktades såsom kunskapsbas vid offentlig<br />
upphandling. Såväl kommissionen och EG-domstolen har accepterat att hänsyn tas till miljökriterier vid<br />
offentlig upphandling. 28 Frågan är dock hur kommissionen och domstolen skulle ställa sig till en invändning<br />
om att ett nationellt framtaget och statligt finansierat klassificeringssystem indirekt styr den offentliga<br />
upphandlingen. Ponera att samtliga sjukvårdshuvudmän strikt började tillämpa klassificeringssystemet som<br />
grund för sin upphandling. Klassificeringssystemet kommer enkom att accepteras ifall det ses som rent<br />
vetenskaplig information. Risken är att det kan ses som en förtäckt form av statligt sanktionerad handlingsdirigerande<br />
norm. 29<br />
Samhället behöver mer kunskap om läkemedels miljöeffekter. Miljöeffekterna är dock avhängiga av en<br />
helhetssyn. Att ett visst läkemedel innehåller en aktiv substans eller ett hjälpämne som kan klassificeras<br />
utifrån relevanta kriterier räcker inte. I beaktande av detta samt i beaktande av svårigheterna och kostnaderna<br />
förenade med ett system framtaget enligt ovan samt den marginella styrnings/påverkanspotentialen är<br />
ovanstående modell mindre lämplig. Det går dock att genomföra utan hinder av den inre marknaden. Beaktas<br />
skall även ”Polluter Pays Principle”. Modellen medför inga direkta ekonomiska konsekvenser för läkemedelsindustrin,<br />
men väl för skattebetalarna.<br />
9.5.4.2 Modell- frivillig klassificering<br />
Ett för läkemedelsindustrin frivilligt klassificeringssystem kan svårligen angripas. Gällande rätt förbjuder<br />
inte uttryckligen något dylikt och nationella former av miljömärknings och ”miljöinformationssystem” har<br />
28 Mål C-513/99, Concordia Bus Oy AB, EGT 2002<br />
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<br />
sin grund i lag eller annan rättsakt, utan i ett frivilligt licensavtal mellan två företag. EG-domstolen tillskrev dock bolagets agerande den tyska<br />
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<br />
så lär kopplingen till den svenska staten te sig tämligen uppenbar.<br />
147
accepterats inom gemenskapen, även om de kan kritiseras för att leda till en fragmentisering av den inre<br />
marknaden. Kommerskollegium är delvis kritiska till förekomsten av frivilliga märkningssystem p.g.a. att<br />
de kan medföra inre marknadsstörningar. I anledning därav föreslog Kommerskollegium i december 2003<br />
en uppförandekod avsedd för alla aktiviteter inom frivillig märkning. 30 Koden syftar till att öka trycket på<br />
märkningsorganen att ha öppna, konkurrensneutrala system. Därtill anser Kommerskollegium att EUblomman<br />
skall stärkas samt att ömsesidigt erkännande skall införas.<br />
Ett frivilligt systemet måste tas fram tillsammans med och finansieras av branschen. Systemet bör övervakas<br />
av något oberoende kontrollorgan. Är branschen huvudansvarig kan ett av dem gemensamt organ som<br />
på goda grunder kan antas vara oberoende vara tänkbart. Systemet kommer inte att äga trovärdighet utan en<br />
objektiv vetenskaplig garant. Föreligger ett intresse hos branschen att tillskapa ett nationellt klassificeringssystem<br />
ligger det i deras intresse att systemet är trovärdigt. Systemet kan inte innefatta några handlingsdirigerande<br />
regler. 31 Eftersom det är baserat på frivillighet bygger det på producenternas goda vilja. Vissa<br />
produkter och substanser kan förbli oklassificerade.<br />
9.5.4.3 Modell- Tvingande klassificering<br />
Det finns inga miljöklassificeringsregler i humanläkemedelsdirektiven. Ett tvingande krav på att en läkemedelsprodukt<br />
skall miljöklassificeras för att den skall få marknadsintroduceras är sålunda inte förenligt<br />
med EG-rätten. Det har redan anförts att rekvisitet avvikande bestämmelse i artikel 95 EG-fördraget kanske<br />
snarare skall förstås som strängare bestämmelse (högre miljöskyddsnivå) samt att ett klassificeringssystem<br />
som sådant inte riktigt kan sägas vara en strängare miljöskyddsåtgärd.<br />
Ett tvingande system kan trots allt komma att accepteras under vissa givna omständigheter. Ett system som<br />
enkom utgår ifrån och innehåller de uppgifter som framgår ur den miljöriskbedömning som skall ingå i<br />
ansökan om försäljningsgodkännande uppställer inga uppgiftsskyldighetskrav utöver de som uppställs i<br />
direktiven (och riktlinjerna). I anledning därav kan inte hävdas att några ytterligare pålagor utöver de som<br />
följer av EG-rätten ställs på den sökande. Detta förutsätter dock att klassificeringen inte tillskrivs betydelse<br />
vid godkännandebedömningen och att klassificeringssystemet inte innehåller handlingsdirigerande regler<br />
riktat mot olika adressater t.ex. förskrivare och detaljhandelsledet.<br />
Ett problem med modellen är att det nya direktivet endast innehåller krav på en miljöriskbedömning. Som<br />
tidigare nämnts kan denna stanna vid Fas I och därmed sakna för miljöklassificering relevanta data. Nuvarande<br />
direktiv ställer enkom krav på att ansökan skall innehålla uppgifter om eventuella potentiella miljörisker<br />
i tillämpliga fall. Nuvarande krav ger inte mycket substantiellt att basera en miljöklassificering på.<br />
Miljöriskbedömningar av den nya typen kan inte krävas retroaktivt för produkter som redan beviljats försäljningsgodkännande.<br />
Klassificeringssystemet kommer sålunda inte att innehålla samtliga uppgifter om<br />
samtliga relevanta läkemedelsprodukter och substanser på marknaden. Retroaktiva krav på miljöriskbedömningar<br />
i enlighet med de krav som uppställs i humanläkemedelsdirektivet är att definiera som en avvikande<br />
åtgärd som måste notifieras.<br />
Tvingande uppgiftskrav som går utöver uppgiftsskyldigheten enligt direktiven (dvs. mer elaborerade miljöriskbedömningar<br />
än vad riktlinjerna medger) är att betrakta som avvikande bestämmelser som måste notifieras.<br />
Problem uppstår även vad gäller det centrala, decentraliserade förfarandet och det ömsesidiga erkännandet<br />
ifall Sverige ställer högre krav på uppgiftsskyldigheten än EMEA och övriga medlemsstater. En<br />
utvidgad uppgiftsskyldighet för svensk marknadsintroduktion medför störningar på den inre marknaden och<br />
strider mot det uttalade syftet med gemenskapsrätten på läkemedelsområdet. Det medför dessutom att ett<br />
redan komplext system blir än mer komplicerat. Tillämpas mer långtgående uppgiftsskyldighetskrav enkom<br />
vid rent nationella godkännanden kan vissa läkemedelsproducenter förväntas avstå från nationellt godkännande<br />
i Sverige. Genom centralt, decentraliserat eller ömsesidigt godkännande kan företagen istället uppnå<br />
marknadsintroduktion i Sverige, utan att inkomma med uppgifter utöver direktivets krav.<br />
30 Kommerskollegiums yttrande System för frivillig märkning och den inre marknaden, dnr 100-418-2003.<br />
31 Annat än riktlinjer och rekommendationer som privaträttsliga objekt uppställer, någon koppling till offentligrättsliga organ får då inte förekomma.<br />
148
9.5.5 Handlingsdirigering<br />
9.5.5.1 Försäljningsgodkännande<br />
Miljörisker får inte vägas in vid risk/nytta bedömningen. Det är uteslutet att anta att gemenskapens olika<br />
aktörer skulle acceptera att miljöklassificering skulle tillskrivas betydelse för försäljningsgodkännandet.<br />
Detta oaktat om det gällde förbud, begränsningar eller olika former av restriktioner. På veterinärsidan ingår<br />
miljörisker i nytta/riskförhållandet. Ett miljöklassificeringssystem skulle där kunna utgöra en kunskapsbank<br />
för den godkännande myndigheten. En bedömning skall dock ske i varje enskilt fall och utgå ifrån en avvägning<br />
av samtliga relevanta fakta i det enskilda fallet. Klassificeringssystemet som sådant får inte medföra<br />
avslag per automatik, knappast ens vara en presumtion.<br />
9.5.5.2 Förskrivare<br />
Europaparlamentet motiverade införandet av ett miljöklassificeringssystem med att det kunde utgöra en<br />
informationskälla för förskrivare i deras val av läkemedel. Att enskilda förskrivare kan beakta ett frivilligt<br />
miljöklassificeringssystem eller ett system baserat på direktivets miljöriskbedömningar strider inte mot<br />
gällande rätt, så länge detta inte är föranlett av några statliga påbud eller sanktioner. Givetvis under förutsättning<br />
att det avgörande vid förskrivningen är läkemedlets terapeutiska effekt och den enskilde patientens<br />
behov. En tvingande handlingsdirigering i tillämpliga regelverk eller med hänvisning till miljöbalkens substitutionsprincip<br />
är dock inte förenligt med EG-rätten. 32 Tvingande handlingsdirigering skulle vad gäller<br />
receptbelagda läkemedel medföra att läkemedel som erhållit försäljningsgodkännande i praktiken inte<br />
kommer att försäljas, eftersom förskrivningen styr konsumtionen. En legitim vara blir i praktiken illegitim.<br />
Målsättningen ekologisk hållbar utveckling är ett viktigt och oundgängligt samhällsmål, men det ter sig<br />
ologiskt att först godkänna en produkt för försäljning och sen via andra regler hindra att den inhandlas.<br />
9.5.5.3 Apoteket AB<br />
Apoteket AB är ett statligt ägt aktiebolag. Statens krav och förväntningar regleras i ett verksamhetsavtal.<br />
Apoteket AB:s läkemedelsförsäljning är regelstyrd (läkemedelslagen, lag om handel med läkemedel etc.)<br />
och Apoteket AB:s övriga upphandling styrs av lagen om offentlig upphandling. Såsom tidigare har konstaterats<br />
kan miljöhänsyn tas vid offentlig upphandling. I linje därmed borde Apoteket AB kunna välja att<br />
köpa och i förlängningen sälja utifrån miljöbelastningskriterier. Apoteket AB kan dock ej välja sortiment<br />
eftersom de måste tillhandahålla de läkemedel som godkänts för försäljning. Det första må vara förenligt<br />
med EG-domstolens praxis vad avser offentlig upphandling. Det är dock föga förenligt med artikel 31 i<br />
EG-fördraget, vari stadgas att medlemsstaterna skall säkerställa att statliga handelsmonopol anpassas på<br />
sådant sätt att ingen diskriminering med avseende på anskaffnings- och saluförandevillkor föreligger mellan<br />
medlemsstaternas medborgare. 33 Vidare kan statliga handelsmonopol även strida mot artikel 28 EGfördraget<br />
i de fall de i praktiken medför handelsrestriktioner eller åtgärder med motsvarande verkan.<br />
I det s.k. Franzénmålet 34 angående systembolagsmonopolet underströk EG-domstolen med tillämpning av<br />
artikel 31 EG-fördraget att handelsmonopol måste anpassas på sådant sätt att det inte föreligger någon<br />
diskriminering med avseende på anskaffnings- och saluförandevillkor mellan medborgarna. Systembolagets<br />
monopol ansågs tillåtet mot bakgrund av att dess metoder för urval, detaljhandelsorganisationen och<br />
marknadsföringen varken rättsligt eller faktiskt befanns missgynna drycker som importerats från andra<br />
32 Förskrivaren förskriver i kraft av sin legitimation. Situationen har vissa likheter med offentlig upphandling. I linje därmed skulle kunna anföras att<br />
miljökriterier får vägas in vid offentlig upphandling, varför så även skulle kunna argumenteras för i förskrivarsituationen. Dessutom finns inga<br />
uttalade krav i EG-rätten eller nationella regelverk (förutom vad som kan utläsas ur miljöbalken) som stadgar att miljöhänsyn måste tas vid offentlig<br />
upphandling.<br />
33<br />
Av intresse är även de allmänna konkurrensrättsliga reglerna artikel 81 och 82 i EG-fördraget samt det grundläggande diskrimineringsförbudet i<br />
artikel 12.1 EG-fördraget.<br />
34 Mål C 189/95. Allmänna åklagaren (Sv) mot Harry Franzén (REG 1997, s I-5909).<br />
149
medlemsstater. Däremot gjorde domstolen en kritisk bedömning av den svenska ordningen för import- och<br />
partihandelsverksamhet med alkoholdrycker på basis av artikel 28 och 30.<br />
Apoteket AB uppvisar likheter med Systembolaget. Sett i ljuset av Franzén-domen ter sig Apoteket AB:s<br />
möjligheter att beakta miljökriterier i sin upphandling, samt i förlängningen möjligheten att rikta tvingande<br />
handlingsdirigerande substitutionskrav baserade på miljöhänsyn, ringa. Monopolet tolereras så länge metoder<br />
för urval och urvalet som sådant inte godtyckligt diskriminerar producenter från andra medlemsstater.<br />
Här får anses ingå även ett krav på ickediskriminering mellan olika producenter och produkter, särskilt på<br />
läkemedelsområdet där förhandsgodkännande krävs för försäljning. Varorna är sålunda per se lagliga, i<br />
betydelsen godkända, om inte får de inte saluföras.<br />
Handlingsdirigerande regler motiverade av miljöskyddsintresset och tillämpning av substitutionsprincipen<br />
strider inte bara mot EG-rätten. Dylika krav strider även mot de svenska läkemedelsförmånerna och utbytesregeln.<br />
Om ett förskrivet läkemedel ingår i läkemedelsförmånerna och ett likvärdigt billigare läkemedel<br />
finns att tillgå på det lokala apoteket skall det dyrare bytas mot det billigare (ifall inte kunden betalar mellanskillnaden<br />
eller förskrivaren har motsatt sig ett utbyte). Utbytesregeln lämnar inte utrymme för utbyte<br />
p.g.a. bättre miljöegenskaper, och tidigare har konstaterats att miljöskyddshänsyn inte ingår i grunderna för<br />
den nationella prisregleringskompetensen. Regelverket medger ej miljömotiverad substitution, oaktat detta<br />
skulle ett utbyte med allra största sannolikhet anses vara en åtgärd med motsvarande verkan enligt artikel<br />
28 EG-fördraget. Tillhandahållande av objektiv vederhäftig miljöinformation kan dock inte anses strida<br />
mot principen om fri rörlighet eller den inre marknadens funktion. Apoteket AB är vidare skyldiga att i sin<br />
hantering vidta åtgärder och iaktta sådan försiktighet som behövs för att hindra att läkemedel skadar miljön<br />
(19§ läkemedelslagen).<br />
9.5.5.4 Patient<br />
Tvingande handlingsdirigerande krav kan inte riktas till konsumenter eller patienter vad gäller lagligen<br />
introducerade och existerande produkter på marknaden. Miljömärkningar och miljöinformation tillåts dock.<br />
I den mån ett miljöklassificeringssystem mer är utformat som en kunskapsbank kan det i praktiken ha en<br />
tillåten styrande potential, i så måtto att konsumenten frivilligt kan beakta miljöaspekter i sitt val mellan<br />
olika produkter.<br />
Endast ett miljöklassificeringssystem ter sig dock som ett föga effektivt system, i anledning av att det är<br />
svårt att åstadkomma ett system som är en effektiv bärare av miljöinformationen. Tidigare har anförts att<br />
systemet bör kopplas till någon form av märkning. Här kan tänkas både positiv miljömärkning och någon<br />
form av varnings/säkerhetsmärkning. Humanläkemedelsdirektiven och riktlinjerna för miljöriskbedömningar<br />
medger miljömärkning, eller snarare information om miljörisker och försiktighetsåtgärder, i vissa<br />
fall. En generell märkning baserad på mer obligatorisk miljöklassificering synes det inte finnas utrymme<br />
för i direktivet (se t.ex. artikel 60 i direktiv 2001/83/EG). Dylika icke tvingande styrmedel är i linje med<br />
gemenskapens miljöpolitik och miljöhandlingsprogram.<br />
9.5.5.5 Miljömärkning<br />
Ett tvingande miljöklassificeringssystem och därtill kopplade handlingsdirigerande regler är inte förenligt<br />
med EG-rätten. Frånsett en obligatorisk miljöklassificering baserad på den information som enligt direktiv<br />
och riktlinjer skall ingå i försäljningsgodkännandeansökan. För att uppnå någon form av handlingsdirigerande<br />
potential torde ett miljöklassificeringssystem därför behöva kompletteras med ett märkningssystem<br />
(märkning utifrån klassificeringen). Klassificeringssystemet som sådant har ringa kommunikationsförmåga<br />
vid konsumentens/patientens val mellan olika produkter. Även förskrivare behöver lättillgänglig och lättförstålig<br />
information.<br />
150
9.5.6 Miljöklassificeringssystem: EU/nationellt<br />
I brist på ett europeiskt miljöklassificeringssystem för läkemedel kan ett nationellt system införas. Detta<br />
under förutsättning att systemet uppfyller vissa kvalitativa och kvantitativa krav, samt har någon potential<br />
att styra läkemedelsproduktionen och konsumtionen i en ekologiskt mer hållbar riktning.<br />
Det synes lämpligast i alla avseenden att aktivt arbeta på gemenskapsnivå för att söka införa ett europeiskt<br />
miljöklassificeringssystem för läkemedel med hänsyn till:<br />
• gällande rätt på läkemedelsområdet,<br />
• läkemedelsområdets specifika karaktär,<br />
• den inre marknadens funktion,<br />
• risken för att nationella särlösningar leder till en fragmentisering av den inre marknaden till nackdel för<br />
samtliga aktörer,<br />
• miljöskyddet,<br />
• miljöproblemens oftast gränsöverskridande karaktär,<br />
• de begränsningar gällande rätt medför i valet mellan olika klassificeringsmodeller,<br />
• en tillåten klassificerings förmåga att bidra till en ekologisk hållbar utveckling.<br />
Den långsiktiga ambitionen bör vara att upprätta internationella standarder, klassificeringssystem och miljömärkning<br />
av läkemedel. Utarbetandet av en svensk modell kan dock påskynda utvecklingen inom EU<br />
genom att tjäna som ett praktiskt exempel. Dessutom kan eventuella notifieringar komma att föranleda<br />
gemenskapsaktivitet. EU har på samma sätt förmågan att påverka på den internationell nivån, särskilt i<br />
anledning av det trilaterala samarbete som redan pågår.<br />
För övrigt skulle en innovativ tolkning av subsidiaritetsprincipen (artikel 5 EG-fördraget) kunna användas<br />
som argument för att prioritera gemenskapsnivån framför ensidiga nationella åtgärder. Enligt subsidiaritetsprincipen<br />
skall gemenskapen vidta en åtgärd endast om och i den mån som målen för den planerade<br />
åtgärden inte i tillräckligt utsträckning kan uppnås av medlemsstaterna, p.g.a. den planerade åtgärdens omfattning<br />
eller verkningar, bättre kan uppnås på gemenskapsnivå. I förevarande fall skulle kunna anföras att<br />
en medlemsstat inte bör vidta en åtgärd på nationell nivå om dess syfte bättre kan uppnås på gemenskapsnivå.<br />
Särskilt om ett genomförande på gemenskapsnivå effektivare kan bidra till att målet med åtgärden<br />
uppfylls och eventuella störningar för andra intressen/sektorer minimeras (proportionalitetsprincipen och<br />
ändamålsprincipen).<br />
9.6 Referensmaterial<br />
Bernitz, Ulf & Kjellgren, Anders, Europarättens grunder, andra upplagan, 2002, Norstedt Juridik AB.<br />
Krämer, Ludwig, EC Environmental Law, femte upplagan, 2003, Sweet & Maxwell.<br />
Mahmoudi, Said, EU:s miljörätt, andra upplagan, 2003, Norstedt Juridik AB.<br />
Kommerskollegiums yttrande Dnr 100-418-2003 System för frivillig märkning och den inre marknaden.<br />
Miljö 2010: Vår framtid-vårt val, EU:s sjätte miljöhandlingsprogram.<br />
The Eurobarometer 52.1 Europeans and the EC Logo, INRA, (europé) 15 mars 2000.<br />
151
10 Åtgärdsförslag: läkemedel<br />
10.1 Inledning<br />
Syftet med regeringens uppdrag till Läkemedelsverket var bl.a. att utreda läkemedels miljöpåverkan. Den<br />
svenska läkemedelsarsenalen innehåller ca 1 200 aktiva substanser och ca 1 300 hjälpämnen. Dessa ämnen<br />
ingår i ca 7 600 olika produkter, varav ca 7 200 är humanläkemedel och ca 400 är veterinärmedicinska<br />
läkemedel. Resultaten från utredningen kan inte stödja att dagens läkemedelsanvändning orsakar några<br />
stora akuta miljörisker men kan heller inte utesluta potentiella långsiktiga miljörisker.<br />
Läkemedelsverket anser att miljöaspekter på läkemedel bör betonas ytterligare med målsättningen att de<br />
finns med och får större betydelse genom hela läkemedlets livscykel. En förbättrad kunskap om läkemedelsbehandling<br />
där klara indikationer tillämpas och behandlingen följs upp är naturligtvis grundläggande<br />
för att minska miljöbelastningen av läkemedel.<br />
Åtgärder för att minska läkemedels potentiella påverkan på miljön måste grundas på kunskap om akuta<br />
men framförallt långsiktiga effekter. Aktuell kunskap är i många fall mycket ofullständig eftersom detta<br />
vetenskapsområde är ungt och under etablering. Ett uppenbart önskemål är att resurser ställs till förfogande<br />
för läkemedelsinriktad miljöforskning i syfte att förbättra beslutsunderlaget. Nedan följer utredningens<br />
åtgärdsförslag. Vissa av förslagen behöver utredas vidare med avseende på medicinska, juridiska och ekonomiska<br />
förutsättningar i förhållande till möjliga och faktiska miljövinster.<br />
10.2 Ökad baskunskap<br />
Som ovan beskrivet föreligger ett tydligt behov av kunskapsuppbyggnad inom detta område. Bland annat<br />
råder brist på ur miljösynpunkt relevanta och tillgängliga kemiska och biologiska data för läkemedelssubstanser,<br />
metaboliter och hjälpämnen.<br />
Anslagsbeviljande organ bör fortsatt i ökad omfattning stödja forskning om läkemedel och miljö i konkurrens<br />
med annan miljörelaterad forskning. Det är angeläget att öka kunskapen om läkemedels miljöpåverkan<br />
även om miljöproblemen och behovet av resurser för annan miljöforskning kan vara större. Ett starkt önskemål<br />
är dock att resurser ställs till förfogande för läkemedelsinriktad miljöforskning.<br />
Myndigheter, läkemedelsföretag och oberoende forskare bör verka för ökad baskunskap inom området.<br />
Av särskilt intresse är:<br />
• att öka kunskapen om läkemedelsubstansers, metaboliters och hjälpämnens:<br />
– ekotoxiska effekter<br />
– omvandling, fördelning och persistens i miljön<br />
• att utveckla testmetoder för relevanta testorganismer som visar på specifika effekter utifrån läkemedelssubstansens<br />
biologiska aktivitet<br />
• att utveckla tillförlitliga metoder för analys av låga halter av läkemedelsrester i olika typer av recipienter<br />
(vatten, slam, jord etc.)<br />
• att öka kunskapen om faktisk förekomst av aktiva substanser och hjälpämnen i miljön genom återkommande<br />
kemiska analyser av läkemedelsrester i vatten-, sediment-, jord-, gödselprov m.m.<br />
• att utveckla och validera de matematiska beräkningsmodellerna för uppskattning av halter av läkemedelssubstanser<br />
i miljön samt anpassa modellerna till svenska förhållanden<br />
152
• att utveckla effektivare metoder för specifik avloppsrening av läkemedelssubstanser vid punktkällor<br />
(t.ex. sjukhus)<br />
• att utveckla effektivare metoder för avloppsrening generellt i reningsverk som även avlägsnar läkemedelssubstanser<br />
• att bygga vidare på den granskning som påbörjats inom detta uppdrag:<br />
– utvärdera struktur/aktivitetssamband, som hjälpmedel för att identifiera och bedöma kritiska egenskaper<br />
såsom nedbrytbarhet och bioackumulering<br />
– ta fram kompletterande data för substanser vilka identifierats som intressanta för miljöriskbedömning<br />
– mäta halter i svenska recipienter av substanser som bedömts utgöra en potentiell risk för akvatisk<br />
miljö<br />
10.3 Ökad miljöhänsyn i den europeiska<br />
läkemedelslagstiftningen<br />
Den lagstiftning som finns idag inom EU tillåter inte att miljöaspekter vägs in vid godkännande av ett läkemedel<br />
för humant bruk. Vid den nyligen genomgångna revideringen av EU:s regelverk för läkemedel<br />
framfördes krav på ökad miljöhänsyn vid godkännande av läkemedel för försäljning. Denna syn fick inte<br />
stöd i den slutliga utformningen vad avser humanläkemedel men diskussionen var värdefull och ökade<br />
miljömedvetandet.<br />
• Frågan om ökad miljöhänsyn vid godkännande av humanläkemedel bör fortsatt drivas av regeringen<br />
och berörda myndigheter. Särskilt bör lagstiftningen ändras så att miljörisk kan vägas in i risk-nytta<br />
bedömningen för humanläkemedel, enligt tydliga kriterier så att tillgången på säkra och effektiva läkemedel<br />
för den enskilde patienten inte äventyras.<br />
För humanläkemedel saknas i dagsläget en fastställd riktlinje för hur miljöriskbedömningar ska göras i<br />
samband med läkemedelsansökningar. Ett utkast finns dock men de tester som anges för att utvärdera ekotoxicitet<br />
är otillräckliga framförallt vad gäller långsiktig miljöpåverkan och specifika effekter utifrån substansers<br />
biologiska aktivitet.<br />
• Läkemedelsverket bör fortsatt verka aktivt för att riktlinjen för miljöriskbedömningar för läkemedel<br />
justeras så att kunskapen om eventuell långsiktig miljöpåverkan kan öka.<br />
• Regeringen och Läkemedelsverket bör vidare verka för att möjliggöra restriktioner beträffande läkemedelssubstanser<br />
vilka bedöms utgöra en potentiell miljörisk.<br />
10.4 Fler och förbättrade miljöriskbedömningar<br />
För nya läkemedel sker en miljöriskbedömning i samband med godkännande av produkten.<br />
• Miljöriskbedömningen bör av ansvarigt läkemedelsföretag uppdateras fem år efter godkännandet samt<br />
vid förbättrad kunskap om ekotoxicitet och andra miljödata.<br />
• Äldre läkemedel har inte genomgått någon regelmässig miljöriskbedömning vid godkännandet. Läkemedelsverket<br />
har i dagsläget ingen rättslig grund för att kräva uppdateringar eller miljöriskbedömningar<br />
av äldre substanser. På frivillig bas kan det däremot ses som en möjlighet att tillgodose de starka<br />
önskemål om aktuella miljöriskbedömningar som finns i samhället.<br />
• Miljöriskbedömningar bör förutom på produktnivå även göras på substansnivå. Dessa bör baseras på<br />
återkommande beräkningar av predikterade halter i miljön (PEC) utgående från försäljningsstatistik, eller<br />
i förekommande fall uppmätta halter. Vid miljöriskbedömningarna bör hänsyn tas till eventuella<br />
nya ekotoxikologiska data.<br />
153
• Eftersom det saknas tester av ekotoxiska effekter orsakade av den biologiska aktivitet som är karakteristisk<br />
för läkemedelssubstanser, är ”klasseffekter” av läkemedel på miljön ännu inte möjliga att studera,<br />
men om detta i framtiden blir möjligt bör övervägas att göra miljöriskbedömningar på substansklassnivå.<br />
I denna utredning har ett urval av läkemedelssubstanser gjorts och dessa har sedan miljöriskbedömts. Under<br />
utredningens gång har Läkemedelsverket identifierat ytterligare aktiva substanser för vilka det bör göras en<br />
miljöriskbedömning, se kapitel 3 ”Urval av aktiva substanser”.<br />
• Läkemedelsverket bör därför få i uppdrag och ges resurser för att fortsätta arbetet med att göra och<br />
uppdatera miljöriskbedömningar och därvid prioritera de substanser som synes mest angelägna. Särskilt<br />
bör beaktas att vissa substanser ingår i flera produkter.<br />
10.5 Sammanställning och elektronisk tillgänglighet av<br />
data<br />
I dagsläget saknas samlad kunskap vad avser nedbrytbarhets-, bioackumulerings-, ekotoxikologiska data<br />
samt relevanta kemisk-fysikaliska data för läkemedel. Dessutom saknas en elektronisk förteckning över<br />
vilka läkemedel som genomgått fullständiga miljöriskbedömningar.<br />
• Data med ur miljöhänsyn intressanta uppgifter för läkemedelssubstanser är spridda i olika publikationer,<br />
tidskrifter, läkemedelsansökningar och kongress<strong>rapport</strong>er. Läkemedelsverket bör därför ges resurser<br />
för att sammanställa en databas med ur miljösynpunkt relevanta data angående läkemedel ur ovanstående<br />
källor.<br />
10.6 Kontinuerlig uppföljning av flöden<br />
Korrekta uppgifter om massflöden i samhället avseende faktiska mängder läkemedelssubstanser är en<br />
grundförutsättning för att kunna göra adekvata miljöriskbedömningar.<br />
• Regeringen bör uppdra åt Läkemedelsverket att ansvara för kontinuerlig kartläggning av sådana flöden.<br />
• Dagens databaser vid Läkemedelsverket och Apoteket AB som innehåller data om godkända läkemedel<br />
respektive data om deras försäljningsvolym, har inte byggts upp för att leverera uppgifter om massflöden.<br />
Kostnader och komplexitet för anpassning av databaserna måste utredas vidare. Det kan dock<br />
konstateras redan idag att ett sådant arbete kommer bli mycket omfattande.<br />
I ett långsiktigt perspektiv är det inte självklart att de samlade uppgifterna om läkemedelsförsäljning kan<br />
tillhandahållas av Apoteket AB mot bakgrund av det aktuella ifrågasättandet av apoteksmonopolet.<br />
10.7 Utbildning och information för att stimulera<br />
miljötänkandet<br />
Det finns i samhället önskemål och behov av information och utbildning vad gäller läkemedels miljöpåverkan.<br />
Information om läkemedelssubstansers miljöpåverkan bör, om den är känd, i ökad omfattning ges via produktresuméer<br />
och bipacksedlar. Det är viktigt att uppgifterna baseras på vetenskapliga data och inte får<br />
formen av ett reklambudskap. Den europeiska lagstiftningen ger idag möjlighet att lämna information om<br />
veterinärmedicinska läkemedels miljöpåverkan i produktresumén. I dagsläget finns inte motsvarande möjlighet<br />
för humanläkemedel. På europeisk nivå har f.n. inte visats något starkare intresse för att delge information<br />
om miljöpåverkan vad avser humanläkemedel via läkemedlens produktinformation.<br />
• Riktlinjerna för produktresuméer och bipacksedlar kommer att revideras under år 2004-2005 och Läkemedelsverket<br />
bör i förhandlingarna med andra europeiska läkemedelsmyndigheter fortsatt verka för<br />
154
att information om miljöpåverkan framöver ska kunna ges i dessa dokument även för humanläkemedel.<br />
Det är för närvarande inte möjligt att ställa nationella krav på sådan information.<br />
Information om förpackningens källsortering, hantering av överblivna läkemedel samt hantering av använda<br />
läkemedel vilka innehåller substansrester kan idag ges via produktresuméer och bipacksedlar för både<br />
human- och veterinärmedicinska läkemedel. I samarbete med de nordiska länderna har t.ex. utarbetats gemensamma<br />
texter riktade till allmänheten om återlämnande av överblivna läkemedel till apotek. Däremot<br />
finns inte juridiskt stöd för att ge miljörelaterad information direkt på läkemedelsförpackningarna. En dispensregel<br />
avseende information på förpackningarna beräknas med stöd av europeisk lagstiftning, kunna<br />
träda ikraft i Sverige inom ett år.<br />
• En dispensmöjlighet vad avser märkning av förpackningar skulle kunna användas för att i undantagsfall<br />
ge väsentlig information på förpackningen om t.ex. hantering av använda läkemedel med substansrester.<br />
• Utredare på Läkemedelsverket bör ges fortlöpande utbildning i miljökunskap för att omsätta befintliga<br />
miljödata för en enskild läkemedelssubstans till relevant och praktisk information i framförallt produktresuméer<br />
och bipacksedlar.<br />
• Nyheter om läkemedel och miljöpåverkan bör fortsatt presenteras på Läkemedelsverkets webbplats på<br />
samma sätt som nyheter om biverkningar, interaktioner etc.<br />
• Universitet bör överväga att i grundutbildningen för yrkeskategorier som förskriver/hanterar läkemedel<br />
inkludera miljökunskap och på motsvarande sätt inkludera läkemedelskunskap i miljörelaterade grundutbildningar.<br />
10.8 Framtida miljöklassificering<br />
• Regeringen och berörda myndigheter bör verka för att ett europeiskt miljöklassificeringssystem för<br />
läkemedel diskuteras på gemenskapsnivå.<br />
• I avvaktan på ett eventuellt europeiskt miljöklassificeringssystem kan ett frivilligt nationellt system<br />
införas.<br />
Ett tvingande nationellt miljöklassificeringssystem strider mot gällande EG-rätt. Ett frivilligt system måste i<br />
så fall tas fram i samarbete med branschen. Denna utredning har genomlyst de juridiska förutsättningarna<br />
och vissa formella invändningar har identifierats, se kapitel 9. Innan ett frivilligt nationellt system införs<br />
bör även de praktiska aspekterna ingående diskuteras med berörda intressenter. Avsaknaden av vetenskapliga<br />
data medför problem och risken för felaktiga slutsatser är uppenbar. Läkemedelsverket menar därför att<br />
nyttan med ett nationellt system är tveksam.<br />
Om ett frivilligt nationellt miljöklassificeringssystem införs bör läkemedelsindustrin ges ansvar för att ta<br />
fram nödvändiga data. Miljöklassificering bör inte ske regionalt, utan en nationellt gällande klassificering<br />
är i så fall att föredra. En klassificering baserad på frivillighet bör bygga på självreglering och egenkontroll<br />
då statlig styrning kan uppfattas som en indirekt reglering med risk för konkurrenssnedvridning. Innehållet<br />
i publicerad information kommer dock ingå i Läkemedelsverkets ansvar för granskning av läkemedelsinformation.<br />
Detta innebär i sin tur att Läkemedelsverket måste tillförsäkras resurser för ett utökat arbetsområde.<br />
10.9 Minskad kassation och förbättrad avfallshantering<br />
Konsumenternas beteende t.ex. i fråga om att lagra läkemedel i hemmen samt att göra sig av med läkemedel<br />
via avloppet eller hushållsavfall måste kartläggas och påverkas. Socialstyrelsens utreder för närvarande<br />
frågan om kassation av läkemedel.<br />
155
• Läkemedelsverket stödjer Socialstyrelsen i slutsatsen att en patients läkemedelsanvändning bör följas<br />
upp kontinuerligt för att upprätthålla en korrekt och kostnadseffektiv användning och på så sätt minska<br />
kassationen. Viktiga faktorer är en god patient/förskrivarrelation, tillgång till aktuell och korrekt information<br />
om läkemedels egenskaper och patientens hela läkemedelsanvändning samt att uppföljning<br />
sker på ett ändamålsenligt och patientanpassat sätt. En begränsad kassation uppnås även genom att tillhandahålla<br />
och förespråka användande av startförpackningar. I övrigt hänvisas till Socialstyrelsens utredning.<br />
• Förpackningar med betydande mängd läkemedelsrest bör hanteras som läkemedelsavfall i stället för<br />
som förpackningar avsedda för återvinning. Förutsättningarna för detta kan förbättras genom en utökad<br />
information till användare om att förpackningar som normalt innehåller läkemedelsrest efter tömning<br />
skall hanteras som läkemedelsavfall.<br />
• Möjligheterna att införa pantsystem kan övervägas för läkemedel som innehåller aktiv substans efter<br />
användning och bedöms ha stor risk för miljöpåverkan såsom t.ex. hormonplåster.<br />
• Nära tillgång till lättanvända system för återlämning av läkemedelsavfall för samtliga användare bör<br />
säkerställas långsiktigt. Idag finns bra rutiner för omhändertagande av läkemedelsavfall från allmänheten<br />
genom Apoteket AB. Motsvarande för företagare t.ex. lantbrukare saknas vilket medför risk för att<br />
läkemedelsrester inte adekvat tas om hand.<br />
• Återvinning av förpackningar bör underlättas genom att så långt möjligt undvika materialblandningar.<br />
156
11 Åtgärdsförslag: kosmetiska och<br />
hygieniska produkter<br />
11.1 Inledning<br />
Idag används ca 7 000 ingredienser i kosmetiska och hygieniska produkter. Till detta kommer några tusen<br />
parfymämnen. Regler och tillsyn av ingredienserna har hittills varit inriktade på ämnenas hälsorisker för<br />
användarna, däremot inte på miljöaspekter. Läkemedelsverket har inom ramen för detta uppdrag granskat<br />
ett mindre antal potentiellt miljöfarliga ämnen i en datorbaserad beräkningsmodell för miljöriskbedömning.<br />
Denna granskning har inte givit sådana tydliga indikationer om ingrediensers skadliga effekt på miljön att<br />
det finns grund för att i dagsläget föreslå förbud eller begränsa användningen av något ämne. Resultaten<br />
visar dock att miljöstörande effekter från vissa ämnen inte kan uteslutas. Nedan föreslås ett antal åtgärder<br />
bl.a. med syfte att öka kunskapen och förbättra beslutsunderlaget så att säkrare slutsatser om miljöeffekterna<br />
blir möjliga.<br />
11.2 Ökad baskunskap<br />
För att möjliggöra bedömningar av ingrediensers miljöfarlighet krävs en rad uppgifter om ämnenas ekotoxikologiska<br />
egenskaper, bl.a. nedbrytbarhet och toxicitet för vattenlevande organismer. I en utredning om<br />
miljöaspekter på kosmetiska och hygieniska produkter 1993, konstaterade Läkemedelsverket att sådana<br />
uppgifter i stor utsträckning saknades. Den nu aktuella utredningen visar att sådan uppgifter fortfarande<br />
saknas eller är bristfälliga för många ämnen som används i kosmetiska och hygieniska produkter, vilket<br />
inte kan anses vara acceptabelt.<br />
• Tvingande krav för företagen att ta fram miljödata bör därför övervägas. Sådana krav torde dock bli<br />
svåra att genomdriva så länge lagstiftningen inte täcker in miljöaspekterna, se 11.4.<br />
De miljörisk- och miljöfarlighetsbedömningar som presenterats visar att vissa ingredienser har sådana<br />
egenskaper att miljöstörande effekter inte kan uteslutas.<br />
• Ämnen som visar sådana egenskaper bör utredas vidare genom att:<br />
– ytterligare data om ämnenas egenskaper och effekter i miljön tas fram, (för att möjliggöra säkrare<br />
bedömning av riskpotentialen)<br />
– tillförlitliga analysmetoder utvecklas för att mäta förekomst i miljön<br />
– utföra mätningar för att kontrollera om de kan detekteras i avloppsvatten och recipienter<br />
– de tas med i program för miljöövervakning, framförallt de ämnen som används i stora volymer<br />
I de fall ämnena är aktuella även inom andra produktområden behövs samordning med berörda myndigheter.<br />
11.3 Fler och förbättrade miljöriskbedömningar<br />
• Läkemedelsverket föreslår att de miljöriskbedömningar som p.g.a. uteblivna uppgifter om volymer inte<br />
kunnat genomföras inom ramen för detta uppdrag fullföljs. Branschen bör ges i uppdrag att i samråd<br />
med Läkemedelsverket fortsätta att kartlägga flöden för de ingredienser som prioriterats i uppdraget<br />
och dessutom ta fram ytterligare uppgifter av bättre kvalitet för att eventuella miljörisker med större<br />
säkerhet ska kunna bedömas.<br />
157
• En angelägen åtgärd är att företagen dessutom tar fram volymdata för de ingredienser som klassificeras<br />
som miljöfarliga. Företrädare för branschen synes positiva till ett sådant fortsatt arbete och verket ställer<br />
sig positiva till att med branschen diskutera formerna för detta arbete.<br />
• Flera av de ämnen som bedömts i utredningen har valts ut för att representera en grupp av ämnen med<br />
besläktad struktur och likartade egenskaper. Det innebär att det kan finnas ytterligare ämnen med liknande<br />
miljöegenskaper som de som studerats. För att få en mer heltäckande bild bör miljöriskbedömningar<br />
göras även för närbesläktade ämnen som används i stora volymer.<br />
• Det åtgärdsförslag som angivits i föregående kapitel om läkemedel, i avsikt att utveckla och anpassa de<br />
datorbaserade beräkningsmodellerna för miljöriskbedömning, är relevant även för området kosmetiska<br />
och hygieniska produkter.<br />
11.4 Ökad miljöhänsyn i lagstiftningen<br />
Miljöbalken (14 kap 9 §) ger tillsynsmyndigheten möjlighet att från företagen begära in uppgifter om kemiska<br />
produkter som behövs för att bedöma produkternas miljörisker. Läkemedelsverket har i förordningen<br />
(SFS 1993:1283) fått bemyndigande att utfärda föreskrifter om detta, men har ännu inte utnyttjat möjligheten,<br />
eftersom det enligt verkets bedömning finns risk för att detta medför handelshinder och därmed kan stå<br />
i konflikt med det inom EU harmoniserade kosmetikadirektivet.<br />
• Frågan om kraven i miljöbalken är förenliga med EU:s kosmetikadirektiv är angelägen att utreda. Den<br />
är av avgörande betydelse för Läkemedelsverkets fortsatta arbete med att utreda miljöeffekter och begränsa<br />
miljörisker av kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
En mycket viktig åtgärd för att kunna minska riskerna för miljöeffekter från kosmetiska och hygieniska<br />
produkter är att komplettera EU:s kosmetikadirektiv, så att det vid säkerhetsbedömningen av ingredienser<br />
och slutprodukter även blir krav på att bedöma risker för miljön och inte bara risker för hälsoeffekter vid<br />
produkternas användning. Även Kemikommittén ansåg i utredningen (SOU 1997:84) ”En hållbar kemikaliepolitik”<br />
att detta var en angelägen åtgärd.<br />
• Frågan om ett mer miljöskyddsinriktat kosmetikadirektiv bör drivas av Sverige i ministerrådet och i<br />
parlamentet. Det är också viktigt att andra intressenter som deltar i EU-arbetet verkar i samma riktning.<br />
Läkemedelsverket har på EU nivå försökt ta upp miljöaspekter i bedömningsarbetet, dock med begränsad<br />
framgång. Stödet från kommissionen och andra medlemsländer har varit svagt med hänvisning till att miljöaspekter<br />
inte ryms inom nuvarande direktiv. Genomförs nämnda ändring av EU-reglerna får det en direkt<br />
påverkan på kosmetikaindustrin i Europa som måste ta ökade miljöhänsyn vid produktutvecklingen, vilket<br />
på sikt kommer att minska risken för miljöstörningar från produkterna. Även utomeuropeiska företag skulle<br />
behöva anpassa sig till de ändrade reglerna för att kunna importera varor till EU. Ett miljöskyddsinriktat<br />
kosmetikadirektiv skulle dessutom lösa den konflikt som eventuellt finns mellan miljöbalken och EU:s<br />
kosmetikadirektiv.<br />
11.5 Förbättrad <strong>rapport</strong>ering av produkternas innehåll<br />
och kontinuerlig uppföljning av flöden<br />
Läkemedelsverket upprätthåller i dagsläget ett enkelt produktregister. Verket bedömer det som ytterst tveksamt<br />
med en utbyggnad av registret, eftersom det medför ökade kostnader och stora praktiska problem i<br />
förhållande till den förväntade nyttoeffekten.<br />
Läkemedelsverket vill dock betona att den nuvarande situationen inte är acceptabel utan menar att det behövs<br />
åtgärder för att förbättra informationen om produkternas innehåll.<br />
• Istället för att skapa ett mer omfattande register vid Läkemedelsverket som kräver kontinuerlig uppdatering<br />
ser verket alternativa möjligheter, som innebär att företagen ges ansvar för att ta fram nödvändi-<br />
158
ga uppgifter. En diskussion kring alternativa möjligheter finns i kapitel 8. För att lyckas med alternativa<br />
arbetssätt torde dock en mycket aktiv medverkan från Läkemedelsverket vara nödvändig.<br />
Denna utredning, liksom andra erfarenheter, har tydligt visat på de problem som finns att på frivillig väg få<br />
information från branschen om mängder av produkter och ingredienser på marknaden.<br />
• Tvingande krav för företagen att lämna uppgifter om flöden till tillsynsmyndigheten bör därför övervägas.<br />
11.6 Ökad information för att stimulera miljötänkandet<br />
Kommissionen har nyligen beslutat om ändrade regler för kosmetika, som bl.a. innebär ökade krav på företagen<br />
att informera allmänheten om farliga ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter och om biverkningar<br />
av produkterna. De nya reglerna träder i kraft i september 2004. I samråd med medlemsländerna och<br />
branschen utarbetar kommissionen för närvarande riktlinjer för hur denna nya informationsskyldighet för<br />
företagen skall genomföras i praktiken.<br />
• Läkemedelsverket ser den webb-portal som den europeiska branschföreningen Colipa håller på att<br />
upprätta som en möjlighet för företagen att redovisa ytterligare uppgifter om produkterna, t.ex. miljöegenskaper<br />
och översiktliga, kvantitativa uppgifter om sammansättningen.<br />
• En viktig åtgärd för att få fram fler uppgifter om miljöegenskaper är att de olika marknadsled som hanterar<br />
ingredienser och slutprodukter efterfrågar sådan information. Särskilt angeläget är det att tillverkare<br />
av kosmetiska och hygieniska produkter begär uppgifterna från råvarutillverkare. Självklart är<br />
även konsumenterna en stark påtryckargrupp för att få fram uppgifterna.<br />
159
12 Förkortningar, definitioner<br />
och förklaringar<br />
Akut toxicitet: de skadliga effekter som på kort tid (dagar) framkallas hos en organism som exponeras för<br />
ett ämne.<br />
Akvatisk miljö: vattenmiljö.<br />
Akvatiska organismer: vattenlevande organismer.<br />
ATC-systemet: Läkemedelssubstanser indelas enligt ATC-klassificeringssystemet, som utarbetats av<br />
WHO. ATC-systemet (Anatomical Therapeutic Chemical Classification System) tar samtidigt hänsyn till<br />
både verkningsplatsen för substansen, t.ex. mag-tarmkanalen eller centrala nervsystemet, samt till dess<br />
verkningssätt och kemiska struktur. Systemet består av 14 huvudgrupper och ett stort antal undergrupper.<br />
Varje aktiv substans har en för substansen unik ATC-kod. Vissa substanser kan ha flera ATC-koder beroende<br />
vilket organsystem substansen ska påverka. Betablockeraren timolol har t.ex. ATC-koden C07AA06<br />
när den används i tablettform för att sänka blodtrycket och ATC-koden S01DE01 när den ingår i ögondroppar<br />
för behandling av grön starr.<br />
Atm: Normalt atmosfärstryck = 101 325 Pa.<br />
Biokoncentration: upptag av ett ämne genom absorption från vatten, via respirationsytor och/eller skinn,<br />
vilket resulterar i att koncentrationen av ämnet i en akvatisk organism blir högre än i det omgivande vattnet.<br />
Biokoncentrationsfaktor (BCF): kvoten mellan koncentration av ett ämne i en akvatisk organism och den<br />
totala, eller fritt lösta, koncentrationen av ämnet i omgivande vatten.<br />
Bioackumulation: den process som orsakar en ökad koncentration av ett ämne i en akvatisk organism<br />
jämfört med koncentrationen i omgivande vatten, beroende av upptag via samtliga exponeringsvägar (absorption<br />
via födan, respirationsytor och skinn). Bioackumulering kan således ses som en kombination av<br />
biokoncentration och födointag av ett ämne.<br />
Bioackumulationsfaktor (BAF): se biokoncentrationsfaktor (BCF) ovan.<br />
Biomagnifikation: bioackumulering, vid vilken koncentrationen av ett ämne i ett rovdjur överstiger koncentrationen<br />
i bytesdjuren, beroende på absorption via födan. Signalerar således att substansen anrikas i<br />
näringskedjan.<br />
Biomagnifikationsfaktor (BMF): kvoten mellan koncentrationen av ett ämne i organismen och koncentrationen<br />
av ämnet i organismens föda.<br />
Biomarkör: ett på individnivå (eller lägre) mätbart biologiskt svar på exponering för ett ämne.<br />
Bioindikator: ett på populations-, samhälls- eller ekosystemnivå mätbart svar på exponering för ett ämne.<br />
BOD (Biological Oxygen Demand): syreförbrukning vid biologisk nedbrytning av ett ämne.<br />
COD (Chemical Oxygen Demand): syreförbrukning vid kemisk nedbrytning av ett ämne när det utsätts<br />
för ett oxidationsmedel.<br />
DDD (Defined Daily Dose): uppskattad genomsnittlig tillförd dos per dygn vid användning för läkemedlets<br />
huvudindikation.<br />
EC50 (Effect Concentration 50 %): den koncentration av ett ämne som leder till en viss effekt, t.ex. immobilisering,<br />
på hälften av testorganismerna.<br />
160
ECOSAR (Ecological Structure Activity Relationships): dataprogram som modellerar ekotoxicitetsdata<br />
för fisk, ryggradslösa djur och alger utifrån struktur-aktivitetssamband. Ingår i EPI Suite.<br />
EPI Suite 3.11 (Estimation Program Interface): ett dataprogram för QSAR-beräkningar. I detta program<br />
ingår också en stor mängd experimentella data i en databas. EPI Suite är framtaget för U.S. Environmental<br />
Protection Agency (EPA). EPI Suite är kostnadsfritt tillgängligt via<br />
http://www.epa.gov/opptintr/exposure/docs/episuite.htm.<br />
EMEA (European Medicines Agency): Europeiska läkemedelsmyndigheten.<br />
Fullständig bionedbrytning (aerob): nedbrytningsgrad som har nåtts när mikroorganismer har förbrukat<br />
ett testämne fullständigt samtidigt som koldioxid, vatten, oorganiska salter och nya celldelar bildas (biomassa).<br />
Henrys konstant: matematisk storhet i Henrys lag som beskriver ett ämnes jämviktsfördelning mellan<br />
vatten och luft.<br />
Hydrolys: en reaktion mellan ett ämne RX och vatten. Denna reaktion kan uttryckas som nettoutbytet mellan<br />
gruppen X och OH: RX + HOH (vatten) → ROH + HX.<br />
INCI: International Nomenclature for Cosmetic Ingredients<br />
Intersex: förekomst av tecken på såväl honliga som hanliga yttre och /eller inre könsorgan i en och samma<br />
individ.<br />
Invertebrat: ryggradslöst djur.<br />
Kemiska Ämnen (online): kemikaliedatabas utgiven av Prevent. Webbversionen av Kemiska Ämnen omfattar<br />
17 100 kemiska ämnen. Totalt innehåller databasen ca 1 500 000 uppgifter varav 208 405 är sökbara.<br />
KIFS: Kemikalieinspektionens författningssamling.<br />
Kronisk toxicitet: skadliga effekter som framkallas hos en organism efter långvarig (månader) exponering<br />
för ett ämne.<br />
KTF: Kemisk-Tekniska leverantörförbundet.<br />
Koc: ett ämnes affinitet för organiskt kol, dvs. dess benägenhet att bindas till partiklar (se sorption).<br />
Kow: fördelningen av ett ämne mellan oktanol och vatten. Kvoten mellan andelarna av det tillsatta ämnet i<br />
respektive vätskefas beror på ämnets fettlöslighet. Logaritmen för Kow används som mått på ämnets potential<br />
för biokoncentration i vattenlevande organismer.<br />
LC50 (Lethal Concentration 50 %): den koncentration av ett ämne som dödar hälften av testorganismerna.<br />
Licenspreparat: läkemedel som inte godkänts generellt för försäljning, men som efter särskilt tillstånd av<br />
Läkemedelsverket får förskrivas till enskild patient.<br />
LIF: Läkemedelsindustriföreningen.<br />
LOEC (Lowest Observed Effect Concentration): den lägsta testkoncentrationen av ett ämne vid vilken<br />
man kan observera signifikanta effekter. Alla testkoncentrationer över LOEC måste framkalla skadliga<br />
effekter som är lika stora eller större än de effekter som kan observeras vid LOEC.<br />
LOEL (Lowets Observed Effect Level): se LOEC.<br />
LVFS: Läkemedelsverkets författningssamling.<br />
Lätt bionedbrytning: ämnen som i specifika tester snabbt bryts ned i vattenmiljö i närvaro av syre (luft).<br />
Marknadspenetrationsfaktorn: hur stor andel av populationen som behandlas dagligen med en specifik<br />
läkemedelssubstans.<br />
MIC (Minimum inhibitiory concentration): lägsta tillväxthämmande koncentration<br />
161
Miljöfarlighet: ett ämnes inneboende förmåga att orsaka skada i miljön. Denna förmåga fastställs utifrån<br />
vilka samband som observeras mellan given dos av ämnet och eventuella toxiska effekter i olika testorganismer,<br />
stabilitet i biologiska system samt kemisk-fysikaliska egenskaper hos ämnet. Ett ämnes miljöfarlighet<br />
bedöms utan att ta hänsyn till vilken mängd av ämnet som kan förväntas släppas ut.<br />
Miljöklassificering: beskrivning av ett ämnes miljöfarlighet genom att tilldela det riskfraser och märkningar<br />
efter tydliga kriterier.<br />
Miljörisk: en funktion av ett ämnes förmåga att orsaka skada och i vilken grad ekosystemet exponeras för<br />
ämnet.<br />
Miljöriskbedömning: vid en miljöriskbedömning uppskattas den halt av ett ämne som olika delar av miljön<br />
kan förväntas exponeras för vid en viss definierad användning av ämnet. Den uppskattade halten jämförs<br />
med ämnets förmåga att orsaka skada vid olika halter. Om den uppskattade halten överstiger den halt<br />
som ej anses orsaka skada föreligger en miljörisk. Den på detta sätt uppskattade miljörisken gäller endast<br />
för den specifika exponeringssituationen och den antagna miljötypen. Ett ämne kan alltså anses utgöra en<br />
miljörisk vid utsläpp av en viss mängd i en viss typ av miljö men inte i en annan miljö.<br />
Mineralisering: se fullständig bionedbrytning.<br />
Multivariat: flera variabler.<br />
Mw: molekylvikt.<br />
N-class: Nordiska rådets databas innehållande information som ligger till grund för klassificeringar och<br />
klassificeringsförslag för drygt 7 400 ämnen. Uppgifterna avser i första hand effekter på miljön men även<br />
brand- och hälsofaroklassificeringar. Databasen är framtagen i samarbete med European Chemicals Bureau<br />
och finns tillgänglig på www.kemi.se/nclass/default.asp.<br />
NOEC (No Observed Effect Concentration): den högsta testkoncentrationen av ett ämne vid vilken ingen<br />
effekt observeras. Förutsätter att effekt observeras vid en högre testkoncentration.<br />
NOEL (No Observed Effect Level): se NOEC.<br />
Pa: Pascal. 1 Pa = 0,00001 atm<br />
PCA (principalkomponentanalys): matematisk metod som ur en multivariat datamatris kan extrahera ett<br />
antal sk. principalkomponenter vilka beskriver variationen i datamatrisen på ett överskådligt sätt.<br />
PEC (Predicted Environmental Concentration): den halt av ett ämne som kan förväntas i en recipient<br />
utifrån kunskap om de utsläpp till mark, luft och vatten som sker av ämnet och utifrån kunskap om ämnets<br />
nedbrytbarhet, löslighet, flyktighet och sorptionsegenskaper.<br />
PNEC (Predicted No Effect Concentration): den koncentration av en substans som inte förväntas ge<br />
någon toxisk effekt i miljön. PNEC beräknas utifrån akuttoxicitetstester med fisk, hinnkräfta (Daphnia<br />
magna) och alg som divideras med en säkerhetsfaktor 1000. Kroniska NOEC-värden kan även användas<br />
och divideras då med en säkerhetsfaktor 100, 50 eller 10 beroende på hur omfattande data som finns.<br />
PEC/PNEC-kvoten: beskriver ett ämnes potential att påverka miljön. Är kvoten lika med eller över ett kan<br />
inte negativa effekter på miljön uteslutas.<br />
Persistens: ett ämnes förmåga att motstå nedbrytning i miljön.<br />
Potentiell (inherent) bionedbrytbarhet: karaktäriserar en klass ämnen för vilka det finns klara bevis för<br />
bionedbrytning (primär eller fullständig) vid varje erkänt test av bionedbrytbarhet.<br />
Primär bionedbrytning: ändring av ett ämnes kemiska struktur, framkallad på biologisk väg, som resulterar<br />
i att ämnet mister sina specifika egenskaper.<br />
QSAR (Quantitative Structure Activity Relationship): kvantitativa matematiska samband mellan olika<br />
ämnens kemiska struktur/fysikalisk-kemiska egenskaper och deras biologiska och kemiska aktiviteter.<br />
162
Ramformulering: den typiska sammansättningen av en viss kosmetisk eller hygienisk produkt, t.ex.<br />
schampo. Ramformuleringen anger sammansättningen med en maximal halt för de olika ämnesgrupperna i<br />
produkten. Ofta kan det vara relativt stora spann i dessa ramformuleringar och adderar man de maximala<br />
halterna kan summan bli betydligt större än 100 %. Ramformuleringar (frame formulas) utarbetas av den<br />
europeiska branschorganisationen (Colipa).<br />
RCR (Risk Characterisation Rate): kvoten mellan PEC och PNEC. Värden > 1 innebär att negativa effekter<br />
i miljön inte kan uteslutas.<br />
REACH (Registration, Evaluation and Authorisation of Chemicals): ett system för kemikaliekontroll<br />
(registrering, utvärdering, godkännande och begränsning av kemikalier), som ligger som lagstiftningsförslag<br />
i EU. Det förutsätter bl.a. omfattande framtagning av data om hälso- och miljöegenskaper samt exponeringsdata.<br />
REPA: Reparegistret AB (register för producentansvar) ägs av Plastkretsen, Returwell, Svensk Kartongåtervinning<br />
och MetallKretsen och är ett systerföretag till Förpackningsinsamlingen. Svenska företag kan<br />
ansluta sig till REPA och betala förpackningsavgifter. Därmed uppfyller de sitt producentansvar för förpackningar.<br />
Avgifterna finansierar insamling och återvinning av förpackningar.<br />
Riskkvot: se RCR och PEC/PNEC.<br />
RQ (Risk Quotient): riskkvot, se RCR och PEC/PNEC.<br />
SCCNFP: Scientific Committee on Cosmetic products and Non-Food Products intended for consumers.<br />
Selektionstryck: skillnader i för- eller nackdelar mellan konkurrerande organismer som uppstår i en miljö<br />
t.ex. när ett ämne släpps ut. Exempel på detta är resistensbildning hos bakterier mot antibiotika.<br />
Sorption: molekylers förmåga att bindas till fasta ämnen. Delas ofta upp i absorption som betyder att molekylerna<br />
tas upp i det fasta ämnet och adsorption då molekylerna binder till det fasta ämnes yta. Ett ämnes<br />
benägenhet att bindas till partiklar anges med Koc.<br />
SPIN (Substances in Preparation in Nordic Countries): databas innehållande information från de nordiska<br />
produktregistren om vilka kemiska ämnen som finns på marknaden. Innehåller även data om ämnesmängder,<br />
i vilka typer av produkter och i vilka branscher som ämnena förekommer.<br />
Terrester miljö: markmiljö.<br />
Terrestra organismer: marklevande organismer.<br />
TGD (Technical Guidance Document): ett inom EU använt vägledningsdokument till stöd för riskbedömning<br />
med avseende på hälsa och miljö inom ramen för kemikalielagstiftningen.<br />
Vitellogenin: ägguleprotein hos fisk, reptiler, amfibier och fåglar.<br />
Vitellogenininduktion: onormal förhöjning/förekomst av vitellogenin i blodplasma. Kan användas som<br />
biomarkör för östrogen påverkan.<br />
163
13 Referenser<br />
Andreozzi (2003). REMPHARMAWATER http://cds.unina.it/~rmarotta/SECTION%206.pdf<br />
Apoteket AB (1997). Miljöbedömning av förpackningsmaterial.<br />
Apoteket AB (2002). Läkemedel i miljön.<br />
Baguer AJ, Jensen J, Krogh PH. Effects of the antibiotics oxytetracycline and tylosin on soil fauna. Chemosphere<br />
2000;40:751-757.<br />
Baleux B, Caumette P. Biodegradation des agents de surface no-ionic, etud d’une nouvelle méthode experimentale<br />
et essai de classification. Rev Ins Pasteur de Lyon, 1974.<br />
Bernitz U & Kjellgren A (2002). Europarättens grunder, andra upplagan, Norstedt Juridik AB.<br />
Bloom R, Matheson J. Environmental assessment of avermectins by the US Food and Drug Administration.<br />
Vet Parasitol 1993;48:281-294.<br />
Boxall AB, Fogg LA, Blackwell P, Kay P, Pemberton E, Croxford A. Veterinary medicines in the environment.<br />
Rev Environ Contam Toxicol 2004;180:1-91.<br />
Boxall AB, Fogg LA, Kay P, et al. Prioritisation of veterinary medicines in the UK environment. Toxicol<br />
Lett 2003;142:207-218.<br />
Brain RA, Johnson DJ, Richards SM, et al. Effects of 25 pharmaceutical compounds to Lemna gibba using<br />
a seven-day static-renewal test. Environ Toxicol Chem 2004;23:371-382.<br />
Brooks BW, Foran CM, Richards SM, et al. Aquatic ecotoxicology of fluoxetine.Toxicol Lett<br />
2003;142:169-183.<br />
Buser H-R., Poiger T, Müller M.D. Occurrence and fate of the pharmaceutical drug diclofenac in surface<br />
waters: Rapid photodegradation in a lake. Environ Sci Technol 1998; 32:3449-3456.<br />
Calamari D, Zuccato E, Castiglioni S, Bagnati R, Fanelli R. Strategic survey of therapeutic drugs in the<br />
rivers Po and Lambro in Northern Italy. Environ Sci Technol 2003;37:1241-1248.<br />
Calleja M.C, Persoone G, Geladi, P. Comparative acute toxicity of the first 50 Multicentre Evaluation of In<br />
vitro Cytotoxicity chemicals to aquatic non-vertebrates. Arch Environ Contam Toxicol 1994;26:69-78.<br />
Castiglioni S, Fanelli R, Calamari D, Bagnati R, Zuccato E. Methodological approaches for studying pharmaceuticals<br />
in the environment by comparing predicted and measured concentrations in River Po, Italy.<br />
Regul Toxicol Pharmacol 2004;39:25-32.<br />
Cleuvers M. Aquatic ecotoxicity of pharmaceuticals including the assessment of combination effects. Toxicol<br />
Lett 2003;142:185-194.<br />
Colipa (2003). Data förmedlade via KTF.<br />
CSTEE (2003). Opinion on the results of the Risk Assessment of Ethylenediamine tetraacetate (EDTA).<br />
Daughton CG, Ternes TA. Pharmaceuticals and personal care products in the environment: agents of subtle<br />
change? Environ Health Perspect 1999;107 Suppl 6:907-938.<br />
De Liguoro M, Cibin V, Capolongo F, Halling-Sørensen B, Montesissa C. Use of oxytetracycline and tylosin<br />
in intensive calf farming: evaluation of transfer to manure and soil. Chemosphere 2003;52:203-212.<br />
Di Guardo A, Calamari D, Benfenati E, Halling-Sørensen B, Zuccato E, Fanelli, R. Pharmaceuticals as<br />
environmental contaminants: Modelling distribution and fate. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in<br />
the Environment . Sources, Fate, Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg, 2001; pp. 91-102.<br />
164
DiMasi JA, Hansen RW, Grabowski H. The price of innovation: new estimates of drug development costs.<br />
J. Health Econ. 2003; 22: 151-185.<br />
Eksvärd J. Lantbrukarnas Riksförbund (LRF), personlig kommunikation.<br />
EMEA (1996). Note for guidance: Environmental risk assessment for veterinary medicinal products other<br />
than GMO-containing and immunological products. EMEA/CVMP/055/96.<br />
EMEA (2000). Note for guidance on environmental risk assessment of medicinal products for human use.<br />
CPMP/SWP/4447/00/draft.<br />
EMEA (2003). Environmental Impact Assessments for Veterinary Medicinal Products-Phase II,<br />
CVMP/VICH/790/03-CONSULTATION<br />
EPA (2003). Databas EPI Suite 3.11 http://www.epa.gov/opptintr/exposure/docs/episuite.htm<br />
European Chemicals Bureau (2004). European Union System for the Evaluation of Substances (EUSES).<br />
http://ecb.jrc.it<br />
Farré M, Ferrer I, Ginebreda A, Figueras M, Olivella L, Tirapu L, Vilanova M, Barceló D. Determination<br />
of drugs in surface water and wastewater samples by liquid chromatography-mass spectrometry: methods<br />
and preliminary results including toxicity studies with Vibrio fischeri. J Chromatography A 2001;938:187-<br />
197.<br />
FASS (2000). Läkemedel för humant bruk. Läkemedelsindustriföreningen, Stockholm.<br />
FASS (2003). Läkemedel för humant bruk. Läkemedelsindustriföreningen, Stockholm.<br />
Ferrari B, Paxeus N, Lo GR, Pollio A, Garric J. Ecotoxicological impact of pharmaceuticals found in treated<br />
wastewaters: study of carbamazepine, clofibric acid, and diclofenac. Ecotoxicol Environ Saf<br />
2003;55:359-370.<br />
Fong PP, Huminski PT, D'Urso LM. Induction and potentiation of parturition in fingernail clams (Sphaerium<br />
striatinum) by selective serotonin re-uptake inhibitors (SSRIs). J Exp Zool 1998;280:260-264.<br />
Forbes V, Calow P. Extrapolation in ecological risk assessment: Balancing pragmatism and precaution in<br />
chemicals controls legislation. Bio Science 2002;52(3):249-257.<br />
Goodrich M, Melancon M, Davis R, Lech D. The toxicity, bioaccumulation, metabolism and elimination of<br />
dioctyl sodium sulfosuccinate DSS in rainbow trout (Oncorhynchus mykiss). Wat Res 1991;25(2):119-124.<br />
Gunnarsson B., personlig kommunikation, Apoteket AB.<br />
Halley B, VandenHeuvel W, Wislocki P. Environmental effects of usage of avermectins in livestock. Vet<br />
Parasitol 1993;48:109-125.<br />
Halling-Sørensen B, Lutzhoft HC, Andersen HR, Ingerslev F. Environmental risk assessment of antibiotics:<br />
comparison of mecillinam, trimethoprim and ciprofloxacin. J Antimicrob Chemother 2000;46 Suppl 1:53-<br />
58.<br />
Halling-Sørensen B, Nors NS, Lanzky PF, et al. Occurrence, fate and effects of pharmaceutical substances<br />
in the environment--a review. Chemosphere 1998;36:357-393.<br />
Halling-Sørensen B. Algal toxicity of antibacterial agents used in intensive farming. Chemosphere<br />
2000;40:731-739.<br />
Heberer T. Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic environment: a review<br />
of recent research data. Toxicol Lett 2002;131:5-17.<br />
Henschel K, Wenzel A, Diedrich M, Fliedner A. Environmental hazard assessment of pharmaceuticals. Reg<br />
Tox Pharm 1997;25:220-225.<br />
Holtzen Lützhøft H-C, Halling-Sørensen B, Jørgensen S.E. Algal toxicity of antibacterial agents applied in<br />
danish fish farming. Arch Environ Contam Toxicol 1999;36:1-6.<br />
165
Huggett DB, Brooks BW, Peterson B, Foran CM, Schlenk D. Toxicity of select beta adrenergic receptorblocking<br />
pharmaceuticals (B-blockers) on aquatic organisms. Arch Environ Contam Toxicol 2002;43:229-<br />
235.<br />
IUCLID (2000). Public data on high volume chemicals. CD-ROM, EUR 19559 EN.<br />
Jensen J, Krogh PH, Sverdrup LE. Effects of the antibacterial agents tiamulin, olanquindox and metronidazole<br />
and the anthelmintic ivermectin on the soil invertebrate species Folsomia fimetaria (Collembola) and<br />
Enchytraeus crypticus (Enchytraeidae). Chemosphere 2003;50:437-443.<br />
Jobling S, Beresford N, Nolan M, Rodgers-Gray T, Brighty GC, Sumpter JP et al. Altered sexual maturation<br />
and gamete production in wild roach (Rutilus rutilus) living in rivers that receive treated sewage effluents.<br />
Biol Reprod 2002 (a);66:272-281.<br />
Jobling S, Coey S, Whitmore JG, Kime DE, Van Look KJ, McAllister BG et al. Wild intersex roach ahve<br />
reduced fertility. Biol Reprod 2002 (b);67:515-524.<br />
Joint Research Centre (2003). Draft Risk Assessment Report Edetic acid (EDTA). http://ecb.jrc.it<br />
Joint Research Centre (2004). Risk Assessment Report, dibutyl Phthalate, EINICS No: 201-557-4.<br />
Jones OA, Voulvoulis N, Lester JN. Aquatic environmental assessment of the top 25 English prescription<br />
pharmaceuticals. Water Res 2002;36:5013-5022.<br />
Jones OA, Voulvoulis N, Lester JN. Human pharmaceuticals in the aquatic environment a review. Environ<br />
Technol 2001;22:1383-1394.<br />
Kemi & Miljö (2004). Kemi & Miljö:s egen databas.<br />
Kemikalieinspektionen (2003). Underlag till fördjupad utvärdering av miljökvalitetsmålet Giftfri miljö.<br />
Kemikalieinspektionen (2004). Priodatabasen, kortstatistik kvicksilver.<br />
Kime DE, Nash JP. Gamete viability as an indicator of reproductive endocrine disruption in fish. Sci Total<br />
Environ1999;233:123-129.<br />
Kolpin DW, Furlong ET, Meyer MT, et al. Pharmaceuticals, hormones, and other organic wastewater contaminants<br />
in U.S. streams, 1999-2000: a national reconnaissance. Environ Sci Technol 2002;36:1202-1211.<br />
Kommerskollegiums yttrande (2003). System för frivillig märkning och den inre marknaden. Dnr 100-418-<br />
2003.<br />
Kommissionen (1996). Beslut om gemensam nomenklatur över de beståndsdelar som används i kosmetiska<br />
produkter, 96/335/EG, EGT L 132. http://pharmacos.eudra.org/F3/inci/index.htm .<br />
Kommissionen (1998) 603 final. Strategy for the phaseout of CFCs in metered dose inhalers.<br />
Kommissionen (2000). Green paper. Environmental issues of PVC. COM 469, 26/7/2000.<br />
Kommissionen (2003). Technical Guidance Document on Risk Assessment. http://ecb.jrc.it/new-chemicals<br />
Kommissionen (2004). Notice to applicants. Volym 2B respektive 7A: Environmental risk assessment.<br />
EudraLex. Pharmaceutical Legislation.<br />
Kozak R.G, D’Haese I, Verstraete W. Pharmaceuticals in the Environment: Focus on 17α-ethinylestradiol.<br />
I: Kümmerer K. (Ed.). Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate, Effects and Risks. Springer-<br />
Verlag, Heidelberg, 2001;pp. 49-65.<br />
Krämer L (2003). EC Environmental Law, femte upplagan, Sweet & Maxwell.<br />
KTF (2003). Data från KTF.<br />
Kungliga Skogs- och Lantbruksakademiens tidskrift, 2003;142:12.<br />
166
Kümmerer K, Al Ahmad A, Mersch-Sundermann V. Biodegradability of some antibiotics, elimination of<br />
the genotoxicity and affection of wastewater bacteria in a simple test. Chemosphere 2000;40:701-10.<br />
Kümmerer K. (Ed.). Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate, Effects and Risks. Springer-<br />
Verlag, Heidelberg, 2001.<br />
Käppalaförbundet (2004). http://www.kappala.se/tekniska.htm<br />
Larsson DGJ, Adolfsson-Erici M, Parkkonen J, Pettersson M, Berg H, Olsson P-E, et al. Ethinyloestradiol<br />
– an undesired fish contraceptive? Aquatic Toxicol 1999;233:123-129.<br />
Larsson, J. Potentiella miljörisker med EVRA och NuvaRing. Information från läkemedelsverket, 2003;14<br />
(1): 4-7.<br />
Laville N, Ait-Aissa S, Gomez E, Casellas C, Porcher JM. Effects of human pharmaceuticals on cytotoxicity,<br />
EROD activity and ROS production in fish hepatocytes. Toxicology 2004;196:41-55.<br />
Lodén, M. Ren, mjuk och vacker - Kemi och funktion hos kosmetika. Apotekarsocieteten 2003.<br />
Loke ML, Tjornelund J, Halling-Sørensen B. Determination of the distribution coefficient (log Kd) of oxytetracycline,<br />
tylosin A, olaquindox and metronidazole in manure. Chemosphere 2002;48:351-61.<br />
Läkemedelsverket (1993). Miljöaspekter på kosmetiska och hygieniska produkter, Rapport 1993;2.<br />
Länge R, Hutchinson TH, Croudace CP, et al. Effects of the synthetic estrogen 17 alpha-ethinylestradiol on<br />
the life-cycle of the fathead minnow (Pimephales promelas). Environ Toxicol Chem 2001;20:1216-1227.<br />
Länsstyrelsen i Jönköpings län (2001). Miljöpåverkan av hygienprodukter— Materialflödesanalys i Emåns<br />
avrinningsområde, Meddelande 2001:33<br />
Madsen T, Samsøe-Petersen L, Gustavson K, Rasmussen, D. Ecotoxicological Assessment of Antifouling<br />
Biocides and Nonbiocidal Antifouling Paints, Environmental Project N0. 531, Miljöstyrelsen, Danmark,<br />
2000.<br />
Madsen T. (Ed.). Environmental and Health Assessment of Substances in Household Detergents and Cosmetic<br />
Detergent Products. Danska EPA, Environmental Project 2001;615<br />
Mahmoudi S (2003). EU:s miljörätt, andra upplagan, Norstedt Juridik AB.<br />
Metcalfe CD, Metcalfe TL, Kiparissis Y, et al. Estrogenic potency of chemicals detected in sewage treatment<br />
plant effluents as determined by in vivo assays with Japanese medaka (Oryzias latipes). Environ Toxicol<br />
Chem 2001;20:297-308.<br />
Migliore L, Cozzolino S, Fiori M. Phytotoxicity to and uptake of flumequine used in intensive aquaculture<br />
on the aquatic weed, Lythrum salicaria L. Chemosphere 2000;40:741-50.<br />
Miljö 2010: Vår framtid-vårt val, EU:s sjätte miljöhandlingsprogram.<br />
Molander, S och Moraes, R. Initial Environmental Risk Assessment of Selected Shampoo Constituents<br />
using the European Union System for the Evaluation of Substances (EUSES). Chalmers Tekniska Högskola<br />
1996.<br />
Montforts M.H.M.M. Regulatory and methodological aspects concerning the risk assessment for medicinal<br />
products; need for research. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in the Environment . Sources, Fate,<br />
Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg 2001; pp. 159-174.<br />
Mälarens Vattenvårdsförbund. www.vasteras.se/malarensvattenvardsforbund/miljon.htm<br />
Nakano E, Watanabe LC, Ohlweiler FP, Pereira CA, Kawano T. Establishment of the dominant lethal test<br />
in the freshwater mollusk Biomphalaria glabrata (Say, 1818). Mutat Res 2003;536:145-54.<br />
Nakauchi R, Miyazaki T. Toxicity of amoxicillin to yellowtail. Fish Pathology 1988;23(4): 241-255.<br />
Naturvårdsverket (1996). Läkemedel och Miljö. Rapport nr 4660.<br />
167
Naturvårdsverket (2003a). Screening av antibiotika i avloppsvatten, slam och fisk under 2002/2003. Miljögiftsamordning.<br />
Kontrakt nr 219 0205.<br />
Naturvårdsverket (2003b). Skyddande ozonskikt, underlags<strong>rapport</strong> till fördjupad utvärdering av miljömålsarbete.<br />
Rapport 5320.<br />
Nilsson B, Hermansson A (2002). Packforsk. Konsumenters värdering av förpackningar. Rapport nr 197.<br />
Nordiska Rådet (2000). SPIN. http://www.spin2000.net.<br />
Nordiska rådet (2004). Databas N-class. www.kemi.se/nclass/default.asp<br />
Nyberg H. Growth of Selenastrum capricornutum in the presence of synthetic surfactants. Wat Res<br />
1998;22:217-223.<br />
Oaks JL, Gilbert M, Virani MZ, et al. Diclofenac residues as the cause of vulture population decline in<br />
Pakistan. Nature 2004;427:630-3. www.nature.com/nature, [doi:10.1038/nature02317].<br />
Pascoe D, Karntanut W, Muller CT. Do pharmaceuticals affect freshwater invertebrates? A study with the<br />
cnidarian Hydra vulgaris. Chemosphere 2003;51:521-8.<br />
Prevent (2003). Kemiska ämnen. Kemikaliedatabas på Internet.<br />
Pro J, Ortiz JA, Boleas S, et al. Effect assessment of antimicrobial pharmaceuticals on the aquatic plant<br />
Lemna minor. Bull Environ Contam Toxicol 2003;70:290-5.<br />
Purdom CE, Hardiman PA, Bye VJ, Eno NC, Tyler C, Sumpter J. Estrogenic effects of effluents from sewage<br />
treatment works. Chem Ecol 1994;8:275-285.<br />
Reddersen K, Heberer T, Dunnbier U. Identification and significance of phenazone drugs and their metabolites<br />
in ground- and drinking water. Chemosphere 2002;49:539-44.<br />
Råd och Rön. Test tandkrämsspill, 26 mars 2003.<br />
Sabaliunas D, Turley P, Fendinger N. Environmental Safety Assessment of Zinc Pyrithione (ZPT) in<br />
Down-the-drain Cosmetic Products, Poster vid SETAC Europé 13 th Annual Meeting in Hamburg 2003.<br />
Samsøe-Petersen, L. DHI Water & Environment, Fate end Effecs of Triclosan,. Danska EPA 2003.<br />
Sanderson H, Johnson DJ, Wilson CJ, Brain RA, Solomon KR. Probabilistic hazard assessment of environmentally<br />
occurring pharmaceuticals toxicity to fish, daphnids and algae by ECOSAR screening. Toxicol<br />
Lett 2003;144:383-95.<br />
Saski W, Mannelli M, Saettone M, Bottari. Relative toxicity of three homologous series of nonionic surfactants<br />
in the planarian. Journal of Pharmaceutical Sciences, 1971; 60(6):854-859.<br />
SCCNFP (2002). Opinion concerning Triclosan.<br />
SCCNFP (2003). Notes of guidance for the testing of cosmetic ingredients and their safety evaluation, 5 th<br />
revision, 0690/03.<br />
Shore L.S, Gurevitz M, Shemesh M. Estrogen as an environmental pollutant. Bull Environ Contam Toxicol<br />
1993;51:361-366.<br />
SIFO (2004). Överbliven receptlagd medicin.<br />
Sih C, Wang C, Thai H. C22 acid intermediates in the microbiological cleavage of the cholesterolside chain.<br />
J Am Chem Soc 1967;89:1956-1957.<br />
Socialstyrelsen (2001). Läkemedel i miljön- En hälsorisk? Artikelnr 2001-123-76.<br />
Spenshult AB (2002). Läkemedelsrester i avloppsvatten från ett reumatikersjukhus.<br />
SRC (2004). PhysProp database. http://esc.syrres.com/interkow/physdemo.htm<br />
Statens næringsmiddeltilsyn (2002). Do cosmetics ingredients pose considerable environmental problems?<br />
168
Stockholm Vatten (2002). Hårvårdsprodukter-Vad innehåller de och hur påverkas miljön? Rapport nr 21.<br />
Stockholm Vatten (2004). http://www.stockholmvatten.se/indexie.htm<br />
Stockholms läns landsting. 2003. Landstingets miljöklassning av antibiotika. http://www.sll.se/csmedia/w_pressinfo/xyz/000100639.doc<br />
Stuer-Lauridsen F, Birkved M, Hansen LP, Lutzhoft HC, Halling-Sørensen B. Environmental risk assessment<br />
of human pharmaceuticals in Denmark after normal therapeutic use. Chemosphere 2000;40:783-93.<br />
Stumpf M, Ternes TA, Wilken RD, Rodrigues SV, Baumann W. Polar drug residues in sewage and natural<br />
waters in the state of Rio de Janeiro, Brazil. Sci Total Environ 1999;225:135-41.<br />
Svenska Naturskyddsföreningen (2004). Undersökning om zinkpyrition i mjällschampo.<br />
The Eurobarometer 52.1 Europeans and the EC Logo, INRA, (europé) 15 mars 2000.<br />
Ternes T. Analytical methods for the determination of pharmaceuticals in aqueous environmental samples.<br />
Trends Analyt Chem 2001;20:419-434.<br />
Ternes, T.A. Occurrence of drugs in german sewage treatment plants and rivers. Water Research<br />
1998;32(11):3245-3260.<br />
The Merck Index (2001). An encyclopedia of chemicals, drugs and biologicals. Merck & Co, Inc. 13 ed.<br />
USGS (2004). Toxic substance hydrology program. http://toxics.usgs.gov/regional/contaminants.html<br />
Webb S, Ternes T, Gibert M, Olejniczak K. Indirect human exposure to pharmaceuticals via drinking water.<br />
Toxicol Lett 2003;142:157-67.<br />
Webb, S. A data-based perspective on the environmental risk assessment of human pharmaceuticals I –<br />
collation of available ecotoxicity data and II – Aquatic risk characterisation. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals<br />
in the Environment. Sources, Fate, Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg<br />
2001;pp.175-230.<br />
VICH (2000). Environmental Impact Assessment for Veterinary Medicinal Products Phase I, VICH GL6<br />
(FINAL)-06/00<br />
WHO (2002). Introduction to drug Utilazation. Res.<br />
Wollenberger L, Halling-Sørensen B, Kusk KO. Acute and chronic toxicity of veterinary antibiotics to<br />
Daphnia magna. Chemosphere 2000;40:723-30.<br />
Zuccato E, Bagnati R, Fioretti F, Natangelo M, Calamari D, Fanelli R.. Environmental loads and detection<br />
of pharmaceuticals in Italy. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in the Environment. Sources, Fate,<br />
Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg 2001;pp.19-27.<br />
Zuccato E, Calamari D, Natangelo M, Fanelli R. Presence of therapeutic drugs in the environment. Lancet<br />
2000;355:1789-90.<br />
Zuccato, E. Pharmaceuticals in the environment: Results of a monitoring program in Italy. 2003.<br />
www.envirpharma.org , 2004-01-29.<br />
Zwiener C, Gremm T.J, Frimmel F.H. Pharmaceutical residues in the aquatic environment and their significance<br />
for drinking water production. I: Kümmerer, K. (Ed.), Pharmaceuticals in the Environment . Sources,<br />
Fate, Effects and Risks. Springer-Verlag, Heidelberg, 2001;pp:81-89.<br />
169
14 Bilagor<br />
Bilaga 1: Regeringsbeslut<br />
2002-12-12 S2002/9654/HS Socialdepartementet<br />
Uppdrag angående miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Regeringens beslut<br />
Regeringen uppdrar åt Läkemedelsverket att:<br />
• utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers<br />
förpackningar,<br />
• lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt som<br />
inom EU,<br />
• utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga,<br />
• utreda hur företagens <strong>rapport</strong>ering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska<br />
produkter kan förbättras,<br />
• se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel.<br />
I uppdraget ingår även att <strong>rapport</strong>era om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera läkemedel. Så<br />
långt möjligt bör det göras en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån ansamling i miljön och med hänsyn<br />
tagen till aktuell försäljningsvolym.<br />
Uppdraget skall ske i samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter. Uppdraget<br />
skall redovisas till regeringen senast den 1 juli 2004.<br />
Skälen för regeringens beslut<br />
Riksdagen har på förslag från regeringen fastställt 15 miljökvalitetsmål som kontinuerligt skall följas upp.<br />
Ett av dessa mål är särskilt relevant för läkemedelssektorn, nämligen Giftfri miljö, men sektorn berörs även<br />
av en rad andra miljökvalitetsmål. Målet Giftfri miljö lyder: Miljön skall vara fri från ämnen och metaller<br />
som skapats i eller utvunnits av samhället och som kan hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden.<br />
Miljökvalitetsmålet i ett generationsperspektiv innebär att:<br />
• halterna av ämnen som förekommer naturligt i miljön är nära bakgrundsnivåerna,<br />
• halterna av naturfrämmande ämnen i miljön är nära noll,<br />
• den sammanlagda exponeringen i arbetsmiljö, yttre miljö och inomhusmiljö för särskilt farliga ämnen<br />
är nära noll och för övriga kemiska ämnen inte skadlig för människor,<br />
• förorenade områden är undersökta och vid behov åtgärdade.<br />
Regeringen lade också under våren 2001 fram propositionen Kemikaliestrategi för Giftfri miljö (prop.<br />
2000/01:65). I propositionen, som har antagits av riksdagen, anges bl.a. att nyproducerade varor som används<br />
på ett sådant sätt att de kommer ut i kretsloppet skall så långt det är möjligt vara fria från cancerframkallande<br />
ämnen, arvsmassepåverkande och fortplantningsstörande ämnen senast år 2007. Varorna skall<br />
heller inte innehålla några nya organiska ämnen som är långlivade och bioackumulerande senast från år<br />
2005. För övriga organiska ämnen som är mycket långlivade och mycket bioackumulerande är tidpunkten<br />
170
för utfasning senast år 2010 och för övriga organiska ämnen som är långlivade och bioackumulerande är<br />
tidpunkten senast år 2015. Nyproducerade varor skall också så långt det vara möjligt vara fria från kvicksilver<br />
senast år 2003 samt kadmium och bly senast år 2010. Redan befintliga varor, som innehåller ämnen<br />
med ovanstående egenskaper eller kvicksilver, kadmium samt bly, skall hanteras på ett sådant sätt att ämnena<br />
inte läcker ut i miljön.<br />
Vidare gäller att det senast år 2010 skall finnas uppgifter om egenskaperna hos alla avsiktligt framställda<br />
eller utvunna kemiska ämnen som hanteras på marknaden. Detta gäller både nya och existerande ämnen.<br />
Senast år 2010 skall varor vara försedda med hälso- och miljöinformation om de farliga ämnen som ingår.<br />
I proposition "De nya läkemedelsförmånerna" (prop. 2001/02:63) fastslog regeringen att det är väsentligt<br />
att miljöhänsyn arbetas in som en naturlig del vid godkännande för försäljning, förskrivning, användning<br />
och prissättning av läkemedel liksom vid hantering av överblivna läkemedel.<br />
Sedan den 1 maj 1995 har krav på miljökonsekvensbeskrivning införts inom EU vid ansökningar om godkännande<br />
för nya läkemedel. En sådan beskrivning skall redovisas vid ansökan om godkännande för såväl<br />
human- som djurläkemedel (direktiv 2001/83/EC och 2001/82/EC). För humanläkemedel saknas idag gemensamma<br />
riktlinjer inom EU för hur miljökonsekvensbeskrivningen skall bedömas. Beskrivningen omfattar<br />
därtill endast enskilda nya läkemedel medan det saknas en värdering av de läkemedel som godkändes<br />
före den 1 maj 1995 samt vilka miljörisker som den totala användningen av läkemedel kan medföra.<br />
Vid seminariet Läkemedel – ett miljöproblem? Som arrangerades av Apoteket AB den 7 juni 2001 framkom<br />
följande. Det är känt att läkemedelsrester förekommer i t.ex. vattenmiljön och att läkemedlens aktiva<br />
substanser ofta är verksamma även efter det att de kommer ut i naturen. Kunskaperna kring läkemedels<br />
ansamling i miljön är dock ofullständig. Dessutom saknas kunskap om vilka hälso- och miljörisker som<br />
dessa läkemedelsrester kan medföra. Det gäller såväl effekter av läkemedel som deras nedbrytningsprodukter.<br />
Produktområdet kosmetiska och hygieniska produkter ligger under en särskild lagstiftning i miljöbalken.<br />
Svenska föreskrifter inom området utfärdas av Läkemedelsverket. De i Sverige implementerade EUreglerna<br />
kräver bl.a. att företagen gör säkerhetsvärderingar av ingredienser och slutprodukter men idag<br />
finns inga uttalade krav på att värderingarna skall omfatta miljöaspekter.<br />
Det finns enstaka <strong>rapport</strong>er om att ingredienser som används i kosmetiska och hygieniska produkter har<br />
påträffats i miljön. Det är dock inte känt hur vanligt detta är samt i vilken utsträckning det medför skadliga<br />
effekter i miljön.<br />
Läkemedelsverket får i samband med ansökan om godkännanden in uppgifter om innehåll och mängder av<br />
alla ingående ämnen i varje enskilt läkemedel. Sammanställningar av totala mängder av olika ämnen som<br />
årligen säljs via läkemedel saknas dock idag. För kosmetiska och hygieniska produkter finns ett register hos<br />
Läkemedelsverket där det framgår vilka produkterna är men registret saknar uppgifter om mängd och innehåll<br />
av kemiska ämnen. I redovisningen av regeringsuppdraget att utreda upplagring och flöden av farliga<br />
kemikalier i samhället (NV <strong>rapport</strong> nr. 5036) framgår att det finns behov av att bättre kunna följa kemiska<br />
ämnen i läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter. Vidare föreslår utredningen att en <strong>rapport</strong>ering<br />
liknande den som sker till produktregistret för andra kemiska produkter vore önskvärd även för läkemedel<br />
samt kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
Det är viktigt att öka kunskaperna för att kunna följa farliga ämnens förekomst i samhället och deras exponering<br />
av miljön och människor. Regeringen anser därför att det finns behov av att se över hur information<br />
om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter kan<br />
förbättras och göras mer lättillgängliga.<br />
På regeringens vägnar<br />
Lars Engqvist Birgitta Bratthall<br />
171
Bilaga 2: Projektplan<br />
Uppdrag angående miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och<br />
hygieniska produkter<br />
Innehåll<br />
• Bakgrund<br />
• Uppdrag<br />
• Syfte<br />
• Projektets huvudmål och delmål<br />
• Delmål och tidplan<br />
• Etappmål och aktiviteter<br />
• Organisation<br />
• Avgränsningar/begränsningar<br />
• Risker<br />
Bakgrund<br />
Riksdagen har på förslag från regeringen fastställt 15 miljökvalitetsmål som kontinuerligt skall följas upp.<br />
Ett av dessa mål är särskilt relevant för läkemedelssektorn, nämligen Giftfri miljö. Målet Giftfri miljö<br />
lyder: Miljön skall vara fri från ämnen och metaller som skapats i eller utvunnits av samhället och som kan<br />
hota människors hälsa eller den biologiska mångfalden. Miljökvalitetsmålet i ett generationsperspektiv<br />
innebär att:<br />
• halterna av ämnen som förekommer naturligt i miljön är nära bakgrundsnivåerna,<br />
• halterna av naturfrämmande ämnen i miljön är nära noll,<br />
• den sammanlagda exponeringen i arbetsmiljö, yttre miljö och inomhusmiljö för särskilt farliga ämnen<br />
är nära noll och för övriga kemiska ämnen inte skadlig för människor,<br />
• förorenade områden är undersökta och vid behov åtgärdade.<br />
I proposition De nya läkemedelsförmånerna (prop. 2001/02:63) fastslog regeringen att det är väsentligt att<br />
miljöhänsyn arbetas in som en naturlig del vid godkännande för försäljning, förskrivning, användning och<br />
prissättning av läkemedel liksom vid hantering av överblivna läkemedel.<br />
Sedan den 1 maj 1995 har krav på miljöriskbedömning införts inom EU vid ansökningar om godkännande<br />
för nya läkemedel. Kravet omfattar endast enskilda nya läkemedel medan det saknas en värdering av de<br />
läkemedel som godkändes före den 1 maj 1995 samt vilka miljörisker som den totala användningen av<br />
läkemedel kan medföra.<br />
Vid seminariet “Läkemedel – ett miljöproblem?” som arrangerades av Apoteket AB den 7 juni 2001 framkom<br />
att kunskaper kring läkemedels ansamling i miljön är ofullständiga och att det saknas kunskap om<br />
vilka hälso- och miljörisker som läkemedelsrester kan medföra.<br />
De i Sverige implementerade EU-reglerna för kosmetiska och hygieniska produkter kräver bl.a. att företagen<br />
gör säkerhetsvärderingar av ingredienser och slutprodukter men idag finns inga uttalade krav på att<br />
värderingarna ska omfatta miljöaspekter.<br />
172
Det finns enstaka <strong>rapport</strong>er om att ingredienser som används i kosmetiska och hygieniska produkter har<br />
påträffats i miljön. Det är dock inte känt hur vanligt detta är samt i vilken utsträckning det medför skadliga<br />
effekter i miljön.<br />
I redovisningen av regeringsuppdraget att utreda upplagring och flöden av farliga kemikalier i samhället<br />
(NV <strong>rapport</strong> nr. 5036) framgår att det finns behov av att bättre kunna följa kemiska ämnen i läkemedel samt<br />
kosmetiska och hygieniska produkter. Vidare föreslår utredningen att en <strong>rapport</strong>ering liknande den som<br />
sker till produktregistret för andra kemiska produkter vore önskvärd även för läkemedel samt kosmetiska<br />
och hygieniska produkter.<br />
Uppdrag<br />
Regeringen beslutade den 12 december 2002 att ge Läkemedelsverket ett uppdrag angående miljöpåverkan<br />
från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
Regeringen uppdrar åt Läkemedelsverket att:<br />
• utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers<br />
förpackningar<br />
• lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt som<br />
inom EU<br />
• utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga<br />
• utreda hur företagens <strong>rapport</strong>ering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska<br />
produkter kan förbättras<br />
• se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel.<br />
I uppdraget ingår även att <strong>rapport</strong>era om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera läkemedel. Så<br />
långt möjligt bör det göras en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån ansamling i miljön och med hänsyn<br />
tagen till aktuell försäljningsvolym.<br />
Uppdraget skall ske i samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter. Uppdraget<br />
skall redovisas till regeringen senast den 1 juli 2004.<br />
Syfte<br />
Syftet med projektet är att ge regeringen det underlag som efterfrågas.<br />
Projektets huvudmål och delmål<br />
Huvudmål<br />
Huvudmålet med projektet är att lämna en tillfredsställande redovisning av uppdraget till regeringen den 24<br />
augusti 2004.<br />
Delmål<br />
1) Utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers<br />
förpackningar och så långt möjligt göra en riskbedömning för miljöpåverkan utifrån ansamling<br />
i miljön och med hänsyn tagen till aktuell försäljningsvolym<br />
2) Lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från dessa produktgrupper såväl nationellt<br />
som inom EU<br />
173
3) Utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga<br />
4) Utreda hur företagens <strong>rapport</strong>ering av kvantitet och innehåll av kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska<br />
produkter kan förbättras<br />
5) Rapportera om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera läkemedel samt se över möjligheten<br />
att på nationell nivå införa miljöklassificering av läkemedel<br />
6) Samverka med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter<br />
Delmål och tidplan<br />
Delmål Etappmål Utförare Tidplan<br />
Delmål 1<br />
Delmål 2<br />
Delmål 3<br />
Delmål 4<br />
Delmål 5<br />
Delmål 6<br />
1. Utreda miljöpåverkan från humanläkemedel och veterinärläkemedel<br />
(aktiva substanser samt hjälpämnen) inklusive förpackningar<br />
174<br />
Konsult,<br />
avstämning<br />
med LV<br />
2. Utreda miljöpåverkan från naturläkemedel Konsult,<br />
avstämning<br />
med LV<br />
3. Utreda miljöpåverkan från kosmetiska och hygieniska produkter<br />
inklusive förpackningar<br />
4. Kartlägga mängder och flöden för läkemedel samt kosmetiska<br />
och hygieniska produkter<br />
5. Utvärdera datamodellering som verktyg för prioritering av läkemedel<br />
med potentiell miljöpåverkan för riskbedömning och miljöklassificering<br />
6. Lämna förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan från<br />
läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive<br />
dessa produktgruppers förpackningar såväl nationellt som inom<br />
EU<br />
7. Utreda hur informationen om kvantitet och innehåll av kemiska<br />
ämnen i läkemedel kan göras lättillgängliga<br />
8. Utreda hur företagens <strong>rapport</strong>ering av kvantitet och innehåll av<br />
kemiska ämnen i kosmetiska och hygieniska produkter kan förbättras<br />
9. Rapportera om det pågående arbetet inom EU att miljöklassificera<br />
läkemedel<br />
10. Se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering<br />
av läkemedel<br />
11. Samverka med berörda myndigheter, organisationer och<br />
andra intressenter<br />
2004-04-01<br />
2004-04-01<br />
Konsult, 2004-04-01<br />
avstämning<br />
med LV<br />
Konsult, 2003-11-31<br />
avstämning<br />
med LV<br />
Konsult 2004-02-01<br />
LV samt<br />
Konsult<br />
2004-04-01<br />
LV 2004-02-01<br />
LV 2004-03-01<br />
LV 2003-11-30<br />
LV 2004-02-01<br />
LV 2004-05-01<br />
Huvudmål Slut<strong>rapport</strong> till regeringen LV 2004-08-24<br />
Etappmål och aktiviteter<br />
Etappmål Aktiviteter Utförare Tidplan<br />
Etappmål 1 Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska<br />
data samt kemisk-fysikaliska data för ATC kod J, G<br />
och H (aktiva substanser)<br />
Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska<br />
data samt kemisk-fysikaliska data för ATC kod B, C,<br />
L, N, P och V (aktiva substanser)<br />
LV 2003-09-01<br />
LV 2003-10-01
Etappmål Aktiviteter Utförare Tidplan<br />
Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska<br />
data samt kemisk-fysikaliska data för resterande ATCkoder<br />
(aktiva substanser)<br />
Bedömning och prioritering av aktiva substanser och hjälpämnen<br />
175<br />
LV 2003-11-01<br />
K&M avstämn.<br />
med LV<br />
Litteraturstudier och sammanvägning av miljöeffekter K&M avstämn.<br />
med LV<br />
Beskrivning av miljöpåverkan från förpackningsmaterial K&M avstämn.<br />
med LV<br />
Riskbedömning av några utvalda aktiva substanser K&M avstämn.<br />
med LV<br />
Exponeringsanalys samt enstaka riskbedömning av utvalda<br />
hjälpämnen<br />
ÅF avstämn.<br />
med LV<br />
2003-09-30<br />
2003-10-31<br />
2003-10-31<br />
2003-12-31<br />
2004-04-01<br />
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring LV 2004-08-17<br />
Etappmål 2 Sammanställning av naturläkemedel ÅF avstämn.<br />
med LV<br />
2004-02-15<br />
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring LV 2004-08-17<br />
Etappmål 3 Insamling av data K&M, LV 2003-08-15<br />
Prioritering av funktionsgrupper och ämnen K&M avstämn.<br />
med LV<br />
2003-09-15<br />
Kartläggning av miljöegenskaper K&M avstämn.<br />
med LV<br />
2003-10-31<br />
Beskrivning av miljöpåverkan från förpackningsmaterial K&M avstämn.<br />
med LV<br />
2003-10-31<br />
Riskbedömning av några utvalda funktionsgrupper och ämnen<br />
K&M avstämn.<br />
med LV<br />
2003-12-31<br />
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring LV 2004-08-17<br />
Etappmål 4 Insamlande av data för läkemedel (produktinnehåll, försålda<br />
mängder av aktiva substanser, hjälpämnen och förpackningar)<br />
LV, ÅF 2003-09-30<br />
Flödesanalys av läkemedel (aktiva substanser, hjälpämnen, ÅF avstämn. 2003-11-30<br />
förpackningar)<br />
med LV<br />
Insamlande av data för kosmetiska och hygieniska produkter<br />
(typformuleringar, förpackningsmaterial, försålda mängder)<br />
ÅF, LV 2003-09-30<br />
Flödesanalys av kosmetiska och hygieniska produkter (inne- ÅF avstämn. 2003-11-30<br />
hållsämnen, förpackningar)<br />
med LV<br />
Insamlande av data för naturläkemedel (försålda mängder) ÅF, LV 2003-10-01<br />
Flödesanalys av naturläkemedel ÅF avstämn.<br />
med LV<br />
2003-10-31<br />
Beskrivning av historik och trender i flöden för läkemedel ÅF avstämn. 2003-11-30<br />
samt kosmetiska och hygieniska produkter<br />
med LV<br />
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring LV 2004-08-17<br />
Etappmål 5 Insamling av stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska<br />
data samt kemisk-fysikaliska data (aktiva substanser)<br />
LV Se etappmål<br />
1<br />
Sammanställning av förbrukningsdata, flödesberäkningar UmU 2003-09-01<br />
Sammanställning av kemisk-fysikaliska data UmU 2003-11-15<br />
Beräkningar och experimentella bestämningar av egenskaper UmU 2003-12-01<br />
Multivariat databehandling och tolkning av resultat UmU 2003-12-31<br />
Urval av substanser UmU 2004-02-01<br />
Etappmål 6 Inventering av möjliga åtgärdsförslag vid idéseminarium med<br />
externa intressenter<br />
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan<br />
från läkemedel inklusive förpackningar nationellt<br />
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan<br />
från läkemedel inklusive förpackningar inom EU<br />
LV 2003-04-03<br />
LV, K&M 2004-02-15<br />
LV, K&M 2004-02-15
Etappmål Aktiviteter Utförare Tidplan<br />
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan<br />
från kosmetiska och hygieniska produkter inklusive förpackningar<br />
nationellt<br />
LV, K&M 2004-02-15<br />
Sammanställa förslag till åtgärder för att minska miljöpåverkan<br />
från kosmetiska och hygieniska produkter inklusive förpackningar<br />
inom EU<br />
LV, K&M 2004-02-15<br />
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring LV 2004-08-17<br />
Etappmål 7 Inventera och beskriva befintliga informationssystem LV 2003-11-30<br />
Beskriva möjligheter för tillgängliggörande av information om<br />
kvantitet och innehåll<br />
LV 2003-11-30<br />
Juridisk granska vad som får göras allmänt tillgängligt LV 2003-12-31<br />
Rapportbearbetning och kvalitetssäkring LV 2004-08-17<br />
Etappmål 8 Beskriva nuvarande registret över kosmetiska och hygieniska<br />
produkter<br />
LV 2003-11-01<br />
Utreda möjligheter till utbyggnad av registret över kosmetiska<br />
och hygieniska produkter med avseende på kvantiteter och<br />
innehållsämnen<br />
LV 2004-02-01<br />
Konsekvensanalys av ett utökat register över kosmetiska och<br />
hygieniska produkter<br />
LV 2004-03-01<br />
Juridisk kvalitetssäkring LV 2004-03-01<br />
Rapportbearbetning LV 2004-08-17<br />
Etappmål 9 Uppföljning av parlamentets förslag att kommissionen skall<br />
utreda möjligheten att utveckla ett standardiserat miljöklassificeringssystem<br />
Etappmål 10 Juridiskt granska möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering<br />
(såväl myndighetsbasis som frivillig basis)<br />
176<br />
LV 2003-06-30<br />
2003-11-30<br />
LV 2004-02-01<br />
Rapportbearbetning LV 2004-08-17<br />
Etappmål 11 Idéseminarium LV 2003-04-03<br />
Information på LV:s hemsida LV 2002-12-12<br />
2003-04-08<br />
2003-10-13<br />
2004-06-11<br />
Utskick om strategi för uppdraget, projektplan samt minnesanteckningar<br />
till deltagare vid idéseminarium<br />
LV 2003-11-10<br />
Avstämningsmöten med LIF:s miljökommitté LV 2003-04-29<br />
2003-09-10<br />
2003-10-06<br />
2003-11-12<br />
2004-02-13<br />
Möten med LIF:s ledning<br />
LV 2003-09-13<br />
2003-09-19<br />
Information vid möte med Läkemedelsnämnden och Veterinärnämnden<br />
LV 2004-02-13<br />
2004-04-22<br />
Avstämningsmöten med KTF LV 2003-06-24<br />
2003-10-22<br />
Informationsmöte med Colipa LV 2003-10-20<br />
Information vid Kosmetikarådets möten LV 2003-04-10<br />
2003-10-02<br />
2004-04-20<br />
Möten med Apoteket AB för framtagande av mängder LV, ÅF 2003-06-26<br />
2003-08-28<br />
2003-11-07<br />
Envirpharmakonferens LV 2003-04-16<br />
Presentation av strategi för industri, Apoteket AB och Stockholms<br />
läns landsting vid besök på Brixhams ekotoxlab<br />
LV 2003-09-03<br />
Presentation av uppdraget och dess strategi vid forskarnät- LV 2003-09-26
Etappmål Aktiviteter Utförare Tidplan<br />
Organisation<br />
Beställare<br />
verksmöte Enviropharm<br />
Information vid arbetsgruppen för EKU-verktyget LV 2003-11-10<br />
Information vid ”Kemilänken” nätverk för kommuner, landsting,<br />
länsstyrelser och VA-verk<br />
LV 2003-11-18<br />
Presentation av uppdraget och dess strategi vid Tillsyns- och<br />
föreskriftsrådet<br />
LV 2004-03-24<br />
Beställare av projektet är verkets generaldirektör. Beställaren beslutar om direktiv och ramarna för projektplan.<br />
Styrgrupp<br />
Styrgruppen granskar och godkänner projektplan inkl budget och tidsplan, tillsätter erforderliga resurser,<br />
följer och stödjer arbetet, värderar och diskuterar förslagen och tar ställning till del<strong>rapport</strong>er respektive<br />
slut<strong>rapport</strong>.<br />
I styrgruppen ingår följande personer:<br />
Thomas Kühler, Direktör - Läkemedel, Styrgruppens ordförande<br />
Gunnar Alvan, Generaldirektör<br />
Kerstin Bergman, Senior expert - Toxikologi<br />
Christina Graffner, Ämnesområdeschef - Farmaci/biotek<br />
Jan Liliemark, Ämnesområdeschef - Farmakoterapi<br />
Maria Szirmai, Direktör - Läkemedelsnära produkter<br />
Projektgrupp/Arbetsgrupp<br />
Projektledning: Anna-Karin Johansson, projektledare med inriktning på läkemedel.<br />
Gunnar Guzikowski, bitr. projektledare med inriktning på kosmetiska och hygieniska<br />
produkter<br />
Ekotoxikologi: Carina Carlsson<br />
Veterinärmedicinska läkemedel: Karolina Törneke<br />
Farmaci: Sven-Erik Hillver<br />
Hormoner: Viveca Odlind<br />
IT: Jeff Martin och Torbjörn Sjölin<br />
Juridik: Gunnar Ekbom, Gertrud Heed, Bo Lindström och Pernilla Lötberg<br />
Kommunikation: Karin Ljudén<br />
Redigering: Mårten Jernberg och Cecilia Ulleryd<br />
Konsulter<br />
Kemi & Miljökonsulterna AB (K&M)<br />
177
ÅF-Energi & Miljö AB (ÅF)<br />
Miljökemi/Kemiska Institutionen/Umeå Universitet (UmU)<br />
Apoteket AB<br />
Moa Carlsson, miljöjurist<br />
Samverkan<br />
Samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter påbörjades genom ett idéseminarium<br />
för att samla in synpunkter angående prioriterade områden/förslag på delprojekt, begränsningar/avgränsningar<br />
samt åtgärdsförslag. Efter idéseminariet sker samverkan i olika delar med berörda parter<br />
vid behov.<br />
Avgränsningar/begränsningar<br />
Då uppdraget är mycket omfattande och tiden för genomförande kort, finns inte möjlighet att göra en fullständig<br />
utvärdering. Strategin kommer att vara ett inledande helhetsgrepp som sedan utmynnar i riskbedömningar<br />
för några noga utvalda substanser.<br />
Uppdraget omfattar befintlig information, det vill säga verket utför eller initierar ingen ny forskning inom<br />
ramen för detta uppdrag.<br />
Fokus kommer att ligga på miljöeffekter och inte hälsoeffekter eftersom formuleringen i uppdraget syftar<br />
till utredning av miljöpåverkan.<br />
Fokus kommer att ligga på substansnivå och inte på enskilda produkter eller substansklassnivå.<br />
Tillverkning och produktion av läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter behandlas ej i uppdraget.<br />
Genetiskt Modifierade Organismer (GMO), bioteknologiska produkter, radiofarmaka och illegala läkemedel<br />
samt medicintekniska produkter inkluderas ej i utredningen.<br />
Uppgiften att se över möjligheten att på nationell nivå införa miljöklassificering tolkas som att Läkemedelsverket<br />
ur ett juridiskt perspektiv ska se över möjligheterna.<br />
Risker<br />
Att enskilda företag inte kan leverera det underlag som krävs för en fullständig bedömning av miljöeffekter<br />
och risker.<br />
Åtgärd: Utgår från det som finns publicerat och gör riskbedömningar där så är möjligt. Redogör för denna<br />
brist som en felkälla i <strong>rapport</strong>en.<br />
Svårigheter med att finna accepterade riskbedömningsmodeller.<br />
Åtgärd: För ett resonemang om begränsningarna vad gäller riskbedömning i <strong>rapport</strong>en.<br />
Att förväntningarna på utredningen är mycket större än resurserna och att intressenter uttrycker besvikelse.<br />
Åtgärd: Tydliggör ambitionsnivån och möjligheterna vid samverkan.<br />
178
Bilaga 3: Minnesanteckningar från idéseminarium<br />
3 april 2003<br />
Deltagare på läkemedelsdelen<br />
Apoteket AB Staffan Castensson, Bo Gunnarsson, Lena Lagerholm,<br />
Tom Wall<br />
Arbetsmiljöverket AV Mudite Hoogland Krasts<br />
Göteborgs kommuns reningsverk, Gryaab Nicklas Paxeus<br />
Göteborgs universitet, Fysiologi Joakim Larsson<br />
Göteborgs universitet, Zoologiska institutionen Lars Förlin<br />
Institutet för tillämpad miljöforskning, ITM Bengt-Erik Bengtsson<br />
IVL Svenska Miljöinstitutet AB Anders Svensson<br />
Kemikalieinspektionen, KemI Alicja Andersson<br />
Livsmedelsverket, SLV Bitte Erlandsson<br />
Luleå Tekniska Universitet Helena Palmqvist<br />
Läkemedelsindustriföreningen, LIF Gisela Holm (AstraZeneca AB), Inger Näsman,<br />
Susanna Westin (Nycomed AB)<br />
SIS Miljömärkning AB Catharina Daggenfelt<br />
SLU, Vet med fak., Institutionen för patologi Leif Norrgren<br />
Socialstyrelsen, Enheten för hälsoskydd, SoS Ing-Marie Olsson<br />
Statens Jordbruksverk, SJV Kinfe Girma<br />
Statens veterinärmed. anstalt, Avd F, Kemi Mikael Hedeland<br />
Stockholms läns landsting Åke Wennmalm<br />
Svenska läkare för miljön Ingrid Eckerman<br />
Umeå Universitet, Miljökemi Magnus Johansson<br />
Uppsala Universitet, Avd. Ekotoxikologi Cecilia Berg<br />
Läkemedelsverket, LV Gunnar Alvan, generaldirektör<br />
Deltagare på delen för kosmetiska och hygieniska produkter (KoH)<br />
179<br />
Kerstin Bergman, senior expert – toxikologi<br />
Anna-Karin Johansson, miljösamordnare<br />
Thomas Kühler, moderator, ledningsgruppen<br />
Jan Liliemark, ämnesområdeschef<br />
Viveca Odlind, läkare (hormonpreparat)<br />
Karolina Törneke, veterinär (antibiotika)<br />
Kerstin Wikström, prekliniker (cytostatika)<br />
Apoteket AB Lena Lagerholm<br />
Arbetsmiljöverket, AV Marianne Cardfeldt<br />
Folkhälsoinstitutet, FHI Elisabeth Nordling<br />
Institutet för tillämpad miljöforskning, ITM Margareta Adolfsson Erici<br />
IVL Svenska Miljöinstitutet AB Ann-Sofie Allard<br />
Kemikalieinspektionen, KemI Barbro Gustafsson, Eva Ljung, Alf Lundgren,<br />
Ulf Rick, Margareta Östman<br />
Kemisk Tekniska Leverantörsförbundet, KTF Camilla Fagerberg, Peter Jansson<br />
Luleå Tekniska Universitet Helena Palmqvist<br />
SIS Miljömärkning AB Vahida Lindström<br />
Socialstyrelsen, Enheten för hälsoskydd, SoS Michael Ressner<br />
Svenska Naturskyddsföreningen, SNF Frida Olofsdotter<br />
Läkemedelsverket, Enheten för läkemedelsnära produkter, LV Gunnar Guzikowski, moderator, kemist<br />
kosmetikagruppen<br />
Läkemedelsverket, Enheten för läkemedelsnära produkter, LV Maria Szirmai, enhetschef<br />
Läkemedelsverket, Enheten för läkemedelsnära produkter, LV Monica Tammela, chef för kosmetikagruppen
Inledning<br />
Thomas Kühler från Läkemedelsverkets ledningsgrupp hälsade välkommen till seminariet och generaldirektör<br />
Gunnar Alvan gav en översiktlig presentation av LV:s verksamhet. Miljösamordnare Anna Karin<br />
Johansson gick därefter igenom regeringsuppdragets olika delar och regeringens bakgrundsbeskrivning.<br />
Diskussion från förmiddagspasset<br />
De olika inläggen har redigerats och samlats under några teman som kunde identifieras i efterhand.<br />
Vad som ingår i uppdraget<br />
Ett flertal gånger i diskussionen framfördes från flera håll synpunkter- eller ställdes frågor, om vilka ämnesområden<br />
och problemställningar som kunde ingå i uppdraget. Synpunkterna har sammanfattats i följande<br />
tabell där också LV:s uppfattning om uppdragets omfång lagts in, liksom kommentarer från LV eller<br />
seminariedeltagare. Visst material från eftermiddagens diskussioner har också lagts in i tabellen, för att få<br />
en mer samlad bild.<br />
Produkt-/Problem-område Ingår i uppdraget: Ja/Nej - Kommentar<br />
Veterinära läkemedel Ja<br />
Tandlagningsprodukter, t.ex. amalgam Nej - hör till medicinteknik, som inte ingår i uppdraget<br />
Läkemedelsrester i livsmedel Nej<br />
Illegal import av läkemedel Nej<br />
Läkemedelsrester i dricksvatten Ja, vad avser kartläggning av spridningsvägar och<br />
eventuellt riskbedömning. Nej, vad avser reningsåtgärder<br />
o.dyl.<br />
Läkemedelsrester i avloppsslam och vid gödsling<br />
med slam och urin<br />
Ja, vad avser kartläggning av spridningsvägar och<br />
eventuellt riskbedömning. Nej, vad avser åtgärder<br />
o.dyl.<br />
Ej aktiva beståndsdelar, hjälpsubstanser etc. Ja<br />
Miljöeffekter fr produktion av läkemedel o KoH Nej – ej LV:s ansvarsområde<br />
Kasserade läkemedel/Kvittblivning av KoH Ja, underlag finns från Apoteket och REPA-arbetet,<br />
dessutom har SoS regeringsuppdrag<br />
Förpackningars miljöeffekter Ja, det finns redan en hel del gjort som vi kan utgå<br />
ifrån<br />
Begränsningar och behov av ändringar i EU-direktiv<br />
och nationella regler<br />
Ja, kommer att belysas vad avser LV:s ansvarsområden<br />
Miljöskador av utvinning av läkemedel Nej<br />
Rengöringsmedel Nej – ingår inte i kosmetiska och hygieniska produkter<br />
(KoH) enligt definition<br />
Kemikalier i textilier, t.ex. antibaktmedel Nej<br />
Samverkan och harmonisering<br />
Förskrivarna är en viktig grupp att samverka med, Läkaresällskapet borde t.ex. ha inbjudits till seminariet.<br />
Det är viktigt att informera förskrivarna om miljöeffekter, eftersom de i hög grad styr vilka läkemedel som<br />
används.<br />
Kommer forskarkollektivet att få ta del av utredningsarbetet och remissbehandlas <strong>rapport</strong>en innan den lämnas<br />
till regeringen? LV utgår från att regeringen remissbehandlar utredningen som LV lämnar. LV planerar<br />
att återkomma till enskilda forskare i ett senare skede av utredningen.<br />
Representanter för KemI, liksom andra deltagare, betonade att läkemedel också är kemikalier och att läkemedelslagstiftning<br />
därför bör harmoniseras med kemikalielagstiftning. Inga principiella skillnader bör finnas.<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter bör hanteras som övriga kemikalier, då skulle t.ex. avfallshanteringen<br />
kunna stramas upp. Substitutionsprincipen borde tillämpas mera, både vad gäller läkemedel och<br />
KoH-ingredienser.<br />
180
Hur omfattas miljökvalitetsmålen av utredningen? LV bör ta hänsyn till miljömålen och har därvid möjlighet<br />
att samarbeta med Socialstyrelsen och andra myndigheter som har ansvar i miljömålsarbetet. Viktigt att<br />
få underlag för uppföljning av miljömålet Giftfri miljö. Miljöeffekter måste också kopplas till risker för<br />
hälsoeffekter föreslogs från något håll medan andra menade att man bör prioritera miljöeffekter.<br />
Generella synpunkter på hur uppdraget kan genomföras<br />
Man kan utgå dels från substanser med förväntade effekter på miljön, dels från observerade effekter som<br />
kan kopplas till läkemedel. Vi kan inte granska alla ämnen, så avgörande för en lyckad utredning blir hur<br />
väl vi kan prioritera. Det är viktigt att vara tydlig med hur prioritering görs och varför. LV kommer att<br />
använda konsulter för att göra denna prioritering.<br />
Spridningsvägarna i miljön bör kartläggas. Vilka som är ansvariga för åtgärder för de olika spridningsvägarna<br />
behöver klargöras.<br />
Apoteket AB har bra försäljningsstatistik över läkemedel som kan användas som underlag vid flödeskartläggning<br />
och belastningsberäkningar.<br />
Faktorer att beakta när det gäller miljöpåverkan<br />
Flera forskarrepresentanter underströk bristen på kunskap när det gäller läkemedlens effekter i miljön.<br />
Läkemedel skiljer sig från de flesta andra kemikalier genom att de designas för att ha specifika biologiska<br />
effekter på människa/djur. I viss mån kan läkemedel jämföras med biocider, som också designas för att ha<br />
biologisk effekt. Skillnaden är att man för biocider uppmärksammat problemet med oönskade miljöeffekter<br />
och försökt eftersträva att produkterna skall kunna brytas ner i miljön på ett kontrollerat sätt, medan man på<br />
läkemedelssidan snarare har betraktat lång hållbarhet och därmed lång halveringstid som en fördel.<br />
Risken för synergistiska effekter och interaktion måste beaktas när aktiva läkemedelssubstanser blandas i<br />
reningsverken. Akuttoxicitet är ofta inte intressant, däremot långtidseffekter.<br />
Problemet är ofta inte persistens utan kontinuerlig tillförsel till miljön via reningsverk varför renings-<br />
aspekten är viktig. Detta gäller såväl läkemedelssubstanser som KoH ingredienser.<br />
Biotillgänglighet är ett intressant mått för att bedöma miljörisk för läkemedel. Hög biotillgänglighet medför<br />
minskad dosering, vilket kan vara en fördel ur miljösynpunkt.<br />
Endokrina effekter i vattenmiljöer är ett högaktuellt forskningsområde som bör uppmärksammas i utredningen.<br />
Även risker med transgena mikroorganismer, som används inom produktionen, är något som utredningen<br />
kan behöva se närmare på.<br />
Diskussion i läkemedelsgruppen (eftermiddagspasset)<br />
Vissa synpunkter som återkommer från förmiddagens diskussion och återges i anteckningarna ovan, upprepas<br />
inte här. Inläggen har redigerats och samlats under rubricerade teman.<br />
Arbetssätt och modeller för riskbedömning<br />
”Giftfri miljö” har ett bra koncept som kan tillämpas på uppdraget, med kunskapsinsamling, information,<br />
riktvärden och åtgärder.<br />
Från flera håll ifrågasattes om PBT (persistens, bioackumulerbarhet och toxicitet) är lämpliga kriterier för<br />
läkemedel, särskilt ”B” diskuterades. Kan känsliga faser, exponeringsvägar och långtidseffekter vara bättre<br />
kriterier för miljöfarlighet än akuttoxicitet och bioackumulerbarhet?<br />
Medan en myndighetsrepresentant förespråkade inneboende egenskaper som utgångspunkt för riskbedömning<br />
- det arbetssätt som tillämpas för vanliga kemikalier, hävdades från forskarhåll att kopplingen mellan<br />
inneboende egenskaper och toxicitet är svag. Toxicitet bestäms av testorganismen, ej inneboende egenskaper<br />
hos kemikalien. Skilj mellan potentiell risk och faktiska effekter.<br />
181
Modeller för att förutsäga PBT finns för kemikalier, t.ex. (Q)SAR. Dessa kan ge bra överblick över kemisk<br />
variation samt information om okända grupper och därmed ge underlag för urval. LV har planer på ett pilotprojekt<br />
för (Q)SAR inom ramen för utredningen. Sådana modeller ifrågasattes dock från några håll: De<br />
är inte färdigutvecklade, de passar för persistens men inte för toxicitet, de kan passa för vissa ämnesgrupper<br />
men inte för andra. Istället för (Q)SAR lyfte forskare fram modeller för verkningsmekanismer som ett bättre<br />
arbetssätt, här pågår arbete på flera håll.<br />
Gränsvärden för miljöriskbedömning passar ej läkemedel eftersom de ofta är potenta i små doser. Använd<br />
ej gram och kilo, utan istället kan man se på procentandel nedbrutet och räkna på dygnsdoser. Från industrin<br />
påpekades vikten av att även titta på metaboliter av läkemedel.<br />
Åter betonades från Apoteket att det finns bra underlag för att räkna på flöden av läkemedel i samhället.<br />
Diskussionen återkom också till att utredning bör ske efter två linjer; dels att dokumentera vilka effekter<br />
läkemedel har i miljön, dels försöka förutse vilka substanser som kan ha effekt.<br />
LV-representant påminner om att det på EU-nivå redan finns guidelines för miljöriskvärdering av läkemedel<br />
i samband med godkännande. Diskussioner kring detta borde föras på Europanivå och övergripande<br />
frågor borde tas upp, snarare än enskilda substanser.<br />
LV behöver hjälp med att bedöma om det blir effekter från läkemedel i miljön. Det påpekades att uppmätt<br />
halt i miljön inte behöver vara liktydigt med att det finns en miljöpåverkan. Det kan också vara så att vissa<br />
läkemedel inte går att mäta i miljön, men ändå har påverkan. Vi vet ännu väldigt lite om miljöeffekterna, så<br />
även om påverkan inte är känd idag måste vi räkna med att nya rön om effekter kan komma i framtiden.<br />
Till detta kommer regeringens miljömål om ”nollnivå”.<br />
Prioritering av ämnen/ämnesgrupper<br />
För att klara uppdraget måste prioriteringar göras, vissa ämnen och ämnesgrupper kommer inte att granskas<br />
närmare. Hur prioritering och gallring sker måste motiveras.<br />
Som bra kriterium för prioritering föreslogs nedbrytbarhet. Industrin har data om detta och utredningen kan<br />
få tillgång till data. Det är dock viktigt att definiera vilken typ av nedbrytbarhet som efterfrågas. Volymer<br />
föreslogs som ytterligare ett kriterium för prioritering. När det gäller effekter föreslogs fortplantningsstörning<br />
som ett viktigt kriterium för prioritering.<br />
I Apotekets skrift ”Läkemedel i miljön” från 2002 omnämns könshormoner, antibiotika, cytostatika, blodfettsänkande<br />
läkemedel, medel mot epilepsi samt betablockare som viktiga att studera ur miljösynpunkt.<br />
Utöver dessa föreslogs antidepressiva medel, NSAIDs och antiparasitära medel. Från KemI betonades att<br />
prioriteringen inte enbart kan få styras av vad som påträffats i miljön.<br />
Åtgärder och fortsatt samarbete<br />
Information till och utbildning av förskrivarna om miljö kunde vara en framkomlig väg, förskrivningsmönster<br />
kan påverkas på så vis. Man kan börja med enklare information i FASS, som kan byggas ut efterhand.<br />
Branschen menar att FASS är en möjlighet att nå ut med miljöinfo men att det kan vara svårt att bedöma<br />
vad som är relevant information. SPC:er och bipacksedlar är reglerat av lagstiftning på EU-nivå och<br />
är därför svårare att påverka.<br />
Det föreslogs information i bipacksedlar om återlämnande av överblivna läkemedel till apotek.<br />
Från forskarhåll undrades det om LV kommer att föreslå riktade insatser där kunskapsluckor identifieras.<br />
Därutöver sades att analysmetoder och modeller behöver vidareutvecklas.<br />
Från branschen påpekades att tillämpning av substitutionsprincipen blir svårt för läkemedel. Att utveckla<br />
miljöanpassade läkemedel kostar pengar och det behövs morötter för att lyckas, kanske rabatteringssystem.<br />
Från branschen påpekades också att företagen har miljödata som utredningen uppmanades ta del av, dokumentationskrav<br />
för företagen finns sedan 1995. LV påpekade att det dock är ett problem att man i denna<br />
182
dokumentation endast ser till varje enskild produkt och att miljöriskbedömningen ofta stannar vid riktvärdet<br />
för PEC (predicted environmental concentration).<br />
För övrigt föreslogs samverkan med:<br />
• KemI gällande redan existerande system för riskbedömning och miljöklassificering<br />
• KemI, SoS, SNV och AV om ”Giftfri miljö”<br />
• AV gällande avfallshantering, t.ex. föreskrifter om sortering och cytostatika<br />
• Förskrivarorganisationer bland läkare, distriktssköterskor, veterinärer<br />
• SJV om miljöinformation till veterinärer och lantbrukare<br />
• SoS och Apoteket AB om kassation av läkemedel<br />
• Samverkansgrupp om hälsa i miljömålen med representanter från SNV, SGU, SSI, FHI, SLV, KemI,<br />
SoS<br />
• Reningsverk<br />
• Forskare<br />
Diskussion i gruppen för kosmetiska och hygieniska produkter (eftermiddagspasset)<br />
Diskussionen inleddes med presentation av deltagarna och en kort genomgång av G Guzikowski över produktområdet<br />
kosmetiska och hygieniska produkter.<br />
För att få en uppfattning om hur stora problemen kan vara är det viktigt att fullständigt kartlägga varuflödet<br />
inom KoH-området. Ta reda på vilka mängder som förekommer, gärna uppdelat på produktgrupper. Då<br />
bör man relatera till andra produktområden, såsom kemiska produkter, för att få fram proportionerna.<br />
En kärnfråga är att få fram uppgifter om mängder från branschen, t.ex. från försäljningsstatistik. KTF vill<br />
försöka bistå med uppgifter, men dessa kan vara konfidentiella, särskilt vad gäller utländska företag och i<br />
och med att stor del av KoH-produkterna är importerade kan vi få problem. Det är viktigt att förankra<br />
uppdraget i internationell kosmetikaindustri. Europeiska branschorganet Colipa har startat fristående<br />
projekt HERA; Human Environmental Risk Assessment, vilket vi borde bevaka.<br />
Genom att koppla försäljningsstatistik till produkters ramformuleringar går det att beräkna mängder av<br />
funktionsgrupper och ämnestyper. Uppgifter om totalmängder av högvolymämnen är viktigt, stora utsläpp<br />
kan förklara förekomst i miljön av ämnen vars ekotoxdata i tester ser ”snälla” ut – kontinuerligt hög belastning<br />
ger ett intryck av persistens.<br />
Vilka vägar går flödet? Man borde ta reda på vad som händer i reningsverken?: Vad bryts ner och vad<br />
hamnar i slam resp. går ut i recipienten. Men sådana mätningar är svåra att göra hävdade forskarrepresentanter,<br />
går bara om man vet vilka ämnen man skall leta efter och det blir ju dessutom okända omvandlingsprodukter<br />
i avloppsvattnet. Luleå tekn. univ. har en del uppgifter om vad som kan finnas i avloppsvatten,<br />
liksom danska Miljöstyrelsen.<br />
Ett annat angreppssätt är att definiera de ämnestyper eller produktgrupper som är potenta och därefter<br />
inrikta kartåläggningen på dessa. Det finns flera prioriteringsmodeller för att hitta ämnena. För ämnen vilka<br />
saknar data kan datasimuleringsmodeller provas, t.ex. (Q)SAR. I Nordic Substance Data Base finns en<br />
del data och för högvolymsämnen inom EU finns SBHC-egenskaper (?). Branschen betonade fördelen med<br />
specifik riskbedömning med hänsyn till ämnets KoH-användning kontra generella slutsatser av ämnets<br />
inneboende egenskaper – andra förespråkade inneboende egenskaper som urvalskriterium för att bedöma<br />
miljöfarlighet. Från forskarhåll betonades att effekter på organismer är en viktigt kriterium.<br />
En tredje arbetsmetod är att beräkna och utgå ifrån hur mycket KoH en genomsnittskonsument använder<br />
och hur den enskilde därmed påverkar miljön. Sådana beräkningar kan ha gjorts tidigare, det borde<br />
kollas med SCB, som utfört konsultuppdrag om detta. Även KemI:s produktregister kan ha uppgifter.<br />
183
När det gällde administrativa åtgärder framfördes önskemål om att företagen borde anmäla KoH till LV<br />
på samma sätt som andra kemiska produkter anmäls till KemI:s produktregister. Uppgifterna borde sedan<br />
vara tillgängliga i ett offentligt register. I den säkerhetsvärdering som idag görs av KoH borde miljöaspekter<br />
ingå och data borde offentliggöras. Branschen påpekade att det kommer nya EU-regler som innebär<br />
ökad skyldighet att <strong>rapport</strong>era och offentliggöra data.<br />
Man borde ställa krav på att tillverkare tillämpade substitutionsprincipen vad gäller olämpliga ingredienser,<br />
här är dock bristande harmonisering mellan svensk Miljöbalk och EU-lagstiftning ett problem, vilket<br />
borde belysas i uppdraget.<br />
KemI tryckte hårt på harmonisering, när det gäller regler borde KoH hanteras på samma sätt som andra<br />
kemiska produkter. EU:s preparatdirektiv borde vara styrande, det kräver miljöinfo för varje produkt. Vi<br />
borde belysa likheter resp. olikheter och utreda möjligheter till att harmonisera hantering av KoH och kemiska<br />
produkter.<br />
SoS ville se en tydlig koppling till Giftfri miljö-arbetet och vill gärna ha samarbete kring detta, liksom<br />
folkhälsomål och allergifrågor. FHI, SNF m.fl. betonade den enskilda människans perspektiv; hur kan vi<br />
ändra attityder och öka kunskap och t.ex. påverka den enskildes användning av KoH. Människan är en del<br />
av miljön – kan människans parfymanvändning då ses som ett miljöproblem i och med allergirisken? Allergiaspekten<br />
borde ingå i uppdraget. Se <strong>rapport</strong> från FHI 1999 om parfymer.<br />
Olika sätt att öka info till konsumenterna diskuterades: Märkning med miljöklassning eller varning om<br />
miljörisk, varuinformationsblad med miljöinfo även i konsumentprodukter föreslogs också. Miljöinfomärkning<br />
bör vara produktspecifik – generella fraser är mindre bra ur pedagogisk synpunkt. Miljöfaroklassning<br />
kunde prövas för produkter som innehåller miljöfarliga ämnesgrupper, jmf med KI:s verksamhet. Detta<br />
kunde ev. drivas som ett delprojekt. AV tryckte på behovet av varuinfoblad för yrkesmässig KoHanvändning,<br />
om produkterna innehöll farliga ämnen.<br />
Kassation och kvittblivning bör ingå i uppdraget eftersom man kan misstänka att mycket slängs i sopor<br />
eller spolas ner i avloppet. Man bör särskilt beakta större mängder hos frisörer. En möjlighet är också att<br />
införa ett system för återlämnande. Vi har även aspekten att kastade förpackningar kan innehålla rester av<br />
produkten.<br />
När det gäller förpackningar framfördes synpunkten att särskilt kartlägga PVC-användning, gärna i relation<br />
till PVC-användning inom andra områden. Påpekades att märkningskraven påverkar förpackningens<br />
storlek – ökade märkningskrav kan innebära större förpackningar. Avsikten med att inkludera förpackningar<br />
i uppdraget torde vara att utreda om några miljöfarliga ämnen förekommer i sammanhanget, snarare än<br />
att vi skall göra livscykelanalyser eller kvantifiera bidrag till växthuseffekt o.dyl.<br />
Ytterligare synpunkter beträffande samverkan var att bilda arbetsgrupper som kunde ha möten eller referensgrupp<br />
för att initialt ta fram delprojekt och mot slutet formulera resultatet.<br />
KoH-gruppens diskussion sammanfattad på tavlan under programrubrikerna i inbjudan (delvis redigerat i<br />
efterhand)<br />
Fokusering<br />
Kvantifiera ämnen och ämnesgrupper<br />
Definiera mest potenta ämnen<br />
Kvittblivning och avfallshantering.<br />
Jämför med andra produktgrupper, t.ex. kemiska produkter, m a på mängder av kemiska ämnen i KoHprodukter<br />
Alla produkter eller endast mest använda<br />
184
Begränsning/avgränsning<br />
Endast ta upp sådant som har betydelse<br />
Förpackningar (ingår redan i REPA systemet)<br />
Angelägna ämnen o ämnesgrupper<br />
PBT-ämnen och vPBT-ämnen<br />
CMR-ämnen<br />
Hormonstörande ämnen (tveksamt, kräver mer testning)<br />
Tensider (toxiska mot encelliga organismer)<br />
Allergiframkallande ämnen<br />
Ämnen som orsakar annan överkänslighet<br />
Parfymämnen<br />
Halogenerade / klorerade ämnen<br />
Kvartära ammoniumföreningar<br />
Alkylfenoler, kanske inte behövs mer utredning<br />
BHT, butylfenoler<br />
Färgämnen<br />
Silver<br />
Miljömålsmetaller, kadmium, bly, kvicksilver<br />
Zink (riskanalys pågår vid KemI, zink kan vara ett problem)<br />
Metaller (gå igenom alla och miljöklassificera)<br />
Miljöfaroklassa produkttyper på prov enligt KemI<br />
Förpackningar: granska användning av PVC, jmf med annan PVC-användning<br />
Särskilda utredningar<br />
Datasimuleringar, (Q)SAR<br />
Jmf inkommande till och utgående vatten från reningsverk<br />
Människors attityd till användning av KoH<br />
Människors kunskap om risker med KoH<br />
Utred om kontinuerlig tillförsel kan anses motsvara persistens ur risksynpunkt<br />
Kunskap om effekt på en speciell organism saknas ofta<br />
Åtgärder<br />
Krav i PI på info om miljöeffekter<br />
Harmonisera med kemiska produkter<br />
Tillämpa substitutionsprincipen på KoH-ämnen på EU-nivå<br />
185
Gör märkningen mer begriplig<br />
Miljöuppgifter om råvaror borde överföras till slutprodukter<br />
Säkerhetsdatablad (varuinfoblad) som kombinerar hälsa o miljö som för andra kemiska produkter<br />
Säkerhetsdatablad borde finnas för alla produkter / enbart för hälso- o miljöfarliga produkter<br />
Samarbete<br />
Med tillverkare och importörer m a på kartläggning av ämnen<br />
Med SCB för att få underlag om hur mycket KoH som används<br />
Regulatoriska enheten KemI<br />
SoS angående folkhälsomålen<br />
Myndigheter som utarbetar Preparatdirektivet (kommissionen + KemI)<br />
Folkhälsoinstitutet angående parfymutredning 1999<br />
Miljöstyrelsen angående analys av avloppsvatten m a på KoH-ämnen<br />
186
Bilaga 4: Brev till Läkemedelsindustrin<br />
Läkemedelsindustriföreningen Datum: 2003-06-17 Dnr: 291:2003/33498<br />
Förfrågan om data i samband med regeringsuppdrag<br />
Läkemedelsverket har fått i uppdrag av regeringen att utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska<br />
och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers förpackningar (se bilaga). Uppdraget skall<br />
ske i samverkan med berörda myndigheter, organisationer och andra intressenter. Redovisning skall ske<br />
senast den 1 juli 2004.<br />
För att kunna genomföra uppdraget behöver Läkemedelsverket få hjälp att samla in relevanta data för aktiva<br />
substanser från era medlemmar. Då vi har mycket begränsad tid för att genomföra uppdraget ber vi att få<br />
in uppgifter snarast, stabilitetsdata (halveringstider) senast den 15 augusti och bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska<br />
data samt kemisk-fysikaliska data senast den 1 september. Vad gäller kemisk-fysikaliska data<br />
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<br />
senast den 1 oktober. Nedan följer en förteckning över önskade data. Vänligen uppge vilken standard<br />
som använts (t.ex. OECD).<br />
Stabilitetsdata i form av:<br />
T1/2 hydrolys, helst enligt OECD 111<br />
T1/2 för biologisk nedbrytning, helst enligt OECD 301-308<br />
T1/2 fotolys<br />
Bioackumuleringsdata, helst enligt OECD 305. Där detta saknas, log Kow, helst enligt OECD 107 eller<br />
117<br />
Ekotoxikologiska data, helst enligt OECD 201-204, 207-212, 215-217<br />
Experimentellt bestämda kemisk-fysikaliska data (i första hand läkemedelssubstanser som ingår i ATC<br />
kod J, G och H, men även från andra grupper):<br />
Molekylvikt<br />
Kokpunkt<br />
Smältpunkt<br />
Log Kow<br />
Vattenlöslighet<br />
Ångtryck<br />
Henrys lags konstant<br />
Refraktions index<br />
pKa (helst enligt OECD guideline 112)<br />
adsorptionskoefficient Koc (helst enligt OECD guideline 121)<br />
På Läkemedelsverkets vägnar<br />
Anna-Karin Johansson, miljösamordnare<br />
187
Läkemedelsindustriföreningen Datum: 2003-08-20 Dnr: 291:2003/33498<br />
(för vidaredistribution till föreningens medlemmar)<br />
Komplettering av förfrågan om data i samband med regeringsuppdrag<br />
Den 17 juni 2003 skickade Läkemedelsverket ett brev till Läkemedelsindustriföreningen (se bilaga) och<br />
bad om hjälp med att få fram relevanta data för att kunna genomföra det miljöuppdrag Läkemedelsverket<br />
fått av regeringen. Efter fortsatta diskussioner med Läkemedelsindustriföreningen önskar Läkemedelsverket<br />
göra några förtydliganden och kompletteringar till den ursprungliga förfrågan enligt nedan.<br />
Läkemedelsverket vill klargöra att det endast är befintliga data som efterfrågas och endast för produkter<br />
som säljs i Sverige. Om uppgifter saknas ber vi er uppge detta. Även information om att data saknas är en<br />
viktig uppgift i sammanhanget. Att uppgifter saknas kan bero på att de inte är relevanta för vissa produktgrupper/produkttyper,<br />
men det kan också vara så att vi identifierar kunskapsluckor. Vi vill även förtydliga<br />
att andra standarder än OECD självfallet kan förekomma. I dessa fall ber vi er vänligen uppge vilken standard<br />
som använts.<br />
De snäva tidsramar som angivits för insamlande av data har av Läkemedelsindustriföreningen anförts som<br />
ett problem. Anledningen till den korta svarstiden är att uppdraget i sin helhet är mycket omfattande och<br />
hårt tidspressat. Vi är tacksamma för att få in data snarast möjligt, men föreslår följande justerade svarstider<br />
i förhållande till brevet daterat den 17 juni:<br />
• Stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för ATC<br />
kod J, G och H senast den 1 september<br />
• Stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för ATC<br />
kod B, C, L, N, P och V senast den 1 oktober<br />
• Stabilitetsdata, bioackumuleringsdata, ekotoxikologiska data samt kemisk-fysikaliska data för resterande<br />
ATC-koder senast den 1 november<br />
• Om ovanstående data även finns för substanser i den form de når miljön, t.ex. som metaboliter, önskar<br />
Läkemedelsverket även få denna information för senare bearbetning<br />
Observera att tidsramarna avser såväl humana som veterinära produkter, dvs. även ATC koder som inleds<br />
med Q.<br />
Det breda upplägg som Läkemedelsverket har är i enlighet med regeringsuppdraget där det står att verket<br />
skall utreda miljöpåverkan från läkemedel samt kosmetiska och hygieniska produkter inklusive dessa produktgruppers<br />
förpackningar och så långt möjligt göra miljöriskbedömningar. Vår ambition är att vi förutsättningslöst<br />
skall kunna få en uppfattning om helheten och därmed minimera risken för att bara uppmärksamma<br />
vad som redan är väldokumenterat och förbise sådant som inte är lika välkänt men ändå kan vara<br />
relevant. Detta helhetsgrepp kan dessutom komma att medföra att Läkemedelsverket kan avskriva vissa<br />
ämnen som sannolikt ej miljöpåverkande.<br />
Strategin för Läkemedelsverkets breda angreppssätt är att utgå från stabilitetsdata, kopplat till bioackumuleringsdata<br />
och ekotoxikologiska data där sådana finns. Som ett komplement görs en flödesanalys där vi<br />
sammanställer mängder och distribution. Vi har även för avsikt att inkludera det som finns dokumenterat i<br />
litteraturen. Självklart kommer vi inte att ha möjlighet att gå så långt som till riskbedömningar för samtliga<br />
ämnen, men vi vill börja brett för att i nästa steg göra begränsningar. Med hjälp av en sammanvägning av<br />
ovanstående uppgifter kommer vi att välja ut ett fåtal substanser att gå vidare med för riskbedömning. Vi<br />
kommer i vår <strong>rapport</strong>ering inte att lägga fokus på produktnivå utan på substansnivå alternativt substansklassnivå.<br />
Vi anser att inlämnade data omfattas av samma sekretess som handlingar inlämnade till Läkemedelsverket<br />
i samband med ansökan om godkännande. För de substanser där vi gör en riskbedömning kan<br />
188
det även bli nödvändigt att titta på metaboliter. I de fall de uppgifter vi efterfrågar finns tillgängliga för<br />
metaboliter tar vi gärna emot dessa i ett prospektivt syfte.<br />
Modellstudier av substansernas karaktär kommer också att utföras som ett pilotprojekt för att eventuellt<br />
kunna prediktera risk för miljöpåverkan. Initialt begränsas modellstudien till enbart aktiva substanser, men i<br />
ett senare skede kan även metaboliter vara av intresse.<br />
Vissa av de data som efterfrågas skulle kunna inhämtas från ansökningar om godkännanden, men denna<br />
information finns tyvärr inte lättillgänglig för Läkemedelsverket. Att gå igenom samtlig dokumentation<br />
skulle ta så pass mycket resurser i anspråk att verksamheten i övrigt skulle drabbas hårt. Vi vill därför vädja<br />
till varje enskilt företag att bistå oss med uppgifter för sina respektive aktiva substanser.<br />
I de fall mer omfattande ekotoxikologisk information i enlighet med vad vi efterfrågar<br />
(t.ex. enligt OECD 201-204, 207-212, 215-217) redan skickats in i samband med ansökning om godkännande<br />
behöver vi inte få uppgifterna på nytt. Vi ber dock företagen meddela att de redan delgett informationen<br />
till verket och uppge i vilket sammanhang samt vid vilken tidpunkt för att underlätta spårandet av<br />
informationen.<br />
Läkemedelsverkets tackar för er samverkan<br />
……………………………... ……………………………..<br />
Gunnar Alvan Anna-Karin Johansson<br />
Generaldirektör Miljösamordnare<br />
Kopia till: Regeringsuppdragets Styrgrupp<br />
189
Se bilagd sändlista. Datum: 2004-04-01 Dnr: 291:2004/20085<br />
Miljöriskbedömningar av aktiva substanser; för kommentarer<br />
Läkemedelsverket har fått i uppdrag av regeringen att utreda miljöpåverkan från läkemedel (se bilaga).<br />
Inom ramen för detta uppdrag har verket utfört miljöriskbedömningar på ett urval av aktiva läkemedelssubstanser.<br />
De företag som berörs av detta bereds härmed, i enlighet med tidigare information (se LIFs hemsida;<br />
Medlemsservice Regulatory), tillfälle att komma med synpunkter, kommentarer eller kompletteringar.<br />
Vi önskar även erhålla dokumentation som kan styrka eventuella invändningar eller kompletterande uppgifter<br />
som är av vikt för utgången av miljöriskbedömningarna.<br />
Den bilagda <strong>rapport</strong>en innehåller genomförande- och resultatdelarna av miljöriskbedömningarna, vilka i<br />
detta skede måste betraktas som preliminära och kan komma att ändras. Om en annan grad av metabolism<br />
än den vi har räknat med åberopas måste dokumentation som styrker avsaknad av återaktivering i miljön<br />
samt ekotoxiska effekter av dessa metaboliter tillhandahållas.<br />
Ytterliggare några substanser kan komma att miljöriskbedömas i ett senare skede. Eftersom tiden för genomförande<br />
av uppdraget är mycket begränsad kan vi ej bereda tillfälle att kommentera dessa eventuella<br />
ytterliggare miljöriskbedömningar, utan framtida diskussion kommer att ske enbart med LIF:s miljökommitté.<br />
I slut<strong>rapport</strong>en kommer förutom bilagda delar även en diskussion kring resultaten att inkluderas.<br />
Vi vill också understryka att det ytterst är Läkemedelsverkets bedömningar och formuleringar som kommer<br />
att ligga till grund för Regerings<strong>rapport</strong>en.<br />
Då tiden för genomförande av uppdraget är mycket begränsad får vi be om ett skyndsamt svar, senast 2004-<br />
04-28. Eventuella kommentarer/kompletteringar inkomna senare kommer tyvärr ej att kunna beaktas i slut<strong>rapport</strong>en<br />
till Regeringen.<br />
På Läkemedelsverkets vägnar<br />
Anna-Karin Johansson<br />
Miljösamordnare<br />
190
Bilaga 5: Beskrivning av olika ekotoxikologiska tester<br />
Det finns ett stort antal beskrivna och standardiserade tester för olika typer av organismer och miljöer.<br />
Nedan följer kortfattade beskrivningar av några vanliga tester som man använder sig av vid bedömning av<br />
substansers/ämnens ekotoxicitet, nedbrytbarhet och potential till biokoncentration. Bilagda beskrivningar är<br />
förkortade, förenklade och något modifierade referat från förslaget till ny kemikalielagstiftning inom EU,<br />
REACH (Del V, Bilaga X Testmetoder del C, tillgänglig på http://europa.eu.int/eur-lex/sv/com/<br />
pdf/2003/act0644sv04/5.pdf). Den OECD testriktlinje som respektive test bygger på anges inom parantes.<br />
Akut toxicitet för fisk (OECD 203)<br />
Ett flertal arter rekommenderas för detta test och utav dessa är zebrafisk och regnbågslax att föredra. Syftet<br />
med detta test är att bestämma ett ämnes akuta dödliga toxicitet för sötvattenfisk. Fisken exponeras för<br />
testämnet som i en rad koncentrationer tillsätts vattnet under 96 timmar. Dödligheten registreras med högst<br />
24 timmars mellanrum och om så är möjligt beräknas de koncentrationer som vid varje observationstillfälle<br />
har medfört att 50 % av fisken (LC50) har dött. Ett gränstest kan utföras med 100 millig/L för att konstatera<br />
om LC50 är större än denna koncentration.<br />
Tillväxttest på unga exemplar av fisk (OECD 215)<br />
Testet är avsett för bestämning av vilka verkningar långvarig exponering för kemikalier har på tillväxten<br />
hos unga exemplar av fisk. Testet är framtaget för regnbågslax, men även zebrafisk och Japansk risfisk kan<br />
användas. Unga fiskexemplar i exponentiell tillväxtfas vägs och placeras i testkärl där de exponeras för en<br />
serie subletala koncentrationer av testämnet upplöst i vatten. Testperiodens längd är 28 dagar. Fiskarna<br />
utfodras dagligen. Foderportionen baserar sig på fiskarnas begynnelsevikter och kan räknas om efter 14<br />
dagar. Vid slutet av testet vägs fiskarna på nytt. Effekterna på tillväxthastigheten analyseras för att bestämma<br />
den koncentration som leder till en variation på x % av tillväxthastigheten ( t.ex. EC10, EC20 eller<br />
EC30). Alternativt kan testdata jämföras med kontrollgruppens värden för att bestämma den lägsta koncentration<br />
vid vilken effekter observeras (LOEC) och den koncentration vid vilken inga effekter observeras<br />
(NOEC).<br />
Fisk, korttidstest avseende toxicitet på embryo- och säckyngelstadierna<br />
(OECD 212)<br />
Testet är avsett för bestämning av de letala och, i begränsad utsträckning, subletala effekterna av kemikalier<br />
på de specifika stadier och specifika arter som testas. Fiskens embryo- och säckyngelstadier exponeras för<br />
en serie koncentrationer av testämnet upplöst i vatten. Testet inleds med att befruktade ägg placeras i testkärl.<br />
Testet avslutas strax innan någon av gulesäckarna i något av testkärlen har absorberats helt eller innan<br />
ynglen i kontrollgruppen börjar dö av svält. De letala och subletala effekterna bedöms och jämförs med<br />
kontrollgruppernas värden i syfte att bestämma den lägsta koncentrationen vid vilken effekter observeras<br />
(LOEC) och den koncentration vid vilken inga effekter observeras (NOEC). Fiskarter som rekommenderas<br />
är regnbågslax, zebrafisk, karp, Japansk risfisk och fathead minnow.<br />
Akut toxicitet för Daphnia (OECD 202)<br />
Helst skall hinnkräftan Daphnia magna användas men även Daphnia pulex är tillåten. Syftet med detta test<br />
är att bestämma ett ämnes effektiva genomsnittskoncentration (EC50) för immobilisering av Daphnia i sötvatten.<br />
Daphnia utsätts för testämnet i vatten i en rad koncentrationer i 48 timmar. Olika koncentrationer<br />
resulterar i olika procentandelar Daphnia som i slutet av testet inte längre kan simma. De koncentrationer<br />
som leder till 0 eller 100 % immobilisering avläses direkt vid observationerna under testet medan<br />
191
48-timmars EC50 om möjligt bestäms genom beräkning. Ett gränstest kan utföras med 100 millig/L för att<br />
konstatera om EC50 är större än denna koncentration.<br />
Reproduktionstest på Daphnia magna (OECD 211)<br />
Syftet med detta test är att bedöma kemikaliers effekter på reproduktionskapaciteten hos Daphnia magna.<br />
Unga honor av Daphnia som är yngre än 24 timmar vid testets början exponeras för testämnet som tillsätts<br />
vatten i en serie koncentrationer. Testperiodens längd är 21 dagar. Vid testets slut görs en bedömning av<br />
mängden levande avkomma per föräldrageneration. Sådan avkomma som producerats under testet men som<br />
dör under testets gång räknas inte med. Reproduktionskapaciteten hos djur som exponeras för testämnet<br />
jämförs med kontrollgruppens reproduktionskapacitet i syfte att fastställa den lägsta koncentration vid vilken<br />
effekter observeras (LOEC) och den koncentration vid vilken inga effekter observeras (NOEC).<br />
Test av tillväxthämning på alger (OECD 201)<br />
Det föreslås att de grönalger som används är av en snabbväxande art som är lämplig för odling och test.<br />
Selenastrum capricornutum och Scenedesmus subspicatus anges som lämpliga. Syftet med denna test är att<br />
bestämma ett ämnes effekter på encelliga grönalgers tillväxt. Kulturer av utvalda grönalger med exponentiell<br />
tillväxt exponeras för olika koncentrationer av testämnet över flera generationer under väl definierade<br />
testbetingelser. Testlösningarna inkuberas i 72 timmar och under denna period mäts celltätheten minst var<br />
24:e timme. Tillväxthämningen i förhållande till en kontrollkultur bestäms. I denna metod avses med EC50<br />
den testämneskoncentration som medför en 50-procentig reduktion av antingen tillväxten (EbC50) eller<br />
tillväxttakten (ErC50) i förhållande till kontrollproven. Ett gränstest kan utföras med 100 millig/L för att<br />
konstatera om EC50 är större än denna koncentration.<br />
Toxicitet hos daggmaskar; Test i syntetisk jord (OECD 207)<br />
Detta test är en metod för att under en relativt kort tid undersöka kemikaliers effekter på daggmaskar vid<br />
upptag genom huden eller via fodret. Eftersom jord är ett variabelt medium används en noggrant definierad<br />
syntetisk lerjord för detta test. Vuxna daggmaskar av arten Eisenia foetida hålls i en definierad syntetisk<br />
jord som behandlats med olika koncentrationer av testämnet. Behållarnas innehåll sprids ut på en bricka 14<br />
dagar efter inledningen av testet och det antal daggmaskar som överlever räknas.<br />
Bestämning av ”lätt” bionedbrytarhet (OECD 301 A-F)<br />
Det finns ett antal beskrivningar av tester för ”lätt” nedbrytbarhet och det är viktigt att man känner till testämnets<br />
fysikalisk-kemiska egenskaper innan man väljer test. Testämnet upplöses eller uppslammas i ett<br />
oorganiskt testmedium, inokuleras under aeroba förhållanden i mörker eller diffust ljus. Inokulatet innehåller<br />
mikroorganismer och kan stamma från en rad olika källor, t.ex. aktivt slam, spillvattensavlopp, ytvatten<br />
och ytjord eller en blandning av dessa. I allmänhet följs nedbrytning genom bestämning av parametrar såsom<br />
upplöst organiskt kol (DOC), CO2-produktion och syreupptagning. Mätningar görs tillräckligt ofta för<br />
att möjliggöra identifiering av början och slutet av bionedbrytningen. Specifika kemiska analyser kan också<br />
användas för att bedöma primär nedbrytning av testämnet och för bestämning av koncentrationen av eventuella<br />
mellanprodukter. Testet varar normalt i 28 dagar. När bionedbrytningen har nått en platå vid minst 3<br />
mätningar kan dock testet avbrytas. Om kurvan visar att bionedbrytning har börjat men ännu inte nått en<br />
platå inom 28 dagar kan testet förlängas utöver denna period.<br />
Biologisk nedbrytbarhet Zahn-Wellens test (OECD 302 B)<br />
Syftet med denna metod är att mäta bionedbrytbarheten hos vattenlösliga , icke flyktiga organiska föreningar<br />
när de utsätts för relativt höga koncentrationer av mikroorganismer under ett statiskt test. Aktiverat<br />
slam, oorganiska näringsämnen och testämnet, som är den enda kolkällan i vattenlösning, placeras i en<br />
glasbehållare med en volym av 1-4 liter, som är försedd med omröring och luftning. Blandningen rörs och<br />
192
luftas i upp till 28 dagar. Nedbrytningen följs genom mätning av DOC-värden i den filtrerade lösningen en<br />
gång om dagen. Förhållandet mellan eliminerat DOC efter varje tidsintervall och värden tre timmar efter<br />
testets inledning uttrycks som procentuell bionedbrytning och är ett värde för bionedbrytningen vid denna<br />
tidpunkt. Om en specifik analysmetod används kan ändringar av det ursprungliga ämnets koncentration till<br />
följd av bionedbrytning mätas (primär bionedbrytning).<br />
Biokoncentration: Genomflödesprovning med fisk (OECD 305)<br />
Fiskarter som rekommenderas för detta test är bl.a. zebrafisk, fathead minnow (art av kvidd), karp, regnbågslax<br />
m.fl. Denna metod beskriver en procedur för karaktärisering av potentialen för biokoncentration av<br />
ämnen i fisk. Provet består av två faser: exponerings- (upptagnings-) fasen och efterexponerings- (utsöndrings-)<br />
fasen. Under upptagningsfasen exponeras separata grupper av en fiskart för minst två koncentrationer<br />
av det undersökta ämnet. Fiskarna överförs därefter till ett medium fritt från det undersökta ämnet för<br />
utsöndringsfasen. Utsöndringsfas krävs alltid med mindre ämnesupptagningen under upptagningsfasen<br />
varit obetydlig, t. ex. om BCF är mindre än 10. Koncentrationen av det undersökta ämnet i/på fisken eller<br />
specificerad vävnad därav skall följas under de bägge provningsfaserna. Utöver de två provningskoncentrationerna<br />
skall en kontrollgrupp fiskar hållas under identiska förhållanden, förutom frånvaron av det undersökta<br />
ämnet, för att kunna jämföra eventuella negativa effekter i biokoncentrationsprovet mot en jämförbar<br />
kontrollgrupp och för att få bakgrundskoncentrationen av det undersökta ämnet. Upptagningsfasen sträcker<br />
sig över 28 dagar. Om stabilitet inte uppnås skall upptagningsfasen förlängas upp till 60 dagar. Biokoncentrationsfaktorn<br />
(BCF) uttrycks som en funktion av fisken totala, våta vikt. Biokoncentrationen bör även<br />
uttryckas i förhållande till fettinnehållet för ämnen med hög fettupptagningsförmåga (log Kow > 3).<br />
Övrigt<br />
För samtliga tester finns detaljerade beskrivningar av hur testet skall utföras, hur organismerna skall födas<br />
upp och hållas före och under testet samt hur data skall behandlas och utvärderas.<br />
Dessutom finns det tester för att bedöma växtskyddsprodukters akuta toxicitet på vuxna arbetsbin (OECD<br />
213 och 214); akut toxicitet och reproduktion i fåglar (OECD 205 och 206); tillväxt i terrestra växter<br />
(OECD 208). Nyligen (1 februari 2004) tillkom det även tester för att bedöma toxicitet i sedimentlevande<br />
chironomider (OECD 218 och 219); reproduktion i jordlevande organismer, Enchytraeidae och daggmask<br />
(OECD 220 och 222). Dessutom finns ett antal utkast till riktlinjer för akvatiska och terrestra växter samt<br />
utvecklade tester för akut toxicitet och reproduktion i fåglar.<br />
Det finns även ytterligare tester för mätning av bionedbrytbarhet t.ex. ett test som kan mäta fullständig<br />
bionedbrytbarhet i en aktivslamanläggningsmodell (OECD 303).<br />
Abiotiska nedbrytningstester (ej biologisk nedbrytning) finns även beskrivna som t.ex. mäter kemisk syreförbrukning,<br />
samt hydrolys som funktion av pH (OECD 111).<br />
193
Bilaga 6: Läkemedelssubstanser som detekterats i miljön<br />
Tabell A. Exempelsamling av i miljön uppmätta halter.<br />
Substans Funktion<br />
Acetylsalicyl-<br />
syra<br />
Lätt analgetika, inflammationshämmande<br />
Atenolol Betablockerare<br />
Betaxolol Vid glaukom, betablockerare<br />
Bezafibrat Blodfettsänkande,<br />
lipidregulator<br />
Bisoprolol Betablockerare<br />
Bleomycin Cytotoxisk antibiotika<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
1,5 a<br />
1<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
0,34 a<br />
Floder<br />
(mikrog/L)<br />
194<br />
Dricksvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Grundvatten(mikrog/L)<br />
Sediment från<br />
flod<br />
(nanog/kg) Referenser<br />
Daughton och Ternes, 1999.<br />
0,05 – 1,51 < 0,05 Zwiener et al., 2001.<br />
0,0034 –<br />
0,039<br />
0,241<br />
Zuccato, 2003.<br />
0,19 a 0,028 a Zwiener et al., 2001.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
Heberer, 2002.<br />
4,6 a 3,1 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
0,027 a Zuccato et al., 2001.<br />
0,25 – 4,56 0,005 – 0,38 Zwiener et al., 2001.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
0,0008 –<br />
0,0027<br />
0,0572<br />
0,190 a Heberer, 2002.<br />
130 Zuccato, 2003.<br />
0,37 a 2,9 a Zwiener et al., 2001.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
0,011 – 0,019<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
Substans Funktion<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Floder<br />
(mikrog/L)<br />
195<br />
Dricksvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Grundvatten(mikrog/L)<br />
Sediment från<br />
flod<br />
(nanog/kg) Referenser<br />
Cimetidin Histamin-2receptorantagonister<br />
0,58 a Kolpin et al., 2002.<br />
Ciprofloxacin Antibiotika<br />
Cyklofosfamid Cytostatika<br />
Dextropropoxifen<br />
Diazepam Lugnande medel<br />
0,249 – 0,405<br />
3 - 87 b<br />
0,146 b<br />
Heberer, 2002.<br />
0,03 a Kolpin et al., 2002<br />
0,0261 a<br />
0,0144<br />
Zuccato, 2003.<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
0,02 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
0,0019 – 4,5 b<br />
0,002 /<br />
0,010 c<br />
Analgetika, muskelavslappande<br />
∼ 1<br />
< 1 ∼ 0,01 ∼ 0,01<br />
Zuccato et al., 2000.<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
0.04 a 10 - 40 Daughton och Ternes, 1999.<br />
0,0007 /<br />
0,0012 c<br />
0,0005 /<br />
0,0007 c<br />
0,020 /<br />
0,024 c<br />
0 / 0,002 c<br />
Zuccato et al., 2000.<br />
Digoxin Hjärtstimulerande X d USGS, 2004.
Substans Funktion<br />
Diklofenak Analgetika<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Floder<br />
(mikrog/L)<br />
196<br />
Dricksvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Grundvatten(mikrog/L)<br />
Sediment från<br />
flod<br />
(nanog/kg) Referenser<br />
0,310 – 0,930 0.37 a Buser et al. 1998.<br />
2,1 a 1,2<br />
0,015 –<br />
0,304<br />
0,038 –<br />
0,489<br />
0,001 –<br />
0,012<br />
0,489 a<br />
0,001 -<br />
0,006<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
Daughton och Ternes, 1999.<br />
Zuccato et al., 2001.<br />
0,005 - 1,59 0,005 - 0,49 Zwiener et al., 2001.<br />
2,51 Heberer, 2002.<br />
1,63<br />
0,68 - 5,45<br />
0,99<br />
0,0062<br />
0,5 – 1,8<br />
Laville, 2003.<br />
Diltiazem Kalciumantagonist 0,049 a Kolpin et al., 2002.<br />
Enalapril ACE-hämmare<br />
0,0001 a<br />
0,0003<br />
Zuccato, 2003.<br />
Enalaprilat ACE-hämmare 0,046 a Kolpin et al., 2002.<br />
Erythromycin-<br />
H2O (erythromycin<br />
-<br />
metabolit)<br />
Antibiotika<br />
∼ 1<br />
630<br />
400 / 600 c<br />
10<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
Zuccato et al., 2000.<br />
1 Zuccato et al., 2001.<br />
6,00 a 1,70 a Zwiener et al., 2001.<br />
1,7 a Kolpin et al., 2002.<br />
0,0014 -<br />
0,0159<br />
0,0045<br />
Zuccato, 2003
Substans Funktion<br />
Etinylöstradiol<br />
(17α - Ethinyl<br />
östradiol)<br />
Könshormon<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Substans Funktion<br />
Ifosfamid Cytostatika<br />
Indometacin Antiinflammatorisk<br />
Ivermektin Endektocid<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
3,4 a<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
0,53 a<br />
0,008 a<br />
Floder<br />
(mikrog/L)<br />
198<br />
Dricksvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Grundvatten(mikrog/L)<br />
Sediment från<br />
flod<br />
(nanog/kg) Referenser<br />
Daughton och Ternes, 1999.<br />
220 Zuccato et al., 2000.<br />
0,139 a Zuccato et al., 2001.<br />
0,05 - 3,35 0,05 – 0,28 Zwiener et al., 2001.<br />
0,87 - 85 2,7 a Heberer, 2002.<br />
0,024 b<br />
2,9 a<br />
1,91 ab<br />
Jomeprol Kontrastmedel upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
Jopamidol Kontrastmedel<br />
Jopromid<br />
Kontrastmedel<br />
1,0 a Kolpin et al., 2002.<br />
0,0097 a<br />
0,078<br />
< 0,005 -<br />
0,026<br />
0,017 - 0,121<br />
Zuccato, 2003.<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
Daughton och Ternes, 1999.<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
0,60 a 0,20 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
> 60 %: utsöndrat med fekalierna de tre första dagarna efter injektionen, 2% konc. i urinen<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
Heberer, 2002.<br />
15 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
upp till<br />
mikrog/L<br />
nivå<br />
Heberer, 2002.<br />
11 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
upp till<br />
mikrog/L<br />
nivå<br />
Heberer, 2002.
Substans Funktion<br />
Karbamazepin<br />
Antiepileptika<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Floder<br />
(mikrog/L)<br />
199<br />
Dricksvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Grundvatten(mikrog/L)<br />
Sediment från<br />
flod<br />
(nanog/kg) Referenser<br />
6,3 a 1,1 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
2,1<br />
1,63<br />
0,87 - 1,2<br />
0,95<br />
1,075 a 0,03 a 1,1 a Heberer, 2002.<br />
Laville, 2003<br />
Ketoprofen Antiinflammatorisk. 0,38 a 0,12 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
Klaritromycin Antibiotika<br />
0,24 a 0,26 a Zwiener et al., 2001.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
0,0005 -<br />
0,0203<br />
0,0083<br />
Zuccato, 2003.<br />
Heberer, 2002.<br />
Kloramfenikol Antibakteriell 0,56 a 0,06 a Zwiener et al., 2001.<br />
Klortetracyklin Antibiotika 0,69 a Kolpin et al., 2002.<br />
Kodein Analgetika 0,019 a Kolpin et al., 2002.<br />
Koffein Stimulant<br />
∼ 1<br />
16 - 292<br />
6,0<br />
5,7<br />
> 1<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
Kolpin et al., 2002.<br />
Metformin Antidiabetika 0,15 a Kolpin et al., 2002.<br />
Metoprolol Betablockerare<br />
Naproxen Antiinflammatorisk<br />
2,2 a 2,2 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
Heberer, 2002.<br />
0,52 a 0,39 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
0,02 - 0,05 Stumpf et al., 1999.<br />
Noretistron Könshormon < 1 < 0,01 Halling-Sørensen et al.,
Substans Funktion<br />
Norfloxacin Antibiotika<br />
Oxitetracyklin Antibiotika<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Floder<br />
(mikrog/L)<br />
200<br />
Dricksvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Grundvatten(mikrog/L)<br />
Sediment från<br />
flod<br />
(nanog/kg) Referenser<br />
< 0,017 1998.<br />
0,045 – 0,120 Heberer, 2002.<br />
0,12 Kolpin et al., 2002.<br />
0,1 - 11<br />
285<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
0,34 Kolpin et al., 2002.<br />
Paracetamol Lätt analgetika 6,0 a Jones et al., 2001.<br />
Propranolol<br />
Betablockerare<br />
Ranitidin Medel vid magsår<br />
Roxitromycin Antibiotika<br />
Salbutamol Bronkodilator<br />
0,29 a 0,59 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
upp till mikrog/L<br />
nivå<br />
Heberer, 2002<br />
0,01- 0,09 Laville, 2003<br />
150<br />
410<br />
Zuccato et al., 2000.<br />
0,01 a Kolpin et al., 2002.<br />
0,004 a<br />
0,0385<br />
Zuccato, 2003.<br />
1,00 a 0,56 a Zwiener et al., 2001.<br />
0,18 a Kolpin et al., 2002.<br />
0,17 a 0,035 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
0,0017 a<br />
0,0025<br />
Zuccato, 2003.<br />
Sotalol Betablockerare 0,56 a Heberer, 2002.<br />
Sulfametoxazol Antibiotika<br />
1 Zuccato et al., 2001.<br />
2,00 a 0,48 a Zwiener et al., 2001.<br />
0,41 a Heberer, 2002.<br />
1,9 a Kolpin et al., 2002.
Substans Funktion<br />
Förekomst i miljön<br />
Utlopp från<br />
reningsverk<br />
(mikrog/L)<br />
Ytvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Floder<br />
(mikrog/L)<br />
0,52 a<br />
201<br />
Dricksvatten<br />
(mikrog/L)<br />
Grundvatten(mikrog/L)<br />
Sediment från<br />
flod<br />
(nanog/kg) Referenser<br />
0,05 - 0,09 Laville, 2003<br />
Sulfasalazin Intestinala inflammationer<br />
0,02 Montforts, 2001.<br />
Teofyllin Antiastmatika<br />
∼ 1<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
Terbutalin Bronkodilator 0,12 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
Testosteron Könshormon<br />
Tetracyklin Antibiotika<br />
0,8 - 1,1 j<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
0,214 a Kolpin et al., 2002.<br />
∼ 1<br />
Halling-Sørensen et al.,<br />
1998.<br />
1 Zuccato et al., 2001.<br />
0,11 Kolpin et al., 2002.<br />
Timolol Betablockerare 0,07 a 0,01 a Daughton och Ternes, 1999.<br />
Trimetoprim Antibiotika 0,66 a 0,20 a Zwiener et al., 2001.<br />
Tylosin Antibiotika<br />
0,0022<br />
0,0006 /<br />
0,0017 c<br />
2640<br />
130<br />
Zuccato et al., 2000.<br />
0,28 a Kolpin et al., 2002.<br />
Warfarin Antikoagulant X d USGS, 2004.<br />
Östradiol Könshormon<br />
0 – 0,130 e<br />
a max värde<br />
b utlopp från sjukhus, genom reningsverk<br />
c två provtagningar i samma flod<br />
d hänvisning till referens, värde redovisas inte<br />
e värden från nio referenser, spridda mellan åtta länder.<br />
f 17α-östradiol<br />
g 17β-östradiol<br />
h värden från åtta referenser, spridda mellan sju länder .<br />
i medelvärde från Tyskland, England, Nederländerna och USA<br />
j nmol/liter inkommande avloppsvatten<br />
202
Tabell B. Läkemedelssubstanser analyserade i svenska utgående avloppsvatten<br />
Substans Halt (mikrog/L) Referens<br />
acebutolol ej detekterad (e.d) REMPHARMAWATER, 2003<br />
aminofenazon e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
amoxicillin e.d Naturvårdsverket, 2003 a<br />
ampicillin e.d - 0,063 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
betaxolol e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
bezafibrat e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
cefadroxil e.d - 0,129 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
cefuroxim e.d - 0,150 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
ciprofloxacin 0.03 REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,008 - 0,013 Stockholms läns landsting, 2003<br />
e.d - 0,060 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
diklofenak e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,5 - 0,7* Spenshult, 2002<br />
doxycyklin e.d - 0,915 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
enoxacin 0,01 REMPHARMAWATER, 2003<br />
erytromycin [-H2O] e.d Naturvårdsverket, 2003 a<br />
etinylöstradiol 0,0045 Larsson et al., 1999<br />
fenazon e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
fenofibrat e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
e.d* Spenshult, 2002<br />
fenoprofen e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
e.d* Spenshult, 2002<br />
fenoximetylpenicillin e.d Naturvårdsverket, 2003 a<br />
flurbiprofen e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
gemfibrozil 2,07 REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,5* Spenshult, 2002<br />
ibuprofen 7,11 REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,2 - 0,3* Spenshult, 2002<br />
indometacin 3,3 - 5,0* Spenshult, 2002<br />
karbamazepin 0,87 REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,38 - 0,40 Spenshult, 2002<br />
ketoprofen e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,2 - 0,8* Spenshult, 2002<br />
klofibrat e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
klofibrinsyra 0,46 REMPHARMAWATER, 2003<br />
e.d* Spenshult, 2002<br />
lomefloxacin 0,13 REMPHARMAWATER, 2003<br />
< 0,02* Spenshult, 2002<br />
metoprolol 0,39 REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,60 - 0,89* Spenshult, 2002<br />
metronidazol 0,015 - 0,080 Stockholms läns landsting, 2003<br />
e.d - 0,107 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
naproxen 2,15 REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,6 - 1,2* Spenshult, 2002<br />
norfloxacin 0,03 REMPHARMAWATER, 2003<br />
0,008 - 0,012 Stockholms läns landsting, 2003<br />
e.d - 0,037 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
ofloxacin 0,12 REMPHARMAWATER, 2003<br />
< 0,02* Spenshult, 2002<br />
0,006 - 0,007 Stockholms läns landsting, 2003<br />
e.d - 0,052 Naturvårdsverket, 2003 a<br />
oxprenolol e.d REMPHARMAWATER, 2003<br />
* utgående avloppsvatten från sjukhusreningsverk<br />
203
Bilaga 7: Sammanställning av ekotoxicitetsdata från litteraturen<br />
Observera att denna sammanställning ej är komplett. Fokus ligger på de i utredningen utvalda läkemedelssubstanserna.<br />
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
amoxicillin Microcystis aeruginosa (cyanobakt/blågrönalg)<br />
EC50, endast PNEC-värde angivet (omräknat<br />
m. h. a. säkerhetsfaktorn)<br />
204<br />
0,0037 mikrog/L Jones et al., 2002<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50, endast PNEC-värde angivet (omräknat<br />
m. h. a. säkerhetsfaktorn)<br />
250 mikrog/L Jones et al., 2002<br />
Seriola quinqueradiata (fisk) NOEL, fysiol. test, 10 dygn 400 millig/kg kroppsvikt Nakauchi och Miyazaki, 1998<br />
Microcystis aureginosa (cyanobakt/blågrönalg)<br />
EC50, tillväxt, 7 dygn 0,0037 millig/L Holten Lutzhoft et al., 1999.<br />
Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7dygn > 1000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
atenolol (grönalg) PNEC, ECOSAR 77,7 mikrog/L* Jones et al., 2002<br />
Hydra vulgaris (cnidaria) Akuttox, 7 dygn, effekt på polypstruktur,<br />
(LOEC)<br />
Hydra vulgaris (cnidaria) Akuttox, 7 dygn, effekt på polypstruktur,<br />
(NOEC)<br />
10 millig/L (enda konc. med<br />
effekt)<br />
Pascoe et al., 2003<br />
1 millig/L Pascoe et al., 2003<br />
ciprofloxacin Ps putida (bakterie) EC50 (tillväxt inhibering) 80 mikrog/L Kümmerer et al., 2000<br />
SOS chromotest (bakteriellt gentoxtest) 0,2-0,4 mikrog/L Kümmerer et al., 2000<br />
bakterier EC50 0,61 millig/L Halling-Sørensen et al., 2000<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50 2,97 millig/L Halling-Sørensen et al., 2000<br />
Microcystis aeruginosa (cyanobakt/blågrönalg)<br />
EC50 0,005 millig/L Halling-Sørensen et al., 2000<br />
Daphnia magna NOEC 60 millig/L Halling-Sørensen et al., 2000<br />
Brachydanio rerio (zebrafisk) NOEC 100 millig/L Halling-Sørensen et al., 2000<br />
Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt antal "fronds", 7 dygn 697 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn 300 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
cefalexin Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn > 1000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
cyklofosfamid Biomphalaria glabrata (mollusk, sötvatten ) Dominant letal test (könscellsmutationstest)<br />
könscellsmutagent Nakano et al., 2003
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
dextropropoxifen<br />
(fisk) EC50, ECOSAR 70 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(Daphnid) EC50, ECOSAR 1795 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(alg) EC50, ECOSAR 11 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
Brachionus calyciflorus (känsligast av 5 invertebrater)<br />
EC50, 24 tim (Rotoxkit F) 5,4 millig/L Calleja et al., 1994<br />
Daphnia magna EC50, 24 tim 24,6 millig/L Calleja et al., 1994<br />
diazepam Daphnia magna (känsligast av 5 invertebrater)<br />
EC50, 24 tim 14,1 millig/L Calleja et al., 1994<br />
Daphnia magna EC50 13,9 millig/L; 4,3 millig/L Halling-Sørensen et al., 1998<br />
diklofenak gam Akuttox, föda, njursvikt, LOAEL 0,007 millig/kg Oaks et al., 2004<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, 30 min 11,45 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, ToxAlert, 15 min 13.5 millig/L Farré et al., 2001<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, Microtox 13,7 millig/L Farré et al., 2001<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
(grönalg)<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
(grönalg)<br />
NOEC, 96 tim, tillväxt 10 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
LOEC, 96 tim, tillväxt 20 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Daphnia magna EC50, 48 tim 224.3 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) EC50, 48 tim 22,7 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) NOEC, 7 dygn, reproduktion 1,0 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) LOEC, 7 dygn, reproduktion 2,0 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Brachionus calyciflorus (rotifer) NOEC, 48 tim, reproduktion 12.5 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Brachionus calyciflorus (rotifer) LOEC, 48 tim, reproduktion 25 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Danio rerio (zebrafisk) NOEC, 10 dygn, ELS 4 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Danio rerio (zebrafisk) LOEC, 10 dygn, ELS 8 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Desmodesmus subspicatus (grönalg) EC50, natriumsaltet, 72 tim 72 millig/L Cleuvers, 2003<br />
Daphina magna EC50, natriumsaltet, 48 tim 68 millig/L Cleuvers, 2003<br />
Lemna minor EC50, tillväxt, 7 dygn 7,5 millig/L Cleuvers, 2003<br />
doxocyklin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 316 mikrogL Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt, 7 dygn 300 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
205
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
etinylöstradiol Invertebrattoxicitet NOEC, reproduktion 0,01 millig/L Halling- Sørensen et al., 1998<br />
EC50, reproduktion 0,105 millig/L Halling- Sørensen et al., 1998<br />
EC50, akut 5,7 millig/L Halling- Sørensen et al., 1998<br />
Algtoxicitet EC50 0,84 millig/L Halling- Sørensen et al., 1998<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LOEL, inducerad intersex (testis-ova),<br />
exponering från kläckning-90 dygn<br />
0,00003 mikrog/L Metcalfe et al., 2001<br />
erytromycin Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7dygn > 1000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
fluoxetin Daphnia spp. EC50 (fluoxetin HCL) 0,94 millig/L Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)<br />
Oncorhynchys mykiss (regnbågslax) LC50 (fluoxetin HCL) 2,0 millig/L Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)<br />
grönalg EC50 (fluoxetin HCL) 0,031 millig/L Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)<br />
Sphaerium spp. (mollusk) LOEC 4 tim 1,55 millig/L Webb, 2001(urspr.: Fong et al., 1998)<br />
grönalg NOEC (fluoxetin HCL) 0,001 millig/L Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
EC50, akut, tillväxt 0,024 millig/L Brooks et al., 2003<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
LOEC, akut, tillväxt 0,0136 millig/L Brooks et al., 2003<br />
Ceriodaphnia dubia (kräftdjur) LC50, 48 tim 0,234 millig/L Brooks et al., 2003<br />
Ceriodaphnia dubia (kräftdjur) LOEC, 7 dygn, repro 0,112 millig/L Brooks et al., 2003<br />
Ceriodaphnia dubia (kräftdjur) NOEC, 7 dygn, repro 0,056 millig/L Brooks et al., 2003<br />
Daphnia magna LC50, 48 tim 0,820 millig/L Brooks et al., 2003<br />
Pimephales promelas (fisk; fathead minnow) LC50, 48 tim 0,705 millig/L Brooks et al., 2003<br />
Hyalella azteca (amfipod, sedimentlevande) LC50, 10 dygn > 43 millig/kg (ingen effekt i<br />
högsta konc.)<br />
Brooks et al., 2003<br />
Hyalella azteca (amfipod, sedimentlevande) LOEC, 10 dygn, tillväxt 5,4 millig/kg Brooks et al., 2003<br />
Hyalella azteca (amfipod, sedimentlevande) Reproduktion, 42 dygn, antal avkomma/hona<br />
Ej reducerad Brooks et al., 2003<br />
Chironomus tentans (chironomid, sedimentlevande)<br />
LC50, 10 dygn 15,2 millig/kg Brooks et al., 2003<br />
Chironomus tentans (chironomid, sedimentlevande)<br />
LOEC, 10 dygn, tillväxt 1,3 millig/kg Brooks et al., 2003<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LOEC, Reproduktion, onormal embryoutveckling<br />
0,1 mikrog/L Brooks et al., 2003<br />
206
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LOEC, 4 v, plasmaöstradiol i honfisk, 0,1 mikrog/L Brooks et al., 2003<br />
Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn > 1000 mikrog/L (högsta<br />
testatde konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
gemfibrozil Vibrio fischeri (bakterier) EC50, ToxAlert, 15 min 18,8 millig/L Farré et al., 2001<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, Microtox 31,5 millig/L Farré et al., 2001<br />
ibuprofen Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn > 1000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, ToxAlert, 15 min 12,1 millig/L Farré et al., 2001<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, Microtox 19,1 millig/L Farré et al., 2001<br />
Lepomis macrochirus (fisk) LC50, 96 tim, statiskt 173 millig/L Halling-Sørensen et al., 1998<br />
Lepomis macrochirus (fisk) NOEC,96 tim, statiskt 10 millig/L Halling-Sørensen et al., 1998<br />
Daphnia magna LC50, 48 tim, statiskt 9,06 millig/L IUCLID, 2000<br />
Daphnia magna NOEC,48 tim, statiskt 3,37 millig/L; IUCLID, 2000<br />
Skeletonema costatum (alg) EC50, 96 tim 7,1 millig/L Halling-Sørensen et al., 1998<br />
ivermektin** Eisenia foetida (daggmask) LC50, 28 dygn 315 millig/kg jord Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
Eisenia foetida (daggmask) NOEL, 28 dygn 12 millig/kg jord Halley et al., 1993, (review)<br />
Daphnia magna LC50, 48 tim 0,025 mikrog/L Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
Daphnia magna NOEL (dödlighet), 48 tim 0,01 mikrog/L Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
Daphnia magna MATC (21 dygn max. accept. toxicant<br />
conc.)<br />
0,004 mikrog/L Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
Oncorhynchus mykiss (regnbågslax) LC50, 96 tim 3,3 mikrog/L Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
bluegill sunfish LC50, 96 tim 5,3 mikrog/L Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
bobwhite quail LD50, oral akut 2000 millig/kg Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
bobwhite quail LC50, 8 dygn subakut, diet 3102 millig/kg Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
mallard duck LD50, oral akut 85 millig/kg Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
mallard duck LC50, 8 dygn subakut, diet 383 millig/kg Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
mallard duck NOEC, Reproduktion, 18 mån kronisk<br />
födoexponering,<br />
mikroorganismer Respiration och nitrifkation i jord (betesoch<br />
skogs)<br />
207<br />
12 millig/kg Bloom and Matheson, 1993 (review)<br />
Ingen effekt vid konc. 2,5-<br />
10 ggr högre än förväntad<br />
exkretion<br />
Bloom and Matheson, 1993 (review)
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
Salmo gairdneri (=Oncorhynchus mykiss,<br />
regnbågslax)<br />
LC50, ,96 tim 3 millig/L Halling-Sørensen et al., 1998<br />
Salmo gairdneri (=Oncorhynchus mykiss,<br />
regnbågslax)<br />
NOEC, 96 tim 0,9 millig/L Halling-Sørensen et al., 1998<br />
Chlorella pyrenoidosa (alg) NOEL (no effect level) > 9,1 millig/L Halling-Sørensen et al., 1998<br />
Jord Nitrifikation och respiration, NOEC 30 mikrog/kg Halley et al., 1993, (review)<br />
Folsomia fimetaria (springtail) LC50, ? tim 8.4 millig/kg torrvikt Jensen et al., 2003<br />
Folsomia fimetaria (springtail) EC50, reproduktion, ? dygn 1.7 millig/kg torrvikt Jensen et al., 2003<br />
Folsomia fimetaria (springtail) NOEC, reproduktion, ? dygn 0.3 millig/kg torrvikt Jensen et al., 2003<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) LC50, ? tim > 300 millig/kg (ingen effekt<br />
vid högsta dosen)<br />
Jensen et al., 2003<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) EC50, reproduktion, 21 dygn 36 millig/kg torrvikt Jensen et al., 2003<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) NOEC, reproduktion, 21 dygn 3 millig/kg Jensen et al., 2003<br />
Bakterier Standardtester, NOEC 2 millig/kg Halley et al., 1993, (review)<br />
Svamp Standardtester, NOEC 2 millig/kg Halley et al., 1993, (review)<br />
Scarabaeidae (dynglevande insektslarv) NOEL (förekomst av larver i dynga) 0,125 millig/kg dynga Halley et al., 1993, (review)<br />
Scarabaeidae (dynglevande insektslarv) LOEL (förekomst av larver i dynga) 0,250 millig/kg dynga Halley et al., 1993, (review)<br />
karbamazepin Vibrio fischeri (bakterier) EC50, 30 min > 81 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
(grönalg)<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
(grönalg)<br />
NOEC, 96 tim, tillväxt > 100 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
LOEC, 96 tm, tillväxt > 100 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Daphnia magna EC50, 48 tim > 13,8 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) EC50, 48 tim 77,7 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) NOEC, 7 dygn, reproduktion 0,025 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) LOEC, 7 dygn, reproduktion 0,100 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Brachionus calyciflorus (rotifer) NOEC, 48 tim, reproduktion 0,377 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Brachionus calyciflorus (rotifer) LOEC, 48 tim, reproduktion 0,754 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Danio rerio (zebrafisk) NOEC, 10 dygn, ELS 25 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Danio rerio (zebrafisk) LOEC, 10 dygn, ELS 50 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
ketoprofen (fisk) EC50, ECOSAR 32 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
208
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
(Daphnid) EC50, ECOSAR 248 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(alg) EC50, ECOSAR 164 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, Microtox 19,3 millig/L Farré et al., 2001<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, ToxAlert 100, 15 min 15,6 millig/L Farré et al., 2001<br />
klofibratsyra Vibrio fischeri (bakterier) EC50, 30 min 91,8 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
(grönalg)<br />
NOEC, 96 tim, tillväxt 75 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Pseudokirchneriella subcapitata = S. capricornutum<br />
(grönalg)<br />
LOEC, 96 tim, tillväxt 150 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Daphnia magna EC50, 48 tim > 200 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) EC50, 48 tim > 200 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) NOEC, 7 dygn, reproduktion 0,64 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) LOEC, 7 dygn, reproduktion 2,56 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Brachionus calyciflorus (rotifer) NOEC, 48 tim, reproduktion 0,246 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Brachionus calyciflorus (rotifer) LOEC, 48 tim, reproduktion 0,740 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Danio rerio (zebrafisk) NOEC, 10 dygn, ELS 70 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
Danio rerio (zebrafisk) LOEC, 10 dygn, ELS 140 millig/L Ferrari et al., 2003<br />
kotinin Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn > 1000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
levofloxacin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 185 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn 30 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
linkomycin Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn > 1000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
lomefloxacin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 97 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt antal "fronds", 7 dygn 30 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
metformin (grönalg) PNEC, ECOSAR 511,57 mikrog/L* Jones et al., 2002<br />
(fisk) EC50, ECOSAR 3,32e-4 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(Daphnid) EC50, ECOSAR 1345 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(alg) EC50, ECOSAR 511 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
Lepomis macrochirus (fisk-bluegill sunfish) LC50 (metformin HCL) > 982 millig/L Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)<br />
Daphnia spp. EC50 (metformin HCL) 130 millig/L Webb, 2001(urspr.: FDA-CDER, 1996)<br />
209
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
metoprolol Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande) LC50, 48 tim > 100 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) LC50, 48 tim 8,8 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Daphnia magna LC50, 48 tim 63,9 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LC50, 48 tim > 100 millig/L Huggett et al., 2002<br />
monensin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 998 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
nadolol Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande) LC50, 48 tim > 100 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) LC50, 48 tim > 100 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Daphnia magna LC50, 48 tim > 100 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LC50, 48 tim > 100 millig/L Huggett et al., 2002<br />
naproxen Vibrio fischeri (bakterier) EC50, ToxAlert 100, 15 min 21,2 millig/L Farré et al.,. 2001<br />
Vibrio fischeri (bakterier) EC50, Microtox 35 millig/L Farré et al., 2001<br />
neomycin Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt > 1 000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
norfloxacin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 913 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn 1 000 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
ofloxacin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 532 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn 300 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
oxitetracyklin Folsomia fimetaria (springtail) EC50, reproduktion, 21 dygn >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Folsomia fimetaria (springtail) NOEC, reproduktion, 21 dygn >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Folsomia fimetaria (springtail) NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) EC50, reproduktion, 21 dygn 2 701 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) NOEC, reproduktion, 21 dygn 2 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) LC50, överlevnad vuxna, 21 dygn >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) EC50, reproduktion, 21 dygn 4 420 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, reproduktion, 21 dygn 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) EC50, kläckbarhet, 21 dygn exponering >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, kläckbarhet, 21 dygn exponering >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
210
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) EC50, tillväxt, 21 dygn >5 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, tillväxt, 21 dygn 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Daphnia magna LOEC, LC10 48 tim 100 millig/L (högsta testade<br />
dosen)<br />
Wollenberger et al., 2000<br />
Daphnia magna EC50, reproduktion, 21 dygn 46,2 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
Microcystis aeruginosa (cyanobakt) EC50 0,207 millig/L Halling-Sørensen, 2000 (urspr.: Holten<br />
Lutzhøft et al., 1999)<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50 4,5 millig/L Halling-Sørensen, 2000 (urspr.: Holten<br />
Lutzhøft et al., 1999)<br />
R. Salina (alg) EC50 1,6 millig/L Halling-Sørensen, 2000 (urspr.: Holten<br />
Lutzhøft et al., 1999)<br />
Lemna minor (akvatisk vaskulär växt) EC50, antal gröna "fronds", 7 dygn 4,92 millig/L Pro et al., 2003<br />
Chlorella vulgaris (grönalg) EC50, 48 tim 6,4 millig/L Pro et al., 2003<br />
(fisk) EC50, ECOSAR 1,66e-5 millig/L * Sanderson et al., 2003<br />
(Daphnid) EC50, ECOSAR 2432 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(alg) EC50, ECOSAR 2294 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
Penaeus setiferus (crustacea ) LC50, 24 tim > 5 millig/L Webb, 2001(urspr.: Johnson, 1976)<br />
Morone saxatilis (fisk- stripped bass, larv) LC50, 24,48,72 tim (oxitetracyklin HCL) 62,5 millig/L Webb, 2001(urspr.: Hughes, 1973)<br />
Morone saxatilis (fisk- stripped bass, fingerling)<br />
LC50, 24, 48, 72, 96 tim (oxitetracyklin<br />
HCL)<br />
211<br />
150, 125, 100, 75 millig/L Webb, 2001(urspr.: Hughes, 1973)<br />
Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7dygn 1 010 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7dygn 1 000 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50, 72 tim 4,18 millig/L De Liguoro et al., 2003<br />
paracetamol Streptocephalus proboscideus (känsligast av<br />
5 invertebrater)<br />
EC50, 24 tim (Streptox kit F) 9,2 millig/L Calleja et al., 1994<br />
Daphnia magna EC50, 24tim 55,5 millig/L Calleja et al., 1994<br />
propranolol Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande) LC50, 48 tim 29,8 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande)<br />
NOEC, reproduktion, 27 dygn 0,001 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Hyallela azteca (amfipod, sedimentlevande)<br />
LOEC, reproduktion, 27 dygn 0,1 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) LC50, 48 tim 0,8 millig/L Huggett et al., 2002
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) NOEC, reproduktion, 7 dygn 0,125 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Cerodaphnia dubia (kräftdjur) LOEC, reproduktion, 7 dygn 0,250 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Daphnia magna LC50, 48 tim 1,6 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LC50, 48 tim 24,3 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) Reproduktion, 4 veckor, antal lagda ägg,<br />
LOEC<br />
0,00005 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) Hormonstörande effekt, 2 v, plasmaöstradiol/testosteron,<br />
hannar<br />
0,001 millig/L Huggett et al., 2002<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) Hormonstörande effekt, 2 v, plasmaöstradiol,<br />
honor<br />
0,100 millig/L Huggett et al., 2002<br />
ranitidin Daphnia spp EC50 650 millig/L Webb, 2001<br />
roxitromycin Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn > 1 000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
salicylsyra Vibrio fischeri (bakterier) EC50, ToxAlert 100, 15 min 43,1 millig/L Farré et al., 2001<br />
Scenedesmus subspicatus (grönalg) EC50, 72 tim > 100 millig/L Henschel et al., 1997<br />
Daphnia magna<br />
streptomycin Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn > 1 000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
sulfadimetoxin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 248 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7dygn 300 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
sulfametazin Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7dygn 1 277 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
sulfametoxazol<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7dygn 1 000 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 81 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt antal "fronds", 7 dygn 30 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
tiamulin Folsomia fimetaria (springtail) EC50, reproduktion, 21 dygn 475 millig/kg torrvikt Jensen et al., 2003<br />
Folsomia fimetaria (springtail) LC50, ? > 5 000 millig/kg torrvikt<br />
(ingen effekt vid högsta<br />
dosen)<br />
Jensen et al., 2003<br />
Daphnia magna LC50 48 tim 40 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
Daphnia magna EC50, reproduktion, 21 dygn 5,4 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
Microcystis aeruginosa (sötvattens cyanobakterie)<br />
EC50, tillväxt, 7 dygn 0,003 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
212
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50, tillväxt, 3 dygn 0,165 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
tetracyklin Daphnia magna NOEC, LC10 48 tim 340 millig/L (ingen effekt vid<br />
högsta dosen)<br />
Wollenberger et al., 2000<br />
Daphnia magna EC50, reproduktion, 21 dygn 44,8 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
Microcystis aeruginosa (sötvattens cyanobakterie)<br />
EC50, tillväxt, 7 dygn 0,09 millig/L Halling-Sørensen, 2000<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50, tillväxt, 3 dygn 2,2 millig/L Halling-Sørensen, 2000<br />
(fisk) EC50, ECOSAR 16 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(Daphnid) EC50, ECOSAR 550 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(alg) EC50, ECOSAR 475 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
Nitszcha closterium (marin kiselalg) EC50, 72 tim 16 millig/L Webb, 2001 (urspr.: Peterson et al.,<br />
1993)<br />
Salvelinus namaycush (fisk-lake trout) LC50, 24/96 tim (tetracyklin HCL) 220 millig/L Webb, 2001(urspr.: Marking et al., 1988)<br />
Morone saxatilis (fisk-stripped bass) LC50, 24, 48, 96 tim (tetracyklin HCL) >182 millig/L Webb, 2001(urspr.: Welborn 1969)<br />
Lemna gibba (andmat) EC50, tillväxt våtvikt, 7 dygn 723 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
Lemna gibba (andmat) LOEC, tillväxt våtvikt, 7 dygn 1 000 mikrog/L Brain et al., 2004<br />
trimetoprim Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 dygn 1 000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc)<br />
Brain et al., 2004<br />
tylosin Folsomia fimetaria (springtail) EC50, reproduktion, 21 dygn 2 520 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Folsomia fimetaria(springtail) NOEC, reproduktion, 21 dygn 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Folsomia fimetaria (springtail) NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn > 5 000 millig/kg torrvikt<br />
(ingen effekt vid högsta<br />
dosen)<br />
Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) EC50, reproduktion, 21 dygn 3 109 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) NOEC, reproduktion, 21 dygn 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) LC50, överlevnad vuxna, 21 dygn 3 381 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Enchytraeus crypticus (white pot-worm) NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn 2 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) EC50, reproduktion, 21 dygn 4 530 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, reproduktion, 21 dygn 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, överlevnad vuxna, 21 dygn > 5 000 millig/kg torrvikt<br />
(ingen effekt vid högsta<br />
dosen)<br />
213<br />
Baguer et al., 2000
Substans Art Typ av test Ekotoxicitetsdata Referens<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) EC50, kläckbarhet, 21 dygn exponering 4 823 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, kläckbarhet, 21 dygn exponering 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) EC50, tillväxt, 21 dygn > 5 000 millig/kg torrvikt<br />
(ingen effekt vid högsta<br />
dosen)<br />
Baguer et al., 2000<br />
Aporrectodea caliginosa (earthworm) NOEC, tillväxt, 21 dygn 3 000 millig/kg torrvikt Baguer et al., 2000<br />
Daphnia magna LC50 48 tim 680 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
Daphnia magna NOEC, reproduktion, 21 dygn 45 millig/L Wollenberger et al., 2000<br />
Microcystis aeruginosa (sötvattens cyanobakterie)<br />
EC50, tillväxt, 7 dygn 0,034 millig/L Halling-Sørensen, 2000<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50, tillväxt, 3 dygn 1,38 millig/L Halling-Sørensen, 2000<br />
Selenastrum capricornutum (grönalg) EC50, 72 tim 0,95 millig/L De Liguoro et al., 2003<br />
(fisk) EC50, ECOSAR 27,4 millig/* Sanderson et al., 2003<br />
(Daphnid) EC50, ECOSAR 66 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
(alg) EC50, ECOSAR 16 millig/L* Sanderson et al., 2003<br />
Lemna gibba (andmat) NOEC, tillväxt, 7 d > 1 000 mikrog/L (högsta<br />
testade konc.)<br />
Brain et al., 2004<br />
warfarin Photobacterium phosphoreum (känsligast av<br />
fem invertebrater)<br />
EC50, 15 min (Microtox) 67 millig/L Calleja et al., 1994<br />
östradiol Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LOEL, inducerad intersex (testis-ova),<br />
exponering från kläckning-90 dygn<br />
0,004 mikrog/L Metcalfe et al., 2001<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) NOEL, inducerad intersex (testis-ova),<br />
exponering från kläckning-90 dygn<br />
0,0004 mikrog/L Metcalfe et al., 2001<br />
östriol Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LOEL, inducerad intersex (testis-ova),<br />
exponering från kläckning-90 dygn<br />
0,75 mikrog/L Metcalfe et al., 2001<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) NOEL, inducerad intersex (testis-ova),<br />
exponering från kläckning-90 dygn<br />
0,075 Metcalfe et al., 2001<br />
Oryzias latipes (fisk- Japansk risfisk) LOEL, skev könsfördelning (signifikant<br />
fler hannar än honor), exp. som ovan<br />
0,01 mikrog/L Metcalfe et al., 2001<br />
* QSAR-värde<br />
** Det finns många publikationer som behandlar effekten av ivermektin på dyngbaggar och dynglevande insektslarver. Effektnivåer ges som dos till ett<br />
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.<br />
214
Bilaga 8: Humanläkemedel: 100-lista dygnsdoser, försäljning år 2002<br />
Aktiv substans ATC-kod Användning Dygnsdoser<br />
Karbamid D02AE01 Hudskyddande 326 383 070<br />
Acetylsalicylsyra B01AC06, N02BA01, N02BA51 Smärtstillande, inflammationshämmande, mot blodpropp 232 795 121<br />
Furosemid C03CA01 Blodtryckssänkande 173 942 872<br />
Natriumfluorid A01AA01 Mot karies 145 857 038<br />
Askorbinsyra A11GA01 Vitamin 145 779 425<br />
Glycerol D02AX00 Hudskyddande och uppmjukande 122 392 060<br />
Multivitamin + järn A11AA01 Vitamin 113 269 400<br />
Paracetamol N02BE01 Smärtstillande, febernedsättande 107 403 852<br />
Simvastatin C10AA01 Blodfettsänkande 95 345 198<br />
Laktulos A06AD11 Laxermedel 77 550 955<br />
Enalapril C09AA02 Blodtryckssänkande 71 408 563<br />
Citalopram N06AB04 Mot depression 70 692 072<br />
Budesonid R01AD05, R03BA02 Mot astma (inflammationshämmande) 70 435 877<br />
Levotyroxin H03AA01 Sköldkörtelhormon 69 859 515<br />
Metoprolol C07AB02 Blodtryckssänkande 63 503 488<br />
Ramipril C09AA05 Blodtryckssänkande 61 213 538<br />
Cyanokobalamin B03BA01 Vid megaloblastanemi, vitamin B12 60 499 340<br />
Insulin A10AB01, A10AB04, A10AC01,<br />
10AD01<br />
Mot diabetes 60 189 801<br />
Atenolol C07AB03 Blodtryckssänkande 59 961 126<br />
Isosorbidmononitrat C01DA14 Mot kärlkramp 59 638 816<br />
Felodipin C08CA02 Blodtryckssänkande 58 451 093<br />
Atorvastatin C10AA05 Blodfettsänkande 56 876 602<br />
Zopiklon N05CF01 Lugnande 49 149 764<br />
Ibuprofen M01AE01 Smärtstillande, inflammationshämmande 46 351 919<br />
Sertralin N06AB06 Mot depression 46 125 372<br />
Vitamin b-komplex A11EA00 Vitamin 45 576 179<br />
Levonorgestrel+östrogen G03AB03 Könshormon 44 541 728<br />
215
Aktiv substans ATC-kod Användning Dygnsdoser<br />
Omeprazol A02BC01 Mot magsår 43 134 737<br />
Hydrokortison D07AA02 Inflammationshämmande 41 064 670<br />
Propiomazin N05CM06 Lugnande 40 535 719<br />
Lansoprazol A02BC03 Mot magsår 38 104 640<br />
Betametason D07AC01, H02AB01 Inflammationshämmande 37 793 854<br />
Östradiol G03CA03 Könshormon 36 439 617<br />
Hydroklorotiazid + amilorid C03EA01 Blodtryckssänkande 36 266 666<br />
Oximetazolin R01AA05 Avsvällande vid snuva 35 647 580<br />
Multivitaminer, utan annan tillsats A11BA00 Vitaminer 35 643 555<br />
Amlodipin C08CA01 Blodtryckssänkande 34 303 312<br />
Zolpidem N05CF02 Lugnande 33 623 164<br />
Loratadin R06AX13 Mot allergi 33 301 433<br />
Xylometazolin R01AA07 Avsvällande vid snuva 31 912 437<br />
Terbutalin R03AC03 Mot astma (luftvägsvidgande) 31 285 280<br />
Kodein N02AA59 Smärtstillande 30 795 817<br />
Diklofenak M01AB05 Inflammationshämmande 27 583 523<br />
Noretisteron + östrogen G03FA01 Könshormon 27 494 292<br />
Naproxen M01AE02 Inflammationshämmande 27 472 056<br />
Östriol G03CA04 Könshormon 26 889 214<br />
Prednisolon H02AB06 Inflammationshämmande 26 644 619<br />
Desogestrel+östrogen G03AA09 Könshormon 26 608 568<br />
Metformin A10BA02 Mot diabetes 26 247 795<br />
Levonorgestrel+östrogen G03AA07 Könshormon 25 722 956<br />
Acetylcystein R05CB01 Slemlösande vid hosta 25 271 586<br />
Ketokonazol D01AC08 Mot svampinfektion 25 134 720<br />
Hydroxokobalamin B03BA03 Mot megaloblastanemi 25 079 000<br />
Cetirizin R06AE07 Mot allergi 24 916 519<br />
Digoxin C01AA05 Hjärtstimulerande 24 809 220<br />
Ipratropium R03BB01 Mot astma (luftvägsvidgande) 24 735 850<br />
Glibenklamid A10BB01 Mot diabetes 20 769 560<br />
Warfarin B01AA03 Mot blodpropp 20 144 288<br />
Pravastatin C10AA03 Blodfettsänkande 19 397 682<br />
216
Aktiv substans ATC-kod Användning Dygnsdoser<br />
Losartan C09CA01 Blodtryckssänkande 19 366 284<br />
Kandesartan C09CA06 Blodtryckssänkande 19 086 859<br />
Nikotin N07BA01 Rökavvänjning 18 847 747<br />
Diazepam N05BA01 Lugnande 18 635 653<br />
Tramadol N02AX02 Smärtstillande 18 496 265<br />
Medroxiprogesteron G03AC06 Könshormon 18 470 586<br />
Salicylsyrapreparat D02AF00 Hudskyddande och uppmjukande 18 270 085<br />
Dextropropoxifen N02AC04, N02AC54 Smärtstillande 17 609 300<br />
Flunitrazepam N05CD03 Lugnande 17 319 628<br />
Salbutamol R03AC02 Mot astma (luftvägsvidgande) 16 800 345<br />
Paroxetin N06AB05 Mot depression 16 617 140<br />
Bendroflumetiazid C03AB01 Blodtryckssänkande 16 387 273<br />
Venlafaxin N06AX16 Mot depression 16 340 228<br />
Esomeprazol A02BC05 Mot magsår 15 930 464<br />
Spirnolakton C03DA01 Blodtryckssänkande 15 789 801<br />
Glycerylnitrat C01DA02 Mot kärlkramp 15 763 013<br />
Ranitidin A02BA02 Mot magsår 15 314 781<br />
Mometason D07AC13 Inflamationshämmande 15 281 820<br />
Bendroflumetiazid C03AA01 Blodtryckssänkande 14 889 400<br />
Fenoximetylpenicillin J01CE02 Mot bakterieinfektion 14 870 761<br />
Celecoxib M01AH01 Inflammationshämmande 14 846 460<br />
Oxazepam N05BA04 Lugnande 12 837 257<br />
Ispaghula A06AC01 Laxermedel 12 535 034<br />
Cocillana-etyfin R05FA02 Mot hosta 11 181 838<br />
Ketoprofen M02AA10 Inflammationshämmande 10 477 073<br />
Al-, Ca- och K-salter A02AD01 Mot halsbränna/sur mage 8 761 847<br />
Bromhexin R05CB02 Slemlösande vid hosta 7 706 739<br />
Fenylpropanolamin R01BA01 Avsvällande vid snuva 6 616 904<br />
Doxycyklin J01AA02 Mot bakterieinfektion 6 612 993<br />
Levodopa + dekarboxylashämmare N04BA02 Mot Parkinsons sjukdom 5 932 173<br />
Loperamid A07DA03 Mot diarré 5 430 980<br />
Gramicidin R02AB30 Mot bakterieinfektion 4 819 345<br />
217
Aktiv substans ATC-kod Användning Dygnsdoser<br />
Acetylcystein/Bromhexidin R05CB10 Slemlösande vid hosta 4 386 820<br />
Noskapin R05DA07 Mot hosta 4 278 447<br />
Flukloxacillin J01CF05 Mot bakterieinfektion 4 139 711<br />
Laurylsulfat A06AG11 Laxermedel 3 518 846<br />
Alginsyra A02BX13 Mot magsår 2 790 650<br />
Elektrolyter B05BB01 Reglering av elektrolytbalans 2 127 696<br />
Ketobemidon N02AB01 Smärtstillande 1 563 770<br />
Ekonazol G01AF05 Mot svampinfektion 1 147 728<br />
Glukos B05BA03 Infusionsvätska kolhydrat 1 118 030<br />
218
Bilaga 9:Veterinärmedicinska läkemedel: 100-lista förpackningar, försäljning år 2002<br />
Aktiv substans ATC-kod Användning Förpackningar<br />
Albendazol/Flubendazol/Fenbendazol QP52AC1 Maskmedel 270 178<br />
Tetrahydropyrimidiner QP52AF0 Maskmedel 227 435<br />
Fipronil/Imidakloprid QP53AX1 Mot parasiter 195 534<br />
Prazikvantel QP52AA5 Maskmedel 146 990<br />
Ampicillin QJ01CA0 Mot bakterieinfektion 139 369<br />
Makrocykliska laktoner QP54AA0 Mot parasiter 129 866<br />
Medroxiprogesteron QG03DA0 Könshormon 93 340<br />
Karprofen QM01AE9 Inflammationshämmande 92 345<br />
Amoxicillin QJ01CR0 Mot bakterieinfektion 82 707<br />
Enrofloxacin QJ01MA9 Mot bakterieinfektion 80 671<br />
Prednisolon QS02CA0 Inflammationshämmande 73 537<br />
Bensylpenicillin QJ01CE0 Mot bakterieinfektion 71 016<br />
Klindamycin QJ01FF0 Mot bakterieinfektion 66 278<br />
Sulfadiazin + trimetoprim QJ01EW1 Mot bakterieinfektion 50 566<br />
Doxycyklin QJ01AA0 Mot bakterieinfektion 50 403<br />
Cefalexin QJ01DA0 Mot bakterieinfektion 47 320<br />
Kinolinderivat QP52AA0 Maskmedel 42 345<br />
Meloxicam QM01AC0 Inflammationshämmande 41 210<br />
Pyretriner QP53AC0 Mot parasiter 34 810<br />
Fusidinsyra QS01AA1 Mot bakterieinfektion 30 277<br />
Levande fungorala vacciner för nötkreatur QI02AP0 27 908<br />
Penicilliner i kombination med andra antibakteriella QJ51RC2 27 504<br />
Moxidektin QP54AB0 Mot parasiter 18 098<br />
Flunixin QM01AG9 Inflammationshämmande 18 082<br />
Betametason + antibiotika QD07CC0 Inflammationshämmande 18 018<br />
Selenkombination QA12CE9 Mineral 16 893<br />
Laurylsulfat QA06AA0 Laxermedel 16 244<br />
Milbemycin QS01XA9 Mot parasiter 15 332<br />
219
Aktiv substans ATC-kod Användning Förpackningar<br />
Dexametason QH02AB0 Inflammationshämmande 15 329<br />
Inaktiverade bakteriella vacciner för svin QI09AB0 14 741<br />
Enalapril/benezapril QC09AA0 Blodtryckssänkande 13 883<br />
Fenylbutazon QM01AA0 Inflammationshämmande 12 678<br />
Övriga sömnmedel QN05CM9 12 500<br />
Bensimidazolderivat QP52AC0 Maskmedel 11 597<br />
Foxim/Metrifonat QP53AF0 Mot parasiter 11 540<br />
Nitroskanat QP52AX0 Maskmedel 11 354<br />
Tylosin QJ01FA9 Mot bakterieinfektion 11 218<br />
Oxytocin QH01BB0 Hypofyshormon 11 169<br />
Kalciumsalt QA12AA2 Mot bakterieinfektion 11 048<br />
Spiramycin QJ01FA0 Mot bakterieinfektion 9 476<br />
Ceftiofur QJ01DA9 Mot bakterieinfektion 9 258<br />
Ketoprofen QM01AE0 Inflammationshämmande 9 152<br />
Betametason + antibiotika QS02CA9 Inflammationshämmande, mot bakterieinfektion 8 901<br />
Kabergolin QG02CB0 Prolaktinhämmare 8 414<br />
Deltamitrin QP53AC11 Mot löss/loppor 8 278<br />
Levande virala vacciner för katt QI06AD0 8 151<br />
Bromhexin QR05CB0 Slemlösande vid hosta 7 899<br />
Inaktiverade virala vacciner för häst QI05AA0 7 198<br />
Järndextran QB03AC9 Mot järnbrist 7 126<br />
Hyaluronsyra QM09AX0 Rörelseapparaten 6 836<br />
Klenbuterol QR03CC1 Mot astma 6 819<br />
Ethacilin/Streptocillin QJ01RA0 Mot bakterieinfektion 6 331<br />
Lufenuron QP53BC0 Mot parasiter 6 256<br />
Vitamin B-komplex QA11EA0 Vitaminer 5 780<br />
Tolfenamin QM01AG0 Inflammationshämmande 5 777<br />
Inaktiverade virala vacciner för hund QI07AA0 5 587<br />
Dihydrostreptomycin QA07AA9 Mot bakterieinfektion 5 483<br />
Inaktiverade virala och bakteriella vacciner för svin QI09AL0 5 220<br />
Inaktiverade virala och bakteriella vacciner för häst QI05AL0 4 975<br />
220
Aktiv substans ATC-kod Användning Förpackningar<br />
Inaktiverade virala och bakteriella vacciner för mink QI20CL0 4 402<br />
Formosulfatiazol QA07AB9 Mot bakterieinfektion 4 247<br />
Kalciumkombination QA12AX0 4 132<br />
Nelex lösn., Lotagen vet. lösn., Furoxon. QG01AX0 (3/6) 3 969<br />
Virginiamycin QJ01XX9 Mot bakterieinfektion 3 963<br />
Oterna örondroppar QS02QA0 3 888<br />
Inaktiverade bakteriella vacciner för häst QI05AB0 3 629<br />
Glukosaminoglykan QM01AX1 Inflammationshämmande 3 046<br />
Saknas i FASS, ingen information på Apoteket. QS03OO0 2 990<br />
Isofluran QN01AB0 Narkosmedel 2 958<br />
Levande virala och inaktiverade virala vacciner för<br />
hund QI07AH0 2 838<br />
Glukokortikoider i komb med antiseptika QD01AC9 Mot svampinfektion 2 739<br />
Atipamezol QV03AB9 Motgift mot narkosmedlet medetomidin 2 677<br />
Insulin QA10AC0 Mot diabetes 2 495<br />
Pimobendan QC01CE9 Hjärtstimulerande 2 265<br />
Kombivitamin QA11JA0 2 217<br />
Dipyron QN02BB0 Smärtstillande 2 168<br />
Mebumal, pentobarbital, nembutal QN05CA0 Avlivningsvätska 2 032<br />
Gentamicin QJ01GB0 Mot bakterieinfektion 1 932<br />
Ketamin QN01AX0 Narkosmedel 1 777<br />
Toltrazuril QP51AJ0 Mot parasiter 1 762<br />
Inaktiverade bakteriella vacciner för svin QI09AB1 1 723<br />
Imizol inj 12 % QP51AE0 1 685<br />
Ovex B vet. inj, incurin vet. tabl. QG03CA0 1 628<br />
Levande virala vacciner för fjäderfä QI01AD0 1 587<br />
Inaktiverade virala vacciner för svin QI09AA0 1 509<br />
Terramycin QG01AA0 (7) Mot bakterieinfektioner 1 501<br />
Dinoprost QG02AD0 Prostaglandin 1 421<br />
Bensimidazolderivat QP52AC5 Maskmedel 1 300<br />
Kloprostenol QG02AD9 Prostaglandin 1 111<br />
Propofol QN01AX1 Narkosmedel 1 044<br />
221
Aktiv substans ATC-kod Användning Förpackningar<br />
Acepromazin QN05AA0 Mot nervositet, aggressivitet 1 044<br />
Sulfoklozin QP51AG0 Mot parasiter 1 029<br />
Dexametason QA16QA0 Inflammationshämmande 825<br />
Buserelin QH01CA9 Hypotalamushormon 758<br />
Dimetylsulfox vet- inj. 200millig/m QM02AX0(3) 742<br />
Alizin vet. inj. 3% QG03XB9 735<br />
Zubrin tabl. QM01AX0 656<br />
Inaktiverade virala vacciner för katt QI06AA0<br />
Levande virala vacciner för hund QI07AD0<br />
Klomipramin QN06AA0 Mot nervositet, aggressivitet<br />
222
Bilaga 10: Kommentarer till in<strong>rapport</strong>erade data för<br />
läkemedel<br />
Totalt in<strong>rapport</strong>erades 1106 aktiva substanser av 42 läkemedelsföretag. Det inkom också data för 54 aktiva<br />
substanser för veterinärt bruk från 3 läkemedelsföretag.<br />
Humanmedicinska läkemedel<br />
Stabilitets data<br />
T½ hydrolys<br />
12% av de in<strong>rapport</strong>erade substanserna hade uppgifter om dess hydrolyseringshastigheter. 9% av de in<strong>rapport</strong>erade<br />
värdena angav vilket protokoll som använts.<br />
T½ för biologisk nedbrytning<br />
26% av de in<strong>rapport</strong>erade substanserna hade uppgifter om dess bionedbrytningshastigheter. Drygt hälften<br />
av värdena (133 av 288) <strong>rapport</strong>erades i enlighet med US. FDA (TAD 3.11) eller OECD:s testriktlinjer.<br />
T½ fotolys<br />
8% av de in<strong>rapport</strong>erade substanserna hade uppgifter om fotolys.<br />
Bioackumulerings data<br />
Ytterst få bioackumuleringsdata utöver log Kow inkom.<br />
Ekotoxikologiska data<br />
Algbaserade toxicitetsdata<br />
19% av de aktiva substanser hade någon typ av in<strong>rapport</strong>erade data om toxicitet för olika alger.<br />
Responser och använda protokoll för algbaserade toxicitetstester.<br />
OECD FDA Övriga Okänd Σ %<br />
EC50 29 19 3 46 97 35<br />
IC50 21 17 38 14<br />
NOEC 43 10 37 90 33<br />
Övriga 13 37 50 18<br />
Σ 106 29 3 137 275<br />
% 39 10 1 50<br />
Daphniabaserade toxicitetsdata<br />
34% av de aktiva substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för Daphnia.<br />
Responser och använda protokoll för Daphniabaserade toxicitetstester.<br />
OECD FDA Övriga Okänd Σ %<br />
EC50 112 69 6 110 297 55<br />
NOEC 60 51 2 46 159 29<br />
Övriga 6 15 64 85 16<br />
Σ 178 135 8 220 541<br />
% 33 25 1 41<br />
223
Fiskbaserade toxicitetsdata<br />
27% av substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för fiskar.<br />
Responser och använda protokoll för fiskbaserade toxicitetstest.<br />
OECD FDA Övriga Okänd Σ %<br />
LC50 77 34 130 241 60<br />
EC50 6 1 3 10 20 5<br />
NOEC 58 10 1 26 95 24<br />
Övriga 5 7 1 29 42 11<br />
Σ 146 52 5 195 398<br />
% 37 13 1 49<br />
Övriga ekotoxikologiska data<br />
MIC värden presenterades för 4,5% av de aktiva substanserna och 8% av substanserna hade någon ytterligare<br />
information tex. toxicitetsdata för daggmaskar, toxicitet klassificering, Microtox resultat, osv. En del<br />
utförlig information som varit svår att klassificera hamnade i denna grupp.<br />
Kemisk-fysikaliska data<br />
Nedan visas, i procent, hur mycket kemisk-fysikaliska data som inkommit. Vissa parametrar som tex. kokpunkt<br />
och pKa är inte relevanta för alla substanser.<br />
%<br />
Kokpunkt 6,0<br />
Smältpunkt 56,6<br />
Log Kow<br />
43,1<br />
Vattenlöslighet 62,2<br />
Ångtryck 12,9<br />
Henrys lags konstant 13,9<br />
Refraktionsindex 6,1<br />
pKa 25,1<br />
Adsorptionskoefficient Koc 11,8<br />
Veterinärmedicinska läkemedel<br />
Totalt in<strong>rapport</strong>erades 54 aktiva substanser för veterinärt bruk av 3 läkemedelsföretag.<br />
Stabilitets data<br />
T½ hydrolys<br />
En av de in<strong>rapport</strong>erade substanserna hade någon uppgift om dess hydrolyseringshastighet.<br />
T½ för biologisk nedbrytning<br />
Tre av de in<strong>rapport</strong>erade substanserna hade uppgifter om dess bionedbrytningshastigheter.<br />
224
T½ fotolys<br />
En av de in<strong>rapport</strong>erade substanserna hade någon uppgift om fotolys.<br />
Bioackumulerings data<br />
Ytterst få bioackumuleringsdata utöver log Kow inkom.<br />
Ekotoxikologiska data<br />
Algbaserade toxicitetsdata<br />
Tre av de aktiva substanser hade någon typ av in<strong>rapport</strong>erade data om toxicitet för olika alger, varav ett var<br />
ett litteraturvärde.<br />
Daphniabaserade toxicitetsdata<br />
Fem av de aktiva substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för Daphnia.<br />
Fiskbaserade toxicitetsdata<br />
Tre av substanserna hade någon typ av data om dess toxicitet för fiskar.<br />
Övriga ekotoxikologiska data<br />
Inga MIC värden presenterades för de aktiva substanserna och tre av substanserna hade någon ytterligare<br />
information om toxicitet för olika växtsorter och toxicitet klassificering.<br />
Kemisk-fysikaliska data<br />
Nedan visas, i procent, hur mycket kemisk-fysikaliska data som inkommit. Vissa parametrar som tex. kokpunkt<br />
och pKa är inte relevanta för alla substanser.<br />
%<br />
Kokpunkt 5,6<br />
Smältpunkt 20,4<br />
Log Kow<br />
18,5<br />
Vattenlöslighet 33,3<br />
Ångtryck 11,1<br />
Henrys lags konstant 1,9<br />
Refraktionsindex 1,9<br />
pKa 7,4<br />
Adsorptionskoefficient Koc 3,7<br />
225
Bilaga 11: Preliminära ekotoxicitets-, bionedbrytnings- och<br />
bioackumuleringsomdömen för ett urval av<br />
läkemedelssubstanser<br />
Tabellen är i huvudsak sorterad efter ekotoxicitet.<br />
MG = mycket giftigt för vattenlevande organismer; något EC50 värde < 1 millig/L finns<br />
G = giftigt för vattenlevande organismer; något EC50 värde > 1 millig/L men < 10 millig/L finns<br />
S = skadlig för vattenlevande organismer; något EC50 värde > 10 millig/L men < 100 millig/L finns<br />
EL = ej lättnedbrytbart; något värde som kan tolkas som ej lättnedbrytbart finns<br />
EB = ej potential för bioackumulering utifrån log Kow eller BCF<br />
B = potential för bioackumulering utifrån log Kow eller BCF<br />
us = uppgift saknas<br />
Substans ATC-kod<br />
226<br />
Ekotoxicitet <br />
Bionedbrytning<br />
acitretin D05B B02 MG EL B<br />
allopurinol M04A A01 MG EL EB<br />
bromokriptin (mesylat) N04B C01 MG EL B<br />
bupropion 4,5 (hydroklorid) N07B A02 MG EL EB<br />
ciprofloxacin 1<br />
S01A X13 MG EL EB<br />
etinylöstradiol G03CA01 MG EL B<br />
felodipin 2,5 C08 A02 MG EL B<br />
flufenazin N05A B02 MG EL EB<br />
fluoxetin N06A B03 MG EL EB<br />
fluvoxamin (maleat) N06A B08 MG EL EB<br />
fosinopril (natrium) C09A A09 MG EL EB<br />
galantamin (hydrobromid) N06D A04 MG EL EB<br />
imipramin (bas) N06A A02 MG EL B<br />
irbesartan C09C A04 MG EL B<br />
isradipin C08C A03 MG EL B<br />
ketotifen S01G X08 MG EL us<br />
klomipramin N06A A04 MG EL EB<br />
klozapin (bas) N05A H02 MG EL us<br />
levonorpromazin (maleat) N05A A02 MG EL EB<br />
maprotilin (hydroklorid) N06A A21 MG EL EB<br />
megesterol (acetat) L02A B01 MG EL B<br />
mikonazol 5 (nitrat) D01A C02 MG EL B<br />
mitomycin L01D C03 MG EL EB<br />
moxifloxacin 5<br />
J01M A14 MG EL EB<br />
noretisteron G03A C01, G03D,<br />
C02<br />
MG EL B<br />
sulfametoxazol 5<br />
J01E E01 MG EL EB<br />
tamoxifen L02B A01 MG EL B<br />
telitromycin J01F A15 MG EL us<br />
tioridazin N05A C02 MG EL us<br />
tropisetron A04A A03 MG EL us<br />
alendronat (natrium) M05 A04 G EL EB<br />
budesonid 2 R01A D05, R03B, A02 G EL B<br />
cyproteron (acetat) G03H A01 G EL B<br />
diklofenak M01A B05, M02A,<br />
A15, S01B C03<br />
G EL EB<br />
docetaxel L01C D02 G EL us<br />
Bioackumulering
Substans ATC-kod<br />
227<br />
Ekotoxicitet <br />
Bionedbrytning<br />
drospirenon G03A A12 G EL B?<br />
dutasterid G04C B02 G EL B<br />
etidronat 5 (dinatrium) M05B A01 G EL EB<br />
everolimus L04A A18 G EL B<br />
ibandronat 5 (natrium) M05B A06 G EL EB<br />
imatinib (mesylat) L01X X28 G EL B<br />
indanavir 5 (sulfat) J05A E02 G EL EB<br />
klopidogrel B01A C04 G EL EB<br />
leflunomid L04A A13 G EL B<br />
midazolam N05C D08 G EL EB<br />
orlistat A08A B01 G EL B<br />
paroxetin 2,5 (hydroklorid hemihydrat) N06A B05 G EL EB<br />
proklorperazin (maleat) N05A B04 G EL us<br />
riluzol N07X X02 G EL us<br />
risperidon N05A X08 G EL B<br />
rivastigmin (vätetartrat) N06D A03 G EL EB<br />
trimipramin (maleat) N06A A06 G EL EB<br />
zoledronsyra M05B A08 G EL EB<br />
zolpidem 2 (tartrat) N05C F02 G EL B<br />
zoplikon 2 N05A F05 G EL us<br />
östradiol G03CA03 G EL B<br />
artemeter P01 E52 S EL us<br />
bambuterol (hydroklorid) R03C C12 S EL us<br />
beklometason 4 (diproprionat) R01A D01, R03B A01 S EL B<br />
buspiron (hydroklorid) N05B E01 S EL EB<br />
esomeprazol 2 (magnesiumtrihydrat) A02B C05 S EL EB<br />
fentanyl N01A H01, N02A B03 S EL B<br />
flunitrazepam 2 N05C D03 S EL EB<br />
fluvastatin (natrium) C10A A04 S EL B<br />
formoterol (fumaratdihydrat) R03A C13 S EL EB<br />
granisetron 5 (hydroklorid) A04A A02 S EL EB<br />
hydralazin (hydroklorid) C02D B02 S EL EB<br />
imipenem 4<br />
J01D H51 S EL us<br />
kaptopril C09A A01 S EL EB<br />
karbamazepin N03A F01 S EL EB<br />
klometiazol N05C M02 S EL EB<br />
klonazepam 5<br />
N03A E01 S EL EB<br />
mangafodipir 4 (trinatrium) V08C A05 S EL EB<br />
merkaptopurin (monohydrat) L01B B02 S EL EB<br />
metoprolol C07A B02 S EL EB<br />
moklobemid N06A G02 S EL EB<br />
naloxon (hydroklorid) V03A B15 S EL EB<br />
naproxen 5<br />
M01A E02 S EL B<br />
omeprazol 2 (natrium) A02B C01 S EL EB<br />
ondansetron A04A A01 S EL EB<br />
oseltamivir J05A H02 S EL EB<br />
pindolol (bas) C07A A03 S EL EB<br />
prilokain N01B B04 S EL EB<br />
proguanil (hydroklorid) P01B B01 S EL EB<br />
ribavirin J05A B04 S EL EB<br />
ropivakain (hydrokloridmonohydrat) N01B B09 S EL EB<br />
tenoxikam 5<br />
M01A C02 S EL EB<br />
tiludronat 5<br />
M05B A05 S EL EB<br />
Bioackumulering
Substans ATC-kod<br />
228<br />
Ekotoxicitet <br />
Bionedbrytning<br />
topotekan 5 (hydroklorid) L01X X17 S EL EB<br />
triamcinolon A01A C01 S EL EB<br />
trimetoprim 5<br />
J01E A01 S EL EB<br />
valsartan C09C A03 S EL EB<br />
amiodaron (hydroklorid) C01B D01 MG us B<br />
amitriptylin N06A A09 MG us EB<br />
amlodipin C08C A01 MG us B<br />
amoxicillin 3,4<br />
QJ01CR0 MG us EB<br />
atovakvon 5<br />
P01A X06 MG us B<br />
aztreonam J01D F01 MG us EB<br />
caspofungin (acetat) J02A X04 MG us EB<br />
cisplatin L01X A01 MG us EB<br />
cyproheptadin (hydroklorid) R06A X02 MG us EB?<br />
dihydrostreptomycin 3 QA07A A90, QJ01R<br />
A01<br />
MG us EB<br />
foxim 3 QP53A F01 MG us us<br />
gentamicin 3 D06A X07 MG us EB<br />
imidakloprid/fipronil 3 QP53A X17 MG us EB<br />
karvedilol 5<br />
C07A G02 MG us EB<br />
klemastin R06A A04 MG us B<br />
klomipramin (hydroklorid) N06A A04 MG us EB<br />
levofloxacin J01M A12, S01A X00 MG us B<br />
norfloxacin 5<br />
J01M A06 MG us B<br />
ofloxacin J01M A01 MG us EB<br />
permetrin 3 QP53A C04 MG us B<br />
propofol N01A X10 MG us us<br />
propranolol C07A A05 MG us us<br />
pyridostigmin (bromid) N07A A02 MG us EB<br />
sertralin 5<br />
N06A B06 MG us EB<br />
terbinafin D01A E15 MG us B<br />
tiamulin QJ01X X92 MG us EB<br />
tiklopidin B01A C05 MG us EB<br />
tylosin 3 QJ01F A90 MG us EB<br />
valdecoxib 5<br />
M01A H03 MG us B<br />
1 aktiv metabolit till enrofloxacin, vilken finns på listan över de 100 mest sålda veterinärmedicinska läkemedelssubstanserna (bilaga 9)<br />
2 finns på listan över de 100 mest sålda humanmedicinska läkemedelssubstanserna (bilaga 8)<br />
3 finns på listan över de 100 mest sålda veterinärmedicinska läkemedelssubstanserna (bilaga 9)<br />
4 uppgift som tolkas som snabb hydrolys finns<br />
5 uppgift som tolkas som ljuskänslig finns<br />
Bioackumulering
Bilaga 12: Tillgängliga nedbrytnings- och<br />
bioackumulationsdata för utvalda läkemedelssubstanser<br />
Nedanstående tabell visar omfattningen på tillgängliga data rörande nedbrytning och bioackumulation från<br />
företag och databaser samt uppgifter om vilken typ av ekotoxicitetsdata företagen <strong>rapport</strong>erat för de utvalda<br />
substanserna. Data på ekotoxicitet som finns att tillgå i litteraturen finns summerade i bilaga 7. Numeriska<br />
uppgifter är ersatta med ”X ” för företagsdata.<br />
Substans Miljödata Referens<br />
Albendazol 1. log Kow = 3,14 1. QSAR med EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
Atenolol 1. log Kow = – 0,03<br />
2. log Kow = 0.16<br />
Cyklofosfamid 1. Fisktox: Salmo gairdneri (= Oncorhynchus<br />
mykiss) NOEC 96 tim > X<br />
millig/L, enligt OECD 203.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
NOEC 48 tim > X millig/L, enligt<br />
OECD 202.<br />
3. log Kow = 0,63<br />
4. log Kow = 0,97<br />
5. < X % på 28 dygn enligt OECD<br />
301E.<br />
Dextropropoxifen<br />
229<br />
1. Kemiska Ämnen (Prevent, 2003) och egen<br />
QSAR med EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
2. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och Jones<br />
et al., 2002.<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
4. Di Guardo et al., 2001.<br />
5. Företag<br />
1. log Kow = 4,18 1. Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och databas<br />
i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
Diazepam 1. log Kow = 2,82<br />
2. log Kow = 2.99<br />
3. BCF 29,51<br />
Diklofenak 1. Fisktox: LC50 > X millig/L, enligt<br />
OECD 203.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
EC50 = X millig/L; NOEC = X millig/L,<br />
enligt OECD 202.<br />
3. log Kow = 4,02<br />
4. log Kow = 4,51<br />
5. log Kow = X<br />
6. Ej lättnedbrytbar enligt<br />
OECD 301D o E<br />
Enalapril 1. Fisktox: Fathead minnow LC50 > X<br />
millig/L, enligt US EPA.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
LC50 = X millig/L, enligt US EPA.<br />
3. log Kow < X<br />
Etinylöstradiol 1. Fisktox: Rainbow trout LC50 96 tim<br />
= X millig/L.<br />
2. A) Daphnia magna EC50 48 tim = X<br />
millig/L.<br />
B) Daphnia magna LC50 = X millig/L;<br />
NOEC = X millig/L, enligt US<br />
FDA 4.08.<br />
3. Kronisk tox: Pimephales promelas,<br />
påverkan under hela livscykeln.<br />
Tillväxt och sexuell utveckling påverkas<br />
signifikant vid halter vid och<br />
över X nanogram/L. Manliga fiskar<br />
blir inte könsmogna.<br />
1. Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
och databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
2. Di Guardo et al., 2001.<br />
3. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
4. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
5. Företag<br />
6. Företag<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
1. Företag<br />
2. A) Företag<br />
B) Företag<br />
3. Företag<br />
4. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
5. Företag<br />
6. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
7. Företag<br />
8. Företag<br />
9. Företag<br />
10. Företag
Substans Miljödata Referens<br />
4. Kronisk tox: Hormonstörande i fisk:<br />
produktion av vitellogenin hos hanfisk,<br />
Oncorhynchus mykiss EC 0,1-<br />
0,5 nanogram/L.<br />
5. log Kow = X (pH 5) och X (pH 7)<br />
6. log Kow = X<br />
7. log Kow = X<br />
8. CO2-utveckling X % på 28 dygn<br />
9. Inte lättnedbrytbart (US FDA 3.11)<br />
10. Bedöms som hydrolytiskt stabil.<br />
Fotonedbrytning i filtrerat xenonljus<br />
T½ = X dygn (pH 7). I naturen är<br />
halveringstiden >> X år (pH 7) på<br />
latituder 20 – 60 grader.<br />
Furosemid 1. Fisktox: Golden orfe LC50 96 tim ><br />
X millig/L enligt OECD 203.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna:<br />
EC50 48 tim > X millig/L, enligt<br />
OECD 202.<br />
3. Algtox: LC50 72 tim = X millig/L<br />
enligt OECD 201.<br />
4. log Kow = X<br />
5. log Kow = X<br />
6. Aerob nedbrytbarhet: < X % på 15<br />
dygn<br />
7. Anaerob nedbrytbarhet:<br />
BOD5/COD = X<br />
Hydroklorotiazid 1. Fisktox:<br />
A) Danio rerio LC50 96 tim > X millig/L,<br />
enligt OECD 203.<br />
B) Fathead minnow LC50 > X millig/L,<br />
enligt US EPA.<br />
C) LC50 96 tim = X millig/L<br />
D) Saltvattensfisk LC50 96 tim = X<br />
millig/L<br />
2. Invertebrattox:<br />
A) Daphnia magna EC50 48 tim<br />
> X millig/L, enligt OECD 202.<br />
NOEC = X millig/L.<br />
B) Daphnia magna EC50 48 tim<br />
> X millig/L, enligt OECD 202 (I).<br />
3. Algtox: EC50 96 tim = X millig/L.<br />
4. Mikroorganisminhibition EC50 3 tim<br />
> X millig/L, enligt OECD 209.<br />
5. log Kow = X (25 o C), enligt OECD<br />
107/117.<br />
6. log Kow = X<br />
7. log Kow = X<br />
8. log Kow = X<br />
9. log Kow = X<br />
10. Aerob nedbrytbarhet X % enligt<br />
OECD 301E.<br />
11. Inte lättnedbrytbart, enligt OECD<br />
301.<br />
12. < X % (28 dygn), inte lättnedbrytbart,<br />
OECD 302.<br />
Ibuprofen 1. log Kow: log Kow = 3.3 (pH 5, 1mM<br />
ibuprofen); log Kow = 3.21 (pH 5, 10<br />
mM ibuprofen); log Kow = 1.47. (pH<br />
7, 0.1 mM ibuprofen); log Kow =<br />
1.41 (pH 7, 1mM ibuprofen); log<br />
Kow = 0.24 (pH 7, 10 mM ibupro-<br />
230<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Företag<br />
6. Företag<br />
7. Företag<br />
1. A) Företag<br />
B) Företag<br />
C) Företag<br />
D) Företag<br />
2. A) Företag<br />
B) Företag<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Företag<br />
6. Företag<br />
7. Företag<br />
8. Företag<br />
9. Företag<br />
10. Företag<br />
11. Företag<br />
12. Företag<br />
1. IUCLID, 2000.<br />
2. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
3. IUCLID, 2000.
Substans Miljödata Referens<br />
fen).<br />
2. log Kow = 3,97<br />
3. Nedbrytning = 10 – 60 % efter 28<br />
dagar, enligt OECD 301 B.<br />
Ifosfamid 1. Fisktox: Salmo gairdneri LC50 96h ><br />
X millig/L; NOEC 96 tim > X millig/L,<br />
enligt OECD 203.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
EC50 48h = X millig/L; NOEC 48h =<br />
X millig/L, enligt OECD 202.<br />
3. Annan akuttox: Pseudomonas putida<br />
EC10 16 tim > X millig/L, enligt<br />
DIN 38312, T.8.<br />
4. log Kow = 0,86<br />
5. < X % på 28 dygn enligt OECD<br />
301E.<br />
231<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och kemiska<br />
ämnen (Prevent, 2003).<br />
5. Företag<br />
Ivermektin 1. log Kow = 6,5 1. Di Guardo et al., 2001.<br />
Ketoprofen 1. log Kow = X<br />
2. log Kow = X<br />
Metformin 1. Fisktox: Leponis macrochirus<br />
NOEC 96 tim = X millig/L, enligt<br />
TAD 4.11 och för metforminHCl.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
EC50 48 tim = X millig/L; NOEC= x<br />
millig/L, enligt TAD 4.02, för metforminHCl.<br />
3. log Kow = X (metforminHCl)<br />
4. log Kow = -2,64<br />
5. X % mineralisering, 28 dygn (FDAstudie<br />
för metformin HCl)<br />
Metoprolol 1. Fisktox: Regnbågslax LC50 96 tim =<br />
X millig/L; NOEC = X millig/L, enligt<br />
OECD 203.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
EC50 48 tim > X millig/L; NOEC = X<br />
millig/L, enligt OECD 202 (I).<br />
3. Algtox: Selenastrum capricornutum<br />
EC50 biomassa 72 tim = Xmillig/L;<br />
EC50 tillväxthastighet 72 tim = X<br />
millig/L; LOEC = X millig/L och<br />
NOEC = X millig/L, enligt OECD<br />
201.<br />
4. log Kow = X<br />
5. log Kow = 1,88<br />
6. Ej lättnebrytbar (enligt ISO 7827-<br />
1984 ung. OECD 301E), gäller för<br />
metoprolosuccinat.<br />
Naproxen 1. Fisktox: LC50 = X och X millig/L;<br />
NOEC = X och X millig/L; två tester<br />
enligt OECD 203 på natriumsaltet.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
EC50 = X millig/L; NOEC = X millig/L,<br />
enligt OECD 202. EC50 = X<br />
millig/L; NOEC = X millig/L; för natriumsaltet<br />
och enligt OECD 202.<br />
3. Algtox: EC50 tillväxthastighet = X<br />
millig/L; NOEC = X millig/L enligt<br />
OECD 201.<br />
4. log Kow = X<br />
5. BCF < X<br />
6. Aerob nedbrytbarhet: Ej nedbrytbar.<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Egen QSAR med EPI SUITE (EPA, 2003) och<br />
Jones et al., 2002.<br />
5. Företag<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
6. Företag<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Företag<br />
6. Halling-Sörensen et al., 1998.<br />
7. Företag<br />
8. Företag
Substans Miljödata Referens<br />
7. Aerob nedbrytbarhet: Lättnedbrytbar<br />
8. Anaerob nedbrytbarhet X % på 13<br />
dygn; > X % på 17 dygn; X % på 28<br />
dygn, enligt OECD 302C.<br />
Noretisteron 1. Algtox: EC50 tillväxthastighet = X<br />
millig/L.<br />
2. log Kow = 2,97.<br />
3. log Kow = X<br />
4. Ej lättnedbrytbar enligt OECD 301<br />
5. Ej lättnedbrytbar X %, 28 dygn.<br />
6. BCF 38,9<br />
Oxazepam 1. log Kow = X<br />
2. BCF 10,47<br />
Oxitetracyklin 1. Fisktox: Rainbow trout EC50 = X<br />
millig/L.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia EC50 = X<br />
millig/L.<br />
3. Algtox: EC50 = X millig/L.<br />
4. log Kow = X<br />
5. log Kow = -0,90<br />
6. log Kow = -1,12<br />
7. BCF = X<br />
Paracetamol 1. Fisktox:<br />
A) Pimephales promelas LC50 96<br />
tim = x millig/L.<br />
B) Blugill sunfish LC50 96 tim = x<br />
millig/L.<br />
2. Invertebrattox:<br />
A) Daphnia magna EC50 48 tim = x<br />
millig/L, enligt DIN 38412, part II<br />
(jämförbart med OECD 202).<br />
3. Algtox: Scenedesmus subspicatus:<br />
EC50 72 tim = X millig/L.<br />
4. log Kow = X<br />
5. log Kow = X<br />
6. log Kow = 0,51<br />
7. Aerob nedbrytning: X % på 28 dygn<br />
enligt OECD 301F.<br />
Ranitidin 1. Fisktox: Kronisk Oncorhyncus mykiss<br />
EC50 14 dygn > X millig/L, enligt<br />
OECD 204 och för ranitidinHCl.<br />
2. Daphnia magna EC50 48 tim = X<br />
millig/L; NOEC 48 tim = X millig/L,<br />
enligt TAD 4.08 och för ranitidinHCl.<br />
3. Algtox: Selenastrum capricornutum<br />
IC50 72 tim = X millig/L; NOEL 72h<br />
= X millig/L, enligt OECD 201 och<br />
för ranitidinHCl.<br />
4. log Kow = 0,27<br />
5. log Kow = X (pH 5); X (pH 7); X (pH<br />
9), för ranitidinHCl.<br />
Salbutamol 1. Invertebrattox: Daphnia: EC50 48<br />
tim = X millig/L (X millig/L för sulfatet)<br />
enligt TAD 4.08<br />
2. log Kow = 0,64<br />
232<br />
1. Företag<br />
2. Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och databasen<br />
i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Företag<br />
6. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
1. Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och databas<br />
i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
2. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och Jones<br />
et al., 2002.<br />
6. Loke et al., 2002.<br />
7. Företag<br />
1. A) Företag<br />
B) Företag<br />
2. A) Företag<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Företag<br />
6. IUCLID, 2000.<br />
7. Företag<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
5. Företag<br />
1. Företag<br />
2. Kemiska ämnen (Prevent, 2003) och QSAR<br />
med EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
3. Företag
Substans Miljödata Referens<br />
3. log Kow = X (pH 5); X (pH 7 och pH<br />
9).<br />
Simvastatin 1. log Kow = X<br />
2. log Kow = X (uppskattad)<br />
Terbutalin 1. Fisktox: Zebrafisk EC50 96 tim > x<br />
millig/L (terbutalinsulfat)<br />
2. Invertebrattox: Daphnia EC50 48 tim<br />
= X millig/L.<br />
3. Algtox: EC50 72 tim > X millig/L<br />
4. log Kow = X<br />
5. log Kow = X (terbutalinsulfat).<br />
6. Ej lättnedbrytbar.<br />
Tetracyklin 1. log Kow = –1,3<br />
2. Ej nedbrytbar<br />
233<br />
1. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
2. Företag<br />
1. Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
5. Företag<br />
6. Företag<br />
1. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003) och kemiska<br />
ämnen (Prevent, 2003).<br />
2. Halling-Sørensen et al., 1998.<br />
Tylosin 1. log Kow = 1,63 1. Loke et al., 2002 och databas i EPI SUITE<br />
(EPA, 2003)<br />
Warfarin 1. Fisktox: Kilfläcksrasbora (karp)<br />
LC50 96 tim = X millig/L.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia EC50 48 tim<br />
= X millig/L.<br />
3. log Kow = 2,52<br />
4. log Kow = 2,60<br />
Östradiol 1. Fisktox:<br />
A) Rainbow trout LC50 96 tim > X<br />
millig/L (löslighetsgränsen).<br />
B) Hormonstörande i fisk: Ger produktion<br />
av vitellogenin hos hanfisk,<br />
Oncorhynchus mykiss EC0 3 veckor<br />
= 1-10 nanogram/L. Kan påverka<br />
hormonsystem: RPP 100%.<br />
C) Onchorhychus mykiss LC50 > X<br />
millig/L, enligt OECD 203.<br />
D) Fathead minnow EC50 90 dagar<br />
= X nanogram/L.<br />
2. Invertebrattox: Daphnia magna<br />
NOEC reproduktion 21 dygn > X<br />
mikrog/L.<br />
3. log Kow = X<br />
4. log Kow = X<br />
5. log Kow = X<br />
6. log Kow = X<br />
7. Persistent i avlopp och sjö.<br />
8. Fullständig nedbrytning i vattenmiljön<br />
på X dygn<br />
9. Inte lättnedbrytbart, X % på 28<br />
dygn<br />
10. Inte lättnedbrytbart, efter 28 dygn,<br />
enligt OECD 301.<br />
11. BCF X i fisk; X i invertebrater.<br />
1. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
2. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
3. Kemiska ämnen (Prevent, 2003).<br />
4. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)<br />
1. A) Företag<br />
B) Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
C) Företag<br />
D) Företag<br />
2. Företag<br />
3. Företag<br />
4. Företag<br />
5. Företag<br />
6. Företag<br />
7. Shore et al. 1993<br />
8. Företag<br />
9. Företag<br />
10. Företag<br />
11. Företag<br />
Östriol 1. log Kow = 2,45 1. Databas i EPI SUITE (EPA, 2003)
Bilaga 13: Beräknade Koc-värden för utvalda<br />
läkemedelssubstanser<br />
Nedanstående tabell visar Koc-värden för de utvalda läkemedelssubstanserna beräknat med EPI Suite (EPA,<br />
2003).<br />
Substans Koc (L/kg)<br />
Atenolol 148<br />
Cyklofosfamid 318<br />
Dextropropoxifen 204 000<br />
Diazepam 11 200<br />
Diklofenak 833<br />
Enalapril 1 360<br />
Etinylöstradiol 4 590<br />
Furosemid 188<br />
Hydroklorotiazid 79,6<br />
Ibuprofen 394<br />
Ifosfamid 318<br />
Ketoprofen 288<br />
Metformin 106<br />
Metoprolol 62<br />
Naproxen 349<br />
Noretisteron 2 690<br />
Oxazepam 442<br />
Oxitetracyklin 97,2<br />
Paracetamol 61,7<br />
Ranitidin 27 800<br />
Salbutamol 32<br />
Simvastatin 9 640<br />
Terbutalin 531<br />
Tetracyklin 57,6<br />
Warfarin 273<br />
Östradiol 2 980<br />
Östriol 802<br />
234
Bilaga 14: Klassificering av läkemedel med multivariat<br />
datamodellering<br />
Denna <strong>rapport</strong> är utarbetad av Jerker Fick, Patrik Andersson, Magnus Johansson, Miljökemi, Umeå universitet.<br />
Strategi och metodik<br />
En tydlig strategi, illustrerad i figur 1, har tillämpats vid detta moment som består av<br />
a) beräkning av fysikalisk-kemiska egenskaper,<br />
b) kemisk karaktärisering med multivariat dataanalys och<br />
c) multivariat regressionsanalys där fysikalisk-kemisk data kopplas till specifika miljöeffekter.<br />
Strategin är prövad omfattande alla moment för de antibiotika som är registrerade i FASS ’00. För övriga<br />
substanser valdes var tredje substans ut från FASS´00 och moment 1 och 2 genomfördes av beskriven metodik.<br />
Analysen omfattar ej laddade substanser, peptider samt substanser med oklar molekylstruktur. Valda<br />
substanser avseende såväl antibiotika som övriga är specificerade i Appendix 1.<br />
Fysikalisk-kemiska egenskaper har beräknats med molekylberäkningsprogrammen HyperChem och Dragon<br />
samt tagits fram från den vetenskapliga litteraturen. HyperChem och Dragon är beskrivet i detalj i<br />
Appendix 2. Karaktäriseringen och tolkningen av data genomfördes med principal komponent analys<br />
(PCA) och regressionsanalysen med partial least squares projections to latent structures (PLS). PCA är en<br />
projektionsmetod som kan extrahera informationen från många variabler till ett fåtal informativa nya variabler,<br />
s.k. principal komponenter. Trenderna i data kan sedan illustreras grafiskt genom att plotta de nyskapade<br />
principal komponenterna där ämnen med liknande egenskaper hamnar nära varandra i rymden och<br />
kemiskt olika föreningar separeras. Detta är illustrerat i figur 1b, där olika grupperingar är inringade. PLS<br />
är liksom PCA en multivariat metod för dataanalys men där informationen i två dataset betraktas samtidigt.<br />
I vårt fall använder vi PLS för att söka en korrelation mellan fysikalisk-kemiska egenskaper och bionedbrytning<br />
och effekter på vattenlevande organismer (Daphnia magna). PLS ger även data för att tolka de<br />
mest viktiga kemiska egenskaperna för studerad effekt. PLS har använts i detta projekt för att skapa s.k.<br />
QSAR-modeller (quantitative structure-activity relationships) med målsättningen att kunna prediktera<br />
egenskaper och effekter för otestade substanser (figur 1c). Metoderna PCA och PLS är beskrivet i detalj i<br />
Appendix 3.<br />
235
a)<br />
a<br />
b<br />
c<br />
d<br />
e<br />
f<br />
g<br />
Figur 1. Strategin för karaktäriseringen av läkemedel uppdelat i 3 moment. a) Sammanställning och beräkning<br />
av kemiska egenskaper. b) Kemisk karaktärisering med multivariat analys och tolkning av den kemiska variationen.<br />
c) En vision om struktur-aktivitetsmodeller för prediktering av effekter i miljön av läkemedel.<br />
En intressant tillämpning av den kemiska karaktäriseringen är att använda resultaten för val och prioriteringar<br />
av substanser för framtida studier av läkemedels miljöpåverkan. De kemiska egenskaperna påverkar<br />
effekter i miljön såsom persistens, ackumulation i exponerade organismer och toxiska effekter. Om man<br />
gör ett strategiskt val av substanser baserat på dess kemiska egenskaper med hjälp av statistisk design och<br />
bestämmer olika responser för miljöpåverkan så kan dessa responser predikteras för icke-testade föreningar<br />
med liknande molekylär struktur. En liknande strategi har använts för olika grupper av persistenta organiska<br />
föreningar (t.ex. polyklorerade bifenyler (PCB) och dioxiner) där kemisk karaktärisering, PCA, statistisk<br />
design (Appendix 3) och PLS kombinerats (t.ex. avhandlingar av Mats Tysklind 1993, (ISBN 91-7174-<br />
771-0) och Patrik Andersson, 2000 (ISBN 91-7191-838-8)).<br />
Syftet med detta moment är främst att skapa en bild över den kemiska variationen bland läkemedel använda<br />
i Sverige. Vidare så användes antibiotika som exempel för att illustrera en strategi som skulle vara intressant<br />
att tillämpa på fler läkemedel och som innehåller kemisk karaktärisering, val av representativa set av<br />
testsubstanser samt multivariat QSAR-modellering.<br />
Kemiska egenskaper<br />
Kemiska egenskaper<br />
c)<br />
a<br />
b<br />
c<br />
d<br />
e<br />
f<br />
g<br />
Kemiska egenskaper<br />
Ett stort antal fysikalisk-kemiska egenskaper har beräknats med hjälp av HyperChem och Dragon, ett antal<br />
variabler har identifierats i den öppna litteraturen och vissa har tillkommit i detta projekt direkt från läkemedelsindustrin.<br />
I stort kan variablerna grupperas i sådana som beskriver storlek på molekylen, variabler<br />
som beskriver fördelning mellan faser, variabler relaterade till elektroniska egenskaper samt de som beskriver<br />
molekylen genom uppräkning av specifika funktionella grupper, bindningstyper eller atomer. Två olika<br />
typer av modeller beräknades, i första fallet inkluderades så mycket information som möjligt (41 variabler)<br />
och i det andra fallet så baserades modellen på variabler som beräknats i Dragon (22 variabler). Modellen<br />
med färre variabler togs med för att undersöka om en enklare och mer tidseffektiv strategi skulle kunna<br />
tillämpas för studerade substanser och responser. Alla variabler beskrivs i Appendix 4.<br />
236<br />
b)<br />
Miljöpåverkan
De variabler som ingår i modellerna har alla värden för mer än 50% av substanserna. Ett antal variabler<br />
transformerades före beräkningarna för att få mer normalfördelat data. Metoder för transformering samt<br />
vilka variabler som omfattas av detta är indikerat i Appendix 4.<br />
Studerade effekter<br />
De effekter som studerades vid QSAR modelleringen var bionedbrytning och effekter på rörligheten<br />
(EC50) för vattenloppor (Daphnia magna).<br />
Bionedbrytningshastigheten beräknades med BPP (biodegradation probability program), ett dataprogram<br />
som uppskattar bionedbrytningen enligt en 5-gradig skala, där 5 betyder att det bryts ner inom några timmar<br />
och 1 att det tar mer än månader (Boethling et al. Environmental Science & Technology, 1994, p459-<br />
465). Dessa beräkningar är baserade på 17 experters bedömning av den biologiska nedbrytningshastigheten<br />
för 200 kemiska ämnen. Alla bedömda ämnen delades sen upp i sina beståndsdelar och en modell gjordes<br />
för hur mycket olika kemiska grupper bidrar till nedbrytningshastigheten. Den beräknade bionedbrytningen<br />
är alltså ett grovt mått på det verkliga värdet. Läkemedel är ofta vattenlösliga ämnen och merparten av de<br />
ämnen som ursprungligen bedömdes var mycket fettlösliga, vilket gör att beräkningarna inte är optimerade<br />
för läkemedel. Bristen på relevanta experimentella data gör att även denna typ av grova beräkningar/uppskattningar<br />
ändå blir ovärderliga, trots sina brister, i ett förebyggande arbete.<br />
EC50 värden (den koncentration där man såg en bestämd effekt, orörlighet i vårt fall, för 50% av de exponerade<br />
organismerna) för Daphnia <strong>rapport</strong>erades in av tillfrågade läkemedelsbolag och utav totalt 90 antibiotika<br />
så erhöll vi värden för 30 substanser. I testet så exponeras vattenloppor (Daphnia magna) för olika<br />
koncentrationer av kemiska ämnen under 72 timmar och resultatet blir ett mått på den akuta toxiciteten för<br />
de olika ämnena.<br />
Resultat<br />
Karaktärisering av läkemedel<br />
Denna analys omfattar 213 läkemedelssubstanser som valdes ut slumpmässigt ur FASS `00 genom att inkludera<br />
var tredje substans. De kemiska egenskaperna för substanserna är beskrivna med 22 variabler beräknade<br />
i Dragon och dess variation analyserades med PCA. Dessa 22 variabler ersätts med hjälp av PCA<br />
av nya beräknade variabler, så kallade principal komponenter, som sammanfattar informationen och gör det<br />
möjligt att visa den grafiskt. De tre principal komponenter som beräknades förklarar ca 60 % av den totala<br />
variationen som finns i de ursprungliga 22 variablerna.<br />
I figur 2 visas PC1 mot PC2. Bilden visar inga tydliga grupperingar vilket inte är förvånande eftersom läkemedel<br />
är en mycket homogen grupp kemikalier som helhet. De grupperingssystem (ATC-koden) som<br />
läkemedel indelas i är dessutom baserat på indikationer, vilket leder till att ämnen med mycket olika egenskaper<br />
kan hamna under samma kod. Vårt urval av var tredje substans minskar också möjligheten till tydliga<br />
grupperingar. Däremot framträder vissa grupperingar baserade på kemiska egenskaper och extrema<br />
substanser tydligt, dessa beskrivs i detalj nedan.<br />
237
Figur 2. Karaktärisering av 213 läkemedel (scoreplot). Alla inkluderade substanser och deras kodning finns i<br />
Appendix 1.<br />
Den första variabeln, PC1, är främst påverkad av de variabler som beskriver storleken på molekylen. PC1<br />
delar alltså upp substanserna i storleksordning. Den andra variabeln, PC2, sammanfattar de variabler som<br />
påverkar substansernas fettlöslighet, PC2 visar alltså substanserna i stigande fettlöslighetsordning. Den<br />
tredje variabeln, PC3, är den som bidrar med minst information och har en mer komplex påverkan på analysen<br />
mestadels korrelerad med strukturell information, t.ex. hur många kväve och svavelatomer det finns i<br />
molekylerna. Variablernas betydelse för scoreplotten kan illustreras i en loadingplot, figur 3. Ju större värden<br />
på axlarna (positiva eller negativa) de olika variablerna har ju större påverkan har de på modellen, dvs.<br />
ju längre bort från noll ju större påverkan. I figur 3. kan man tydligt se hur alla storleksbeskrivande variabler<br />
grupperas längst ut till höger (0,30-0,35 PC1), substanser som kommer att hamna långt till höger kommer<br />
alltså att ha påverkats mycket av dessa variabler dvs. de stora molekylerna. Samma resonemang går att<br />
tillämpa på PC2, log Kow (0,45 PC2), längst upp på axeln, beskriver ett ämnes fettlöslighet och variablerna<br />
längst ner på axeln (nHDon, nOH, nO och nHAcc, ca -0,3 PC2) beskriver ämnenas vattenlöslighet. PC2<br />
kommer alltså att beskriva substansernas fettlöslighet med de mest fettlösliga längst upp och de mer vattenlösliga<br />
längst ner.<br />
238
Figur 3. De olika variablernas betydelse för PCA modellen (Loading plot).<br />
I figur 2 skiljer ett antal ämnen ut sig kraftigt från de övriga vilket visar att de har kemiska egenskaper som<br />
avviker från det stora flertalets. Exempel på ämnen med avvikande egenskaper är mitoshämmarna, vinblastin<br />
(L01C1), vinorelbin (L01C4) och docetaxel (L01C7) och erytromycin A derivatet roxitromycin (J01F5)<br />
som avviker p.g.a. deras stora molekylvikter, figur 2. Dessa fyra substanser är de tyngsta av alla substanser<br />
som inkluderats i modellen (mv=800-840 g/mol). Med undantag för de joderade röntgenkontrastvätskorna<br />
så är det här de enda substanserna som har en molekylvikt över 600 g/mol.<br />
Akarbos (A10B1), laktitol (A06A3), rutosid (A1119) och sorbitol (B05C1) avviker p.g.a. sitt stora antal<br />
OH-grupper i förhållande till sin molekylvikt. Dessa fyra ämnen är extremt vattenlösliga och har de lägsta<br />
log Kow av alla ämnena.<br />
Figur 4. Tolkning av den kemiska variationen i PC1/PC2 för 213 läkemedel.<br />
239
Man kan tydligt se att PC1 beskriver molekylernas storlek, alla substanser ligger i mer eller mindre molekylviktsordning<br />
från cysteamin (mv 77) längst till vänster till roxitromycin (mv 837) längst ut till höger.<br />
Man kan också se att att PC1 beskriver mer än bara själva molekylvikten. PC1 beskriver också tex. hur<br />
många väten och kolatomer en substans har vilket gör att tunga substanser med få atomer (t.ex. joderade<br />
och klorerade föreningar) inte hamnar bland andra jämntunga föreningar.<br />
Vi ser att PC2 främst beskriver fettlöslighet och exempel på substanser med högt log Kow återfinns högst<br />
upp i bilden. Neuroleptika och andra läkemedel som oftast måste passera blod-hjärn barriären grupperar sig<br />
i övre vänstra delen. Denna grupp omfattar de läkemedel som har högst log Kow (är mest fettlösliga) och<br />
har molekylvikter mellan 220-420 g/mol, tex. diazepam (N05B2), amitryptilin (N06A1) och rofecoxib<br />
(M01A13), figur 5.<br />
Cl<br />
N<br />
N<br />
O<br />
N<br />
240<br />
O O<br />
S<br />
Diazepam Amitryptilin Rofecoxib<br />
Figur 5. Neuroleptika och snarlika föreningar<br />
En delgruppering som kan konstateras i PC1/PC2 är kontrastmedel (V08A) som har hög molekylvikt och är<br />
vattenlösliga. Denna gruppering återfinns även i PC1/PC3 plotten vilket indikerar att dessa substanser har<br />
mycket lika egenskaper.<br />
Könshormoner (G03) grupperar sig väl i både PC1/PC2 och PC1/PC3, i båda fallen mot höga log Kow.<br />
Kortikosteroiderna (H02A) grupperar sig och skiljer dessutom ut sig från könshormonerna genom sina mer<br />
polära funktionella grupper och därmed också något större molekylvikter. Vad som är anmärkningsvärt här<br />
är att liotyronin (tyreoidhormon) (H03A) grupperar sig med kortikosteroiderna och därmed visar på liknande<br />
fysikalisk-kemiska egenskaper.<br />
Ämnena i nedre vänstra hörnet i figur 4. är vattenlösliga och har en molekylvikt i intervallet 100-300 g/mol.<br />
Exempel på ämnen här är kaptopril (C09A1), amilorid (C03D3), och cyclofosfamid (L01A2), figur 6.<br />
HS<br />
O<br />
N<br />
HO<br />
O<br />
Cl<br />
N<br />
H 2<br />
N<br />
N<br />
O<br />
N<br />
H<br />
NH 2<br />
NH<br />
NH 2<br />
H<br />
N<br />
O<br />
O<br />
O Cl<br />
P<br />
N<br />
O<br />
Cl<br />
Kaptopril Amilorid Cyclofosfamid<br />
Figur 6. Exempel på små vattenlösliga molekyler som återfinns samlade I PC1/PC2 plotten.<br />
Väl kända generella egenskaper som avspeglas i PCA plottarna är att ATC kod G (bl.a. könshormoner) har<br />
ett högre log Kow än ATC kod J (antibiotika). ATC kod N domineras av mer fettlösliga ämnen med höga
log Kow, vilket är naturligt då många av dess substanser måste passera blod-hjärn barriären för att vara<br />
aktiva.<br />
Karaktärisering av antibiotika<br />
Denna analys omfattar 83 läkemedelssubstanser ur gruppen läkemedel mot infektionssjukdomar (ATC kod<br />
J) från FASS `00. Målet var att göra en modell med alla substanser men restriktionerna att utesluta peptider,<br />
laddade och dåligt definerade substanser gjorde att 83 av 90 inkluderades, dessa är specificerade i Appendix<br />
1. De kemiska egenskaperna för substanserna är beskrivna med dels samma 22 variabler som beräknades<br />
i Dragon för alla läkemedelssubstanser, men också med ytterligare experimentella värden, beräknade<br />
data från HyperChem och data från litteraturen, sammanlagt 41 variabler. Tanken var att se hur väl de beräknade<br />
värdena från Dragon beskrev de kemiska egenskaperna och hur mycket bättre beskrivningen skulle<br />
bli med ytterligare data.<br />
I tabell 1, visas en jämförelse mellan de två modellerna och de statistiska måtten tyder på att modellerna är<br />
väldigt lika. För en utförligare förklaring av R2 och Q2 se Appendix 5.<br />
Tabell 1. Antibiotika modeller<br />
Modell Antal variabler<br />
Antal<br />
komponenter R2 Q2<br />
Alla variabler 41 3 0,67 0,53<br />
Dragon 22 3 0,67 0,48<br />
I stora drag uppvisar resultaten också stora likheter i sina scoreplottar, jämför figur 7 med 8. De 22 beräknade<br />
variablerna visar sig alltså kunna karaktärisera de kemiska egenskaperna i princip lika bra som den<br />
mer omfattande modellen med 41 variabler.<br />
Figur 7. Scoreplot från PCA modell med alla variablerna (41 st).<br />
241
Figur 8. Scoreplot från PCA modell med Dragon variabler (22 st).<br />
Denna analys tyder på att samma information finns i Dragon modellen som i den mer komplexa modellen. I<br />
de följande analyserna har därför Dragon variablerna använts vilka också ger ett mer hanterbart antal variabler.<br />
Dessa variabler är beräknade vilket innebär att man får variabler som är kompletta och helt jämförbara<br />
för ett dataset.<br />
Figur 9. De olika variablernas påverkan (loading plot)<br />
Modellen för antibiotika påminner mycket om den större modellen med alla läkemedel. PC1 delar upp<br />
substanserna i mer eller mindre storleksordning, alla storleksbeskrivande variabler återfinns långt till höger<br />
i loadingploten (har höga värden på PC1 axeln), figur 9. PC2 visar fettlöslighet om än inte lika tydligt som i<br />
modellen för alla läkemedel, figur 9. Den viktigaste variablen för att beskriva fettlöslighet, log Kow har ett<br />
högt värde på PC2 axeln och variabler som är avgörande för att göra ett ämne vattenlösligt har låga värden<br />
242
på PC2. Den tredje variabeln, PC3, är också här den som bidrar med minst information och sammanfattar<br />
strukturell information som bl.a. hur många kväve och svavelatomer det finns i molekylerna.<br />
Figur 10. Tolkning av den kemiska variationen i PC1/PC2 för 83 antibiotika substanser.<br />
Eftersom gruppen av läkemedel mot infektionssjukdomar (ATC kod J) har en subklassificering som utgår<br />
från läkemedlens kemiska egenskaper så finns det inga markanta avvikare däremot framträder tydliga<br />
grupperingar, figur 10. Dessa grupperingar underlättar tolkningen eftersom substanser och variabler som<br />
placeras på samma ställe i score respektive loading ploten (figur 9 resp. figur 10) är kopplade. Dessa variabler<br />
beskriver alltså de typiska egenskaperna för en korrelerande gruppering. Tolkningen baseras inte bara<br />
på riktningen av variablerna (värdena på PC1 och PC2 axlarna) utan också på själva positionen i loadingploten<br />
i förhållande till positionen i scoreploten.<br />
Tetracyklinerna (J01A) är tydligt grupperade (figur 10) och lymecyklin (J0A2) som har den största molekylvikten<br />
inom gruppen (587 jämfört med 444-460) drar sig åt höger. Tetracyklinerna är vattenlösliga vilket<br />
visar sig tydligt i loadingplotten, figur 9, eftersom de är korrelerade till antalet OH-grupper och negativt<br />
korrelerade till log Kow.<br />
Antibakteriella betalaktamer (J01C och D) grupperar sig som en klump men uppvisar också tydliga interna<br />
grupperingar, figur 10. Denna gruppering är inte svår att förklara eftersom alla substanserna har en betalaktamring<br />
och en karboxylgrupp. De enda avvikarna från denna grupperingen är klavulansyra (J01C1), som<br />
är den enda betalaktamen utan sidokedja, och cefpodoximproxetil (J01D8), ceftriaxon (J01D11) och piperacillin<br />
(J01C6) vilka är de tre betalaktamerna med de största sidokedjorna och största molekylvikterna. I<br />
loadingplotten kan man se att det är nS (antal svavelatomer ) och log Kow som är specifika för dessa substanser,<br />
figur 9. När man plottar PC1 mot PC3 så ser man en separering av penicillinerna (J01C) och cefalosporinerna<br />
(J01D) och den variabel som leder till detta är antal svavel. Detta kan förklaras med att cefalosporinerna<br />
har 1-3 svavel atomer i sina strukturer medan penicillinerna har bara en.<br />
243
Sulfonamider och trimetoprim (J01E) grupperar sig med sulfonamiderna tydligt skilda från trimetoprim<br />
(J01E4), figur 10. I loadingploten visar det sig att nS är den variabel som har störst påverkan på denna<br />
gruppering och dessutom att de är svagt korrelerade till log Kow vilket betyder att de inte är uttalat vatten<br />
eller fettlösliga, figur 9.<br />
Makrolider och linkosamider (J01F) är alla stora molekyler som därför grupperar sig långt åt höger i figur<br />
10, förutom klindamycin (J013) som väger betydligt mindre och därför avviker. Dessa substanser är strukturellt<br />
lika eftersom de alla består av en makrocyklisk laktonring (en cyklisk ester) med 12-22 kolatomer<br />
och har en eller flera kolhydrater som sidogrupp/er. De egenskaper som bidrar mest till beskrivningen av<br />
denna grupp i loadingplotten, förrutom viktrelaterade variabler, är antal syreatomer och en negativ korrelation<br />
till log Kow vilket betyder att dessa substanser är vattenlösliga, figur 9.<br />
Antibakteriella aminoglykosider (J01G) är en homogen grupp vilket visar sig tydligt i figur 10. Aminoglukosiderna<br />
har en unik aminocyklitolringstruktur och är mycket vattenlösliga och hamnar därför långt ner i<br />
figur 10. Aminoglukosiderna har eterbindningar, OH-grupper, har låga log Kow värden och är svaga baser.<br />
Dessa variabler är också de som är de viktigaste i loading ploten för denna grupp, figur 9.<br />
Fyra av sex kinoloner (J01M), ciprofloxacin (J01M2), levofloxacin (J01M3), norfloxacin (J01M4) och<br />
ofloxacin (J01M5) grupperar sig tillsammans med de antibakteriella betalaktamerna. Två kinoloner avviker,<br />
alatrofloxacin (J01M1) p.g.a. sin molekylvikt och trovafloxacin (J01M6) p.g.a. sin högre fettlöslighet.<br />
De två läkemedlen i gruppen medel mot tuberkolos – Antibiotika (J04A B) är stora komplexa molekyler<br />
som uppvisar stora strukturella likheter, vilket också leder till att de grupperar sig tillsammans.<br />
Virus hämmande nukleosider och nukleosid- och nukleotidanaloger för systemiskt bruk (J05A B + F)<br />
grupperar sig tydligt, figur 10. Att nukleosiderna och deras analoger grupperar sig tillsammans visar hur<br />
lika kemiska egenskaper de har.<br />
Proteashämmare (J05A E) är en mindre homogen grupp vilket innebär att snarlika läkemedel med samma<br />
egenskaper grupperar sig i samma domän, figur 10. Andra ämnen med hög molekylvikt, många aromatiska<br />
ringar och mycket svavel och kväveatomer grupperar sig också här. De variabler som beskriver dessa föreningar<br />
är alltså antal ringar, antal dubbelbindningar och PSA, figur 9. PSA är ett mått på hur stor polärytarea<br />
en molekyl har, dvs. hur stor del av ytan som är påverkad av syre-, kväve- eller svavelatomer. Denna<br />
variabel är relaterad till vätebindande förmågan för ett ämne.<br />
Val av träningsset substanser<br />
För att kunna minimera kostsamma toxicitetstester och andra experimentella försök kan man använda sig<br />
av ett träningsset. Tanken är att välja ut ett fåtal läkemedelssubstanser som väl representerar de övriga, göra<br />
experiment för dessa och sedan tillämpa resultaten för att prediktera egenskaper för alla läkemedel. PCA<br />
visar hur hela kemiska domänen ser ut och faktoriell design lämpar sig väl för att anpassa valet av substanser<br />
för att minimera förlusten av information. Denna metodik finns beskriven i Appendix 3. I korthet så<br />
använder man sig av alla principal komponenterna och väljer ut substanser med höga och låga värden för<br />
dessa tillsammans med tre-fyra substanser som grupperar sig i mitten av den kemiska domänen, s.k. centrumpunkter.<br />
På så sätt täcks hela den kemiska variationen och antalet försök minimeras.<br />
Träningssetet är också ett bra sätt att validera PLS modellerna. De substanser som har valts med hjälp av<br />
faktoriell design att ingå i vårt träningset för antibiotika visas i tabell 2 och deras strukturformler visas i<br />
figur 11.<br />
Tabell 2. Full faktoriell design matris och läkemedelssubstanserna i träningssetet.<br />
Variabler ATC kod Namn<br />
Exp. x1 x2 x3 x4<br />
1 - - - - J05A15 Zalcitabin<br />
2 + - - - J01F1 Azithromycin<br />
244
Variabler ATC kod Namn<br />
3 - + - - J01M2 Ciprofloxacin<br />
4 + + - - J02A2 Ketokonazol<br />
5 - - + - J05A13 Lamivudin<br />
6 + - + - J01A3 Oxytetracyklin<br />
7 - + + - J01C10 Phenoximetyl-penicillin<br />
8 + + + - J01D5 Cefotaxim<br />
9 - - - + J01X5 Tinidazol<br />
10 + - - + J01G3 Netilmicin<br />
11 - + - + J01E4 Trimetoprim<br />
12 + + - + J05A10 Saquinavir<br />
13 - - + + J01D13 Cliastatin<br />
14 + - + + J01G1 Amikacin<br />
15 - + + + J01C3 Ampicillin<br />
16 + + + + J01C6 Piperacillin<br />
17 0 0 0 0 J01D17 Meropenem<br />
18 0 0 0 0 J01C2 Amoxicillin<br />
19 0 0 0 0 J01C8 Pivmecillinam<br />
20 0 0 0 0 J05A5 Valaciclovir<br />
Zalcitabin (J05A15)<br />
Azithromycin (J01F1)<br />
Lamivudin (J05A13)<br />
Cefotaxim (J01D5)<br />
Valaciklovir (J05A5)<br />
Ciprofloxacin (J01M2)<br />
Oxytetracyklin (J01A3)<br />
Tinidazol (J01X5)<br />
245<br />
Pivmecillinam (J01C8)<br />
Ketokonazol (J02A2)<br />
Phenoxymetylpenicillin (J01C10)<br />
Netilmicin (J01G3)
Trimetoprim (J01E4)<br />
Amikacin (J01G1)<br />
Meropenem (J01D17)<br />
N<br />
Saquinavir (J05A10)<br />
O<br />
H<br />
N<br />
N<br />
H 2<br />
O<br />
N<br />
H<br />
O<br />
246<br />
OH<br />
Ampicillin (J01C3)<br />
O<br />
N<br />
H<br />
Amoxicillin (J01C2)<br />
Figur 11. Strukturformler för valda föreningar i träningssetet<br />
QSAR-modeller<br />
H<br />
N<br />
H<br />
Cilastatin (J01D13)<br />
Piperacillin (J01C6)<br />
QSAR-modeller för antibiotika har beräknats med de fysikalisk-kemiska variablerna från Dragon och två<br />
olika miljörelaterade egenskaper. Vi har framförallt inriktat oss på bionedbrytning men även skapat en<br />
modell för effekter på vattenloppor. Målet med detta moment var att skapa modeller med hög prediktiv<br />
förmåga för att möjliggöra prediktioner av effekter av läkemedel vars miljöeffekter ännu inte är kända.<br />
Bionedbrytning<br />
De första modellerna gjordes för att testa hur väl träningssetet representerar den fysikalisk-kemiska variationen<br />
i hela datasetet. Därför skapades modeller både baserat på de 20 antibiotika i träningssetet samt alla<br />
81 antibiotika. Anledningen till att bara 81 substanser, istället för 83, användes i modelleringen var att det<br />
inte gick att få fram värden på bionedbrytningen för alatrofloxacin (J01M1) och trovafloxacin (J01M6).<br />
Statistisk data från denna studie är presenterad i tabell 3. Båda modellerna har två signifikanta komponenter<br />
och använder lite drygt hälften av informationen i de kemiska variablerna (R 2 X). Noterbart är att den prediktiva<br />
förmågan är bättre för modellen med enbart träningssetet mätt både som Q 2 och RMSEE (Root<br />
mean squared error of estimate). Värdet RMSEE ger en direkt indikation på felet i modellen omvandlat till<br />
modellerad skala, dvs. ett RMSEE på 0,18 betyder att prediktionerna för substanserna har ett fel på ±0,18<br />
för en effekt som varierar mellan 1 och 3 (se figur 12). Orsaken till att modellen med enbart träningssetet är<br />
bättre än den för alla antibiotika är att några extrema föreningar ger en stor negativ påverkan på modellen<br />
för alla.<br />
Tabell 3. Statistisk data från PLS modellerna för bionedbrytning av antibiotika<br />
Modell<br />
Antal<br />
komponenter R 2 X (cum) R 2 Y (cum) Q 2 (cum) RMSEE RMSEP<br />
Alla 2 0,52 0,74 0,69 0,33 -<br />
Träningsset 2 0,52 0,92 0,73 0,18 0,42
För träningssetet ges även ett värde för prediktiviteten beräknat på de föreningar som inte var med då<br />
modellen skapades, dvs. de 61 antibiotika som ej ingår i träningssetet. Detta värde - RMSEP (Root mean<br />
squared error of prediction) indikerar på att modellen skulle kunna förutsäga bionedbrytningen för ett antibiotika<br />
med ett fel på ±0.42. Även detta värde är kraftigt påverkad av de substanser med extrema värden<br />
eller som modellen ej kan hantera. I figuren nedan (figur 12) visas observerade värden för bionedbrytning<br />
mot de som predikterats av modellen. Exempel på föreningar som påverkar modellens prediktivitet negativt<br />
är J05A7, J01X3, J02A1 och J02A3.<br />
Ett tydligt resultat är att substanserna i träningssetet sprider sig väl över hela aktivitetsområdet, vilket indikerar<br />
att dessa substanser fungerar väl som representanter för alla antibiotika. Man kan notera i nedre vänstra<br />
delen av figuren att två substanser (JO2A4 och J04A1) ligger utanför området för träningssetet och att<br />
det endast i denna region krävs extrapoleringar för prediktioner. För att sätta värdena för bionedbrytning för<br />
antibiotika i ett sammanhang har vi tagit fram data även för dioxin (2,3,7,8-TCDD), hexaklorbensen och<br />
DDT. Dessa ligger alla mellan 1 och 1,5, vilket faktiskt väl överensstämmer med de mest persistenta antibiotika.<br />
Substanser med värden under 2 indikerar att dessa har en persistens i miljön om månader eller<br />
längre. Skalan för bionedbrytningshastigheyten är 5 = timmar, 4 = dagar, 3 = veckor, 2 = månader och<br />
1 = längre.<br />
Figur 12. Observerade värden för bionedbrytning för antibiotika mot beräknade värden. 5 = timmar, 4 = dagar,<br />
3 = veckor, 2 = månader och 1 = längre<br />
■ = Antibiotika som inte ingick i träningssetet. ◊ = Antibiotika som ingick i träningssetet.<br />
Daphnia magna toxicitet<br />
Utav 90 antibiotika i FASS ’00 inlämnades uppgifter för 30 antibiotika. Av dem ingick 25 i QSAR modellen,<br />
se appendix 1. Dessa 25 substanser var inte representativa för hela datasetet, t.ex. så var tretton virushämmande<br />
medel med men bara två betalaktamer. Träningsetet kunde ej användas eftersom bara 4 av de 20<br />
antibiotika substanserna i träningssetet var <strong>rapport</strong>erade. Att så få substanser var <strong>rapport</strong>erade ur träningssetet<br />
indikerar att den kemiska variationen bland antibiotika är dåligt täckt med befintliga data. Detta betyder<br />
att beräknade modeller endast kommer att ha lokal giltighet och ej kan användas för prediktering av hela<br />
läkemedelsgruppen. En PLS-modell beräknades och statistik data är redovisat i tabell 4. Tyvärr har modellen<br />
en svag prediktiv förmåga (lågt Q2) och som kan ses i figur 13 är starkt beroende av två föreningar med<br />
låg aktivitet, zanamivir (J05A19) och cefuroxim (J01D12).<br />
247
Tabell 4. Statistisk data från PLS modellerna för daphnia toxicitet av antibiotika<br />
Modell<br />
Antal<br />
komponenter R 2 X (cum) R 2 Y (cum) Q 2 (cum) RMSEE RMSEP<br />
Alla 3 0,68 0,67 0,22 121 -<br />
Vid denna studie identifierades flera outliers vilket kan tyda på t.ex. helt olika mekanismer för aktivitet<br />
eller att testerna har utförts med protokoll som delvis skiljer sig åt. Ytterligare data fördelat över fler subgrupper,<br />
t.ex. för hela träningssetet, behövs för att kunna utvärdera om det är möjligt att skapa en bra modell<br />
som kan prediktera antibiotikas toxicitet för Daphnia magna.<br />
Figur 13. Observerade värden för daphnia toxcicitet (EC50) för antibiotika mot beräknade värden (mg/L)<br />
Slutsatser<br />
Det här delprojektet har visat att det är möjligt att skapa en bild över den kemiska variationen bland alla<br />
läkemedel som används i Sverige. Med denna multivariata karaktärisering kan komplexa variationer i fysikalisk-kemiska<br />
egenskaper åskådliggöras grafiskt och som exempel kan ämnen från olika läkemedelsgrupper<br />
med liknande kemiska egenskaper identifieras.<br />
Analysen indikerar även på substanser som utmärker sig vad gäller tex. storlek, specifika atomer, funktionella<br />
grupper eller vattenlöslighet. Vid en kartläggning av läkemedel är det av största vikt att snabbt kunna<br />
identifiera sådana substanser eller grupper av substanser med speciella egenskaper eftersom dessa egenskaper<br />
också avspeglas i dess effekter i miljön. Den multivariata karaktäriseringen ger också möjligheter att<br />
välja ut substanser från FASS för mer detaljerade studier relaterat till ämnenas persistens, bioackumulationspotential<br />
och toxicitet.<br />
Den separata studien av antibiotika visade att en multivariat analys på en enskild ATC kod ger en högre<br />
upplösning med tydliga grupperingar som också är möjliga att förklara utifrån substansernas kemiska egenskaper.<br />
Baserat på dessa data har också ett träningsset föreslagits som skulle kunna erbjuda en framkomlig<br />
väg för att experimentellt undersöka dessa läkemedels miljöpåverkan. Föreningarna i träningssetet är valda<br />
för att representera alla antibiotika i FASS och därför skall modeller där endast effekter eller egenskaper<br />
bestämts för träningssetet ge giltiga prediktioner för alla antibiotika.<br />
Av 81 antibiotika i FASS är i denna <strong>rapport</strong> 20 substanser föreslagna att ingå i träningssetet som ett strategiskt<br />
val inför experimentella studier. Substanserna giltighet har testats i en modell där beräknade kemiska<br />
egenskaper relaterades till total bionedbrytning. Modellen visade att valda substanser väl representerar den<br />
248
kemiska variationen bland antibiotika och dessutom möjliggjorde modellen prediktioner för övriga antibiotika.<br />
En multivariat kemisk karaktärisering av samtliga läkemedel använda i Sverige ger en god överblick av den<br />
kemiska variationen och skulle kunna utgöra en bra start inför en framtida miljöriskvärdering. Samma metodik<br />
som prövats för antibiotika med val av träningsset skulle kunna appliceras på andra grupper av läkemedel<br />
eller på samtliga substanser i FASS. En sådan strategi skulle kunna drastiskt minska antalet försök<br />
vid experimentell bestämning och screening av läkemedels egenskaper i miljön.<br />
Appendix 1. Substanser inkluderade i de multivariata analyserna<br />
Alla substanser och deras ATC-kod (213 st)<br />
Namn ATC Namn ATC Namn ATC<br />
benzydamin A01A2 dydrogesteron G03D2 bupivakain N01B1<br />
nizatidin A02B3 tibolon G03D5 prilokain N01B4<br />
lansoprazol A02B6 danazol G03X1 oxikodon N02A2<br />
rabeprazol A02B9 metenamin G04A1 metadon N02A5<br />
atropin A03B1 tolterodin G04B2 hydromorfon N02A8<br />
granisetron A041 alfuzosin G04C1 diflunisal N02B2<br />
tropisetron A044 fludrokortison H02A1 dihydroergotamin N02C1<br />
laktitol A06A3 hydrokortison H02A5 rizatriptan N02C4<br />
balsalazid A07E1 prednison H02A8 pizotifen N02C7<br />
sulfasalazin A07E4 liotyronin H03A2 lamotrigin N03A12<br />
akarbos A10B1 Doxycycline J01A1 fenytoin N03A3<br />
glibenklamid A10B2 Tetracycline J01A4 klonazepam N03A6<br />
askorbinsyra A111 Cloxacillin J01C11 karbamazepin N03A7<br />
dihydrotakisterol A1110 Tazobactam J01C14 vigabatrin N03A9<br />
menadiol A1113 Amoxicillin J01C2 metixen N04A2<br />
pyridoxin A1116 Mecillinam J01C5 benserazid N04B1<br />
rutosid A1119 Pivmecillinam J01C8 amantadin N04B4<br />
kalcitriol A115 Cefuroxim J01D12 ropinirol N04B7<br />
cysteamin A16A1 Loracarbef J01D15 klorpromazin N05A1<br />
dipyridamol B01A12 Cefixim J01D4 ziprasidon N05A10<br />
tiklopidin B01A15 Cefoxitin J01D6 zuklopentixol N05A13<br />
folsyra B03B3 Ceftibuten J01D10 olanzapin N05A16<br />
sorbitol B05C1 Sulfadiazin J01E1 flufenazin N05A4<br />
disopyramid C01B2 Trimetoprim J01E4 tioridazin N05A7<br />
flekainid C01B5 Clindamycin J01F3 diazepam N05B2<br />
ibutilid C01B8 Roxitromycin J01F5 hydroxizin N05B5<br />
dopexamin C01C3 Netilmicin J01G3 midazolam N05C2<br />
amrinon C01C6 Ciprofloxacin J01M2 zaleplon N05C5<br />
isosorbiddinitrat C01D2 Ofloxacin J01M5 klometiazol N05C8<br />
klonidin C02A1 Fusidinsyra J01X3 amitriptylin N06A1<br />
doxazosin C02C1 Tinidazol J01X5 fluoxetin N06A10<br />
hydralazin C02D3 Ketoconazole J02A2 sertralin N06A13<br />
metolazon C03B1 Flucytosine J02A5 mirtazapin N06A16<br />
torasemid C03C3 Isoniazide J04A3 venlafaxin N06A19<br />
amilorid C03D3 Abacavir J05A11 lofepramin N06A4<br />
cyklandelat C04A4 Stavudine J05A14 protriptylin N06A7<br />
labetalol C07A11 Efavirenz J05A17 donepezil N07A2<br />
propanolol C07A2 Famciclovir J05A2 riluzol N07B2<br />
atenolol C07A5 Valaciclovir J05A5 trimetrexat P01A2<br />
esmolol C07A8 Nelfinavir J05A8 meflokin P01B3<br />
249
Namn ATC Namn ATC Namn ATC<br />
metoprolol C07A9 cyklofosfamid L01A2 pentamidin P01C1<br />
isradipin C08C3 busulfan L01A5 permetrin P03A1<br />
nisoldipin C08C6 temozolomid L01A8 fenylefrin R01A2<br />
kaptopril C09A1 fludarabin L01B3 flutikason R01A5<br />
trandolapril C09A10 cytarabin L01B6 2,4-diklorofenylkarbinol R02A2<br />
enalapril C09A4 vinblastin L01C1 fenoterol R03A1<br />
moexipril C09A7 vinorelbin L01C4 salmeterol R03A4<br />
irbesartan C09C3 docetaxel L01C7 budesonid R03B2<br />
nikotinsyra C10A1 doxorubicin L01D3 bambuterol R03C2<br />
bezafibrat C10A3 mitoxantron L01D6 guajfenesin R05C1<br />
cerivastatin C10A4 dakarbazin L01X6 etylmorfin R05D1<br />
gemfibrozil C10A7 irinotekan L01X9 noskapin R05D4<br />
niceritrol C10A9 tamoxifen L02B1 klemastin R06A1<br />
bifonazol D01A1 flutamid L02B4 cyklizin R06A11<br />
mikonazol D01A4 letrozol L02B6 antazolin R06A14<br />
griseofulvin D01B1 mykofenolatmofetil L04A5 fexofenadin R06A17<br />
kalcipotriol D05A2 aceklofenak M01A1 terfenadin R06A20<br />
acitretin D05B1 ibuprofen M01A10 dexklorfeniramin R06A5<br />
penciklovir D06A3 rofecoxib M01A13 tietylperazin R06A8<br />
klobetason D07A2 ketorolak M01A4 apraklonidin S01E1<br />
flupredniden D07A5 meloxikam M01A7 pilokarpin S01E5<br />
mometason D07A8 salicylsyra M021 dorzolamid S01E8<br />
klorhexidin D082 metokarbamol M03B2 cyklopentolat S01F1<br />
azelainsyra D101 baklofen M03B5 emedastin S01G2<br />
tretinoin D104 alendronsyra M05B1 cinkokain S01H1<br />
metylergometrin G02A1 ibandronsyra M05B4 disulfiram V03A2<br />
dinoprost G02A4 tiludronsyra M05B7 deferoxamin V03A6<br />
kinagolid G02C2 droperidol N01A12 aminoättiksyra V04C2<br />
testosteron G03B1 halotan N01A3 jobitridol V08A3<br />
etinylestradiol G03C2 metohexital N01A6 jomeprol V08A6<br />
equilin G03C5 fentanyl N01A9 joversol V08A9<br />
Antibiotika och deras ATC-kod (83 st)<br />
Namn ATC Namn ATC Namn ATC<br />
Doxycycline J01A1 Cefalexin J01D2 Amphotericin B J02A1<br />
Lymecycline J01A2 Cefixime J01D4 Ketoconazole J02A2<br />
Oxytetracycline J01A3 Cefotaxime J01D5 Fluconazole J02A3<br />
Tetracycline J01A4 Cefoxitin J01D6 Itraconazole J02A4<br />
Chloramphenicol J01B1<br />
Cefpodoximproxetile<br />
J01D8 Flucytosine J02A5<br />
Clavulanic acid J01C1 Sulfadiazin J01E1 Rifabutine J04A1<br />
Phenoximethylpenicillin<br />
J01C10 Sulfacetamide J01E2 Rifapicine J04A2<br />
Cloxacillin J01C11 Sulfamethoxazol J01E3 Isoniazide J04A3<br />
Dikloxacillin J01C12 Trimetoprim J01E4 Ethambutol J04A4<br />
Flucloxacillin J01C13 Azithromycin J01F1 Aciclovir J05A1<br />
Tazobactam J01C14 Clarithromycin J01F2 Saquinavir J05A10<br />
Amoxicillin J01C2 Clindamycin J01F3 Abacavir J05A11<br />
Ampicillin J01C3 Erythromycin J01F4 Didanosine J05A12<br />
Bacampicillin J01C4 Roxithromycin J01F5 Lamivudine J05A13<br />
Mecillinam J01C5 Amicacin J01G1 Stavudine J05A14<br />
250
Namn ATC Namn ATC Namn ATC<br />
Piperacillin J01C6 Gentamicin J01G2 Zalcitabine J05A15<br />
Pivampicillin J01C7 Netilmicin J01G3 Zidovudine J05A16<br />
Pivmecillinam J01C8 Tobramycin J01G4 Efavirenz J05A17<br />
Benzylpenicillin J01C9 Alatrofloxacin J01M1 Nevirapine J05A18<br />
Cefadroxil J01D1 Ciprofloxacin J01M2 Zanamivir J05A19<br />
Ceftibuten J01D10 Levofloxacin J01M3 Famciclovir J05A2<br />
Ceftriaxone J01D11 Norfloxacin J01M4 Ganciclovir J05A3<br />
Cefuroxim J01D12 Ofloxacin J01M5 Ribavirin J05A4<br />
Cilastatin J01D13 Trovafloxacin J01M6 Valaciclovir J05A5<br />
Imipenem J01D14 Fusidinic acid J01X3 Indinavir J05A7<br />
Loracarbef J01D15 Metronidazol J01X4 Nelfinavir J05A8<br />
Aztreonam J01D16 Tinidazol J01X5 Ritonavir J05A9<br />
Meropenem J01D17 Phosphomycin J01X6<br />
Antibiotika (25 st) som ingick i EC50 daphnia QSAR modellering.<br />
Namn ATC Namn ATC Namn ATC<br />
Bacampicillin J01C4 Metronidazol J01X4 Nelfinavir J05A8<br />
Cefepime J01D3 Fluconazole J02A3 Ritonavir J05A9<br />
Sulfadiazin J01E1 Isoniazide J04A3 Saquinavir J05A10<br />
Sulfamethoxazol J01E3 Aciclovir J05A1 Abacavir J05A11<br />
Trimetoprim J01E4 Famciclovir J05A2 Stavudine J05A14<br />
Azithromycin J01F1 Ganciclovir J05A3 Zidovudine J05A16<br />
Tobramycin J01G4 Ribavirin J05A4 Nevirapine J05A18<br />
Levofloxacin J01M3 Valaciclovir J05A5 Zanamivir J05A19<br />
Ofloxacin J01M5<br />
Appendix 2. Beskrivning av metoder för beräkning av fysikalisk-kemiska<br />
variabler<br />
HyperChem<br />
HyperChem är ett molekylmodelleringsprogram som kan användas för att rita molekyler, optimera dess<br />
geometri och beräkna olika fysikalisk-kemiska variabler (Hypercube, Inc., USA). Första steget i en beräkning<br />
är att manuellt rita en tvådimensionell bild av molekylen. HyperChem ger därefter automatiskt en<br />
startgeometri med standardiserade värden för bindningslängder och vinklar mellan atomerna. Molekylen<br />
kan sedan behandlas med molekylmekanik eller kvantkemiska metoder för att räkna ut egenskaper för befintligt<br />
tillstånd, optimera molekylens geometri eller räkna på molekyldynamik. I detta projekt användes<br />
MM+ som är en mekanikmetod för att skapa en så bra startgeometri som möjligt.<br />
Därefter användes den kvantkemiska semiempiriska metoden AM1 för att nå en mer korrekt geometri för<br />
molekylen. Vid geometrioptimeringen genereras data såsom molekylenergier och dipolmoment som samlades<br />
för att användas vid karaktäriseringen av substanserna. Med HyperChem beräknades även energier för<br />
högsta besatta molekylobital (HOMO) samt lägsta icke-besatta orbital (LUMO). I HyperChem användes<br />
också komplementprogrammet QSARProperties som på befintlig molekylgeometri räknar ut enklare variabler<br />
som t.ex. storleken på molekylen.<br />
251
Dragon<br />
Dragon är ett program utvecklat av Milano Chemometrics and QSAR Research Group som finns vid universitetet<br />
i Milano, Italien. Programmet kan räkna fram ett stort antal fysikalisk-kemiska variabler med<br />
utgångspunkt från en optimerad molekyl. I den version av Dragon (3.0) som vi använde kan programmet<br />
maximalt generera 1 497 variabler för molekyler som är mindre än 150 atomer. Exempel på variabler är<br />
antal funktionella grupper, antal atomer, beskrivningar av geometri samt topologisk index. I detta arbete<br />
använde vi de geometrier som optimerats med semi-empiriska metoden AM1 i HyperChem och totalt användes<br />
22 variabler i den slutliga analysen. Vi valda att använda variabler som är relativt enkla att förstå<br />
samt sådana som ger unik information och har en täckning på mer än 50 %. De variabler som användes i<br />
den kemiska karaktäriseringen återfinns i appendix 4.<br />
Appendix 3. Beskrivning av multivariata metoder samt statistisk experimentell<br />
design<br />
Principal component analysis (PCA)<br />
PCA är en mycket väl använd metod för att komprimera och extrahera information från komplexa datamatriser.<br />
PCA är väl beskrivet i litteraturen av t.ex. Jackson 1991 (A users guide to principal components,<br />
John Wiley & Sons, NY, USA) och Eriksson m.fl. 1999 (Introduction to Multi- and Megavariate Data Analysis<br />
using Projection Methods (PCA & PLS), Umetrics, Umeå, Sweden). I PCA beräknas nya ortogonala<br />
variabler, s.k. principal komponenter, från de ursprungliga. Den första komponenten beräknas för att beskriva<br />
maximal variation i det ursprungliga data. Följande komponent är ortogonal till den första och beskriver<br />
näst mest av variationen etc. En plot mellan den första och andra komponenten, dvs. en scoreplot<br />
illustrerar likheter och olikheter mellan i detta fall läkemedelssubstanserna. Substanser som hamnar nära<br />
varandra har liknande kemiska egenskaper och de som visar tydliga separationer har också olika egenskaper,<br />
struktur och funktionella grupper. I en s.k. loadingplot som tas fram parallellt med scoreplotten illustreras<br />
variablernas betydelse för grupperingar och separationer. Vid PCA erhålls statistiska mått på t.ex. förklarad<br />
variation och komponenternas signifikans. Viktiga värden vid analys av en modell är R 2 X och Q 2<br />
som beskriver andel förklarad variation i data respektive prediktivitet för modellen. I detta arbete har PCA<br />
beräknats i Simca 10.0 (Umetrics, Umeå, Sverige).<br />
Partial least squares projections to latent structures (PLS)<br />
En PLS modell beräknas på ett liknande sätt som PCA. Skillnaden är PLS beskriver både variationen i ett<br />
beskrivande dataset (X) och i ett respons dataset (Y). Målet är att koppla ihop denna variation och därmed<br />
kunna prediktera responsen (Y) med hjälp av de beskrivande datasetet (X). PLS är utförligt beskrivet i<br />
litteraturen (Tex. Eriksson et al. Introduction to Multi- and Megavariate Data Analysis using Projection<br />
Methods (PCA & PLS), Umetrics, Umeå, Sverige) och används i många olika sammanhang. I PLS beräknas<br />
modellen för att erhålla maximalt covariance mellan X och Y blocket. PLS metoden kan hantera flera<br />
responser samtidigt (flera Y) och modeller med mer X variabler än observationer. Variationen i X variablerna<br />
sammanfattas i nya variabler och projekteras i en ny rymd (T). Samtidigt beräknas variationen i responsen<br />
(Y) och projekteras i samma rymd (T). De nya variablerna som ska beskriva variationen i responsen<br />
beräknas dels så att den efterliknar variationen i X variablerna men också så att den korrelerar med Y.<br />
PLS har i denna <strong>rapport</strong> använts för att göra QSARs (Quantitative structure-activity relationships), dvs. för<br />
att prediktera ämnens respons med hjälp av fysikalisk-kemiska data. Responsen för ett otestat ämne beräknas<br />
alltså genom att man projekterar det otestade ämnet på sin specifika plats i den nya rymden (T), utifrån<br />
dess x variabel värden och utifrån denna projektion beräkna ämnets respons. Viktiga värden vid en PLS<br />
analys är R2X, R2Y, Q2, RMSEE och RMSEP. R2X visar hur stor del av variationen i X variablerna som<br />
modellen beskriver och R2Y visar hur stor del av variationen i Y variablerna som modellen beskriver. Q2<br />
beskriver prediktiviteten och RMSEE (Root mean squared error of estimate) ger en direkt indikation på<br />
felet i modellen omvandlat till modellerad skala. RMSEP (Root mean squared error of prediction) ger en<br />
252
direkt indikation på felet i det predikterade värdet omvandlat till modellerad skala. I detta arbete har PLS<br />
beräknats i Simca 10.0 (Umetrics, Umeå, Sverige).<br />
Statistisk design<br />
Statistisk design är en metod som är mycket användbar för att välja ut tränings och testset ur ett större dataset.<br />
Statistisk design använder sig av experiment eller observationer som ger en systematisk variation av<br />
flera variabler samtidigt, på detta sätt kan man få ut samma information med färre försök. I en faktoriell<br />
design erhåller alla variabler ett högt och ett lågt värde och sedan görs försök med alla tänkbara kombinationer<br />
för dessa, se figur 14.<br />
Figur 14. Statistisk design, experimentellt och i ett dataset.<br />
I figur 14 studeras tre faktorer och varje faktor har en låg och en hög nivå, det blir alltså 2 3 försök. För att<br />
kunna beskriva den statistiska variationen, se antydan till kurvatur och beskriva mitten av datarymden behövs<br />
centrumpunkter. Centrumpunkterna har ett värde mitt emellan de olika variablernas höga och låga<br />
värden och vanligtvis använder man sig av 3-4 stycken.<br />
Appendix 4. Beskrivning av samtliga variabler som ingår i PCA modellerna<br />
samt ev. transformering<br />
Dragon variabler (22 st)<br />
Variabel Beskrivning<br />
log Kow Oktanol/vatten fördelningskonstant<br />
Molvikt<br />
(Dragon)<br />
Transformering<br />
Parameter Beskrivning<br />
253<br />
nCs Antal sekundära<br />
kolatomer (sp 3 )<br />
Molekylvikt, nCt Antal tertiära<br />
kolatomer (sp 3 )<br />
nBM Antal nNR2 Antal tertiära<br />
aminer<br />
nDB Antal dubbelbindningar<br />
nOH Antal OHgrupper<br />
nH Antal väteatomer nROR Antal alifatiska<br />
eterbindningar<br />
nC Antal kolatomer nHDon Antal vätebindnings<br />
donatorer<br />
Trans-<br />
formering<br />
Power 0,5<br />
Power 0,5<br />
Power 0,5<br />
Power 0,5
Variabel Beskrivning<br />
Transformering<br />
Parameter Beskrivning<br />
nN Antal kväveatomer nHAcc Antal vätebindnings<br />
acceptorer<br />
nO Antal syreatomer PSA Polära ytarean<br />
nS Antal svavelatomer Sv Summan av van<br />
der Waals volymerna<br />
nCIC Antal ringar Ss Uppskattad elektro-negativitet<br />
nCp Antal primära<br />
kolatomer (sp 3 )<br />
Alla variabler (41 st)<br />
Parameter Beskrivning<br />
log Kow (Epi) Oktanol/vatten fördelningskonstant.<br />
Beräknad av Epiwin<br />
pKa most<br />
acid<br />
pKa most<br />
basic<br />
Vattenlöslighet<br />
(mg/l)<br />
Ångtryck<br />
(mmHg)<br />
Power 0,5 ISIZ Informations<br />
index (storlek)<br />
Trans-<br />
formering Parameter Beskrivning<br />
Surface<br />
Area<br />
Log Hyd. energy<br />
(kcl/mol)<br />
Log Volume<br />
Molvikt Molekylvikt, Refractivity<br />
nBM Polarizability)<br />
nDB Antal dubbelbindningar<br />
254<br />
nHAcc Antal vätebindnings<br />
acceptorer<br />
PSA Polära ytarean<br />
Hydration energy<br />
Sv Summan av van<br />
der Waals volymerna<br />
Trans-<br />
formering<br />
nH Antal väteatomer Ss Uppskattad elektro-negativitet<br />
nC Antal kolatomer ISIZ Informations index<br />
(storlek)<br />
nN Antal kväveatomer<br />
Atom energy<br />
nO Antal syreatomer Binding<br />
energy<br />
nS Antal svavelatomer<br />
Core energy Log<br />
nCIC Antal ringar Electronic<br />
energy<br />
nCp Antal primära<br />
kolatomer (sp 3 )<br />
nCs Antal sekundära<br />
kolatomer (sp 3 )<br />
nCt Antal tertiära<br />
kolatomer (sp 3 )<br />
nNR2 Antal tertiära aminer<br />
Power 0,5 Heat of formation<br />
Dipole moment<br />
Power 0,5 HOMO<br />
energy<br />
LUMO<br />
energy<br />
Highest occupied<br />
molecular orbital<br />
Lowest unoccupied<br />
molecula<br />
orbital<br />
Trans-<br />
formering
Parameter Beskrivning<br />
Trans-<br />
formering Parameter Beskrivning<br />
nOH Antal OH-grupper Power 0,5 Mp (exp) Smältpunkter<br />
(experimentellt<br />
fastställda)<br />
nROR Antal alifatiska Power 0,5 log Kow (exp) Oktanol/vatten<br />
eterbindningar<br />
fördelningskonstant(experimentelltfastställda)<br />
nHDon Antal vätebindnings<br />
donatorer<br />
Power 0,5<br />
Formeln vid Log transformering var 10log(C1*X+C2) och formlen för Power transformering var<br />
(C1*X+C2)^C3, där konstanter var C1=1, C2=0 och C3= 0,5.<br />
Appendix 5. Ordlista över fackuttryck<br />
Daphnia En vattenloppa<br />
EC50 Den koncentration där 50% av testade organismer visar en bestämd effekt<br />
255<br />
Trans-<br />
formering<br />
Loading plot En grafisk presentation av variablerna ingående i en principal komponent analys.<br />
Log Kow<br />
Fördelningenskonstanten mellan oktanol och vatten, ett mått på fettlösligheten hos<br />
ett ämne.<br />
Multivariat Metod som betraktar fler variabler samtidigt.<br />
Outlier Observation som skiljer sig statistiskt från övriga observationer.<br />
PCA Principal Komponent Analys, ett verktyg för att extrahera information från komplexa<br />
matriser.<br />
Persistens Ett ämnes förmåga att undvika nedbrytning i miljön.<br />
PLS Partial least squares projections to Latent Structures. Metod för att koppla variation i<br />
ett beskrivande dataset (X) med olika responser (Y).<br />
Principal component En ny variabel som beräknas vid PCA och som sammanfattar information i ett dataset<br />
(X).<br />
Q2 Beskriver prediktivitet för PCA och PLS modeller.<br />
QSAR Quantitative Structure-Activity Relationships. Matematisk modell skapad för att<br />
relatera samband mellan struktur och olika former av aktivitet och som kan användas<br />
för att prediktera responser.<br />
R2 Beskriver andel förklarad variation i datasetet.<br />
RMSEE Root mean squared error of estimate. Ett medelvärde av felet i modellen omvandlat<br />
till modellerad skala.<br />
RMSEP Root mean squared error of prediction. Ett medelvärde av felet i det predikterade<br />
värdet omvandlat till modellerad skala.<br />
Score plot En grafisk presentation av likheter och olikheter hos substanserna som summerats av<br />
alla ingående variabler. I scoreplotten kan t.ex. grupperingar och outliers åskådliggöras.<br />
Träningsset Ett representativt urval av föreningar ur ett större dataset.
Bilaga 15: Underlag för urval av hjälpämnen i läkemedel<br />
A. Urval - Konserveringsmedel i läkemedel<br />
Antal förpackning: Antal sålda förpackningar av läkemedel under 2002 som innehåller konserveringsmedlet<br />
ifråga.<br />
Mängd: Indikation, grov skattning, av mängden av konserveringsmedlet i läkemedel baserat på utdrag ur<br />
Läkemedelsverket och Apoteket AB:s register. Observera att uppgifterna om mängder i tabellen ej är tillförlitliga.<br />
De kan innehålla stora felaktigheter som medför att försåld mängd av ett ämne är grovt över-<br />
skattad.<br />
Klassificering: Ämnen vars klassificering anges med fetstil har en officiell klassificering inom EU. Övriga<br />
uppgifter om klassificering är hämtade från Kemiska Ämnen 9.0. Gråmarkerade ämnen har en miljöfarlighetsklassificering.<br />
Antibakteriellt konserveringsmedel<br />
Antal<br />
förpackningar<br />
256<br />
Mängd<br />
kg/år<br />
Klassificering<br />
Riskfraser<br />
METHYL PARAHYDROXYBENZOATE 3878264 17283 43 36/37/38<br />
BENZALKONIUM CHLORIDE 3765810 8 21/22 41 50<br />
POTASSIUM SORBATE 2981583 172 36/37/38<br />
PROPYL PARAHYDROXYBENZOATE 2475568 3532 43 36/37/38<br />
DISODIUM EDETATE, ANHYDRO 1423020 1 22<br />
SODIUM BENZOATE 1192270 2450 ingen uppgift<br />
M-CRESOL 1163875 26 24/25 34<br />
PHENOL 831124 36 24/25 34<br />
NIPASTAT 706213 42 ingen uppgift<br />
BENZOIC ACID (E210) 619451 370 20/22<br />
CHLOROCRESOL 341835 1029 21/22 41 43 50<br />
SORBIC ACID 313633 29 43 18/19<br />
BENZYL ALCOHOL 284031 1179 20/22<br />
IMIDUREA 250745 41 43<br />
SODIUM PROPYL HYDROXYBENZOATE BP E217 242031 8 ingen uppgift<br />
THYMOL 224958 2592 34 22 51 53<br />
ETHYL HYDROXYBENZOATE SODIUM 218163 10 ingen uppgift<br />
BUTYL PARAHYDROXYBENZOATE 159998 6 43<br />
CHLORHEXIDINE HYDROCHLORIDE 133121 < 1 ingen uppgift<br />
PHENETHYL ALCOHOL 111703 < 1 20/21/22 36/37/38<br />
PHENYLMERCURIC NITRATE 110216 < 1 25 34 48/24/25 50 53<br />
MIRIPIRIUM CHLORIDE 108509 < 1 22<br />
CHLORHEXIDINE DIACETATE 64379 3 ingen uppgift<br />
ETHYL PARAHYDROXYBENZOATE (E214) 58624 1 43 36/37/38<br />
CHLOROBUTANOL 52528 8 20/22<br />
BRONOPOL 39687 < 1 21/22 41 37/38 50<br />
BUTYLATED HYDROXYTOLUENE 39065 3 22 50 53<br />
SODIUM METABISULPHITE 38151 391 22 41<br />
PHENOXYETHANOL 36070 3 22 36<br />
THIOMERSAL 33739 < 1 26/27/28 50 53 33<br />
ISOBUTAGIN 33736 1 ingen uppgift<br />
NIPASEPT SODIUM 32341 5 ingen uppgift<br />
CETYL ALCOHOL 31485 2 38<br />
SODIUM METHYL HYDROXYBENZOATE (E 219) 21479 6 22
Antibakteriellt konserveringsmedel<br />
Antal<br />
förpackningar<br />
257<br />
Mängd<br />
kg/år<br />
Klassificering<br />
Riskfraser<br />
CHLORHEXIDINE GLUCONATE 14772 99 22<br />
NEOMYCIN 6632 < 1 ingen uppgift<br />
SODIUM TIMERFONATE 6060 < 1 26/27/28 50 53 33<br />
POTASSIUM HYDROXYQUINOLIN SULFATE 5238 < 1 ingen uppgift<br />
PROPYLENE GLYCOL 4637 < 1 ingen uppgift<br />
BENZETHONIUM CHLORIDE 4421 < 1 22 36/38 51 53<br />
ISOPROPYL ALCOHOL 4362 445 1136 67<br />
DISODIUM EDETATE 3050 < 1 22<br />
ETHANOL (96 PER CENT) 2512 25 11<br />
SODIUM ETHYL HYDROXYBENZOATE (E 215) 2389 < 1 ingen uppgift<br />
1,3-DIMETHYLOL-5,5-DIMETHYLHYDANTOIN 2221 1 22<br />
FORMALDEHYDE SOLUTION 1612 < 1 23/24/25 34 40 43<br />
SODIUM BENZOSULFONATE 1316 < 1 22<br />
SODIUM PROPIONATE 1300 13 21<br />
CHLOROBUTANOL HEMIHYDROUS 883 < 1 ingen uppgift<br />
SODIUM BISULFITE 818 < 1 22<br />
PHENYLMERCURIC NITRATE. BASIC 791 < 1 25 34 48/24/25 50 53<br />
Totalt 22080419 29822<br />
B. Urval - Kvarvarande hjälpämnen efter ett första urval<br />
Observera att mängduppgifter är grova skattningar och kan innehålla felaktigheter. Gråmarkerade ämnen<br />
har en miljöfarlighetsklassificering.<br />
L = Lättnedbrytbart, EL = Ej lättnedbrytbart, I = Potentiellt bionedbrytbar ( = Inherently biodegradable),<br />
B = Potential för bioackumulering, EB = Ej potential för bioackumulering<br />
MG = Mycket giftig för vattenlevande organismer (LC50 < 1 millig/L), G = Giftig för vattenlevande organismer (LC50 1-10<br />
millig/L), S = Skadlig för vattenlevande organismer (LC50=10 -100 millig/L), EG = Ej giftig för vattenlevande organismer<br />
Mängd KlassifiNedBio- Eko<br />
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll Kg/år ceringbrytack tox<br />
Övriga organiska<br />
ämnen<br />
MACROGOL 400 Polyetylenglykol<br />
Övrigt hjälpämne 24286 L EG<br />
HYPROMELLOSE Övrigt hjälpämne 20514<br />
MACROGOL 6000 Polyetylenglykol<br />
MAGNESIUM<br />
STEARATE<br />
SODIUM STARCH<br />
GLYCOLLATE<br />
Fettsyra, Mgsalt<br />
Övrigt hjälpämne 14430<br />
Övrigt hjälpämne 12666 36/37 67<br />
Övrigt hjälpämne 8007<br />
ETHYLCELLULOSE<br />
(E 462)<br />
Övrigt hjälpämne 6045 36/37/38<br />
HYDROXYPROPYL<br />
CELLULOSE<br />
Övrigt hjälpämne 5199<br />
POLYSORBATE 80 PEG Sorbitan<br />
oleate<br />
Övrigt hjälpämne 4581 EG<br />
DIBUTYL<br />
PHTHALATE<br />
Övrigt hjälpämne 3342 61 62 50 L EB MG<br />
HYPROMELLOSE<br />
PHTHALATE<br />
Övrigt hjälpämne 3273<br />
ISOMALT Socker derivat Övrigt hjälpämne 2861<br />
STEARIC ACID Fettsyra Övrigt hjälpämne 2636 L B S
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
258<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
Klassificering <br />
Nedbryt<br />
STA-RX 1500 Stärkelse/socker<br />
Övrigt hjälpämne 2357<br />
MACROGOL 3000 Polyetylenglykol<br />
Övrigt hjälpämne 2343<br />
MACROGOL 4000 Polyetylenglykol<br />
Övrigt hjälpämne 2337<br />
TARTARIC ACID Fettsyra Övrigt hjälpämne 2134 34 EB<br />
SODIUM ALGINATE<br />
(E401)<br />
Fettsyra, Nasalt<br />
POLYOXYL 40<br />
HYDROGENATED<br />
CASTOR OIL<br />
CELLULOSE ACE-<br />
TATE PHTHALATE<br />
MACROGOL Polyetylenglykol<br />
STEARYL<br />
ALCOHOL<br />
Fettsyraalkohol<br />
Övrigt hjälpämne 1933<br />
Bio-<br />
ack<br />
Eko<br />
tox<br />
Övrigt hjälpämne 1717 L EG<br />
Övrigt hjälpämne 1606<br />
Övrigt hjälpämne 1201<br />
MACROGOL 3400 Polyetylenglykol<br />
Övrigt hjälpämne 1101<br />
DEXTRATES Övrigt hjälpämne 1064<br />
MACROGOL 3350 Polyetylenglykol<br />
Övrigt hjälpämne 847<br />
BETADEX b-Dextrin Övrigt hjälpämne 823<br />
ETHANOL<br />
ANHYDROUS<br />
PROPYLENE<br />
GLYCOL<br />
Kortkedjig<br />
alkohol<br />
Kortkedjig<br />
alkohol<br />
Övrigt hjälpämne 1108 36/37/38 L B EG<br />
Övrigt hjälpämne 740<br />
Övrigt hjälpämne 735 L EB EG<br />
PROPYLENE<br />
GLYCOL ALGINAT<br />
(E405)<br />
Övrigt hjälpämne 702<br />
ASPARTAME Övrigt hjälpämne 688 L EB EG<br />
SODIUM STEARYL<br />
FUMARATE<br />
Övrigt hjälpämne 677<br />
AMBERLITE Övrigt hjälpämne 645<br />
MACROGOL 8000 Polyetylenglykol<br />
Övrigt hjälpämne 628 20<br />
HYDROXYPROPYL<br />
CELLULOSE LOW-<br />
SUBSTITUTED<br />
Övrigt hjälpämne 607<br />
OLEIC ACID Fettsyra Övrigt hjälpämne 577 36/37/38<br />
51 53<br />
SODIUM LAURYL<br />
SULFATE<br />
Övrigt hjälpämne 574 21/22<br />
36/38 50<br />
TRIETHYL CITRATE Övrigt hjälpämne 486<br />
L G<br />
L EB G<br />
SODIUM<br />
BENZOATE<br />
Övrigt hjälpämne 438 L EB EG<br />
CARMELLOSE<br />
CALCIUM<br />
Övrigt hjälpämne 435<br />
ULTRA-<br />
AMYLOPECTIN<br />
Protein Övrigt hjälpämne 396<br />
MALTODEXTRIN Övrigt hjälpämne 319<br />
GLUCOSE SYRUP<br />
N<br />
CETOSTEARYL<br />
ALCOHOL<br />
METHYLENE<br />
CHLORIDE<br />
Stärkelse/socker <br />
Fettsyraalkohol<br />
Övrigt hjälpämne 295<br />
Övrigt hjälpämne 294 L B EG<br />
Övrigt hjälpämne 293 40 EL/L EB S
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
259<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
Klassificering <br />
Nedbryt<br />
MACROGOL<br />
STEARATE<br />
PEG Stearat Övrigt hjälpämne 273 B<br />
ADIPIC ACID (E355) Övrigt hjälpämne 254 36 L EB S<br />
ISOPROPYL<br />
ALCOHOL<br />
HYPROMELLOSE<br />
(METHOCEL E5<br />
PREMIUM)<br />
Kortkedjig<br />
alkohol<br />
MACROGOL 1000 Polyetylenglykol<br />
GLYCEROL TRIA-<br />
CETATE (E1518)<br />
SODIUM<br />
BENZOATE<br />
DIETHYL<br />
PHTHALATE<br />
LACTOSE MONO-<br />
HYDRATE AN MIC-<br />
ROCRYSTALLINE<br />
CELLULOSE<br />
DOCUSATE<br />
SODIUM<br />
GLUKOSSIRAP Stärkelse/socker <br />
Bioack<br />
Eko<br />
tox<br />
Övrigt hjälpämne 253 11 36 67 L EB EG<br />
Övrigt hjälpämne 252<br />
Övrigt hjälpämne 248<br />
Övrigt hjälpämne 240 L EB S<br />
Konserveringsmedel<br />
239 L EB EG<br />
Övrigt hjälpämne 238 20 63<br />
36/37/38<br />
51 53<br />
L B S<br />
Övrigt hjälpämne 186<br />
Övrigt hjälpämne 168 22 36 51<br />
53<br />
Övrigt hjälpämne 158<br />
EL EB G<br />
METHYLPREDNI-<br />
SOLONE<br />
Övrigt hjälpämne 144 EB<br />
GELATINE 125<br />
BLOOM<br />
Övrigt hjälpämne 122<br />
MALIC ACID Övrigt hjälpämne 122<br />
AEROSIL 200 Övrigt hjälpämne 121 20 ER EB EG<br />
CAFFEINE Övrigt hjälpämne 120 22 EL S<br />
VINYL ACETATE Övrigt hjälpämne 116 11 L EB G<br />
HYDROXYETHYL-<br />
CELLULOSE<br />
SILICON ELASTO-<br />
MER Q7-4735A<br />
SILICON ELASTO-<br />
MER Q7-4735B<br />
POTASSIUM<br />
SORBATE<br />
ANHYDRIZED LI-<br />
QUID SORBITOL-<br />
GLYCEROL BLEND<br />
Övrigt hjälpämne 116 36/67<br />
Övrigt hjälpämne 115<br />
Övrigt hjälpämne 115<br />
Konserveringsmedel<br />
112 36/37/38 EG<br />
Övrigt hjälpämne 109<br />
CELLULOSE ACE-<br />
TATE E-320-S<br />
Övrigt hjälpämne 106<br />
POLOXAMER 407 Polyoxyetylenpolyoxypropylen<br />
block copolymer<br />
Övrigt hjälpämne 101 G<br />
THEOBROMA OIL Övrigt hjälpämne 94<br />
BETA-CAROTENE<br />
(E160A) (II)<br />
Övrigt hjälpämne 89<br />
HYPROMELLOSE<br />
(METHOCEL E15<br />
PREMIUM)<br />
Övrigt hjälpämne 88<br />
YEAST DRIED Övrigt hjälpämne 83<br />
SKUMMJÖLKS-<br />
PULVER<br />
Övrigt hjälpämne 82
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
260<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
Klassificering <br />
Nedbryt<br />
GLYCINE Övrigt hjälpämne 80 EB<br />
MENGLYTATE Övrigt hjälpämne 76<br />
CARRAGEEN<br />
(E407)<br />
Övrigt hjälpämne 71 EL<br />
Ej identifierade<br />
ämne<br />
CHEWING GUM<br />
BASE<br />
Övrigt hjälpämne 84440<br />
DAN MED 1 GUM<br />
BASE<br />
Övrigt hjälpämne 30644<br />
GUM BASE<br />
(FERTIN)<br />
Övrigt hjälpämne 19119<br />
SUPPOSITORY<br />
MASS 5<br />
Övrigt hjälpämne 4000<br />
WITEPSOL W45<br />
SUPPOSITORY<br />
BASE, se ovan<br />
Övrigt hjälpämne 2588<br />
NON PAREIL<br />
SEEDS<br />
Övrigt hjälpämne 949<br />
SUPPOSITORY<br />
MASS 15<br />
Övrigt hjälpämne 726<br />
OPADRY Y-1-7000 Övrigt hjälpämne 549<br />
OPASPRAY WHITE<br />
M-1-7111B<br />
Övrigt hjälpämne 272<br />
RELEASE LINER Övrigt hjälpämne 270<br />
DURO-TAK 387-<br />
2287<br />
Övrigt hjälpämne 241<br />
OPADRY WHITE<br />
YS-1-7040<br />
Färgämne 237<br />
OPADRY YS-1-7003 Övrigt hjälpämne 231<br />
PHARMASOL B-105 Övrigt hjälpämne 230<br />
LUDIPRESS Övrigt hjälpämne 215<br />
SURELEASE E-7-<br />
19010 CLEAR<br />
Övrigt hjälpämne 152<br />
SUPPOCIRE A Övrigt hjälpämne 114<br />
PEEL-SEAL DISC Övrigt hjälpämne 107<br />
OPADRY II<br />
85G52820 YELLOW<br />
OPADRY II WHITE<br />
YS-22-18096<br />
LEVILITE<br />
STANDARD<br />
Smak, färgämnen<br />
Färgämne 99<br />
Övrigt hjälpämne 79<br />
Övrigt hjälpämne 72<br />
SODIUM<br />
CYCLAMATE<br />
Övrigt hjälpämne 3397 22<br />
ACACIA (E414) Övrigt hjälpämne 2208<br />
ESSENCE OF<br />
LEMON<br />
Övrigt hjälpämne 1865<br />
PEPPERMINT OIL Övrigt hjälpämne 1817<br />
SACCHARIN<br />
SODIUM<br />
Övrigt hjälpämne 1558 22 EG<br />
MENTHOL Övrigt hjälpämne 1196 51 53 I EB G/S<br />
LEMON FLAVOUR Övrigt hjälpämne 1143<br />
PRUNE<br />
FLAVORING<br />
Smakämne 1074<br />
Bio-<br />
ack<br />
Eko<br />
tox
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
261<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
IRON OXIDE<br />
BROWN (E172)<br />
Färgämne 991<br />
RASPBERRY<br />
FLAVOUR<br />
Smakämne 831<br />
LEMON<br />
DURAROME<br />
Smakämne 757<br />
FLAVOUR FOR<br />
SMOKER, 84.6422<br />
ROBERTET,<br />
HALVSYNT<br />
Övrigt hjälpämne 734<br />
HAVERSTROO<br />
FLAVOUR, ZD<br />
49284 NAARDEN,<br />
NATURLIG<br />
Övrigt hjälpämne 734<br />
LEMON LIME 59151<br />
AP AROMA<br />
Övrigt hjälpämne 687<br />
PEPPERMINT<br />
POLVEROMAS<br />
17.41.0105<br />
Smakämne 643<br />
ESSENCE OF<br />
ORANGE<br />
Övrigt hjälpämne 564<br />
PEPPERMINT OIL Smakämne 484<br />
FLAVOUR ORANGE Smakämne 434<br />
Klassificering<br />
SACCHARIN SODI-<br />
UM, se även ovan<br />
Smakämne 287 22 EG<br />
FLAVOUR BLOOD<br />
ORANGE IMITA-<br />
TION<br />
Övrigt hjälpämne 281<br />
PEPPARMINT<br />
FLAVOUR<br />
Smakämne 274<br />
PEPPERMINT Smakämne 225<br />
ACESULFAME<br />
POTASSIUM (E950)<br />
Övrigt hjälpämne 219 EG<br />
ORANGE AROMA Smakämne 207<br />
STRAWBERRY<br />
FLAVOR<br />
Smakämne 182<br />
AROM LEMON,<br />
SYNTETISKT OCH<br />
NATURLIGT<br />
Övrigt hjälpämne 167<br />
LEMON FLAVOUR Smakämne 164<br />
Nedbryt<br />
ESSENCE<br />
PEPPERMINT<br />
Övrigt hjälpämne 163<br />
TUTTI FRUTTI<br />
FLAVOUR<br />
Smakämne 155<br />
LEVOMENTHOL Övrigt hjälpämne 151 52 53 EL EB S<br />
IRON OXIDE<br />
YELLOW (E172)<br />
Färgämne 148 EG<br />
IRON OXIDE RED<br />
(E172)<br />
Färgämne 139<br />
IRON OXIDE E172 Färgämne 112 20/21/22<br />
36/37/38<br />
EG<br />
ASPARTAME Smakämne 97<br />
AROMA ORANGE<br />
9/029183<br />
Smakämne 90<br />
SACCHARIN Övrigt hjälpämne 83 EB S<br />
BLOOD ORANGE<br />
FLAVOUR<br />
FLAVOUR<br />
GRAPEFRUIT<br />
Övrigt hjälpämne 80<br />
Smakämne 79<br />
Bioack<br />
Eko<br />
tox
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
EUCALYPTUS OIL Smakämne 74<br />
Polymerer samt<br />
cellulosa derivat<br />
HYPROMELLOSE Cellulosa derivat<br />
POVIDONE Polyvinylpyrrolidon<br />
CROSCARMELLO-<br />
SE SODIUM<br />
ETHYLCELLULOSE<br />
(E 462)<br />
HYDROXYPRO-<br />
PYLCELLULOSE<br />
Cross linked<br />
CMC<br />
Cellulosa derivat<br />
Cellulosa derivat<br />
POLYVIDONE Polyvinylpyrrolidon<br />
HYPROMELLOSE<br />
PHTHALATE<br />
CROSPOVIDONE.<br />
Se Povidone<br />
METHACRYLIC<br />
ACIDETHYLACRY-<br />
LAT COPOLY-<br />
MER(1:1)DISPES<br />
METHYLHYDROXY-<br />
PROPYL-<br />
CELLULOSE<br />
Cellulosa derivat<br />
POLYETHYLENE<br />
OXIDE<br />
POLYVIDONE 30 Polyvinylpyrrolidon<br />
CARMELLOSE<br />
SODIUM<br />
CELLULOSE ACE-<br />
TATE PHTHALATE<br />
Cross linked<br />
CMC<br />
Cellulosa derivat<br />
262<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
Övrigt hjälpämne 20514<br />
Övrigt hjälpämne 15487 67<br />
Övrigt hjälpämne 10442<br />
Klassificering<br />
Övrigt hjälpämne 6045 36/37/38<br />
Övrigt hjälpämne 5199<br />
Övrigt hjälpämne 5088<br />
Övrigt hjälpämne 3273<br />
Övrigt hjälpämne 3138<br />
Övrigt hjälpämne 2694<br />
Övrigt hjälpämne 2240<br />
Övrigt hjälpämne 1903<br />
Övrigt hjälpämne 1869<br />
Övrigt hjälpämne 1809<br />
Övrigt hjälpämne 1606<br />
METHACRYLIC<br />
ACID COPOLYMER<br />
Övrigt hjälpämne 1348<br />
MANILLA GUM Övrigt hjälpämne 1137<br />
AVICEL PH 102 Cellulosa Övrigt hjälpämne 950<br />
XANTHAN GUM<br />
(E415)<br />
CROSCARMELLO-<br />
SE SODIUM<br />
TYPE A<br />
Cross linked<br />
CMC<br />
Övrigt hjälpämne 912<br />
Övrigt hjälpämne 888<br />
DUROTAK 387-2516 Akrylatpolymer Övrigt hjälpämne 616<br />
HYDROXYPROPYL<br />
CELLULOSE<br />
LOWSUBSTITUTED<br />
Cellulosa derivat<br />
Övrigt hjälpämne 607<br />
POLYETHYLENE Övrigt hjälpämne 586<br />
POLYETHENE Övrigt hjälpämne 583<br />
POLYVIDONE 25 Polyvinylpyrrolidon<br />
POLYVINYL<br />
CHLORIDE<br />
ALUMINIZED AND<br />
SILICONIZED<br />
POLYESTER FILM<br />
Övrigt hjälpämne 577<br />
Övrigt hjälpämne 506<br />
Övrigt hjälpämne 474<br />
Nedbryt<br />
Bio-<br />
ack<br />
Eko<br />
tox
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
EUDRAGIT RS 100 Etylakrylat,<br />
metyl metakrylat<br />
polymer<br />
CARMELLOSE<br />
CALCIUM<br />
POLY(BUTYL<br />
METHACRYLATE,<br />
(2-DIMETHYL<br />
AMINOETHYL)<br />
Cellulosa derivat<br />
263<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
Övrigt hjälpämne 463<br />
Övrigt hjälpämne 435<br />
Övrigt hjälpämne 379<br />
Klassificering <br />
Nedbryt<br />
POLYACRYLATE Övrigt hjälpämne 373 20 EL EB EG<br />
POLYVIDONE<br />
25000<br />
Polyvinylpyrrolidon <br />
Bioack<br />
Övrigt hjälpämne 371 67 EB<br />
POVIDONE K30 Polyvinylpyrrolidon<br />
Övrigt hjälpämne 357 67 EB<br />
COPOVIDONE Polyvinylpyrrolidon<br />
Övrigt hjälpämne 317<br />
CARBOMER Övrigt hjälpämne 305<br />
EUDRAGIT L 30 D Etylakrylat,<br />
metyl metakrylat<br />
polymer<br />
METHYL-<br />
CELLULOSE<br />
Cellulosa derivat<br />
Övrigt hjälpämne 291<br />
Övrigt hjälpämne 280<br />
SHELLAC Övrigt hjälpämne 274<br />
POLYVIDONE K 90 Polyvinylpyrrolidon<br />
HYPROMELLOSE<br />
(METHOCEL E5<br />
PREMIUM)<br />
Cellulosa derivat<br />
Övrigt hjälpämne 253<br />
Övrigt hjälpämne 252<br />
EUDRAGIT L Etylakrylat,<br />
metyl metakrylat<br />
polymer<br />
Övrigt hjälpämne 211<br />
FCD-POLYESTER-<br />
FOLIE<br />
Övrigt hjälpämne 193<br />
ETYLEN-<br />
VINYLACETAT KO-<br />
POLYMER (EVA)<br />
Övrigt hjälpämne 183<br />
SILICONIZED PO-<br />
LYESTER FILM, 3.0<br />
MILS<br />
Övrigt hjälpämne 169<br />
METACRYLIC ACID<br />
COPOLYMER,<br />
TYPE B<br />
Övrigt hjälpämne 160<br />
SILICONISED<br />
POLYESTER<br />
RELEASE LINER<br />
Övrigt hjälpämne 152<br />
BACKING FILM Övrigt hjälpämne 144<br />
CELLULOSE<br />
ACETATE<br />
CO-POLYMER<br />
PVC/PVAC/PVOH<br />
EUDRAGIT E Etylakrylat,<br />
metyl metakrylat<br />
polymer<br />
HYDROXYETHYL-<br />
CELLULOSE<br />
FLUOROPOLYMER<br />
COATED LINE<br />
(SCOTCH PAK<br />
1022)<br />
Cellulosa derivat<br />
Övrigt hjälpämne 127<br />
Övrigt hjälpämne 124<br />
Övrigt hjälpämne 123<br />
Övrigt hjälpämne 116 36/67<br />
Övrigt hjälpämne 115<br />
Eko<br />
tox
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
POLYISOBUTENE,<br />
LOW MOLECULAR<br />
WEIGHT<br />
CELLULOSE ACE-<br />
TATE E-320-S<br />
SILICONIZED PET-<br />
FILM 100 MICROM.<br />
POLYVINYLPYR-<br />
ROLIDONE<br />
VINYLACETATE<br />
POLYMER<br />
HYPROMELLOSE<br />
(METHOCEL E15<br />
PREMIUM)<br />
HOSTAPHAN MN<br />
19<br />
Cellulosa derivat<br />
Cellulosa derivat<br />
264<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
Klassificering <br />
Nedbryt<br />
Bio-<br />
ack<br />
Övrigt hjälpämne 113 EB<br />
Övrigt hjälpämne 106<br />
Övrigt hjälpämne 105<br />
Övrigt hjälpämne 89<br />
Övrigt hjälpämne 88<br />
Övrigt hjälpämne 86<br />
EUDRAGIT S100 Etylakrylat,<br />
metyl metakrylat<br />
polymer<br />
Övrigt hjälpämne 81<br />
EUDRAGIT Etylakrylat,<br />
metyl metakrylat<br />
polymer<br />
Övrigt hjälpämne 75<br />
AVICEL 101 Cellulosa Övrigt hjälpämne 73 EL EB EG<br />
EUDRAGIT L30D Övrigt hjälpämne 59<br />
Fetter och vaxer<br />
HARD FAT Övrigt hjälpämne 16181<br />
WITEPSOL S 58 Glycerider,<br />
coco mono-,<br />
di- and tri-,<br />
hydrogenerad<br />
WITEPSOL<br />
SUPPOSITORY<br />
BASE<br />
Glycerider,<br />
coco mono-,<br />
di- and tri-,<br />
hydrogenerad<br />
Övrigt hjälpämne 9774<br />
Övrigt hjälpämne 7654<br />
PARAFFIN Övrigt hjälpämne 3925 L /I EG<br />
WITEPSOL W45<br />
SUPPOSITORY<br />
BASE<br />
Glycerider,<br />
coco mono-,<br />
di- and tri-,<br />
hydrogenerad<br />
Övrigt hjälpämne 2588<br />
SUPPOCIRE AM Triglycerider Övrigt hjälpämne 2555<br />
WITEPSOL H 15 Glycerider,<br />
coco mono-,<br />
di- and tri-,<br />
hydrogenerad<br />
Övrigt hjälpämne 2247<br />
SEMI-SYNTHETIC<br />
GLYCERIDES<br />
Övrigt hjälpämne 1749<br />
WITEPSOL H 12, Glycerider,<br />
coco mono-,<br />
di- and tri-,<br />
hydrogenerad<br />
Övrigt hjälpämne 1693<br />
CORN OIL Övrigt hjälpämne 1183<br />
HYDROGENATED<br />
VEGETABLE OIL<br />
GLYCERYL MO-<br />
NOSTEARATE<br />
GLYCEROL TRIS-<br />
TEARATE<br />
WECOBEE FS Triglycerides,<br />
coconut oil<br />
Övrigt hjälpämne 1016<br />
Övrigt hjälpämne 808 EB<br />
Övrigt hjälpämne 671<br />
Övrigt hjälpämne 616<br />
Eko<br />
tox
Hjälpsubstans Substanstyp Substansroll<br />
265<br />
Mängd<br />
Kg/år<br />
Klassificering<br />
PARAFFIN SPECI-<br />
AL<br />
Övrigt hjälpämne 606<br />
MIGLYOL 812 C8-12 triglycerider<br />
Övrigt hjälpämne 585<br />
CASTOR OIL,<br />
HYDROGENATED<br />
Övrigt hjälpämne 554 I/L EG<br />
PARAFFIN, LIQUID Övrigt hjälpämne 373 41<br />
SESAME OIL,<br />
REFINED<br />
Övrigt hjälpämne 320<br />
MONO-,DI-FATTY<br />
ACID GLYCERIDES<br />
Övrigt hjälpämne 290<br />
WITEPSOL H-32 Övrigt hjälpämne 181<br />
SOYBEAN OIL Övrigt hjälpämne 178 42<br />
WITEPSOL W32 Glycerider,<br />
coco mono-,<br />
di- and tri-,<br />
hydrogenerad<br />
Övrigt hjälpämne 149<br />
CASTOR OIL Övrigt hjälpämne 136 38<br />
WHITE SOFT<br />
PARAFFIN<br />
Övrigt hjälpämne 119 45 I EG<br />
THEOBROMA OIL Övrigt hjälpämne 94<br />
CARNAUBA WAX Övrigt hjälpämne 86<br />
WITEPSOL W35 Glycerider,<br />
coco mono-,<br />
di- and tri-,<br />
hydrogenerad<br />
Övrigt hjälpämne 86<br />
TRIGLYCERIDES,<br />
MEDIUM-CHAIN<br />
Övrigt hjälpämne 82<br />
WECOBEE M Triglycerider,<br />
coconut oil<br />
Övrigt hjälpämne 81<br />
ANISE OIL Övrigt hjälpämne 61<br />
Nedbryt <br />
Bioack<br />
Eko<br />
tox
Bilaga 16: Antaganden och bakgrundsdata vid beräkningar<br />
i EUSES<br />
Allmänt<br />
Programvaran EUSES 2.0 har tagits fram som ett verktyg för att inom EU underlätta riskbedömningar baserade<br />
på principerna i TGD. Med hjälp av EUSES kan bedömningar av risker för både människa och miljö<br />
göras. De målsystem för miljön som inkluderats i programmet är:<br />
• Akvatiska ekosystem (sötvatten samt havsmiljöer)<br />
• Sedimentekosystem<br />
• Terrestra ekosystem (mark)<br />
• Mikroorganismer i kommunala reningsverk<br />
• Rovdjur högre upp i näringskedjan<br />
Bedömningen kan göras dels på lokal, dels på regional nivå. På lokal nivå bedöms risker för olika mål-<br />
system i närområdet till en stor punktkälla. På regional nivå bedöms risker för olika målsystem p.g.a. utsläpp<br />
från alla källor inom en större region. Bedömningen på regional nivå används också för att beräkna<br />
en bakgrundshalt för den lokala nivån. Programmet tar även hänsyn till en tredje nivå, en kontinental nivå,<br />
som används för att beräkna en bakgrundshalt till den regionala nivån.<br />
Den minsta datamängden som krävs som indata till EUSES är data om det studerade ämnets identitet, primära<br />
fysikalisk-kemiska data, toxikologiska data samt uppgift om använd mängd. Programmet använder<br />
förenklade modeller och ansatser för att beräkna ”typmodeller” av miljön. För många parametrar, framför<br />
allt för bedömning av exponering, finns standardvärden angivna i programmet. För många parametrar finns<br />
möjlighet att ändra på dessa standardvärden och införa egna data.<br />
Nackdelen med att använda standardiserade förhållanden och modeller är att dessa bygger på förenklingar<br />
som inte representerar verkliga förhållanden i det enskilda fallet. För att undvika att risker underskattas<br />
görs därför som princip försiktiga antaganden om realistiska värsta förhållanden, exempelvis för beräkning<br />
av exponeringsscenarier och för parametrar för modellering av förhållanden i miljön. Detta kan å andra<br />
sidan leda till att bedömningen överskattar de verkliga riskerna.<br />
Ett ämne kan ge upphov till utsläpp i olika delar av sin livscykel (produktion, formulering av produkter,<br />
användning, avfallshantering). I den här studien har endast utsläpp i samband med användning av produkter<br />
beaktats.<br />
Med hjälp av EUSES har bedömningen av risker för miljön gjorts på regional och lokal nivå. På den regionala<br />
nivån har två fall studerats; Sverige och Stockholms län. På den lokala nivån har utsläppen från ett<br />
hypotetiskt reningsverk studerats.<br />
För varje studerat ämne i EUSES specificeras användningsområde och kategori. För de aktuella ämnena har<br />
’industrial category no.5; personal / domestic use’ samt ‘use category no. 15; cosmetics’ använts. Ämnena<br />
antas ha en diffus användning, utspridd över alla hushåll. Vidare antas den totala förbrukningen avledas till<br />
hushållens avloppsvatten.<br />
Bakgrundsdata<br />
Definition av geografiska regioner<br />
Data över befolkning och markanvändning för region Sverige och region Stockholm har inhämtats från<br />
SCB (www.scb.se). Data presenteras i tabellen. Den regionala temperaturen sattes till 12 °C, vilket är det<br />
266
defaultvärde som anges i EUSES. Temperaturen kan således vara något högt satt, men det har liten<br />
betydelse för slutresultatet.<br />
Sverige Stockholms län<br />
Befolkning 8 975 670 1 860 872<br />
Total area 449 963 km 2<br />
1 160 km 2<br />
Andel sötvatten 9 % 4 %<br />
Andel naturmark 81 % 65 %<br />
Andel jordbruksmark 8 % 17 %<br />
Andel bebyggd mark 3 % 14 %<br />
Fastlandskust 11 530 km 2<br />
1 122 km 2<br />
Avloppsvattenflöde och reningsverk<br />
Avloppsvattenflödet antas vara 400 liter per person och dygn och 90 % av allt avloppsvatten antas passera<br />
reningsverk (Sveriges officiella statistik, statistiska meddelanden MI 22 SM 0101 ”Utsläpp till vatten och<br />
slamproduktion 2000, Kommunala reningsverk samt viss kustindustri”). Beräkningarna utgår från ett relativt<br />
litet reningsverk med 10 000 invånare anslutna. Ett reningsverk med både biologisk och mekanisk<br />
rening men utan denitrifiering valdes. Luftningen i reningsverken antogs ske med genombubbling. I övrigt<br />
användes de defaultvärden som ges i EUSES.<br />
Tonnage / förbrukning<br />
Förbrukningen av de olika ämnena antogs vara proportionell mot befolkningen. Förbrukningen i Stockholms<br />
län antogs vara 20,7 % av Sveriges förbrukning. För att beräkna den regionala belastningen användes<br />
data för den totala förbrukningen av respektive ämne, dvs. både för läkemedel och andra produkter.<br />
Siffror på förbrukningen i Sverige, utom läkemedel erhölls från SPIN (www.spin2000.net).<br />
Bakgrundshalten för den regionala nivån beräknades utifrån förbrukningen i EU. Förbrukningen i EU togs<br />
fram från faktiska data (natriumlaurylsulfat: HERA, Human & Environmental Risk Assessment on ingredients<br />
of European household cleaning products, Alkyl Sulphates, Environmental Risk Assessment, March<br />
2002) eller beräknades utifrån förbrukningen i Sverige och folkmängden i Sverige och EU (klorkresol,<br />
dokusatnatrium och polysorbat 80). Förbrukningen av metylparaben, som är en LPVC (Low Production<br />
Volume Chemicals) sattes till 1000 ton/år.<br />
På den lokala nivån studerades utsläppen från ett hypotetiskt reningsverk. På denna nivå användes försåld<br />
mängd i läkemedel för att beräkna halten i ingående avloppsvatten. På den lokala nivån beräknadess bakgrundshalten<br />
utifrån den totala förbrukningen av ämnet (läkemedel och andra produkter) medan den lokala<br />
belastningen beräknadess utifrån försåld mängd i läkemedel. För beräkningarna av bakgrundshalten användes<br />
scenariot för region Stockholm. Det ger ett högre bakgrundsvärde än värdena för region Sverige, och<br />
kan därför betraktas som ett värsta fall.<br />
267
Bilaga 17: Miljödata för konserveringsmedel i läkemedel<br />
Värden för alg, fisk och Daphnia har enheten millig/L<br />
ER = Ej registrerad´i Kemikalieinspektionens databas<br />
EJ MK= ej klassificerat med avseende på miljöegenskaper<br />
S = Uppgift saknas<br />
KemI Databas hos Kemi & Miljö Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
Ämne<br />
Bensalkonklorid<br />
(63449-41-2)<br />
Bensetonklorid<br />
(121-54-0)<br />
Bensoesyra E 120,<br />
(65-85-0)<br />
Bensylalkohol<br />
(100-51-6)<br />
Bensylkarbinol<br />
(60-12-8)<br />
Benzododeciniumbromid<br />
(7281-04-1)<br />
Bronidox L<br />
(30007-47-7) < 0,05 %<br />
Butylhydroxianisol<br />
(25013-16-5)<br />
Butylhydroxitoluen,<br />
E321 (128-37-0)<br />
Klassificering<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
Bioack.<br />
logKow/BCF<br />
268<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
Bioack. Log<br />
Kow/BCF<br />
Vattenlös<br />
millig/L<br />
N, R50 0,07 S 0,02 50 %,<br />
301B<br />
S S 0,31 Uppgifter saknas 400000<br />
ER Uppgifter saknas S 1,4 Uppgifter saknas<br />
ER Uppgifter saknas 60 180 S BOD5/CO<br />
D 0,64-<br />
0,88<br />
1,87/21 2900<br />
Ej MK S S 360 ppm lätt nedb. ej bio 100 10 S BOD5/CO<br />
D 0,091,<br />
92-96 %<br />
enligt<br />
301C 28<br />
dygn<br />
1,15/0,32 4000<br />
ER Uppgifter saknas 490 220 287,17 BOD5/CO<br />
D 0,58.<br />
87 % enligt<br />
301C<br />
1,33/0,5 21990<br />
ER ER S S 0,1 S S S<br />
ER S 1 till<br />
10<br />
S Ej lätt S Uppgifter saknas 9423<br />
ER S S S S S Uppgifter saknas BCF= 67,61 85,9<br />
ER 6 S 0,2
Ämne<br />
KemI Databas hos Kemi & Miljö Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
Klassificering<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
Bioack.<br />
logKow/BCF<br />
269<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
Bioack. Log<br />
Kow/BCF<br />
Captan (133-06-2) N, R50 ER S 0,034 0,45 S 2,35/12,88 0,5<br />
Cetrimid (57-09-0) ER 0,01 0,3 0,22 63 %<br />
301E<br />
Citronsyra, E330<br />
(77-92-9)<br />
S S S 0,025 35 % och<br />
63 % 301E<br />
ER Uppgifter saknas 80 1516<br />
till<br />
1710<br />
1,2-Dihydro-2,2,4trimetylkinolin<br />
(147-47-7)<br />
Etanol (64-17-5) Ej MK 5000 11000 9268 till<br />
14221<br />
Etylparaben* E 214<br />
(120-47-8)<br />
Etylparaben natriumsalt*<br />
E 215<br />
S 97 % 301B log Kow =<br />
-1,72<br />
0,5/500 135 >500 S 1,16/0,35 26940<br />
Fenylkvicksilvernitrat<br />
(55-68-5)<br />
Fenylkvicksilvernitrat<br />
basiskt (8003-05-2)<br />
N, R50-<br />
53<br />
N, R50-<br />
53<br />
ER Uppgifter saknas 584,7<br />
ER ER<br />
Formaldehyd (50-00-0) Ej MK Hög S S lätt nedb. S S 0,72 0,52 BOD5/CO<br />
D 0,6.<br />
90 %<br />
301D<br />
28dgr<br />
log Kow =<br />
0,35<br />
Glydant (6440-58-0) ER S 514 37 S S S 173 S S S 261200<br />
Imidurea (39236-46-9) ER ER Uppgifter saknas<br />
Isobutylparaben (4247-<br />
02-3)<br />
ER medel hög<br />
akv<br />
tox lätt nedb. ej bioack Uppgifter saknas<br />
Isopropanol (67-63-0) Ej MK 1800 4200 2300 BOD5/CO S 104 4200 13299 84 % log Kow = 402400<br />
57020
Ämne<br />
Kaliumsorbat E 202<br />
(590-00-1/24634-61-5)<br />
3-Klorallylhexaminklorid*<br />
(51229-78-8)<br />
Klorbutanol (57-15-8)<br />
1,1,1-Triklorbutanol<br />
Klorhexidinacetat (56-<br />
95-1)<br />
Klorkresol (4-Chloro-mkresol)<br />
(59-50-7)<br />
Kresol:<br />
KemI Databas hos Kemi & Miljö Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
Klassificering<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
Bioack.<br />
logKow/BCF<br />
270<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
D>0,5 301D 0,28<br />
Bioack. Log<br />
Kow/BCF<br />
Vattenlös<br />
millig/L<br />
ER Uppgifter saknas S >500 750 S S 1400000<br />
ER ER S 20,5 40 S S S<br />
ER Uppgifter saknas S 135 S 9-17 %<br />
301C<br />
1,73/2,4 3385<br />
ER S 3,2 Uppgifter saknas S 1,871 0,063 S BCF 1096 0,0475<br />
N, R50 Uppgifter saknas log Kow = 3,1 4,2 0,917 2 61 %<br />
28dgr<br />
301D<br />
2-Kresol (95-48-7) ER ER 6 6,2 1,4 BOD5/CO<br />
D 0,7.<br />
301D 80<br />
%<br />
3-Kresol (908-39-4) ER ER 13 7,6 18,8 BOD5/CO<br />
D 0,7.<br />
301D 90<br />
%<br />
4-kresol (106-44-5) ER ER 4,9 7,5 23 BOD5/CO<br />
D 0,6<br />
Metylparaben* E 218<br />
(99-76-3)<br />
Metylparaben natriumsalt<br />
E 219 (5026-62-0)<br />
Myristyl-γpicoliniumklorid<br />
(2748-<br />
88-1)<br />
Natriumbensoat<br />
E 211(532-32-1)<br />
Natriumbisulfit* E 222<br />
(7631-90-5)<br />
3,10<br />
BCF=13<br />
28<br />
lo Kow = 1,95 24500<br />
1,98 BCF=2 23000<br />
1,97<br />
BCF=7,2<br />
ER Medel hög akvatisk tox lätt nedb. ej bio Uppgifter saknas 1,96 BCF=<br />
6,46<br />
5981<br />
ER ER S S S S BCF=6,46 5981<br />
ER ER Uppgifter saknas<br />
ER Uppgifter saknas S 484 >100 90 %<br />
301B<br />
log Kow =<br />
1,87<br />
Ej MK ER 8 240 18 S S S<br />
19,4<br />
2493
Ämne<br />
Natriumedetat (tetracemindinatrium<br />
139-33-<br />
3, bedömd i enlighet<br />
med korr.syra dvs.<br />
etylendiamintetraättiksyra<br />
60-00-4)<br />
Natriumpropylhydroxibensoat<br />
(35285-69-9)<br />
Natriumpyrosulfit* E 223<br />
(7681-57-4)<br />
Natriumsulfit* E 221<br />
(7757-83-7)<br />
Nipastat en blandning<br />
av m,e,p,b-parabener<br />
Oxykinolinkaliumsulfat<br />
(14534-95-3)<br />
Propylenglykol (57-55-6<br />
1,2-Propylenglykol)<br />
KemI Databas hos Kemi & Miljö Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
Klassificering<br />
IC50<br />
Alg<br />
ER Toxisk<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
S S ej lättnedbrytbar<br />
Bioack.<br />
logKow/BCF<br />
271<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
S S 41 113 10 % på<br />
19 dygn<br />
OECD<br />
301E<br />
Bioack. Log<br />
Kow/BCF<br />
S 500<br />
Vattenlös<br />
millig/L<br />
ER Propylparaben: lätt akvatisk tox, lätt nedbrytbar, ej biock Uppgifter saknas BCF=43,65 1000000<br />
Ej MK Uppgifter saknas 48 150 log Kow =<br />
- 3,7<br />
ER Uppgifter saknas S 220-<br />
460<br />
ER Se metyl-, etyl-, propyl- samt butyl- paraben Se metyl-, etyl-, propyl- samt butyl- paraben<br />
ER ER ER<br />
ER S 4600-<br />
54900<br />
4850-<br />
34400<br />
86 %<br />
301D<br />
S 1900 45760 >10000 BOD5/CO<br />
D = 0,67<br />
650000<br />
52 S log Kow = - 4 209000<br />
log Kow =<br />
- 0,32<br />
Propylgallat (121-79-9) ER Uppgifter saknas Uppgifter saknas 1,8. BCF =<br />
4,9<br />
Propylparaben* E 216<br />
(94-13-3, 59593-07-6)<br />
Propylparaben natriumsalt<br />
E 217 (35285-69-9)<br />
Rosin (Kolofonium<br />
8050-09-7, bedömningen<br />
gjord på Abietinsyra i<br />
Access eftersom kolofonium<br />
består till större<br />
delen av abietinsyra)<br />
Sorbinsyra E 200<br />
(110-44-1)<br />
Svaveldioxid E 220<br />
(7446-09-5)<br />
Tiomerosal (54-64-8)<br />
innehåller Hg<br />
ER Medelhög akvatisk tox lätt nedb. ej bio Uppgifter saknas 3,04. BCF =<br />
43,65<br />
811100<br />
ER Propylparaben: lätt akvatisk tox, lätt nedbrytbar, ej biock Uppgifter saknas BCF = 43,65 1000000<br />
Ej MK S 0,41 S 38 %<br />
301D<br />
log Kow =<br />
4,7-7,8<br />
4176<br />
529,3<br />
400 S 4,5 S S 130<br />
ER Uppgifter saknas S S 353 95 %<br />
302B<br />
log Kow =<br />
1,33<br />
Ej MK ER 0,5 2 Uppgifter saknas 119000<br />
ER Uppgifter saknas S 2,13 Uppgifter saknas 88,94<br />
1600
Ämne<br />
KemI Databas hos Kemi & Miljö Kemiska ämnen (Prevent, 2003)<br />
Klassificering<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
Bioack.<br />
logKow/BCF<br />
272<br />
IC50<br />
Alg<br />
LC50<br />
Fisk<br />
Tiomerosal natrium ER Se Tiomerosal Se Tiomerosal<br />
α-Tokoferol E 307<br />
(59-02-9) E-vitamin<br />
ER Uppgifter saknas Uppgifter saknas<br />
Tymol<br />
(m-tymol 89-83-8)<br />
Tymol<br />
(p-tymol 3228-02-2)<br />
N, R51-<br />
53<br />
3,2 5 3,2 301D><br />
80 %<br />
EC50<br />
Daphnia<br />
Nedbrytbarhet<br />
log Kow 2,333 3,2 1,7 310D >80<br />
%<br />
ER 3,3 Uppgifter saknas<br />
Bioack. Log<br />
Kow/BCF<br />
3,3 BCF =<br />
69,18<br />
Vinsyra ER Uppgifter saknas Uppgifter saknas log Kow =<br />
0,24<br />
Källor: Kemiska Ämnen (Prevent, 2003), Databas hos Kemi & Miljö, Kemikontorets Miljöskyddsblad.<br />
Vattenlös<br />
millig/L<br />
* Kompletterade med data ifrån: N-Class (Nordiska Rådet, 2004), Database on Environmental Hazard Classification (april 2002), European Chemicals Bureau, Ecotox, U.S Environmental Protection<br />
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<br />
Program.<br />
437,4<br />
215000
Bilaga 18: Massflödesanalys av kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Parfym<br />
Make up<br />
Permanent<br />
Blekning<br />
Toning<br />
Hårfärg<br />
Styling<br />
Balsam<br />
Styling aerosol<br />
Schampo<br />
Solvård<br />
Brun utan sol<br />
Munvatten<br />
Reng. ansiktsv.<br />
Ansiktsvård<br />
Rakning<br />
Deo aerosol<br />
Reng. lotion/kräm<br />
Deo stick/roll-on<br />
Tvål, fast<br />
Kroppsvård<br />
Tandkräm<br />
Tvål, flytande<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Mängd per produktgrupp och funktionsgrupper, 2002<br />
0 500 1000 1500 2000<br />
Ton<br />
2500 3000 3500 4000<br />
Figur A Förbrukning av kosmetiska och hygiensiska produkter per produktgrupp, år 2002 (för diagram i färg, se PDF-dokument på www.mpa.se)<br />
273<br />
Etanol<br />
Mjukgörande och fuktighetsreglerande ämnen<br />
Viskositetskontrollerande ämnen<br />
Tensider/ytaktiva ämnen/emulgeringsmedel<br />
Konserveringsmedel<br />
Solskyddsfilter<br />
Färgämnen<br />
Parfym<br />
Antioxidanter<br />
Drivgaser<br />
Övrigt
Make up<br />
Parfym<br />
Blekning<br />
Permanent<br />
Toning<br />
Hårfärg<br />
Styling<br />
Styling aerosol<br />
Balsam<br />
Schampo<br />
Solvård<br />
Brun utan sol<br />
Munvatten<br />
Ansiktsvård<br />
Rakning<br />
Deo aerosol<br />
Reng. ansiktsv.<br />
Reng. lotion/kräm<br />
Deo stick/roll-on<br />
Tvål, fast<br />
Kroppsvård<br />
Tandkräm<br />
Tvål, flytande<br />
Kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Mängd per produktgrupp, 2002<br />
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000<br />
Ton<br />
Figur B Förbrukning av kosmetiska och hygieniska produkter, uppdelat på produktgrupp och funktionsgrupper<br />
274<br />
Övriga ingredienser<br />
Vatten
Bilaga 19: Underlagsdata för massflödesanalys,<br />
kosmetiska och hygieniska produkter, år 2002<br />
Produktgrupper<br />
Produkt typer KTF ICA HM COOP<br />
275<br />
KTF:s del av<br />
marknaden.<br />
Total marknad<br />
enl. KTF<br />
ton ton ton ton % 1000 kgs<br />
Professional products<br />
Soap<br />
Consumer products<br />
3300 3500<br />
Soap liquid 7500 14
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Inorganic salts 0,2<br />
Cationic surfactants 5,6<br />
Chelating agents 0,2<br />
Aqua 72<br />
Soap Solid<br />
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Soap 86<br />
Glycerin 1<br />
Amphoteric/anionic surfactants 2<br />
Mineral a/o vegetable oils 0,5<br />
Parfum 1<br />
Cosmetic colorants 0,1<br />
Titanium dioxide 0,2<br />
Additional ingredients 1<br />
Preservatives 0,2<br />
Aqua 10<br />
Shampoo<br />
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Anionic surfactants 15<br />
Amphoteric surfactants 1,2<br />
Non ionic surfactants 0,6<br />
Cationic surfactants 0,1<br />
Viscosity controlling agents 0,4<br />
Hairconditioning agents 0,1<br />
Additional ingredients 4<br />
Preservatives, antimicrobials 1<br />
Chelating agents 0<br />
Oils, waxes 0<br />
Silicones 1<br />
Cationic polymers 0,1<br />
Humectants, emollients 0,3<br />
Parfum 0,2<br />
Aqua 76<br />
Toothpaste<br />
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Emollients, humectants 36<br />
Abrasives 25<br />
Oral care-protecting agents 1,4<br />
276
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Anionic surfactants 1,4<br />
Viscosity controlling agents 1<br />
Additional ingredients (incl aqua) 32<br />
Flavour 2<br />
Cosmetic colorants (incl TiO2) 0,4<br />
Oral care - antiplaque 0,2<br />
Oral care - sweetening agents 0,3<br />
Fluoride compounds 0,15<br />
Aqua (see additional ingredients) ca 25%<br />
Deodorant Aerosol<br />
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Propellants 33<br />
Alcohol denat 55<br />
Humectants, Emollients 0,9<br />
Parfum 1,7<br />
Aqua 10<br />
Från en exempelprodukt, uppgifter från KTF<br />
Conditioner (example)<br />
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Oils, waxes, silicones and fatty alcohols
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Emulsifying agents, surfactants
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Non-ionic surfactants
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Fillers
Cleansing water based (example)<br />
Ingredient group KTF formulation (%)<br />
Alcohol denat
Ingredient group Ingredient<br />
Emollients, humectants Caprylic/Capric Triglyceride 5<br />
Emollients, humectants Glycerine 4<br />
Emulsifying agents Laurylmethicone copolyol 2<br />
Skin Conditioning Tocopheryl Acetate 2<br />
Viscosity controlling agents Sodium Chloride 1<br />
Aqua Aqua 68<br />
282<br />
Lodén example<br />
formulation (%)
Bilaga 20: Grupper av kosmetiska och hygieniska<br />
produkter definierade av KTF<br />
Produktgrupp/Produktkategori<br />
Hudvård<br />
1.1 Ansiktsvård<br />
1.2 Kroppsvård<br />
1.3 Rengöring<br />
Solvårdsprodukter<br />
2.1 Solvårdsprodukter<br />
Hårvård<br />
3.1 Schampo<br />
3.2 Styling<br />
3.3 Hårfärgningar och permanent<br />
Dekorativ kosmetik<br />
4.1 Nagelprodukter<br />
4.2 Läpprodukter (ej solskyddsstift)<br />
4.3 Ögonprodukter<br />
4.4 Ansiktsprodukter<br />
Dofter<br />
5.1 Dofter dam/unisex<br />
5.2 Dofter herrar<br />
Hygien<br />
6.1 Rakprodukter<br />
6.2 Tvål<br />
6.3 Deodoranter, damer/unisex<br />
6.4 Deodoranter herrar<br />
6.5 Fotvårdsprodukter<br />
6.6 Hårborttagningsprodukter<br />
6.7 Munvårdsmedel<br />
Barnvårdsprodukter<br />
Badprodukter<br />
283
Bilaga 21: Figur och tabeller till kapitel 8, kosmetiska och hygieniska produkter<br />
284
Tabell A: Antalet produkter i olika produktkategorier<br />
Kod för produktkategori Produktkategori<br />
01 A,B,C,D,E Hudkräm m.m. 5600<br />
02 A Ansiktsmasker 433<br />
03 A,B,C Make-up, rouge 643<br />
04 A,B,C,D Puder 199<br />
05 A,B,C Tvål, duschkräm 1798<br />
06 A;B Parfym, rakvatten 1004<br />
07 A,B Badsalt 327<br />
08 A,B Hårborttagning 70<br />
09 A,B Deo, antiperspirant 818<br />
10 A,B,C,D,E,F,G Permanent, färgning, blekning av hår 684<br />
10 H Läggningsmedel 1122<br />
10 I Schampo 1073<br />
10 J Balsam 919<br />
10 K,L Hårvatten och övrigt 222<br />
11 A,B Rakkräm 184<br />
12 A,B,C,D Ögonskugga, maskara m.m. 812<br />
13 A,B Läppstift 531<br />
14 A,B,C Tandkräm, munvatten 211<br />
15 A Nagellack 230<br />
15 B,C,D,E Övriga nagelprodukter 364<br />
16 A,B Intimhygienkräm 18<br />
17 A,B Solskydd 674<br />
18 A,B Brun utan sol 114<br />
19 A,B Blekmedel 37<br />
20 A,B Antirynk 234<br />
21 A Övrigt 234<br />
Totalt antal produkter 18555<br />
285<br />
Antalet anmälda<br />
produkter okt 2003
Tabell B: Antal ingredienser i olika kosmetiska och hygieniska produkter<br />
Produktkod<br />
(LV-register)<br />
Produktkategori enligt Läkemedelsverkets<br />
indelning<br />
Antal granskade<br />
prod.<br />
286<br />
Intervall, antal<br />
ingredienser<br />
01A Hudkräm etc. 26 1-39 19<br />
01C Rengöringskräm etc. 3 18-22 19<br />
04B Talkpuder 3 4-5 4<br />
05A Tvål, fast 2<br />
05A Tvål, flytande 10 11-24 15<br />
05B Duschkräm etc. 11 2-25 18<br />
05C Tvål/schampo kombi 3 14-26 18<br />
06A Parfym 5 3-16 5<br />
09A Deo 14 5-13 8<br />
09B Antiperspirant 10 5-11 7<br />
10C Oxidationshårfärg 3 50-69<br />
10H Läggningsmedel 12 8-20 13<br />
10I Schampo 13 6-30 19<br />
10J Balsam 5 6-23 14<br />
11A Rakkräm 6 10-30 14<br />
12B Maskara 4 21-30 29<br />
13A Läppstift 2<br />
14A Tandkräm 14 11-19 14<br />
15A Nagellack 3 10-25<br />
17A Solskydd 4 13-39<br />
13 st övriga grupper 16 1-36 15<br />
Antal granskade produkter 169 15<br />
Median, antal ingredienser<br />
Tabell C: Exempel på hur innehållsdeklarationer med INCI-namn från tre olika kosmetiska och hygieniska produkter<br />
kan se ut: En enklare produkt med få ingredienser, en produkt med antal ingredienser kring mediannivån<br />
samt en komplicerad produkt med många ingredienser<br />
Innehållsdeklaration för en deodorant<br />
Alcohol Denat., Aqua, Aluminium Zirconium Pentachlorohydrate, Parfum, Hydroxypropylcellulose, Magnesium<br />
Chloride, Zinc Sulfate<br />
Innehållsdeklaration för ett schampo<br />
Aqua, Sodium Laureth Sulfate, Disodium Cocoamphodiacetate, Sodium Chloride, Laureth-2, Panthenol, Niacinamide,<br />
PEG-7-Glycerol Cocoate, Glycol Distearate, Laureth-4, Cocamidopropyl Betaine, Polyquaternium-<br />
10, Hydrogenated Castor Oil, Citric Acid, Parfum, Sodium Benzoate, Sodium Salicylate<br />
Innehållsdeklaration för en flerkomponents hårfärg av oxidationstyp<br />
Komponent 1<br />
Aqua, Cetearyl Alcohol, Glyceryl Stearate SE, Sodium Laureth Sulfate, Ammonia, Glycol Distearate, Lanolin<br />
Alcohol, Sodium Lauryl Sulfate, Toluene-2,5-Diamine Sulfate, Sodium Cocoyl Isethionate, Resorcinol, Sodium<br />
Sulfite, 4-Amino-m-Cresol, Ascorbic Acid, Parfum, 4-Amino-2-Hydoxytoluene, Disodium EDTA, 2-Amino-<br />
6-Chloro-4-Nitrophenol, Sodium Hydroxide, m-Aminophenol, Tocopherol<br />
Komponent 2<br />
Aqua, Hydrogen Peroxide, PPG-38-Buteth-37, Cetearyl Alcohol, Petrolatum, Laureth-2, Parfum, Sodium Cetearyl<br />
Sulfate, Salicylic Acid, Disodium Phosphate, Phosphoric Acid, Etidronic Acid<br />
Komponent 3<br />
Aqua, Cetearyl Alcohol, Cetrimonium Chloride, Panthenol, Parfum, Isopropyl Alcohol, Tocopheryl Acetate,<br />
Methylparaben, Isopropyl Palmitate, Benzophenone-3, Caramel, Hydrolyzed Sweet Almond Protein, Sodium<br />
Benzoate, Phenoxyethanol, Propylparaben, Titanium Dioxide, CI 47005
Change language