Vurdering av plantevernmidlet. Shirlan fluazinam. vedrørende søknad om godkjenning. Mattilsynet, seksjon nasjonale godkjenninger

Transkript

1 Vurdering av plantevernmidlet Shirlan fluazinam vedrørende søknad om godkjenning Mattilsynet, seksjon nasjonale godkjenninger Saksbehandlere: Anne G. Kraggerud, Vibeke Lindberg, Marit Randall og Roger Holten For Vitenskapskomiteen for mattrygghet, faggruppe 2 April 2009.

2 Shirlan - fluazinam Side 2 Innholdsfortegnelse 1. Sammendrag Identitet og fysikalsk/kjemiske data Toksiske effekter og skadepotensiale for menneske Rester i produkter til mat eller fôr Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter Dokumentasjonens kvalitet Status for preparatet Agronomi Bruk/virkning Behandlingsmåte og dosering Anbefaling fra Bioforsk plantehelse Identitet og fysikalsk/kjemiske data (virksomt stoff) Toksisk effekt og skadepotensiale for menneske Rester i produkter til mat eller fôr Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter Fluazinam Nedbrytning i jord Sorpsjon og mobilitet Nedbrytning i vann Skjebne i luft Effekt på terrestriske organismer Effekt på akvatiske organismer Eksponering (miljø) Skjebne i miljøet Organismer Dokumentasjonens kvalitet 8-1 Referanser 8-1

3 Shirlan - fluazinam Side Sammendrag Shirlan er godkjent og tas opp til ny vurdering. Preparatet søkes godkjent mot soppsykdommer i potet, kepaløk og sjalottløk. Kepaløk og sjalottløk representerer en bruksutvidelse. Normert arealdose er 40 ml per dekar (tilsvarer 20 g virksomt stoff per dekar). Fluazinam er et kontaktmiddel med forebyggende effekt. Fluazinam er et phenylpyridinamide med relativ bred fungicidaktivitet. Shirlan har meget god effekt og er en viktig resistensbryter. Det påføres med åkersprøyte eller ulike luftassisterte sprøyter fra fare for angrep til inntil 7 dager før høsting med 7-14 dagers intervaller. Preparatet skal maksimalt benyttes 5 ganger per sesong. 1.1 Identitet og fysikalsk/kjemiske data Preparatnavn Shirlan Virksomt stoff Formulering Konsentrasjon av virksomt stoff IUPAC-navn Fluazinam Suspensjonskonsentrat 500 g/l 3-chloro-N-(3-chloro-2,6-dinitro-4-(trifluoromethyl)phenyl))-5-(trifluoromethyl)-2- pyridinamine CAS nummer Strukturformel Molekylvekt 465,09 Vannløselighet Lav ved ph under 8 (20 C), ph 5: 0,025 mg/l, ph 7: 0,071 mg/l, ph 8: 0,1 mg/l, ph 11: 350 mg/l Damptrykk Henrys konstant log Pow Middels, 1,1x10-3 Pa (22 C) Høy, 7,21 Pa m 3 /mol Høy, 3,56 (20 C, ph ikke oppgitt) pka 9,3 Strukturaktivitets- - sammenheng 1.2 Toksiske effekter og skadepotensiale for menneske Er ikke tatt med i denne rapporten. 1.3 Rester i produkter til mat eller fôr Er ikke tatt med i denne rapporten.

4 Shirlan - fluazinam Side Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter Skjebne i miljøet Nedbryting i jord Fluazinam metaboliseres mikrobielt. Det meste omdannes til bundne rester (maks 47 % etter 180 dager i lab.). CO 2 utgjør maksimalt 6 % av tilført radioaktivitet etter ett år under standard betingelser. Under aerobe forhold var metabolitten HYPA den viktigste (14 % etter 48 dager). Aerob primærnedbryting er lav til middels med DT50: dager, gjennomsnittlig 56 dager. DT90: dager, gjennomsnittlig 472 dager. I tilfeller der DT50 og/eller DT90 er ekstrapolert ut over studiets varighet, må man anse resultatene som usikre. Nedbrytningen er bifasisk. Ved 10 C (labstudier) er primærnedbrytningen lav til moderat med DT50: 72 dager og DT90: 240 dager. Bundne rester og mineraliseringen utgjør hhv. 20 og 0,4 % etter ca 100 dager. Anaerob primærnedbryting er høy med DT50: 4 dager og DT90: 113 dager. Bundne rester og mineralisering utgjør hhv. 44 og 0,5 % etter ca 100 dager. Metabolittene MAPA og DAPA kommer opp i 32 og 12 % etter hhv. 14 og 90 dager. Fotolyse kan være av en viss viktighet i forhold til nedbrytning på jordoverflaten, med halveringstider på ca 21 dager i lys og 70 dager i mørkekontroll. I to feltforsøk fra hhv. UK og Tyskland var forsvinningen høy til middels med halveringstider (FOMC) på 4-40 dager med geometrisk snitt på 16 dager. DT90 er estimert til mellom 30 og 209 dager i alle jordtypene. Klimadataene indikerer at de fleste testlokalitetene generelt sett er noe tørrere og varmere enn gjennomsnittsklimaet man har i Norge. Primærnedbrytningen av hovedmetabolitten i jord, HYPA, er sett å være middels til lav, med DT50 = dager (geometrisk snitt: 112 dager) og DT90: dager (geometrisk snitt: 471 dager). Sorpsjon/mobilitet Sorpsjonen av fluazinam er høy til meget høy i de undersøkte jordtypene, Kf: ml/g med gjennomsnitt på 30 ml/g. Koc: ml/g med gjennomsnitt på Sorpsjonen (Kf) øker med økt innhold av organisk materiale. En stor andel fluazinam bindes irreversibelt i jord. Tre ulike kolonneforsøk er beskrevet i den norske helhetsvurderingen fra Disse studiene indikerer at mobiliteten varierer fra lav til middels i ulike jordtyper. Sorpsjonen av HYPA er middels til høy i de undersøkte jordtypene, Kf: 4-26 ml/g med gjennomsnitt på 14,1 ml/g. Koc: ml/g med gjennomsnitt på 920. I DAR er det konkludert med at redusert ph gir økt binding av HYPA til organisk materialet i jorda. JOVA I perioden ble det gjort 19 funn av fluazinam og flere av disse var over miljøfarlighetsgrensen på 1,2 µg/l. Nedbrytning i vann Den hydrolytiske nedbrytningen av fluazinam er middels ved ph 7 og 25 C med DT50 på 2,7-4,5 dager. CAPA var eneste nedbrytningsprodukt ved 25 C og denne metabolitten utgjorde opp til 94 % av gjenfunnet radioaktivitet etter 29 dager. Fotolyse ser ut til å kunne være en viktig nedbrytningsvei for fluazinam i vann med halveringstid på 2,5 dager. Flere metabolitter ble påvist. Fluazinam er ikke lett nedbrytbart i en 28-dagers respirometertest. Vann/sediment: Forsvinningen fra vannfasen er høy med halveringstider på mellom 2 og 3 dager (geom. snitt: 2,7 dager). I sedimentet er nedbrytningen også høy med DT50 på 3-8 dager (geom. snitt: 4,8 dager) mens DT90 er på dager. Fra resultatene ser man at fluazinam relativt raskt går over i sedimentene der nedbrytningen skjer relativt raskt. En rekke metabolitter dannes, men bare AMPA i mengder som overstiger 10 % i forhold til tilført radioaktivitet i både vann- og sedimentfasen. Det dannes svært mye bundne rester i de to testsystemene (54-55 %) mens mineraliseringen er relativt lav med dannelse av ca 2 % CO 2 i løpet av 100 dager.

5 Shirlan - fluazinam Side 1-3 Primærnedbrytningen av metabolittene AMPA og HYPA i vann/sedimentforsøk er middels, med halveringstid for AMPA beregnet til 34 dager i sediment og DT90 beregnet til 112 dager (DAR/Ø1). Halveringstiden til metabolitten HYPA ble beregnet til hhv. 28 og 56 dager i to systemer med geometrisk snitt på 39 dager. Skjebne i luft Resultatene for nedbrytningen i luft er svært usikre med stort sprik i de estimerte halveringstidene (2-163 dager). Faren for fordampning er medium til høy og indikerer at fluazinam har et høyt potensial for å gjenfinnes i atmosfæren. Fluazinam er ikke funnet i analyser tatt av regnvann i det svenske overvåkingsprogrammet mellom 2002 og Eksponering I henhold til en enkel modell blir forventet konsentrasjon (PIEC, predicted initial environmental concentration) 0,3 mg/kg i jord uten plantedekke etter første behandling og 0,99 mg/kg etter siste behandling ved tilførsel av 20 g virksomt stoff/daa og totalt 8 behandlinger per sesong. En finsk PEC-kalkulator er benyttet i estimeringen av utviklingen av konsentrasjonen av fluazinam i jord over tid. Det er beregnet at man kan komme opp i en platåkonsentrasjon på ca 1,0 mg v.s./kg etter flere års bruk, men at konsentrasjonen rett etter siste sprøyting per sesong maksimalt kan komme opp i 1,9 mg/kg jord. I EU ble PEC for akkumulering i jord beregnet til 0,8 mg/kg jord. PECsoil ble også estimert for hovedmetabolitten i jord, HYPA. Resultatet indikerer en makskonsentrasjon på 0,114 mg/kg umiddelbart etter siste behandling og at en platåkonsentrasjon på 0,107 mg/kg nås etter 3 år. I forhold til grunnvann indikerte modellsimuleringer at verken virksomt stoff eller metabolitten HYPA var mobile og begge ble estimert til konsentrasjoner < 0,001 µg/l i alle 9 FOCUS-scenarier. Forventet konsentrasjon i vann som følge av avdrift vil være avhengig av den sikkerhetssonen som benyttes og kulturen som behandles. Med en meters sikkerhetssone vil PEC som følge av avdrift kunne komme opp i maksimalt 2,3 µg/l i løk og 1,8 µg/l i potet. Overflatevannsmodeller utviklet av EUs arbeidsgruppe FOCUS beregner forventede konsentrasjoner i overflatevann og sediment i ulike scenarier. Beregningene gjøres over flere trinn der de lavere trinnene er mest konservative og fungerer som en screening mens de høyere trinnene er mer realistiske. Det scenariet som gir de høyeste verdiene er valgt: Maksimumsverdier for PIEC (dag 0) for fluazinam i vannfasen og sedimentet blir hhv. 0,56 µg v.s./l og 2,57 µg v.s./kg ved sprøyting i potet. Tidsvektet gjennomsnitt (28 dager) blir hhv. 0,03 µg v.s./l og 1,2 µg v.s./kg i vann og sediment. Maksimumsverdier for PIEC (dag 0) for metabolitten HYPA i vannfasen og sedimentet blir hhv. 0,44 µg v.s./l og 1,79 µg v.s./kg ved sprøyting i potet. Tidsvektet gjennomsnitt (28 dager) blir hhv. 0,18 µg v.s./l og 1,79 µg v.s./kg i vann og sediment. For metabolitten AMPA er det bare kjørt trinn 1 og 2 simuleringer og trinn 2 simuleringene gir maksimumsverdier for PIEC (dag 0) i vannfasen og sedimentet på hhv. 1,1 µg v.s./l og 8,9 µg v.s./kg ved sprøyting i potet. Tidsvektet gjennomsnitt (28 dager) blir hhv. 0,75 µg v.s./l og 6,69 µg v.s./kg i vann og sediment. Terrestriske organismer Der det er indikasjoner på at preparatet er mer toksisk enn hva som kan forklares ut fra innholdet av virksomt stoff (eller forsøk kun er utført med preparatet), eller det er identifisert metabolitter som er mer toksiske enn virksomt stoff, er disse beregningene tatt med nedenfor. Hvis dette ikke er tilfelle er verdiene og beregningene utelatt. Pattedyr Lite akutt oralt giftig for mus/rotte (LD50: 4100 mg v.s./kg kv/d). Meget kronisk giftig (NOEC: 5 mg v.s./kg kv/d). I følge EUs trinn 1-beregninger for pattedyr blir TER akutt = 421 som ikke en overskridelse av EUs grenseverdi på 10. TER for kronisk eksponering blir = 1,7. Dette er en overskridelse av EUs grense på 5, og det er dermed krav om feltforsøk eller videre refinements. Beregning av nytt estimert daglig opptak iht diettspesifiseringer for skogsmus gir TER = 6,5 som ikke er en overskridelse av grenseverdien.

6 Shirlan - fluazinam Side 1-4 Fugl Moderat akutt oralt giftig (LD50: 1782 mg v.s./kg kv/d), moderat giftig i diett (LC50: >1230 mg v.s./kg fôr) og kronisk giftig (NOEC: 60,4 mg v.s./kg fôr). I følge EUs trinn 1-beregninger for fugl blir TER akutt oral = 57 ved en dosering på 25 g v.s./daa. Dette er ikke en overskridelse av EUs grenseverdi på 10. Bier Lite giftig ved oral (LD50: >100 µg v.s./bie) og kontakteksponering (LD50: >200 µg v.s./bie). Farekvotienter for både oral- og kontakteksponering er 2,5 og 1,3. Dette er ikke en overskridelse av EUs grense på 50. Andre leddyr Det er effekter på opptil 100 % ved relevante doser i laboratoriestudier men ingen effekter i utvidede laboratoriestudier på preparatet. Meitemark Moderat akutt giftig (LC50: >500 mg v.s./kg jord) og ekstremt kronisk giftig (NOEC: <0,175 mg v.s./kg jord). TER for akutt eksponering er beregnet til 505 som ikke er en overskridelse av EUs grenseverdien på 10. TER for kronisk eksponering er beregnet til 0,2 som er en overskridelse av grenseverdien på 5. Det er imidlertid utført feltforsøk som ikke viser effekter ved relevante doseringer. Mikroorganismer Fluazinam ser ikke ut til å ha vesentlig innflytelse på nitrogenomsetning eller dehydrogenaseaktivitet. Akvatiske organismer Der det er indikasjoner på at preparatet er mer toksisk enn hva som kan forklares ut fra innholdet av virksomt stoff (eller forsøk kun er utført med preparatet), eller det er identifisert metabolitter som er mer toksiske enn virksomt stoff, er disse beregningene tatt med nedenfor. Hvis dette ikke er tilfelle er verdiene og beregningene utelatt. Fisk Ekstremt akutt giftig (LC50: 0,055 mg v.s./l) og meget kronisk giftig (NOEC: 0,0029 mg v.s./l). Med en avstand til vann på 5 meter blir TER 116, som ikke er en overskridelse av EUs grense på 100. Invertebrater Meget akutt giftig (EC50: 0,22 mg v.s./l). Kronisk giftig for dafnier (NOEC: 0,01 mg v.s./l). Med en avstand til vann på 1 meter blir TER 119 ved sprøyting i potet mens med en avstand på 5 meter blir TER 493 ved sprøyting i løk, som ikke er en overskridelse av EUs grense på 100. Sedimentlevende invertebrater Meget kronisk giftig for fjærmygglarver (NOEC: 6,25 µg v.s./l). Kombinert med en tidsvektet gjennomsnittskonsentrasjon på 0,03 µg v.s./l blir TER 208. Dette er ikke en overskridelse av EUs grense på 10. Vannplanter Ingen opplysninger. Alger Meget akutt giftig (EC50: 0,16 mg v.s./l). Med en avstand til vann på 5 meter blir TER 337, som ikke er en overskridelse av EUs grense på 10. Biokonsentreringspotensiale i fisk Høyt potensialet med BCF: 960 (phyridyl-label) og 1090 (phenyl-label) Metabolitter HYPA: Moderat akutt giftig (LC50: >500 mg v.s./kg jord) og meget kronisk giftig (NOEC: 3,04 mg v.s./kg jord) for meitemark. TER for akutt og kronisk eksponering er beregnet til hhv og 28,4. Dette er ikke en overskridelse av EUs grenseverdier på hhv. 10 og 5. Ingen effekter på mikroorganismer. AMPA:

7 Shirlan - fluazinam Side 1-5 Ekstremt akutt giftig for fisk (LC50: 0,09 mg v.s./l) og invertebrater (LC50: 0,09 mg v.s./l). Meget akutt giftig for alger (LC50: 0,24 mg v.s./l). TER for overflateavrenning ved sprøyting i potet blir 81 for fisk og invertebrater og 218 for alger. 1.5 Dokumentasjonens kvalitet Den foreliggende dokumentasjon er tilstrekkelig til å foreta en økotoksikologisk vurdering av virksomt stoff og preparat.

8 Shirlan - fluazinam Side 2-1 Saksnummer 04/ Status for preparatet Virksomt stoff Preparatnavn Tilvirker Importør Konsentrasjon av virksomt stoff Formulering Pakningsstørrelse Type preparat Type sak fluazinam Shirlan Syngenta Crop Protection AG Syngenta Crop Protection AS 500 g/liter Suspensjonskonsentrat 1 liter Soppmiddel Revurdering med bruksutvidelse Søknadsdato Forrige godkjenningsperiode utløper Sist vurdert , Rådssak 25/02. Krav Ved forrige behandling ble det satt fram krav om innlevering av følgende dokumentasjon ved eventuell søknad om fornyet godkjenning: Formuleringsstoffer: Oppdatering av helse-, miljø- og sikkerhetsdatablad. Fluazinam Teratologiforsøk på rotte. Omsetning Fluazinam har vært på det norske markedet siden 1995, og er kun godkjent i Shirlan. Gjennomsnittlig omsetning av virksomt stoff de siste 5 år var kg per år. Tabellen nedenfor viser utviklingen i omsetningen fra 1999 til fluazinam Status i EU Fluazinam ble inkludert på positivlisten til EU i Fluazinam er blant annet godkjent i Danmark og Sverige i følgendekulturer: Land Kultur Behandlingsfrist Danmark Potet 7 dager Sverige Potet og kepaløk 7 dager 28 dager

9 Shirlan - fluazinam Side Agronomi Søkt bruksområde Virkeområde Teksten i dette kapitlet er hentet fra Bioforsk Plantehelse sin agronomiske vurdering samt etikettforslag fra importør Bruk/virkning Potet, kepaløk og sjalottløk. Kepaløk og sjalottløk representerer en bruksutvidelse. Tørråte, storknolla råtesopp, tørrflekksyke og gråskimmel i potet. Løkbladskimmel, løkbladgråskimmel og løkgråskimmmel i løk. Virkemåte Virkemekanisme Nytteorganismer/ Integrert plantevern Ikke undersøkt. Resistens Fluazinam er et kontaktmiddel med forebyggende effekt. Fluazinam er et phenylpyridinamide med relativ bred fungicidaktivitet. Det har multi-site virkningsmåte på respirasjonen og er en ikke-spesifikk utkobler av oksydativ fosforylering. Fluazinam er en uspesifikk avkobler av oksidativ fosforylering i cellene. Det er ikke kjent resistensfare ved bruk av Shirlan Behandlingsmåte og dosering Kultur Skadegjører Dosering/daa Tidspunkt Potet Potettørråte, storknolla råtesopp, tørrflekksyke og gråskimmel ml Brukes forebyggende, senest ved tørråtevarsel. Behandlingen gjentas med dagers Kepaløk og sjalottløk Løkbladskimmel, løkbladgråskimmel og løkgråskimmmel Maksimalt 5 behandlinger per sesong. mellomrom 50 ml Brukes forebyggende ved fare for angrep. Behandlingen gjentas med 7-14 dagers mellomrom Behandlingsfrist: NAD Spredeutstyr 7 dager Med bakgrunn i preparatets dosering i potet foreslås normert arealdose (NAD) fortsatt satt til 40 ml/daa. Dette tilsvarer 20 g v.s./daa. Vanlig åkersprøyte eller ulike luftassisterte sprøyter. 3.3 Anbefaling fra Bioforsk Plantehelse Shirlan er et meget effektivt preparat mot tørråte i potet og enkelte andre skadegjørere. Preparatet er også en viktig resistensbryter. Shirlan har moderat til god effekt mot løkbladskimmel og gråskimmelarter i løk. Det er få gode alternativer, og det er derfor stort behov for flere preparater mot disse viktige skadegjørerne, ikke minst for å forebygge resistens

10 Shirlan - fluazinam Side 3-2 Bioforsk Plantehelse anbefaler fortsatt godkjenning av Shirlan i potet samt bruksutvidelsen i kepaløk og sjalottløk.

11 Shirlan - fluazinam Side Identitet og fysikalsk/kjemiske data (virksomt stoff) IUPAC-navn 3-chloro-N-(3-chloro-2,6-dinitro-4-(trifluoromethyl)phenyl))-5-(trifluoromethyl)-2- pyridinamine CAS nummer Strukturformel Molekylvekt 465,09 Vannløselighet Lav ved ph under 8 (20 C), ph 5: 0,025 mg/l, ph 7: 0,071 mg/l, ph 8: 0,1 mg/l, ph 11: 350 mg/l Damptrykk Henrys konstant log Pow Middels, 1,1x10-3 Pa (22 C) Høy, 7,21 Pa m3/mol Høy, 3,56 (20 C, ph ikke oppgitt) pka 9,3 Strukturaktivitets- - sammenheng

12 Shirlan - fluazinam Side Toksisk effekt og skadepotensiale for menneske Er ikke tatt med i denne rapporten.

13 Shirlan - fluazinam Side Rester i produkter til mat eller fôr Er ikke tatt med i denne rapporten.

14 Shirlan - fluazinam Side Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter Vurderingen er basert på en norsk helhetsvurdering (2002), EU DAR fra 2005 (RMS/rapportørland Østerrike, Ø1), Addendum fra 2007 (Ø2), EFSAs risikovurdering inkl. List of Endpoints fra 2008 (Ø3), samt dokumentasjon innsendt av tilvirker. Anbefalt dosering medfører en tilførsel til miljøet på g v.s./daa (NAD 20 g v.s./daa). Det kan maksimalt sprøytes 5 ganger per sesong. I EUs vurdering er det tatt utgangspunkt i at det i potet kan behandles opp til 10 ganger per sesong. Mattilsynet har brukt maks 8 behandlinger i sin vurdering, noe som ble gjort basert på gammel etikett der antall behandlinger i potet ikke var spesifisert. Dette blir da å anse som absolutt worst case. Tabell 7.1: Oversikt over fluazinam, metabolitter og identifiserte nedbrytningsprodukter og hvor disse er observert. Tabellen er hentet fra DAR.

15 Shirlan - fluazinam Side Fluazinam Nedbrytningsveier Nedbrytning i jord Fluazinam metaboliseres mikrobielt. Studiene som er utført i jord indikerer at det meste omdannes til bundne rester (maks 47 % e. 180 dager i lab.). CO 2 ble vist å utgjøre maksimalt 6 % av tilført radioaktivitet etter ett år under standard betingelser. Under aerobe forhold var metabolitten HYPA den viktigste (14 % e. 48 d.), en metabolitt som dannes ved hydrolyse av kloratomet i fenylringen (erstattes med en hydroksylgruppe). Metabolittene MAPA og DAPA, som begge dannes ved at en eller begge NO 2 -gruppene reduseres, ble funnet i mindre mengder (< 5 %). Under anaerobe forhold gikk nedbrytningen raskere. MAPA og DAPA ble dannet i større grad enn HYPA (maks 31, 12 og 11 % e. hhv. 14, 90 og 60 d.). Mineraliseringen er lavere under anaerobe forhold. Cl O 2 N Cl CF 3 NH N O 2 N Fluazinam CF 3 C l O 2 N OH Cl H 2 N Cl CF 3 N HYPA (13.95 %) NH O 2 N CF 3 NER (47.2 %) CF 3 NH N O 2 N MAPA (2.5 %) CF 3 Cl H 2 N Cl CO 2 (6.3 %) intermediates CF 3 N NH H 2 N DAPA (1.6 %) CF 3 Fig. 7.1: Nedbrytningsvei for fluazinam i jord. Aerobe forhold Primærnedbrytingen er middels til lav, DT50: dager (geometrisk snitt: 56 dager, n = 5). DT90: dager (geometrisk snitt: 472 dager, n = 5 inkludert DT90 satt til 1000 i sandy loam 18 Acres). Nedbrytningen er bifasisk slik at det i de fleste tilfellene er First order Multi Compartment (FOMC) som beskriver dataene best. Det betyr at den initielle nedbrytningen går relativt raskt, mens en svært persistent rest forblir værende i jorda over lang tid. I tilfeller der DT50 og/eller DT90 er ekstrapolert ut over studiets varighet, må man anse resultatene som usikre. Bundne rester utgjør mellom 16 og 46 % etter ca 100 dager i de aerobe forsøkene og mineraliseringen til CO 2, som er svært lav, ligger mellom 0,7 og 4,2 % i de samme forsøkene. Ett forsøk i en jordtype viser at primærnedbrytningen ved 10 C er moderat til lav. DT50: 72 dager og DT90: 240 dager. Siden halveringstiden ikke ble nådd i løpet av studiens varighet ble denne ekstrapolert og er således en usikker verdi. Bundne rester og mineraliseringen til CO 2 utgjør hhv. 20 og 0,4 % etter ca 100 dager. Detaljer ved forsøkene er beskrevet i Tabell 7.3, men forsøkene er i større detalj beskrevet i DAR (Ø1).

16 Shirlan - fluazinam Side 7-3 Metabolitter Primærnedbrytningen av hovedmetabolitten i jord, HYPA, er sett å være middels til lav, med DT50 = dager (geometrisk snitt: 112 dager, n = 4) og DT90 = dager (geometrisk snitt: 471 dager). Beregningene er gjort med hhv. SFO- og FOMC- kinetikk. Studiet Johnson (2000) er utført med langt høyere dosering enn det som er aktuelt i Norge og EU, men rapportørlandet kunne ikke finne noe som tilsa at DT50-verdien fra studiet var en outlier og har inkludert verdien i snittberegningene som er oppsummert i Ø3. I studier med metabolitten ser det ikke ut til at mineralisering eller bundne rester ble målt. Disse studiene med metabolitten er ikke levert til Norge. Anaerobe forhold Primærnedbrytingen er høy med DT50: 4 dager og DT90: 113 dager. Bundne rester og mineraliseringen til CO 2 utgjør hhv. 44 og 0,5 % av tilført radioaktivitet etter ca 100 dager (Tabell 7.3). Metabolitten MAPA kommer opp i 32 % etter 14 dager og metabolitten DAPA kommer opp i 12 % etter 90 dager. Det er ikke levert egne nedbrytnings-/sorpsjonsforsøk på disse metabolittene. Sterile forhold Primærnedbrytingen er svært lav under sterile forhold med ca 8 % nedbrytning etter 30 dager. DT50 er ikke beregnet. Ingen mineralisering ble påvist og bundne rester utgjorde 6 % av tilført radioaktivitet etter 30 dager (Tabell 7.3). Dette indikerer at mikrobiell aktivitet er en vesentlig faktor i nedbrytningen av fluazinam. Tabell 7.2: Nedbrytning av HYPA i jord under aerobe forhold. Sand, Loamy sand, Clay loam, Clay loam, Speyer 2.1 Speyer 2.2 Senozan Chalgrove Farm Aerob/anaerob/steril Aerob Aerob Aerob Aerob Varighet Dosering 12 g v.s./daa 260 g v.s./daa Sand (%) 87,2 75,3 20,4 34 Silt (%) 9,0 16,6 47,4 29 Leire (%) 2,8 8,1 32,2 37 ph 5,2 5,6 6,2 7,4 Org.C. 0,9 2,3 1,0 3,3 MWHC (g/100 g jord, pf 1,0) ,4 - % av MWHC pf 2,3 Temp. ( C) DT50, dager* 148 (SFO) 74 (SFO) 54 (SFO) 396 (SFO) 169 (SFO) 43 (FOMC) DT90, dager 190 (SFO) 245 (SFO) 179 (SFO) 1317 (SFO) 561 (SFO) 371 (FOMC) CO2 (%) Ikke målt - e. 100 d Bundne rester (%) e. 100 d Ikke målt - Metab. > 5 % innen 100 d Ikke målt - Referanse Van der Gaauw, 2002 Johnson, 2000 * Verdier i kursiv er beregnet av tilvirker. Verdier i bold er beregnet av Mattilsynet. For Senozanjorda fikk Mattilsynet de samme verdiene som tilvirker.

17 Shirlan - fluazinam Side 7-4 Tabell 7.3: Nedbrytning av fluazinam i jord i lab. under aerobe, anaerobe og sterile forhold. Sandy loam, 18 Acres Loamy sand, Sandy loam, Sand, Speyer 2.2 Frensham Pappelacker Aerob/anaerob/steril Aerob Aerob Aerob Anaerob (oversvømt) Aerob Aerob Aerob Varighet (dager) Dosering 100g v.s./daa 500 g v.s./daa 100g v.s./daa 100g v.s./daa 100 g v.s./daa 74 g v.s./daa 56 g v.s./daa Sand (%) Silt (%) Leire (%) ph 6,9 6,4 7,1 5,4 Org. C. (%) 2,6 1 1,1 1,8 MWHC (1/3 bar, %) ,4 (pf 1,0) 12,9 % av MWHC Temp. ( C) DT50, dager* 80 (SFO) 37 (FOMC) 173 (SFO) 98 (FOMC) 72 (SFO) 4 (SFO) 226 (SFO) 17 (SFO) 16 (FOMC) 62 (SFO) 43 (FOMC) DT90, dager 265 (SFO) 1354 (FOMC) 573 (SFO) >>1000 (FOMC) 240 (SFO) 13 (SFO) 751(SFO) 57 (SFO) 62 (FOMC) 199 (SFO) 371 (FOMC) CO 2 (%) e. 100 d 1,7 (e. 90 d.) 0,7 (e. 90 d.) 0,4 (e. 90 d.) 0,5 (e. 90 d.) 0,8 (e. 90 d.) 4,2 (e. 70 d.) Ikke målt Bundne rester (%) e ,3 (e. 90 d.) 27,4 (e. 90 d.) 20,4 (e. 90 d.) 44,3 (e. 90 d.) 16,3 (e. 90 d.) 46,4 (e. 120 d.) Ikke målt d. Metab. > 5 % innen 100 d. HYPA: maks 8,2 % (e. 14 d.) HYPA: maks 11,4 % (e. 30 d.) HYPA: maks 7,8 % (e. 60 d.) MAPA: maks 32,2 % (e. 14 d.) DAPA: maks 12 % (e. 90 d.) HYPA: maks 7,2 % HYPA: maks 5,9 % (e. 7 d.) HYPA: 13,9 % (e.48 d.) Ikke målt (e. 14 d.) Referanse Bharti, H. and Bewick, D.W. (1985) Mawad, N. (2001) * Alle verdier som er i kursiv er beregnet av RMS/tilvirker i DAR. Verdier i bold er beregnet av Mattilsynet ved bruk av FOCUS_DEGKIN v.2. Ryan, J. og Sapiets, A. (1992)

18 Shirlan - fluazinam Side 7-5 Fotolyse i jord Feltforsøk Det er indikasjoner på at fotolyse kan være av en viss viktighet i forhold til nedbrytning på jordoverflaten. 14 C-merket fluazinam ble eksponert for kunstig sollys i en syklus med 12 timer lys/12 timer mørke i 30 dager ved 25 C. Lysforholdene tilsvarte søreuropeiske forhold. Halveringstiden var henholdsvis 22 og 20 dager for fluazinam merket i fenyl- og pyridylringen. Til sammenligning var tilsvarende halveringstider i mørkekontrollen på hhv. 72 og 68 dager for fenyl- og pyridylmerket fluazinam.. To metabolitter ble observert, men ingen av disse overskred 10 % av tilført radioaktivitet (HYPA - maks 6,8 % og AMPA - maks 4,7 %). Etter 30 dagers eksponering utgjorde 14 CO 2 henholdsvis 2,4 % og 0,2 % av tilført radioaktivitet i lys/mørke og mørkekontrollen. Bundne rester utgjorde hhv. 22 og 10 % (Lentz og Korsch, 2001). I to feltforsøk fra hhv. UK og Tyskland var forsvinningen høy til middels med halveringstider (FOMC) på 4-40 dager med geometrisk snitt på 16 dager. DT90 lå mellom 30 og 209 dager i alle jordtypene. Ved bruk av programmet FOCUS_DEGKIN v2, har Mattilsynet beregnet alle nedbrytningsverdier på nytt basert på rådata. Resultatene fra disse beregningene samt detaljer om jordtyper og værdata, er oppsummert i Tabell 7.4. I disse feltstudiene lå konsentrasjonene av morstoff og HYPA på hhv 0,02-0,08 og 0,01-0,05 mg/kg jord ved forsøkenes slutt. Jordtypene som er benyttet i disse forsøkene er stort sett representative for norske jordtyper, men tre av de tyske jordtypene inneholder mindre organisk C enn det som er vanlig for norsk landbruksjord (1-4 %). Klimadataene indikerer at de fleste testlokalitetene generelt sett er noe tørrere og varmere enn gjennomsnittsklimaet man har i Norge og er således ikke direkte relevante (Tabell 7.5). Stoff/preparat og dosering Tabell 7.4: Nedbrytning i felt under mellomeuropeiske forhold. Cornwall (sørøstengland), clay loam Lincolnshire (øst-england), sandy clay loam Shirlan 50 SC, 500 g v.s/l, 10x30 g v.s./daa (7-10 dagers intervall) Varendorf (nordvesttyskland), loamy sand Klein Zecher (nord-tyskland), sandy loam Ottersweier (sørvesttyskland), clay 50 % SC; 1x135 g v.s./daa Sollern (sørøsttyskland), clay loam Varighet (dager) Sand (%) Silt (%) Leire (%) ph 6,6 7,5 6,1 6,1 5,3 6,8 Org. C (%) 3,0 1,3 0,8 0,9 0,5 1,3 Gjennomsnittlig temp. ( C) i forsøksperioden Sum nedbør (mm) i perioden /snitt pr. mnd. DT50, dager DT90, dager 10,5 (juni aug. 1996) 11 (juni sept. 1996) 9,3 (juni-april) 8,4 (juli-april) 10 (juli-mai) 7,5 (juli-mai) 1098/73 461/29 544/49,5 494/49,4 724/65,8 622/56,5 37 (SFO)* 34 (FOMC)** 193 (SFO)* 174 (FOMC)** 77 (SFO)* 40 (FOMC)** 254 (SFO)* 209 (FOMC)** 15 (SFO)* 21 (FOMC)** 161 (SFO)* 161 (FOMC)** 6 (SFO)* 4 (FOMC)** 67 (SFO)* 30 (FOMC)** 13 (SFO)* 11 (FOMC)** 144 (SFO)* 101 (FOMC)** 11 (SFO)* 14 (FOMC)** 127 (SFO)* 79 (FOMC)** Referanse Kennedy, 1996 Burke og Sapiets, 1992 * Verdier beregnet i originalstudien. ** Verdier beregnet av Mattilsynet vha. FOCUS_DEGKIN v.2. Dataene i Kennedy (1996) følger verken SFO eller FOMC på en god måte, men FOMC gir beste tilpasning rent visuelt. I Burke og Sapiets (1992) gir FOMC også statistisk en noe bedre tilpasningen til dataene. Tabell 7.5: Metrologiske data fra Ås og Værnes. Basert på 30-årsnormalen. Årsbasis (snitt pr. April- sept. Okt. - mars mnd.) Ås Temp. ( C) 5,3 11,8 (snitt) -1,2 (snitt) Nedbør (mm) 785 (65,4) Værnes Temp. ( C) 5,0 10,3-0,3 Nedbør (mm) 892 (74,3)

19 Shirlan - fluazinam Side 7-6 Akkumulering i jord I EU vurderes akkumulering når DT90 > 1 år. I labforsøk er det vist at DT90 kan gå over ett år i flere jordtyper, både for morstoff og metabolitten HYPA, men variasjonen er stor. Det samme er ikke sett i feltforsøkene. Det er ikke levert egne akkumuleringsstudier Sorpsjon og mobilitet Sorpsjon Sorpsjonen av fluazinam er høy til meget høy i de undersøkte jordtypene, Kf: ml/g med gjennomsnitt på 30 ml/g. Koc: ml/g med aritmetisk gjennomsnitt på Sorpsjonen (Kf) øker med økt innhold av organisk materiale. K des er høyere enn K ads, noe som indikerer at en stor andel fluazinam bindes irreversibelt i jord. Alle jordtypene anses som relevante for norske forhold, men sandjorda Speyer 2.1 inneholder lite organisk materiale i forhold til det som er vanlig i norsk jordbruksjord. Tabell 7.6: Sorpsjon og desorpsjon av fluazinam i ulike jordtyper. Sand, Speyer 2.1 Loamy sand, Speyer 2.2 Silt loam, Itingen II Clay loam, Diegten Sand (%) 88 78,8 24,4 24,8 Silt (%) 4,8 12,4 52,2 37,2 Leire (%) 7,2 8,8 23,4 38,0 ph 6,0 6,0 7,7 7,1 Org. C. (%) 0,5 2,6 1,4 2,0 Kf (ads), ml/g 11,1 43,5 27,2 37,9 Koc (ads), ml/g /n (ads), ml/g 0,62 0,68 0,65 0,65 Kf (des), ml/g 33,6 506,5 130,5 368,7 Koc (des), ml/g Referanse Galicia, H. og Völkl, S. (1991) Metabolitter Sorpsjonen av HYPA er middels til høy i de undersøkte jordtypene, Kf: 4-26 ml/g med gjennomsnitt på 14,1 ml/g. Koc: ml/g med aritmetisk gjennomsnitt på 920. Alle jordtypene anses som relevante for norske forhold, men et par av jordtypene har svært lav ph (Nebo og Salmonds bridge) og en jordtype har et lavere innhold av organisk materiale enn det som er vanlig i norsk jordbruksjord (Gayton). Resultatene fra dette forsøket indikerer at bindingen er sterkere ved lavere ph. Det er ellers vanskelig å se noen korrelasjon mellom sorpsjon og innhold av organisk materiale, men i DAR er det konkludert med at redusert ph gir økt binding til organisk materialet i jorda. Tabell 7.7: Sorpsjon og desorpsjon av HYPA i ulike jordtyper. Sandy loam, Kenny Hill, UK Sandy loam, East Anglia, UK Loamy sand, Gayton, UK Coarse sand, Lilly field, UK Silty clay loam, Nebo, UK Sandy loam, Salmonds bridge, UK Sand (%) Silt (%) Leire (%) ph 7,7 8,1 7,9 5,7 5,0 4,7 Org. C. (%) 3,1 1,9 1,8 0,5 1,5 1,6 Kf (ads), ml/g ,1 4, Koc (ads), ml/g /n (ads), ml/g - 0, ,75 - Koc (des), ml/g Referanse Muller, K. and Lane, M.C.G. (1993) Kolonnestudier Tre ulike kolonneforsøk er beskrevet i den norske helhetsvurderingen fra Mindre enn 0,09 % av tilført radioaktivitet ble funnet igjen i sigevannet i et kolonnestudie. Det er ikke spesifisert om det er benyttet ferskt eller eldet materiale. Mobiliteten til fluazinam ble testet i fire ulike jordtyper: sand (0,8 % O.M.), loamy sand (1,0 % org. C), sandy loam (2,9 % org. C) og clay loam (7,9 % org. C). Fluazinam ble applisert i en dose tilsvarende 100 g/daa på 30 cm lange jordkolonner, og vasket ut

20 Shirlan - fluazinam Side 7-7 med vann tilsvarende 32 cm regn. Fluazinam vandret maksimalt 1 cm i de ulike jordtypene (norsk helhetsvurdering, 2002). Frisk jord: Rester av fluazinam i lekkasjevannet var lavere enn deteksjonsgrensen (<2 μg/l), dette betyr at mindre enn 2 % av tilført fluazinam ble transportert gjennom jordkolonnen. Mobiliteten til Fluazinam ble bestemt i et lekkasjeforsøk i 30 cm lange jordkolonner. Tre jordtyper, sand (0,8 % org. C), loamy sand (3,0 % org. C), og sandy loam (1,5 % org. C), ble brukt. Fluazinam ble tilført som 75 g v.s./daa, og eluert med 393 cm 3 (tilsvarer 200 mm) vann i løpet av 48 timer (norsk helhetsvurdering, 2002). Eldet jord: Mindre enn 1 % av applisert radioaktivitet ble funnet igjen i sigevannet. Mobiliteten av Fluazinam i eldet jord (30 dager) ble bestemt i et lekkasjeforsøk med 30 cm lange jordkolonner. To jordtyper, sandy loam (2,6 % org. C) og loamy sand (1,0 % org. C). Fluazinam ble tilført med en dose på 56 g/daa (norsk helhetsvurdering, 2002). Lysimeter Rester i overflateog grunnvann Ingen opplysninger. Fluazinam har vært i analysespekteret i JOVA siden Den akkrediterte bestemmelsesgrensen var 0,05 μg/l i 1998 og 0,02 μg/l fra Imidlertid fikk man fra 1998 rapportert alle funn ned til 0,02 μg/l. Fluazinam har vært brukt i fire av seks felt med registrering av gårdsdata. Midlet er påvist til sammen 19 ganger i Heiabekken og Vasshaglona i perioden Høyeste funn på 2,2 μg/l ble gjort i Heiabekken. Fluazinam ble også påvist i en grunnvannbrønn i Stokke (0,48 μg/l) i 1998, og i en grøftevannsprøve fra Heiabekken i Mange av funnene er gjort i august til oktober i etterkant av sprøyteperioden. Vi fikk i 2000 dokumentert at fluazinam kan ha en binding til plast som gir en redusert gjenfinning på %. Samtidig er det også dokumentert en kjemisk nedbrytning i samme størrelsesorden. Det er derfor grunn til å forvente at vi kan ha en viss underrapportering av funn med hensyn til antall og konsentrasjoner både ved å ta stikkprøver og ved å ta blandprøver. Det er 2 funn av fluazinam som overskrider miljøfarlighetsgrensen for stoffet (1,2 μg/l) (Oversikt over påviste pesticider i perioden Ludvigsen, G.H. og O. Lode, Bioforsk-rapport Vol 3: (pdf)). I 2007 ble fluazinam funnet i en stikkprøve i Heiabekken med konsentrasjon på 0,12 µg/l og i fire blandprøver i konsentrasjoner mellom 0,02 og 0,76 µg/l (Gro Hege Ludvigsen, pers. med.). Hydrolyse Fotolyse i vann Nedbrytning i vann Den hydrolytiske nedbrytningen av fluazinam var middels ved ph 7 og 25 C med DT50 på 2,7-4,5 dager. Ved ph 9 var nedbrytningen middels med DT50 på 3,5-3,9 dager. Ved ph 4 var fluazinam hydrolytisk stabilt. CAPA var eneste nedbrytningsprodukt ved 25 C og denne metabolitten utgjorde opp til 94 % av gjenfunnet radioaktivitet etter 29 dager (van der Gaauw, 2003). I følge Ø3 er CAPA hydrolytisk stabilunder normale miljøforhold. Fotolyse ser ut til å være en viktig nedbrytningsvei for fluazinam sammenlignet med mørkekontrollen. I mørkekontrollen så man ingen signifikant nedbrytning og gjenfinningen var på ca 94 %. Prøvene som ble eksponert for lys (12 timers lys- /mørkeimtervaller) i 30 dager (25 C, ph 5) viste en nedbrytning med halveringstid på 2,5 dager. Flere metabolitter ble påvist (HYPA, AMPA), men bare metabolitten G-504 ble påvist > 10 % (maks 17 % etter 10 dager). CO 2 utgjorde 18 % etter 30 dager (Lentz, N.R. and Korsch, B.H. (1994 og 1995). Lett nedbrytbarhet Fluazinam er ikke lett nedbrytbart i en 28-dagers respirometertest (Grützner, 2000). Vann/sediment Forsvinningen fra vannfasen er høy med halveringstider på mellom 2 og 3 dager (geom. snitt: 2,7 dager). DT90 i vannfasen i de to testsystemene er på hhv. 8 og 10 dager. I sedimentet er nedbrytningen også høy med DT50 på 3-8 dager (geom. snitt: 4,8 dager) mens DT90 er på dager i de to systemene. DT50 for hele systemene ligger på 3-6 dager (geom. snitt: 4,2 dager) mens DT90 er dager. Fra resultatene ser man at fluazinam relativt raskt går over i sedimentene der nedbrytningen også skjer

21 Shirlan - fluazinam Side 7-8 relativt raskt. En rekke metabolitter dannes, men bare AMPA i mengder som overstiger 10 % av tilført radioaktivitet i både vann- og sedimentfasen. Flere metabolitter gjenfinnes > 5 %. Det dannes svært mye bundne rester i de to systemene (54-55 %) mens mineraliseringen er relativt lav med dannelse av ca 2 % CO 2 i løpet av 100 dager. Tabell 7.9: Forsvinning og nedbrytning av fluazinam i vann-/sedimentsystemer. Virginia Water Emperor Lake Aerob/anaerob/steril Aerob Temp. i C 20 (9)* 20 (4,7)* Varighet 100 dager Egenskaper sediment: Sand (%) Silt (%) 5 16 Leire (%) 7 9 Org. C (%) 3,3 4,3 ph 6,6 5,8 Resultater**: DT50 (vann), dager 2,4 3,0 DT90 (vann), dager 7,9 10,1 DT50 (sediment), dager 2,9 7,9 DT90 (sediment), dager 9,6 26,4 DT50 (hele systemet), dager 3,1 5,7 DT90 (hele systemet), dager 10,3 19,0 CO2 (%) e. 100 dager 2,0 2,2 Bundne rester e. 100 dager 55,1 54,3 Metabolitter > 5 % maks % innen 100 dager AMPA: 21,9 (sed., e. 14 d.) DAPA: 9,2 (sed., e. 7 d.) MAPA: 5,2 (sed., e. 2 d.) Referanse Goodyear, 1997 * Temperatur under overflaten i parentes. ** Halveringstider (SFO) beregnet på nytt av RMS. AMPA: 15,7 (sed., e. 7 d.) HYPA: 5,2 (vann, e. 7 d.) MAPA: 7,2 (sed., e. 7 d.) Metabolitter Primærnedbrytningen av metabolittene AMPA og HYPA er middels. På bakgrunn av studien Goodyear (1997) beregnet RMS halveringstiden (SFO) til AMPA å være 34 dager i sedimentet i Emperor -systemet. DT90 ble beregnet til 112 dager (DAR/Ø1). I et addendum (Ø2) til DAR ble også halveringstiden til metabolitten HYPA beregnet. DT50 systemet for denne metabolitten ble beregnet til hhv. 28 og 56 dager i de to systemene. Geometrisk snitt blir 39 dager for denne metabolitten. Nedbrytning i luft Fordampning Skjebne i luft Den fotokjemisk oksidativ nedbrytning i luft er basert på reaksjoner mellom OH-radikalet og NH-gruppen i molekylet og er estimert av Atkinson (1993) i DAR. DT50 i luft er i dette studiet estimert til > 2 dager. RMS beregnet samme halveringstid til å ligge på 163 dager vha modellen AOPWIN vers Forskjellen her skyldes ulike estimat av interaksjonen mellom NH-gruppen i fluazinammolekylet og OH-radikaler. Resultatene er derfor svært usikre. Fluazinam har medium til høyt potensiale for fordamping. Damptrykket er høyt, vannløseligheten er moderat og Henrys konstant er middels. Alt dette indikerer at fluazinam har et høyt potensiale for å gjenfinnes i luft. Det er levert et studie på fordamping fra jord- og planteoverflater, men dette ble ikke funnet akseptabelt i EU. Shirlan har vært med i søkespekteret i det svenske overvåkningsprogrammet for vann og sediment og regnvann, men er ikke funnet noen prøver i perioden (Atmospheric transport and deposition of pesticides in Sweden, Jenny Kreuger & Henrik Kylin, Dept. Soil Sciences & Dept. Environmental Assessment SLU, Uppsala, Sweden, Pesticide Behaviour in Soils, Water and Air Warwick, UK 28 March 2006).

22 Shirlan - fluazinam Side Effekt på terrestriske organismer Pattedyr Lite akutt giftig, men meget kronisk giftig for pattedyr. Tabell 7.10: Giftighet for pattedyr Testforbindelse Art Studietype Endepunkt Referanse mg/kg kv/d mg/kg fluazinam Rattus norvegicus Akutt Ø3 Fluazinam 500 Rattus norvegicus Akutt > Ø3 SC fluazinam Rattus norvegicus Kronisk Ø3 Fugler Moderat akutt giftig og moderat giftig i diett hos fugl. Signifikant reduksjon i produksjonen av egg, overlevelse hos embryoene, klekkerate og overlevelse av avkommet ble observert ved de tre høyeste dosene i reproduksjonsforsøk. fluazinam fluazinam fluazinam fluazinam fluazinam fluazinam * usikker pga avoidance Stokkand (Anas platyrhynchus) Vaktel (Colinus virginianus) Stokkand (Anas platyrhynchus) Vaktel (Colinus virginianus) Stokkand (Anas platyrhynchus) Vaktel (Colinus virginianus) Studietype Endepunkt mg/kg kv/d mg/kg Referanse Akutt Ø1 Akutt Ø3 Diett >1230* >10600 Ø3 Diett >1244* >10500 Ø1 Repro, 22 uker Repro, 22 uker 61,4 500 Ø1: Turck & Laveglia, 1996b) 60,4 500 Ø1: Turck & Laveglia, 1996a) Bier Lite giftig ved kontakt/oral eksponering. Tabell 7.11: Giftighet for fugl Testforbindelse Art Tabell 7.12: Giftighet for bier Testforbindelse Varighet Kontakt LD50 (μg v.s./bie) Oral LD50 Referans e fluazinam 48 t >200 >100 Ø3 Fluazinam t * >101 Ø3 SC * ingen effekter ved direkte sprøyting med 0,2 % virksomt stoff. Andre leddyr Effekter ved relevante doser i laboratoriestudier. Ingen effekter over 50 % i utvidet laboratorieforsøk. Tabell 7.13: Giftighet for leddyr Testforbindelse Type Art Stadium Endepunkt Effekt* Referanse test dose Fluazinam 500 SC Lab. test Snylteveps (Aphidius Voksen Dødelighet LR50 (g/ha):>200 g v.s. Ø3 Fluazinam 500 SC 10 x 200 g a.s./ha Fluazinam 500 SC 10 x 200 g a.s./ha Fluazinam 500 SC 10 x 200 g a.s./ha Utvidet lab Utvidet lab Utvidet lab rhopalosiphi) Snylteveps (Aphidius rhopalosiphi) Rovmidd (Typhlodromus pyri) Gulløye (Chrysoperla carnea) Voksen Dødelighet 3/78.1 (gj.snitt: 40.6 %) Ø1, Ø3 Nymfer Dødelighet - 5.5/6.1 (gj.snitt: 0.3 %) Ø3 Voksen Dødelighet 18.8/12 (gj.snitt: 15,2 %) Ø3 Fluazinam 500 SC Utvidet Løpebille Voksen Dødelighet 10 Ø3

23 Shirlan - fluazinam Side 7-10 Testforbindelse Type Art Stadium Endepunkt Effekt* Referanse test dose 200 g a.s./ha lab (Pterostichus melanarius) Fluazinam 500 SC Utvidet Løpebille Voksen Dødelighet 0 Ø g a.s./ha lab (Pterostichus melanarius) Fluazinam 500 SC Utvidet Edderkopp Voksen Dødelighet 3,3 Ø3 200 g a.s./ha lab (lycosid spider) * undersiden/oversiden (begge sidene av bladet) Meitemark/spretthaler Moderat akutt giftig. Tabell 7.14: Giftighet for meitemark og spretthaler Testforbindelse Art Eksponering EC/LC50 NOEC Referanse (mg/kg) (mg/kg) Fluazinam Eisenia fetida Akutt 14 d >500* - Ø3 Fluazinam 500 SC Eisenia fetida Akutt 14 d >341* - Ø3 Fluazinam 500 SC Eisenia andrei Kronisk 28 d - <0,175 Ø3 HYPA Eisenia fetida Akutt 14 d > 500* - Ø3 Fluazinam 500 SC Folsomia candida Kronisk 28 d - <0,785 Ø3 HYPA Folsomia candida Kronisk 28 d - 3,04 Ø3 * Korrigert med en faktor 2 for å ta hensyn til log pow på >2 (4.03). I et feltforsøk med meitemark (Lumbricus terrestris, Aporrectodea longa, Allolobophora, rosea, Satchellius mammalis og Allolobophora chlorotica) var det ingen statistisk signifikant reduksjon i vekt/antall ved konsentrasjonen testet (10 x 20 g v.s./daa). (Ø2: Sharples, 2006). Mikroorganismer Tabell 7.15: Effekter på mikroorganismer Testforbindelse Art Eksponering Effekter Referanse Fluazinam 500 Nitrogen Kronisk 28 d 1,2 % effekt (dag 28) (2,27 mg Ø3 SC mineralisering v.s./kg jord) HYPA Nitrogen Kronisk 28 d 4,7 % effekt (dag 28) (0,38 mg Ø3 mineralisering v.s./kg jord) Fluazinam 500 Karbon Kronisk 28 d 2,9 % effekt (dag 28) (2,27 mg Ø3 SC mineralisering v.s./kg jord) HYPA Karbon mineralisering Kronisk 28 d -5,7 % effekt (dag 28) (0,38 mg v.s./kg jord) Ø3 Fisk Effekt på akvatiske organismer Ekstremt akutt giftig og meget kronisk giftig for fisk. Tabell 7.16: Giftighet for fisk Testforbindelse Art Eksponering LC50 NOEC Referanse (mg/l) (mg/l) fluazinam Blågjellet solabbor Akutt 96 t 0,055 - Ø3 (Lepomis macrochirus) fluazinam Amerikansk karpefisk Kronisk, full life - 0,0029 Ø3 (Pimephales promelas) cycle study, 278 d Fluazinam 500 Regnbueørret Akutt 96 t 0, Ø3 SC (Oncorhynchus mykiss) AMPA Sebrafisk (Brachydanio rerio) Akutt 96 t >0,089 - Ø3 Biokonsentrering Høy til meget høy biokonsentrasjon i fisk (BCF: 1090 (fenyl-merket) og 960 (phyridyl merket) (Ø3)). Log Pow > 3 indikerer fare for bioakkumulering. Metabolitten AMPA var identifisert i biokonsentrasjonsforsøk på blågjellet solabbor. Det ble gjenfunnet 1,6 % og 0,5 % AMPA i fiskefilet etter hhv. 28 and 35 dager eksponering mens mengden AMPA i innvollene var < 1 %. (Ø2) Fluazinam har potensial for bioakkumulering i fisk, men resultater fra full livssyklustest med fisk viser ingen effekter som følge av bioakkumulering (Ø1) ved forventete

24 Shirlan - fluazinam Side 7-11 konsentrasjoner i overflatevann. EUs risikovurdering av effekter i fiskespisende arter av fugl og pattedyr viser ingen uakseptabel risiko (Ø1). Invertebrater Meget akutt giftig og kronisk giftig for invertebrater. Tabell 7.17: Giftighet for invertebrater Testforbindelse Art Eksponering EC50 NOEC Referanse (mg/l) (mg/l) Fluazinam Daphnia Akutt 48 t 0,220 - Ø3 magna Fluazinam Daphnia magna Kronisk 21 d - 0,0125 Ø3 Preparat (Fluazinam 500 SC) Daphnia Akutt 48 t 0,119 - Ø3 magna AMPA Daphnia magna Akutt 48 t >0,089 - Ø3 Sedimentlevende organismer Vannplanter Alger Meget kronisk giftig for fjærmygglarver, NOEC (28 d): 0,00625 mg/l (emergence) (Ø3). Ingen opplysninger. Meget akutt giftig til giftig for alger. Tabell 7.18: Giftighet for alger Testforbindelse Art Eksponering EC50 (mg v.s./l) Fluazinam Pseudokirch Akutt EbC50: 0,16 subcap. (96 t statisk) ErC50: >0,22 Preparat (Fluazinam 500 SC) Pseudokirch subcap. Akutt (72 t statisk) EbC50: 0,53 ErC50: >2,2 NOEC Referanse (mg/l) - Ø3 - Ø3 AMPA Scenedesmus subspicatus Akutt (72 t statisk) EbC50: 0,240 ErC50: 0,240 - Ø3 7.2 Eksponering (miljø) Jord Skjebne i miljøet PIEC (predicted initial environmental concentration) i jord ved tilførsel av 20 g fluazinam/daa blir 0,3 mg/kg på jord uten plantedekke etter første behandling og 0,99 mg/kg jord etter siste behandling samme sesong med de forutsetningene som er nevnt i avsnittene nedenfor. I EU ble PEC for akkumulering (platåkonsentrasjon + PEC etter siste behandling det siste året multipl. med intersepsjon) i jord beregnet til 0,8 mg/kg jord. Forutsetningene for beregningene var 10 behandlinger med 20 g v.s./daa i potet med 7 dager mellom hver behandling. Gjennomsnittlig intersepsjon ble satt til 68 % (50-80 %). Ellers ble de samme forutsetningene som nevnt nedenfor brukt i beregningene. En PEC-kalkulator er benyttet i estimeringen av utviklingen av konsentrasjonen av fluazinam i jord over tid. Denne kalkulatoren baserer beregningene på 1. ordens kinetikk og med klimadata fra Jokioinen i Finland. Følgende worst case forutsetninger ligger videre til grunn: halveringstid på 226 dager, dosering på 20 g v.s./daa og totalt 8 behandlinger per sesong med 0 % intersepsjon de to første behandlingene, deretter to behandlinger med 50 % intersepsjon og fire behandlinger med 75 % intersepsjon (gjennomsnittlig intersepsjon på 50 %). Videre er det antatt at det skjer et vekstskifte annethvert år, slik at ikke samme areal behandles hvert år. Basert på disse forutsetningene er det beregnet at man kan komme opp i en makskonsentrasjon på opp i mot 1,9 mg v.s./kg og en platåkonsentrasjon i forhold til akkumulering på ca 1,0 mg/kg jord etter ca 8 år (Fig. 7.2).

25 Shirlan - fluazinam Side 7-12 Platåkons. concentration (mg/kg) in soil 0-5 cm 2,00 1,80 1,60 1,40 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 Substance 0, Fig. 7.2: Utvikling av konsentrasjonen av fluazinam i jord over tid ved 8 behandlinger annethvert år med forutsetningene som beskrevet i teksten ovenfor. PEC jord ble også estimert for hovedmetabolitten i jord, HYPA. DT50 ble satt til 148 dager og en dannelsesfraksjon på 13,9 % ble benyttet. Videre antar man en jordtetthet på 1,5 g/ cm 3 og et innblandingsdyp på 5 cm. Dosering: 10x20 g v.s./daa. Resultatet indikerer en makskonsentrasjon på 0,114 mg/kg umiddelbart etter siste behandling og at en platåkonsentrasjon på 0,107 mg/kg nås etter 3 år. TWA (28 dager) er også beregnet til 0,107 mg/kg for denne metabolitten (Ø1). Grunnvann Eksponeringen av grunnvann er estimert av EU vha. modellene FOCUS PELMO og FOCUS PEARL for både fluazinam og metabolitten HYPA. Resultatet (80-prosentilen, årlig gjennomsnittskonsentrasjon på 1 meters dyp) indikerte at verken virksomt stoff eller metabolitten var mobile og begge ble estimert til konsentrasjoner < 0,001 µg/l i alle 9 FOCUS-scenarier. Input-parametrene, som må regnes som worst case er oppsummert i Tabell 7.8. Det er ikke ansett som nødvendig å kjøre simuleringer med de norske scenariene i dette tilfellet. Tabell 7.8: Input-parametre FOCUS grunnvannsmodellering (PECgw). Tabellen er hentet fra addendum til DAR (Ø2). Application: 10 x 200 g ai/ha Intervall: Application date: Interception: Crop: Volatilisation: 0 Plant uptake: 0 Correction routines for temperature and soil moisture: Half-life (d): Depth factor for degradation: 7 days Fluazinam 4 weeks post emergence 50 % at each application Potatoes enabled K foc : /n: 0.65 HYPA Half-life (d): 117.6* 72.5 (geomean laboratory data)* FOCUS default

26 Shirlan - fluazinam Side 7-13 Depth factor for degradation: K foc : 630 1/n: 0.81 FOCUS default Formation fraction in soil (%): 19.3 * Forskjellen fra verdi beregnet av Matilsynet, kan skyldes at halveringstider brukt til grunnvannsmodellering normaliseres mhp. fuktighet og temperatur før snittet beregnes. Vann/sediment Modellering/PECsw, PECsed Både i DAR og i addendumet til denne er det beskrevet modellsimuleringer utført for både fluazinam og metabolittene AMPA og HYPA. Inputparametrene for de ulike forbindelsene er oppsummert i Tabell 7.20 nedenfor og de mest relevante resultatene er oppsummert i Tabell Inputparameterne er realistisk worst case. Tabell 7.20: Data på antall behandling, dosering og kulturer brukt i overflatevannsimuleringer (PECsw, PECsed). Tabellen er hentet fra Ø2. Application rate 8x 200 g ai/ha* (20 g v.s./daa) Crop potatoes Timing June September (FOCUS Step 1 + 2) Plant interception 50 average (FOCUS Step 1 + 2) Wash off factor from crop 0.01/cm (justification given in the DAR) *A total of eight applications (maximum possible in SWASH!) were considered in all scenarios except in scenarios D6 (Thiva) and R2 (Porto) for which 6 applications were considered due to the shorter cropping period. Tabell 7.21: Inputparametre til de ulike trinnene av FOCUS overflatevannsimuleringer (PECsw, PECsed) for fluazinam, AMPA og HYPA. Fluazinam FOCUS surface water step 1 & 2 3 Molar mass [g mol -1 ] Solubility in water [mg L -1 ]; 20 C Vapour pressure [Pa] x 10-3 K FOC [L kg -1 ] /n DT 50 on crop [days] 10 DT 50 soil [days] 72.5 i DT 50 whole system [days] DT 50 water [days] DT 50 sediment [days] Plant uptake - FOCUS default AMPA Molecular weight (g/mol) Half-life 20 C (d): Soil: 95 (arithm. mean of HYPA laboratory half-lives) ii Water: 32 Sediment: 32 K foc (ml/g): 920 (mean of HYPA values) Solubility in water (mg/l);20 C: 0.14 Max. occurrence (% AR): Soil: 2.2 Water/sediment: 23.7 HYPA Molar mass [g mol -1 ] Solubility inwater [mg L -1 ]; 25 C iii Vapour pressure [Pa] - 0 K FOC [L kg -1 ] 630 1/n iv DT 50 soil [days] v DT 50 whole system [days] 39.4 vi - DT 50 water [days] DT 50 sediment [days] Plant uptake - FOCUS default Max. occurrence in soil [% AR] Molar formation fraction in soil [% AR] Max. occurrence in water /sediment [% AR] 6.5