Mattilsynets rapport - Vitenskapskomiteen for mattrygghet

Vurdering av plantevernmidlet 

Sportak EW – prokloraz 

vedrørende søknad om godkjenning 

Mattilsynet, seksjon nasjonale godkjenninger 

Saksbehandlere: Anne G. Kraggerud, Christine Instanes, Roger Holten 

For Vitenskapskomiteen for mattrygghet, faggruppe 2 

Oktober 2007

Sportak EW - prokloraz Side 2 

Innholdsfortegnelse 

1. Sammendrag 1-1 

1.1 Identitet og fysikalsk/kjemiske data 1-1 

1.2 Toksiske effekter og skadepotensiale for menneske 1-1 

1.3 Rester i produkter til mat eller fôr 1-3 

1.4 Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter 1-3 

1.5 Dokumentasjonens kvalitet 1-5 

2. Status for preparatet 2-1 

3. Agronomi 3-1 

3.1 Bruk/virkning 3-1 

3.2 Behandlingsmåte og dosering 3-1 

4. Identitet og fysikalsk/kjemiske data (virksomt stoff) 4-1 

5. Toksisk effekt og skadepotensiale for menneske 5-1 

5.1 Innledning 5-1 

5.2 Data compilation 5-2 

5.2.1 Physical and chemical data 5-2 

5.2.2 Kinetic and metabolism data for prochloraz 5-2 

5.2.3 Toxicity data 5-4 

5.2.4 Exposure assessment 5-22 

5.2.5 Supplerende studier 5-23 

5.2.6 Medisinske data 5-24 

5.2.7 Metabolitt studier 5-25 

5.2.8 Nasjonale normer 5-25 

5.2.9 Forslag til klassifisering og merking 5-26 

5.3 Problemområder 5-27 

6. Rester i produkter til mat eller fôr 6-1 

7. Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter 7-1 

7.1 Prokloraz 7-1 

7.1.1 Nedbrytning i jord 7-1 

7.1.2 Sorpsjon og mobilitet 7-6 

7.1.3 Nedbrytning i vann 7-8 

7.1.4 Skjebne i luft 7-9 

7.1.5 Effekt på terrestriske organismer 7-9 

7.1.6 Effekt på akvatiske organismer 7-11 

7.2 Definerte hovedmetabolitter 7-13 

7.3 Formuleringsstoffer 7-14 

7.4 Sportak EW 7-14 

7.5 Eksponering (miljø) 7-14 

7.5.1 Skjebne i miljøet 7-14 

7.5.2 Organismer 7-15 

8. Dokumentasjonens kvalitet 8-1 

Referanser 8-1

Sportak EW - prokloraz Side 1-1 

1. Sammendrag 

Sportak EW er godkjent og tas opp til ny vurdering. Preparatet søkes godkjent mot soppsykdommer i korn, 

raps, ryps, eng, beite og engfrøproduksjon. Normert arealdose er 100 ml per dekar (tilsvarer 45 g virksomt 

stoff per dekar). I korn sprøytes det om våren ved angrep og om høsten før snøen legger seg. I raps og ryps 

sprøytes det under blomstring og i eng, beite og engfrøproduksjon om høsten før snøen legger seg. Sportak 

EW brukes kun en gang per sesong, og spredningen gjøres med åkersprøyte. 

1.1 Identitet og fysikalsk/kjemiske data 

Preparatnavn 

Sportak EW 

Virksomt stoff 

Formulering 

Konsentrasjon av 

virksomt stoff 

IUPAC-navn 

Prokloraz 

EW (olje i vann emulsjon) 

450 g/l 

1-(N-propyl-N-2(2,4,6-trichlorophenoxy)ethylcarbamoyl))imidazole 

CAS nummer 67747-09-5 

Strukturformel 

Molekylvekt 

376,7 g/mol 

Vannløselighet Meget høy g/l (25 °C) 

Damptrykk Lavt Pa (20°C) 

Henrys kons. Lav Pa m 3 /mol 

log Pow Middels (25 °C) 

pKa 3,8 

1.2 Toksiske effekter og skadepotensiale for menneske 

Prokloraz 

Toksikokinetikk 

Absorpsjon: Absorpsjon ved oralt inntak hos rotter ble funnet å være omlag 72% for hanner og 76% for 

hunnene (innen 48 timer). 

Distribusjon: Lite ble gjenfunnet i vevet. Høyeste nivå målt i lever og nyrer. 

Utskillelse: Fullstendig utskillelse i løpet av 24 timer ved lav dose og 96 timer ved høy dose. Prokloraz 

utskilleles hovedsakelig via galle (48%) og i noe mindre grad via urin (21-23%). Eksponeringsdose og kjønn 

ser ut til å påvirke utskillelsen noe.


Metabolisme: Flere metabolitter ble funnet. Hovedsakelig ble det funnet umetabolisert prokloraz i avføringen 

og alkoholmetabolitter i urinen. 

Akutt toksisitet 

Prokloraz er farlig å svelge og kan gi effekter ved innånding. Stoffet er lite giftig ved hudkontakt. Prokloraz 

forårsaket svak irritasjon av øyne, men ble ikke funnet å irritere huden eller være allergifremkallende. 

Gentoksisitet 

I to in vitro genetester (gene mutasjons test og sister chromatid exchange test) ble resultatet positivt, men 

observasjonene ble gjort ved celle toksiske doser. I in vivo micronucleus forsøk og i in vivo/in vitro 

unscheduled test var resultatet derimot negativt. Prokloraz klassifiseres derfor ikke som gentoksisk. 

Subkronisk/kronisk toksisitet 

Lever var målorgan både i subkroniske og kroniske studier med hund, rotte og mus. I flere studier ble det 

også sett effekter på prostata. Effektene var i hovedsak endring av organvekt og histopatologiske 

forandringer. Hund var den mest sensitive arten. Laveste NOAEL i subkroniske studier med hund var 2,5 

mg/kg kv/dag, mens i kronisk studie med hund ble NOAEL satt til 1 mg/kg kv/dag. 

Kreftfremkallende potensial 

Prokloraz forårsaket kreft i lever hos mus. Utvikling av kreft ble sett fra 32,8 mg/kg kv/dag. NOAEL ble satt til 

7,5 mg/kg kv/dag i dette forsøket. Det ble også observert leverkreft i langtidsforsøk med rotte, men 

forekomsten var ikke statistisk signifikant. 

Reproduksjonstoksisitet og teratogenese 

Reproduksjonstoksisitet: Prokloraz forårsaket effekter på kjønnsorgan og fødsel. I hund, rotte og mus ble det 

funnet lavere prostata vekt og seminale vesikler. I hund ble det og sett forsinket spermatogenese/testikkel 

utvikling samt slappe og små testikler. I mus og rotter ble det og sett effekter på ovariene. I to 

generasjonsforsøket med rotte ble det sett forlenget svangerskap og vanskelig fødsler. Vanskelige fødsler 

forårsaket død av mor og foster. Flere studier i åpen litteratur tyder på at prokloraz påvirker hormonbalansen. 

Teratogenese: Prokloraz ble ikke funnet å være fosterskadelig. 

Spesielle forsøk 

Alle forsøkene viste at prokloraz induserer Cyp 450 enzymer. 

Humane data 

Det er rapportert inn noen få forgiftningstilfeller med produkter som inneholder prokloraz. Innrapportert 

effektene er irritasjon av øyne, ansikt, hudutslett, allergiske reaksjoner og akutt astma anfall. 

Metabolitter 

Hovedmetabolittene av prokloraz har lav akutt oral toksisitet og ble funnet å være negative i Ames 

tilbakemutasjonstest. 

Sportak EW 

Formuleringsstoffer 

Sportak inneholder ingen formuleringstoffer over merkegrensa i følge Stofflista. 

Akutt giftighet, irritasjon, allergi 

Sportak er lite giftig ved svelging, hudkontakt og innånding. Preparatet ble imidlertid funnet å ha svak 

irriterende effekt på øyne og hud, men ingen allergifremkallende effekter ble observert. 

Dermal absorpsjon 

Opptak av Sportak via hud ble beregnet å være 5% ved utblanding og 13% ved sprøyting. 

Eksponering ved bruk og arbeid med sprøytet kultur 

Det er utført eksponeringsberegninger for og vurderer eksponeringen av Sportak ved bruk. Beregnet 

eksponering med Tysk modell (75-persentil) og EUROPOEM I viste at eksponeringen utgjorde 37-100% av 

AOEL. Ved bruk av kun hansker ved utblanding og sprøyting utgjør eksponeringen 250-600% av AOEL.


1.3 Rester i produkter til mat eller fôr 

Er ikke tatt med i denne rapporten. 

1.4 Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter 

Skjebne i miljøet 

Nedbryting i jord 

Nedbrytningen av prokloraz i aerob jord går via oksidativ kløyving av imidazolringen til metabolitten BTS 

44 596 (maks 16,5 % e. 120 d.). Denne metabolitten hydrolyseres videre enten til BTS 44 595 (, maks 3,7 % 

e. 182 d.) eller BTS 45 186 (maks 4,8 % e. 364 d.). Nedbrytningen innebærer at det dannes bundne rester 

opp til 27 % av tilsatt radioaktivitet etter 120 dager. Endelig nedbrytningsprodukt er CO 2 (maks 28 % e. 120 

d.). Aerob primærnedbryting av prokloraz er moderat til lav med DT50 = 114 - 536 dager og DT90: 380 - 

1781 dager ved temperaturer mellom 15 og 25 °C. Normalisert mht temperatur og fuktighet ligger DT50 

mellom 114-317 dager, med geometrisk gjennomsnitt på 169,3 dager. Nedbrytningshastigheten er avhengig 

av temperatur og mikrobiell aktivitet. Metabolitten BTS 44 596 utgjorde 16,5 % etter 120 dager. Anaerob 

primærnedbryting av prokloraz er lav med DT50: 230-264 dager. Bundne rester ligger mellom 8 og 26 % og 

mineraliseringen mellom 0,3 og 13 %. Ingen metabolitter ble påvist i mengder > 5 %. Fotolyse er viktig for 

nedbrytningen på jordoverflaten. Primærnedbrytningen av metabolitten BTS 44 596 er middels til høy med 

DT50: 9 - 17 dager og DT90: 31-55 dager. Primærnedbrytningen av metabolitten BTS 44 595 er lav med 

DT50: 216-362 dager og DT90: 718-1202 dager. Feltforsøk fra Nord-Europa viser at 

nedbrytningen/forsvinningen av prokloraz er høy til moderat, med DT50 = 0,7 - 92 dager og DT90 = 53 - 664 

dager. I akkumuleringsstudier er det vist en viss akkumulering i jord. 

Sorpsjon/mobilitet 

Sorpsjon: høy til meget høy adsorpsjon av prokloraz i de undersøkte jordtypene med Koc: 1222 - 3973 

(aritmetisk snitt: 2225). Høyere innhold av organisk C samt høyere innhold av leire ser ut til å kunne gi økt 

adsorpsjon. Adsorpsjonen av metabolitten BTS 44 596 er høy, med Koc = 672-821. Adsorpsjonen av 

metabolitten BTS 44 595 er høy, med Koc = 935-1688. 

Kolonneforsøk med prokloraz har vist lav til moderat grad av mobilitet i hhv. fersk og eldet kolonne. 

I modellsimuleringer med FOCUS PEARL er PECgw beregnet til < 0,1 µg/l i samtlige scenarier. Også 

simuleringer utført av Mattilsynet med norske scenarier ga samme resultat. 

Det gjort funn av prokloraz både i overflatevann og i grunnvann i JOVA-programmet. 

Nedbrytning i vann 

Prokloraz er hydrolytisk stabilt. Fotolyse er en viktig nedbrytningsvei i vann. Prokloraz er ikke lett nedbrytbart 

i nedbrytbarhetstest. Vann/sediment: Primærnedbrytningen er lav med DT50 = 288-349 dager for hele 

systemet, gjennomsnittlig 319 dager.Resultatene indikerer at prokloraz raskt går fra vannfasen til 

sedimentene hvor det i liten grad foregår videre nedbrytning. Mineraliseringen er svært lav og bundne rester 

utgjør mellom 7 og 9 % av tilsatt radioaktivitet etter vel 100 dager. 

Skjebne i luft 

Halveringstiden for reaksjon mellom prokloraz og hydroksyradikaler i luft er estimert til 4,9 timer. Det ble vist 

at hhv < 1,5 % og 14,4 % av påført radioaktivitet fordampet fra jord- og bladoverflater. 

Eksponering 

PIEC (predicted initial environmental concentration) for virksomt stoff i jord ved tilførsel av 90 g virksomt 

stoff/daa blir 1,2 mg/kg på bar jord og 0,6 mg/kg på jord med 50 % plantedekke. 

Modeller utviklet av EUs arbeidsgruppe FOCUS beregner forventede konsentrasjoner i overflatevann og 

sediment i ulike scenarier. Det scenariet som gir de høyeste initielle verdiene er valgt. PIEC for vannfasen og 

sedimentene blir hhv. 12,8 µg v.s./l og 281,4 µg/kg med sprøyting i kanten av jordet. Dette er konservative 

verdier fra trinn 2 i simuleringen. Trinn 3 er ikke kjørt med norsk GAP.


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 

Moderat akutt giftig med LD50: 1023 mg v.s./kg kv. Korttids diettgiftighet for rotte: NOEC = 25 mg v.s./kg kv. 

Korttids diettgiftighet for mus: NOEC = 96 mg v.s./kg kv. I et multigenerasjonsforsøk (subkronisk og repro) 

var NOAEL = 14,9 mg/kg kv. Toksikologiske data tyder på at prokloraz gir til dels alvorlige kroniske effekter 

på pattedyr. Effekten man ser på reproduksjon er alvorlig og spesielt dataene fra åpen litteratur som 

indikerer hormonforstyrrende effekter av prokloraz. EU har identifisert høy risiko for pattedyr på Tier 1 av sin 

risikovurdering i DAR. 

Fugl 

Moderat akutt giftig for fugl med LD50 = 662 - > 1954 mg/kg kv, NOEC = 10,5 - 125 mg/kg kv. 

Lite giftig for fugl i diettforsøk med LC50 > 5200 mg/kg føde og NOEL = 1300 mg/kg føde. 

I langtidsforsøk er det sett behandlingsrelaterte effekter på overlevelse av egg, klekking og overlevelse blant 

kyllinger ved den høyeste dosen på 1000 mg/kg føde og NOEC = 160 mg/kg føde. Omregnet til kroppsvekt 

blir dette 14,2 mg/kg kv/dag. 

Konservative eksponeringsberegninger (TIER 1) i henhold til EUs retningslinjer for fugl indikerer at TER akutt 

og TER korttid ikke vil overskride EUs grenseverdi. Når det gjelder langtidseksponering ser man at 

grenseverdien vil overskrides i samtlige tilfeller. 

Bier 

Prokloraz er lite giftig for bier både ved eksponering oralt og kontakt med LD50 hhv > 101,0 og 141,3 µg/bie. 

Farekvotienter for oral- og kontakteksponering er henholdsvis 8,9 og 6,4 for virksomt stoff. Dette er under 

EUs grenseverdi på 50. 

Andre leddyr 

Under realistiske laboratoriestudier med relevante doser er det ikke funnet at Sportak 45 EW vil gi negative 

effekter på leddyr. 

Meitemark 

Prokloraz er lite akutt giftig for meitemark, mens Sportak 45 EW er noe giftigere. Det er ikke sett effekter på 

reproduksjonen ved doser opp til 3,3 mg v.s./kg jord. TER for akutt eksponering er beregnet til å være 833, 

basert på PIEC-beregningen over (PIEC bar jord: 1,2 mg/kg) og LC50 = 1000 mg/kg jord. Tar man 

utgangspunkt i selve preparatet får man en TER på 462. Dette er over EUs grenseverdi på 10. TER for 

kronisk eksponering er beregnet til 3, basert på PIEC på bar jord og NOEC på 3,3 mg v.s./kg jord. Regner vi 

med 50 % plantedekke blir PIEC 0,6 mg/kg og TER blir da 6. For kronisk eksponering av meitemark 

overskrider EUs grenseverdi på 5 ved sprøyting på bar jord. 

Mikroorganismer 

Prokloraz ser ikke ut til å ha vesentlig innflytelse på nitrogenomsetning eller karbonomsetning i jord. 

Metabolitter 

Metabolittene BTS 44 596 og BTS 44 595 er testet på meitemark og ikke funnet å være akutt giftige med 

LC50 > 1000 mg/kg jord. Metabolitten BTS 44 595 er sett å kunne gi en signifikant vektendring hos 

meitemark ved en dose på 2,5 mg/kg jord i langtidsstudie. 

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 

Prokloraz er akutt giftig for fisk (LC50: 1,2-2,2 mg v.s./l) og subletale effekter er sett i ”early life stage”-studie 

(NOEC: 0,05-0,2 mg v.s./l). Med en avstand til vann på 1 meter blir TER 144, altså ikke en overskridelse av 

EUs grense på 100. 

Invertebrater 

Giftig til meget akutt giftig (EC50: 0,8-4,3 mg v.s./l). Subletale effekter er sett hos dafnier i langtidsforsøk 

(NOEC: 0,022 mg v.s./l). Med en avstand til vann på 5 meter blir TER 468, altså ikke en overskridelse av 

EUs grense på 100. 

Sedimentlevende invertebrater 

Det er ikke sett effekter på fjærmygglarver (Chironomus riparius) ved konsentrasjoner opp til 0,8 mg v.s./l i et 

28 dagers statisk kronisk forsøk. 

Vannplanter 

Meget giftig (EC50: 0,11 mg v.s./l). 

Med en avstand til vann på 1 meter blir TER 13,2, altså ikke en overskridelse av EUs grense på 10. 

Alger 

Meget til ekstremt giftig (ErC50: 0,03-1,5 mg v.s./l, EbC50 = 0,0055-0,1 mg v.s./l). 

Med en avstand til vann på 5 meter blir TER 17,5, altså ikke en overskridelse av EUs grense på 10. 

Biokonsentreringspotensiale i fisk 

Middels til høyt potensial for biokonsentrering (BCF: 197-371). 90 % utskillelse i rent vann etter 8-11 dager. 

1.5 Dokumentasjonens kvalitet 

Den foreliggende dokumentasjon er tilstrekkelig til å foreta en toksikologisk og en økotoksikologisk vurdering 

av virksomt stoff og preparat.


Saksnummer 04/23007 

2. Status for preparatet 

Virksomt stoff 

Preparatnavn 

Tilvirker 

Importør 

Konsentrasjon av 

virksomt stoff 

Formulering 

Pakningsstørrelse 

Type preparat 

Type sak 

Prokloraz 

Sportak EW 

BASF Aktiengesellschaft, Tyskland 

BASF AS 

450 g/liter 

Olje i vann emulsjon 

5 liter 

Soppmiddel 

Revurdering 

Søknadsdato 21.06.2007 

Forrige godkjenningsperiode 

utløper 31.12.2007 

Sist vurdert 11.12.2001, rådssak 96/01 

Krav 

Ved forrige behandling ble det satt fram krav om innlevering av følgende 

dokumentasjon ved eventuell søknad om fornyet godkjenning: 

Sportak EW: 

• Nye restanalysedata. 

• Akutt giftighet ved inhalasjon 

• Effekt av Sportak EW på mikroorganismer (W229) 

• Effekt av Sportak EW på snylteveps (W234) 

• Veksthemming hos alger (feil preparat) 

• Akutt effekt på fisk (feil preparat) 

Formuleringsstoffer: 

• Helse-, miljø- og sikkerhetsdatablad for alle formuleringsstoffene må oppdateres i 

henhold til gjeldende forskrift, bl.a. inkludert CAS-nr, 2 gentoksisitetsforsøk (et 

tilbakemutasjonsforsøk i bakterier og et forsøk for kromosomforstyrrelser) og et 

subkronisk forsøk (28 eller 90 dagers), samt økotoksikologisk dokumentasjon (akutt 

giftighet for dafnier og fisk, veksthemming på alge, bakteriehemmende effekt, lett 

nedbrytbarhetstest og screeningforsøk med hensyn på adsorpsjon/desorpsjon). 

Prokloraz: 

• Allergi ved inhalasjon. 

• Absorpsjon gjennom huden. 

• Adsorpsjon/desorpsjon i 2 jordtyper 

• Kolonneforsøk (W242-1) 

• Nedbrytning ved 10°C 

• Nedbrytning i jord ved 15°C (W75/2) 

• DT50 og DT90 ved 20°C i 2 jordtyper 

• Reproduksjonseffekter på fugl 

• Effekt på sedimentlevende organismer 

• Kronisk effekt på fisk


Omsetning 

Prokloraz har vært på det norske markedet før 1985, og er nå kun godkjent i Sportak 

EW. Gjennomsnittlig omsetning av virksomt stoff de siste 5 år var 5386 kg per år. 

Tabellen nedenfor viser utviklingen i omsetningen fra 1997 til 2006. 

1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 

prokloraz 6759 10406 4836 2592 2911 3441 9000 7380 3870 3240 

Status i EU 

Prokloraz er notifisert i EU og er i fase 3B i revurderingsprogrammet. 

Prokloraz er godkjent i følgende land: 

Land Kultur Behandlingsfrist 

Danmark -/- 

Sverige 

Hvete, rug, rughvete og 

bygg. 

Raps og ryps 

Før aksskyting 

Før full blomst 

Andre EU-land Ja


3. Agronomi 

Teksten i dette kapitlet er hentet fra Bioforsk Plantehelse sin agronomiske vurdering 

samt etikettforslag fra importør. 

Bruksområde 

Virkeområde 

Virkemåte 

Virkemekanisme 

3.1 Bruk/virkning 

Korn (bygg, havre, vår- og høsthvete, rug og rughvete), raps, ryps, eng, beite og 

engfrøproduksjon (gras). 

Grå øyeflekk, byggbrunflekk, havrebrunflekk, mjøldogg, hveteaksprikk, hvetebladprikk, 

stråknekker, snømugg, stor grasknollsopp, storknolla råtesopp, stor skulpesopp, 

gråskimmel, kålrottørråte, hvitbladsjuke og bladflekksjukdommer i gras. 

Preparatet er bredspektret, lokalsystemisk (translaminær bevegelse) og har 

både en forebyggende og kurativ virkning. Prokloraz hører inn under den kjemiske 

gruppen imidazoll. 

Prokloraz påvirker biosyntesen av ergosterol ved å hemme demetyleringen av steroider. 

Nytteorganismer/ 

Integrert plantevern Ingen kjente nytteorganismer. 

Resistens 

Resistens er ikke vanlig, men det kan være fare for resistensutvikling. Preparatet bør 

derfor ikke brukes mer enn en gang i sesongen. 

3.2 Behandlingsmåte og dosering 

Kultur Skadegjører Dosering/daa Tidspunkt 

Vårkorn 

(havre bygg, 

hvete) 

100 ml i 15-30 

liter vann 

Høstkorn 

(hvete, rug og 

rughvete) 

Raps og ryps 

Eng, beite og 

engfrøproduk 

sjon (gras) 

Grå øyeflekk, 

byggbrunflekk 

havrebrunflekk, 

mjøldogg, hveteaksprikk, 

hvetebladprikk, 

stråknekker, 

snømugg. 

Grå øyeflekk, 

byggbrunflekk, 

havrebrunflekk, 

mjøldogg, hveteaksprikk, 

hvetebladprikk, 

stråknekker, 

snømugg, 

storknolla råtesopp, 

stor skulpesopp, 

gråskimmel, kålrottørråte, 

hvitbladsjuke, 

Snømugg, bladflekksjukdommer, 

mjøldogg, stor 

grasknollsopp 

Maksimalt 1 behandling per vekstsesong. 

100 ml i 15-30 

liter vann 

100-150 ml i 30- 

50 liter vann 

100-200 ml i 15- 

30 liter vann 

Sprøyt ved 

tydelig angrep 

Mot snømugg om 

høsten sprøyt før 

snøen legger 

seg. Om våren 

sprøyt ved 

tydelig angrep. 

Sprøyt ved 

smittefare under 

blomstring. 

Mot snømugg 

med mer om 

høsten sprøyt før 

snøen legger 

seg. 

NAD 

Med bakgrunn i preparatets dosering i korn fastsettes normert arealdose (NAD) fortsatt 

til 100 ml/per dekar. Dette tilsvarer 45 g v.s./daa.


Spredeutstyr 

Åkersprøyte med ISO ordinær flat sprededyse 1,5-3 bar og 15-30 liter væske/daa.


4. Identitet og fysikalsk/kjemiske data for prokloraz 

IUPAC-navn 

1-(N-propyl-N-2(2,4,6-trichlorophenoxy)ethylcarbamoyl))imidazole 

CAS nummer 67747-09-5 

Strukturformel 

Molekylvekt 

Vannløselighet 

Damptrykk 

Henrys konstant 

376,7 g/mol 

Middels: 34 mg/l (25 °C) 

Lavt: 1,5x10 -4 Pa (25 °C) 

Lav: 1,64x10 -3 Pa m 3 /mol 

log Pow Høy: 4,12 

pKa 

3,8 (svak base) 

Strukturaktivitetssammenheng


5. Toksisk effekt og skadepotensiale for menneske 

5.1. Innledning 

Denne vurderingen ble skrevet som en del av risikovurderingskurset Risk Assessment summer 

school RASS XII som ble holdt i Tyskland i september 2007. Del I av vurderingen er derfor skrevet 

på engelsk. Denne delen omfatter dokumentasjonen som ble presentert på kurset. Del II av 

vurderingen ble skrevet på norsk og inneholder supplerende forsøk, metabolittstudier og nasjonale 

normer. Etter vurderingen er problemområdene beskrevet. I vurderingen har vi hovedsakelig 

fokusert på avdekkede problemområder. 

Prokloraz er ikke inkludert på Annex I og har ikke vært diskutert i EFSAs ekspertmøter (er på liste 

3b). RMS er Irland og DAR ble innlevert i januar 2007. Denne vurderingen er basert på innleverte 

studier, DAR 2007(BASF har rettigheter til alle studiene), tidligere norsk vurdering 2001. Utkast av 

EU DAR er vedlagt. 

Sportak 45 EW ble vurdert sist gang av Statens Landbrukstilsyn i 2001. Prokloraz ble den gangen 

merket med Xn, R22 Farlig ved svelging, mens preparatet ikke ble helsefaremerket. Prokloraz ble 

også i ECB merket Xn, R22. I den forløpige DAR er prokloraz foreslått merket Xn; R22 Farlig ved 

svelging og Kat 3: Xn; R40 Mulig fare for kreft. 

Krav stilt ved forrige vurdering var akutt giftighetsstudie ved inhalasjon for Sportak samt nye 

datablader for formuleringstoffene. I tillegg ble det krevd allergiforsøk ved inhalasjon og dermalt 

absorpsjonsforsøk for prokloraz. Vi har mottatt akutt inhalasjonsforsøk for prokloraz og dermalt in 

vivo penetreringsforsøk med Sportak, men ikke studie for å undersøke allergi ved inhalasjon. Vi 

har etterspurt oppdaterte datablader fra importør.


Del I 

5.2. Data compilation 

5.2.1 Physical and chemical data 

Prochloraz is soluble in most organic solvents, but weakly in water. Prochloraz is fat soluble and 

the Log 10 K ow is 3.53 and weakly soluble in water (36 ± 4 mg/l). Hydrolysis follows 1 st order kinetics 

with a half life of 78.9 days at pH 9.1 (22 °C), and is susceptible to photolytic degradation (1/2 life = 

9.5 days under natural sunlight). The evaluated Sportak is an oil in water emulsion (EW). The 

content of prochloraz in the Sportak 45 EW is 450 g/l and is not classified from a Phys/Chem point 

of view. 

5.2.2 Kinetic and metabolism data for prochloraz 

Absorption, distribution and excretion of prochloraz: 

The excretion and distribution of tissue residues in rats dosed orally with 5 and 100 mg 

prochloraz/kg bw. (Challis, I., R. & Creedy, C., L. (1988). Dawson,J.,R.(1989)). 

Materials and Methods: The studies were designed to examine the route and rate of excretion, 

and tissue distribution of residues in both male and female Charles River rats following 

administration of a single dose of radiolabel prochloraz (5 or 100 mg/kg bw). The prochloraz was 

dissolved in corn oil and administrated orally to 5 fasting animals of each sex (1ml/200 g bw). 

Faeces and urine were collected for 4 days and CO 2 was trapped. After 4 days the animals were 

killed and the following organs were removed for analysis: liver, kidney, spleen, heart, lung, brain, 

muscle, genitals, thyroid, eyes, adrenals, bone, renal fat, pituitary, blood, plasma and the 

remaining carcass. The amounts of radioactivity in the various samples were determined by liquid 

scintillation counting. Samples were radioassayed using an appropriate method of solubilisation 

and scintillation cocktail according to sample type. 

Findings: Following oral administration of radioactive prochloraz, excretion was rapid and virtually 

complete within 24 hours and 96 hours in low and high dosed animals, respectively. The excretion 

of prochloraz exhibited a dose and sex difference. At low dose the predominant rout of excretion 

was via the faeces for both sexes. In contrast, at the highest dose, the predominant route of 

excretion in the male was via the urine (65% of the total dose after 96 hours) while the preferred 

rout of excretion in females was via the faeces (50% of the total dose after 96 hours). Excretion 

occurs entirely in the urine and faeces in rats with no significant excretion into expired air. Tissue 

residue levels were overall low and often below detection limits. Total tissue residue levels tended 

to be higher in females than males. The highest levels were found in liver and kidneys. 

Characterisation of absorption, rout and rate of excretion of prochloraz: 

Radioactive prochloraz. – a biliary cannulation study in rays following a single oral dose of 5 mg/kg 

bw. (D’Souza,G.,A.(1995)). 

Materials and Methods: The study was designed to examine the rout and rate of excretion in 

urine, bile and feaces following administration of a single low dose of radiolabel prochloraz (5 

mg/kg bw) to male and female Charles River rats bile duct cannulated rats. The prochloraz was 

dissolved in corn oil and administrated to 4 fasting animals of each sex (5ml/g bw). The study was 

conducted for a total period of 48 hours. Animals were placed individually in all glass metabolism 

cages, and feaces, urine and bile were collected for 48 hours. After this period the rats were killed 

and the gastrointestinal tract (with contents) was excised and the residual carcass retained. The 

amounts of radioactivity present in bile, urine, faeces, cage washings, cage debris, gastrointestinal 

tract and residual carcasses were determined by liquid scintillation counting. 

Findings: Over the 48 hour period of the study 91.4% of the administered label was excreted by 

the males and 85.6% excreted by the females. Biliary excretion was the major route of elimination 

for both sexes, and accounted for 48.2% and 48.7% of the administered dose in males and 

females respectively. Renal excretion (urine plus cage washings) accounted for 21.1% and 22.9% 

of the dose in males and females respectively. During 48 h the mean bioavailability was 

approximately 72% and 76% for males and females respectively (range 59.53 to 96.36%).


Metabolism: 

Metabolism of prochloraz in rats following oral dosing at 5 and 100 mg/kg bw (Challis, I. R., 

Creedy, C. L. (1989)). 

Materials and Methods: This study was designed to investigate the metabolism of the prochloraz 

at 100 mg/kg bw and 5 mg/kg bw involving analysis of rat urinary and faecal metabolite patterns 

and to compare the metabolism of prochloraz at the two dose levels employed. Prochloraz was 

dissolved in corn oil and orally administrated to 5 fasting animals of each sex at the low dose and 

to 2 animals of each sex at high dose level. Faces and urine were collected 24 hours after dosing. 

Urine was radioassayed using liquid scintillation counting (LSC). The metabolites in urine were 

examined by TLC and HPLC. Fecal samples were homogenised in water and radioassayed by 

LSC prior chromatographic analysis. 

Findings: At both dose levels the prochloraz and its metabolites was rapidly and completely 

excreted in the urine and faeces; with faecal excretion predominant at the low dose level and 

urinary excretion predominant at the higher level. In faeces, the parent compound and metabolites, 

with a partially degraded imidazole ring, were detected. The phenoxy acid and the corresponding 

alcohol were found in urine as well as other metabolites with hydroxylation on the phenyl ring. No 

unchanged prochloraz was detected in the urine. Approximately 30% of the administrated dose of 

prochloraz was found unchanged in the feaces. Unchanged prochloraz was a major constituent of 

faecal extracts, and the alcohol metabolite dominated in urine. 

Conclusion: Toxicokinetics and metabolism 

• Rapid and complete excretion of the prochloraz. 

• A dose and sex difference in excretion was observed; At low dose the predominant 

excretion rout was faeces (48% via bilary excretion and 21-23% via urine), while at higher 

doses the excretion in males were via urine (65%) and via faeces (50%) for females. 

• Tissue residues were overall low. 

• Bioavailability was determined to be 72% and 76% for males and females (within 48 h). 

• Several metabolites were detected. Unchanged prochloraz was a major constituent of 

faecal extracts, while alcohol metabolites dominated in urine.


5.2.3. Toxicity data 

Acute toxicity of prochloraz; 

Table 1: Acute toxicity (all studies were found acceptable) 

Study/Ref./Test Species/strain Result Classification 

substance 

Acute oral LD 50 

D.M. Dreher, 2002 

Technical prochloraz (96.7 %) 

Rat/Sprague Dawley 

CD (females) 

LD 50 = 1023 mg/kg 

Harmful if swallowed; 

Xn, R22 



Prokloraz copper (97.6%) 


J.M. Shaw, M.C. Lancaster 

and A. Smithson, 1979 

Prochloraz (P), 

prochloraz copper (Pc), 

prochloraz manganese (Pm) 


J.E. Stobart, M.C., Lancaster 


Prochloraz (P) and 

prochloraz copper (Pc) 

Acute dermal LD 50 

I.A. Hounsell and A. Ogle, 

1987 

Technical prochloraz (96.3%) 

Acute dermal LD 50 

J.E. Stobart, M.C. Lancaster 


Prochloraz, prochloraz copper 

Acute inhalation LC 50 

G.C. Jackson and C.J. Hardy, 

1987 


Skin irritation 

J.A. Cuthbert and K.J. D’Arcy- 

Burt, 1984 


Skin irritation 

C.M. Jackson and E. Wood, 

1990 

Technical prochloraz copper 

chloride 

Eye irritation 

J.A. Cuthbert and K.J. D’Arcy- 

Burt, 1984 


Eye irritation 

M. Davies, 1990 

Technical prochloraz copper 

chloride (96.3%) 

Skin sensitisation (Magnuson 

& Klingman) 

J.W. Shaw, 1979 

Technical prochloraz >96.2%) 

Skin sensitisation (Magnuson 

& Klingman) 


Prochloraz copper (97.6%) 

Rat/Sprague Dawley 

CD (females) 

Rat/Boots Wistar 

(males) 

Mouse/CD1 

LD 50 > 2000 mg/kg 

P LD 50 ≥1600 mg/kg 

Mortality: 

Dose 800 1600 3200 

mg/kg bw 

P 0/5 2/5 5/5 

Pc 0/5 0/5 3/5 

Pm 0/5 1/5 4/5 

P LD 50 ≥ 800 mg/kg 

Mortality: 

Dose* 400 800 1600 2400 

P 0/10; 4/10; 10/10; 10/10 

Pc 0/10; 2/10; 4/10; 7/10 

*mg/kg bw 

No classification 


Xn, R22 


Xn, R22 

Rat/ Sprague Dawley LD 50 >2100 mg/kg No classification 

Rat/ Wistar (males) LD 50 >5000 mg/kg No classification 

Rat/Wistar 

Rabbit/New Zealand 

With 


With (females) 


With 


With 

Guinea pig/ Dunkin 

Hartley LAC 

Guinea pig/ Dunkin 

Hartley LAC 

LC 50 >2.16 mg/L (both 

sexes) 

Non-irritant 

Non-irritant 

Non-irritant 

Non-irritant 

Non-sensitiser 

Non-sensitiser 








Summary: Acute toxicity and irritation 

Oral LD50 was 1023 mg/kg bw (D.M. Dreher, 2002) and ≥ 800 mg/kg bw (J.E. Stobart, M.C., 

Lancaster and A. Smithson, 1979) for rats and mice, respectively. See Table 1 for mortality rate. 

Based on these findings prochloraz is classified Harmful if swallowed; Xn, R22.


Rats: Clinical effects observed by oral exposure of rats were hunched posture, decreased 

respiratory rate, labored respiration, loss of righting reflex and increased lacrimation. No signs of 

systemic toxicity were noted in rats treated with 510 or 550 mg/kg bw. Abnormally red lungs, dark 

or pale liver, dark kidneys and slight haemorrhage of the gastric mucosa were noted at necropsy in 

rats that died. Pale kidneys were noted at necropsy of the rats treated with 550 mg/kg. No findings 

were noted in rats sacrificed on day 21. 

Mice: Surviving mice orally exposed to prochloraz return to normal behaviour within 24 h. By 

necropsy evidence of gastrointestinal irritation was observed. No findings were considered to be 

related to treatment in the surviving mice examined on day 15. 

Dermal LD50 was >5000 mg/kg bw (J.E. Stobart, M.C. Lancaster and A. Smithson, 1979). By 

dermal exposure, rats showed no systemic or local signs of toxicity. 

Inhalation LC50 was >2.16 mg/L (43% of the particles >5µm) (G.C. Jackson and C.J. Hardy, 

1987). Effects observed were partial closing of the eyes, lacrimation, abnormal respiratory rate 

and/or movements, hunched posture, brown staining around the snout and jaws, matted body fur 

and a waxy accretion on the tail were noted. There were no deaths during the study. Reduced 

body weight and food consumption were also observed. 

Prochloraz was not irritating to rabbit skins (J.A. Cuthbert and K.J. D’Arcy-Burt, 1984), it caused 

only a very mild irritation to rabbit eye (J.A. Cuthbert and K.J. D’Arcy-Burt, 1984) and had no 

sensitisation potential in these studies (J.W. Shaw, 1979). 

Conclusion: Acute toxicity and irritation 

Oral LD50 was 1023 mg/kg bw and ≥ 800 mg/kg bw for rats and mice, respectively. Based on 

these findings prochloraz is classified Harmful if swallowed; Xn, R22. 

Dermal LD50 >5000 mg/kg bw. LC50 was >2.16 mg/L (highest attainable concentration, 43% of 

the particles were > 5µm). Prochloraz was not irritating to rabbit skins, it was slightly irritating to 

rabbit eyes, but had no sensitisation potential. 

Genotoxicity and mutagenicity: 

A summary of the submitted studies and results are given in Table 2. In two studies the results 

were positive and these studies are described below. 

Table 2. Genotoxicity and mutagenicity 

Type of study Test system Concentration & 

range tested 

Result 

In vitro point mutions 

Bacterial reverse 

mutation 

Bacterial reverse 

mutation 

Salmonella typhimurium/E. coli; TA 98, 

100, 1535, 1537/WP2 uvrA/pKM 

Salmonella typhimurium/E. coli; TA 98, 

100, 1535, 1537/WP2 uvrA/pKM 

5 – 5000 µg/plate Negative 

2002 

5 – 5000 µg/plate Negative 

2002 

Gene mutation test at the 

tk locus 

Gene mutation test at the 

tk locus 

Mouse lymphoma cells 5 – 70 µg/plate Positive* 

2002 

Mouse lymphoma cells 0.5 – 70 µg/plate Negative 

2002 

In vitro chromosome aberrations 

Mammalian CHO cells 2.5 – 110 µg/plate Negative 

1986


In vitro DNA effect 

Sister chromatid 

exchange 

Unscheduled DNA 

synthesis 

CHO cells 5 – 35 µg/plate Positive** 

1986 

Human embryonic fibroblasts 10-220 µg/plate Negative 

1983 

In vivo chromosome aberrations 

In vivo micronucleus CD-1 mice bone marrow 272, 544 or 1088 

mg/kg 

Negative 

1986 

In vivo/in vitro DNA effects 

In vivo unscheduled DNA 

synthesis 

*see study 1, **see study 2 

SD rat bone marrow 6.25, 25 or 100 mg/kg Negative 

1980 

CD-1 mice 6.25, 25 or 100 mg/kg Negative 

1980 

Han Wistar rat 280 and 700 mg/kg Negative 

*Study 1: Mouse lymphoma assay; Prochloraz – Mammalian cell mutation assay (M.G. Clare, 

2002) 

Material and Methods: The mouse lymphoma test system (L5178Y mouse lymphoma cells) 

measures possible point mutations and larger genetic changes (chromosome aberrations) induced 

by the test substance at thymidine kinase locus. In this in vitro system it is possible to detect and 

quantify forward mutation from a wild type cell, which is heterozygous at the thymidin kinase locus 

(TK+/-), to the homozygous thymidin kinase deficient form (TK -/-). Agent used to select for the 

mutant phenotype is the thymidine analogue trifluoiothymidinc (TFT). TK-/- mutants, unlike the TK 

+/-, are resistant to the otherwise lethal effects of TFT. Methyl methanesulphonate and 3- 

Methylcholanthrene were used as positive controls. Liver microsome preparations (S9) from 

Aroclor 1254 induced SD rats were used to metabolize the test-article. The study was preformed in 

accordance with the OECD guideline 476. 

Findings: No significant increase in mutant frequency at acceptable levels of toxicity was 

observed in the absence of S9 mix. The positive control increased the mutant frequency 

statistically. In the present of S9 mix, statistically significant increase in mutant frequency was 

observed at concentrations from 30 to 50µg/ml. This result was observed in all three experiments. 

However, in all cases where statistically significance was achieved, the magnitude of the increase 

was relatively low (1.8 – 2.4-fold) and the increase was also associated with high levels of 

cytotoxicity (9-45% survival at 30 µg/ml) (Table 9 and 10). The incidence of small colonies was 

slightly increased in the first two tests but not in the third test compared with the control (Table 5). 

Conclusion: Prochloraz produced a weak positive response in present of S9 mix in these 

experiments, but the biological significance of this finding is questionable. 

2003 

Table 3. Mutant frequency 

Conc. of a.s. 

µg/l 

Test 1. 

Absent of S9 

mix 

Test 1. 

with S9 mix 

Mean mutant frequency 

Test 2. 

Absent of S9 

mix 

Test 2. 

with S9 mix 

Test 3. 

with S9 mix 

0 0.000154 0.000206 0.000263 0.000209 0.000284 

5 0.000134 

10 0.000135 0.000247 0.000335 0.000312 0.000331


20 0.000182 0.000239 0.000348 0.000338 0.000343 

25 0.000343 

30 0.000178 0.000211 0.000456** 0.000444 

40 0.000139 0.000312 0.000416** 0.000668** 

45 0.000377** 0.000460** 

50 0.000447** 

Positive 

control 

0.000751** 0.001385** 0.002011** 0.000757** 0.001188** 

** p< 0.01 Statistically significant outside the historical control range 

Table 4. Cytotoxicity 

Mean Day 0 relative survival (%) 

Test no Test 1 Test 2 Test 3 

Metabolic 

activation 

Exposure 

duration 

-S9 +S9 -S9 +S9 +S9 

3h 3h 24h 3h 3h 

0 µg/ml 100/100 100/100 100/100 100/100 100/100 

5 µg/ml 101/89 - - - - 

10 µg/ml 110/100 61/106 58/72 38/110 63/82 

20 µg/ml 83/82 46/97 30/79 22/81 41/89 

25 µg/ml - - 22/88 - - 

30 µg/ml 45/79 38/117 9 29/66 42/83 

35 µg/ml - - 4 - - 

40 µg/ml 28/77 30/75 1 19/69 17/57 

45 µg/ml - 19/61 1 10/65 9 

50 µg/ml 8 12/45 0 4 5 

55 µg/ml - 5 - 3 4 

60 µg/ml 1 2 - 1 3 

70 µg/ml 0 - - - - 

Positve control 73/68 34/43 47/43 30/81 55/63 

- concentration not employed 

Table 5. Colony ratio 

Conc. of a.s. µg/l 

Colony number 

Total Large Small 

Colony ratio 

Small:Large 

Test 1 + S9 

0 

275 

33 

224 

6.8:1 

45 

145 

12 

133 

11.1:1 

50 

132 

8 

124 

15.5:1 

Test 2 + S9


0 

252 

43 

209 

4.9:1 

30 

168 

18 

150 

8.3:1 

40 

162 

19 

143 

7.5:1 

45 

167 

17 

150 

8.8:1 

Test 3 + S9 

0 

374 

115 

259 

2.3:1 

40 

230 

66 

164 

2.5:1 

**Study 2: Sister Chromatid Exchange: Frequency of Sister Chromatid Excange in Chinese 

Hamster Ovary Cells cultured in vitro (J.A. Allen and P.C. Brooker, 1986) 

Material and Methods: The prochloraz was tested for its ability to induce sister chromatid 

exchange (SCE) in Chinese hamster CHO-K1-BH4 ovary cells in vitro. Two independent tests 

were preformed according to the following test procedure; Cells were incubated for 20 hours. 

Before prochloraz was added the growth medium was removed and replaced by a serum free 

medium. The prochloraz, positive and negative controls and S9 mix were added. After 2 hours the 

medium was removed and the cell was washed and colochine was added to stop the cells in the 

methaphase. Three hours later the cells were trypsinated, fixated, stained and analysed 

microscopically for chromosome aberrations. The study was preformed in general in accordance to 

the OECD guideline 479. 

Findings: Cytotoxcicity: In the absent of S9 mix (metabolic activation) the number of second 

division methaphase was reduced to 61.7% and 0% compared to the control group at 30 and 

50µg/ml respectively. In the first test, in absent of S9 mix, significant dose-related increase in the 

SCE frequency was observed at the three highest concentrations of the prochloraz (20, 25 and 30 

µg/ml) (Table 6). 

Table 6. Sister chromatid exchange in CHO cells in the presents of a.s. 

Treatment 

Concentration 

No of 

cultures/cell 

score 

SCEs per 

chromosome 1 

(mean) 

No of 

cultures/cell 

score 

SCEs per 

chromosome 1 

(mean) 

First experiment 

Second experiment 

Without metabolic activation (-S9) 

DMSO 10 µl/ml 4/120 0.418 4/120 0.465 

prochloraz 5 µl/ml 2/60 0.451 4/120 - 

10 µl/ml 2/60 0.469 4/120 - 

20 µl/ml 2/60 0.510* 4/120 0.501 

25 µl/ml 2/60 0.585** 4/120 0.487 

30 µl/ml 2/60 0.692*** 4/120 0.587*** 

Pos. control b 250 µl/ml 2/60 1.333*** 4/120 1.541*** 

With metabolic activation (+S9) 

DMSO 10 µl/ml 4/120 0.465 4/120 0.552 

prochloraz 7 µl/ml 2/60 0.521 4/120 -


20 µl/ml 2/60 0.608* 4/120 0.581 

27.5 µl/ml 2/60 0.661** 4/54 0.548 

35 µl/ml 2/60 0.771*** 4/26 0.624 

Pos. control b 5 µl/ml 2/60 1.018*** 2/60 1.187 & 

1 Total number of SCEs/total number of chromosomes 

a Ethylmethan sulphonate (EMS); b Cyclophosphamide 

*p


activity during dosing period was measured in serum to dogs exposed to the highest dose 

(p 7 mg/kg bw/day and decreased testis weight at 20 mg/kg 

bw/day. Similar effects on liver, prostate and testis were also found in an additionally 14-days study


with dogs exposed orally to prochloraz. Based on alterations measured at 7 mg/kg bw/day group, 

NOAEL for the 90-day dog study was set at 2.5 mg/kg bw/day (used to calculate the AOEL). 

Rat 30-day study; (M. C. Lancaster, J. W. Shaw, 1980) 

Introduction: This study is a rang-finding study. It was found acceptable as a range finding study. 

The study was preformed in general in compliance to OEDC 407. 

Material and methods: Prochloraz was emulsified in aqueous acacia and administered to groups 

of 5 male and 5 female Boots-Wistar rats by gavage in daily oral doses of 25, 100 or 400 mg/kg bw 

at a dose volume of 1 ml/kg bw daily for 30 days. A control group of 10 males and 10 females 

received the vehicle alone. 

Findings: Increased salivation and reduced bodyweight at highest and mid dose were observed. 

Erythrocyte count and haemoglobin concentration (slightly) was decreased, while the leucocyte 

count, due to neutrophilia and lymphocytosis, was increased (only females) in some of the rats 

exposed to the highest dose level. Increased urine flow rate and decreased specific gravity was 

observed in some rats at highest dose level and in one male in the mid dose. 

Microscopic examination showed a slight haematopoiesis in the spleen in the majority of females. 

The effect was observed at all dose level. 

Liver weights were statistically significant increased in both sexes at 100 or 400 mg/kg bw, with the 

females being more affected (p < 0.001). Adrenal weights in males of the mid and high dose level 

were increased (p < 0.05). The prostate and seminal vesicles (combined values) weight was lower 

in the 100 and 400 mg/kg bw, without reaching statistical significance. 

Table 8. Liver, adrenal and prostatea/seminal vesicles weight. 

DOSE (mg/kg bw/day) 

Male 

Female 

0 25 100 400 0 25 100 400 

LIVER 

Absolute 

weight (g) 

Relative 

weight (%) 

8.63 7.99 8.92 9.5 5.95 5.49 6.85** 8.27*** 

4.43 4.43 5.00** 5.44*** 4.41 4.19 5.13*** 6.43*** 

ADRENAL 

Absolute 

weight (g) 

Relative 

weight (%) 

37.89 37.34 41.5 39.14 54.22 43.52 50.40 53.38 

19.43 20.86 23.62 22.45* 40.23 33.08* 37.76 41.53 

PROSTATE AND SEMINAL VESICLES (COMBINED) 

Absolute 

weight (g) 

Relative 

weight (%) 

0.69 0.61 0.44 0.41 

0.35 0.33 0.24 0.20 

*p < 0.05; **p < 0.01; ***p < 0.001 

Conclusion: Target organs were the liver for both sexes at dose levels greater and equal to 100 

mg/kg bw, females being more affected than the males. Additionally the organ weights of the 

adrenals, prostate and seminal vesicles in the male animals at the 100 and 400 mg/kg bw dose 

levels were affected. However, no corresponding histopathological findings in these organs were 

reported.


Oral 90- day mouse study (E.P. Gale, 1980) 

Introduction: The study was preformed partly in compliance to OEDC 408, with several 

deviations. The study was found acceptable. 

Materials and methods: Prochloraz was administered to 9 male and 9 female CD-1 mice at 

nominal dose levels of 6; 25; 100 and 400 mg/kg bw in the diet for 6 weeks and to 15 male and 15 

female CD-1 mice at the same dose levels for 13 weeks. Controls contained 9 and 24 mice of each 

sex for the different time points respectively. Two additional groups of 15 mice of each sex were 

either given prochloraz at a dose level of 400 mg/kg bw or given control diet followed by a 4-week 

off-dose period. 

Findings: No deaths occurred that were attributable to treatment. Clinical signs noted were an 

increased incidence of piloerection in both sexes at 400 mg/kg bw. Overall body weight gain was 

reduced in males (p


decreased ovary weight and prostate/seminal vesicles (combined value) weights were observed. 

Some increase in liver weights seen at 25 mg/kg bw/day were considered likely to represent 

reversible, adaptive metabolic induction and not considered adverse. 

Changes in liver weight at the high dose were reversible after a 4-week off-dose period, with 

exception of a slight increase of liver weights still present in male mice. No effects were seen at 6 

mg/kg bw for both sexes. The no observable adverse effect level (NOAEL) was determined at 25 

mg/kg bw based on the liver weights at 100 mg/kg bw/day. 

Conclusion: Short term studies 

Dog was the most sensitive specie and the NOAEL in the 90-day dog study, based on effects in 

liver and prostate, was 2.5 mg/kg bw/day. The major target organ in these studies was the liver, 

but also effects on prostate and testis were commonly observed. 

Long-term toxicity study: Two year toxicity study in dogs (P. Malarkey, 1981) 

Materials and methods: Groups of 5 male and 5 female dogs were administrated 0, 30, 135 or 

600 ppm prochloraz in the feed for 104 weeks (Tabel 10). Corn oil was used as vehicle. The 

highest dose was increased to 1000 ppm from 52 weeks onwards. Additionally, two males and 

females were administrated 600 ppm a.s. for 13 weeks and then exsanguinated. 

Table 10: Mean intake of prochloraz 

Diatary dose level (ppm) 

Mean intake (mg/kg bw/day) 

Males 

Females 

30 0.94 0.90 

135 4.47 4.07 

600 (up to week 57) 18.1 18.0 

1000 (from week 57) 28.9 27.5 

Findings: Four dogs died during the experiment, but the deaths were not considered treatmentrelated. 

No clinical signs of toxicity were observed. The mean serum alkaline phosphatise (AP) 

levels for the males and females in the high dose group increased statistical significantly from 

week 50 for the males and week 78 for females (p


Rat: Chronic toxicity and oncogenicity in rats by dietary administration – 104 weeks (J. Colley, et 

al. 1982) 

Material and Methods: The aim of this study was to assess the chronic toxicity and carcinogenic 

potential of prochloraz in rats during lifetime exposure (104 weeks). Groups of 60 male and 60 

female Sprague Dawley CD rats were given prochloraz in the feed at concentrations of 37.5, 150 

or 625 ppm for at least 104 weeks to assess its oncogenic potential. Additional groups of 10/sex 

received 625 ppm for 13 weeks and 20/sex recived prochloraz concentration of 37.5, 150 or 625 

ppm for 52 weeks to assess its chronic toxicity. Similar control group was given the basal diet 

alone. 

Findings: Food consumption in males of the high dose group was lower than controls throughout 

the study period (p < 0.01). For females of the high dose group, food consumption was initially only 

marginally lower, but this reduction became more marked (p < 0.01) as the study progressed. 

Mean body weight gain of both sexes at the highest dose level was reduced (p < 0.01) at week 26, 

week 52, and 78. The overall reduction in mean weight gain at 104 weeks was also significantly 

lower compared with the controls (p < 0.05). Clinical observations: There were no treatmentrelated 

clinical signs at any dose level. There was no effect on the incidence of palpable masses in 

either sex at any dose levels. No haematological effects were observed. 

Liver is the major target organ in both sexes. Enlarged or swollen livers were observed in 4/20 

animals at 150 ppm and 4/20 at 625 ppm at week 52. This observation was also found in 18/61 

(29.5%) of the males exposed to the highest dose compared with 24/212 (11%) in the controls at 

week 104. This effect was not seen in females or in the other dosed groups at week 104. The 

relative liver weight for the males exposed to the highest dose was increased compared to the 

control group at week 52 (p


increase in liver weights in mice exposed to 1300 ppm. Most of these livers contained tumours. At 

78 or 325 ppm no changes in organ weight was considered to be treatment related. Histopatology: 

There was a statistically significantly higher incidence of hepatocellular ademoma and 

adenocarcinoma amongst males and females given 325 ppm or 1300 ppm prochloraz in the diet 

(p< 0.001). Liver cell tumours were considered to be contributory to mortality or premature sacrifice 

due to moribund condition in these dose groups. Many of the mice were in poor clinical condition 

when killed and distended abdomens were caused by multiple tumours (Table 11). 

Table 11. Summary of liver tumour occurrence 

Males 

Females 

Control 78 ppm 325 

ppm 

1300 ppm Control 78 ppm 325 

ppm 

1300 ppm 

No of 

mice 

D T D T D T D T D T D T D T D T 

50 26 26 38 14 27 25 73 31 38 14 31 21 37 15 

No of mice with benign tumours 

3 6* 9 6 5 6* 14* 1 3 4* 2 3 7* 18*** 12*** 

Total 21/194 15/52 11/52 20/52** 4/104 6/52 10/52** 30/52*** 

No of mice with malignant tumours 

1 9 4 2 1 7 1 7 - 1 - - - - 1 - 1 

2 2 1 - - 5 - 4 2 - - - - - - - 1 

3 - - 1 1 1 - - - - - - - - - 1 - 

≥ 4 - - - - 1 2 6 5 - - - - - - 6 - 

11 5 3 3 14 3 17*** 7* 1 - - - - 1 7 2 

Total 16/104 6/52 17/52** 24/52*** 1/104 0/52 1/52 9/52*** 

No of mice with any tumour 

1 12 22 6 9 12 5 9 4 2 3 3 1 2 2 8 5 

2 2 1 2 - 5 1 5 4 - - 1 1 1 4 2 5 

3 - - 1 2 - - 2 4 - - - - - - 2 - 

≥ 4 - - - - 1 2 7 9*** - - - - - 2 13 4 

14 23 9 12 20 8 23 21 2 3 4 2 3 8 25 14 

Total 37/104 21/52 28/52* 44/52*** 5/104 6/52 11/52** 39/52*** 

D dead, T terminated 

*p


evidence of a carcinogenic effect based on the mouse study. The lowest NOAEL in these long 

term studies was based on liver effects in the rat study and was set at 2.0 mg/kg bw/day. 

Reproductive toxicity; 

Rat two-generation study (D. D. Cozens, et al., 1982) 

The aim was to investigate effect of prochloraz on reproduction in rats. The study was performed 

before OECD guideline 416 was developed, but was found acceptable. 

Materials and methods: Groups of 25-30 rats were given the prochloraz mixed in the feed for 8-9 

weeks prior mating in both generations. Doses were given according to the following table 12. 

Table 12. Dose levels 

Group Number of parental rats Intended dose level 

per sex/generation 

F 0 F 1 PPM mg/kg/day 

Dosage level F0 and F1 (mg/kg/day) 

F 0 F 1 

M F M F 

1 30 25 0 0 0 0 0 0 

2 30 25 37.5 1.5 3.1 3.5 3.7 4.5 

3 30 25 150 6 13 14 16 18 

4 30 25 625 25 57 58 70 81 

Findings: 

Parental F0 and F1: 

One F 0 male died in the group exposed to 150 ppm, while one F 0 male from the highest and lowest 

dosed group were humanly sacrificed. Three out of four F 0 females in the high dose group were 

killed for reasons of animal welfare due to dystocia. One were found dead 27 days after conception 

(13 dead pups in uterus were found). One F 0 female in the low dose group and one in the control 

group died during the experiment. Only one F 1 male (in the high dose group) was killed for reasons 

of animal welfare due to paralysis of hind limbs and lethargy. Autopsy showed enlarged liver, 

spleen, kidneys and effects on prostate and seminal vesicles. 

Four F 1 females in the highest dose were found dead after 23-26 days after conception. All the 

animals had dead pups in uterus. 

Both food consumption and body weight were reduced in the high dose F 0 generation compared 

with the control group. Overall, there were no effects on the pregnancy rates and mating 

performance, but the gestation length (>22 days) and parturition in both F 1 and F 0 generation was 

prolonged in the high dose group. The only organ effect observed was an increase in liver weight 

(p< 0.05) in F 1 parental males exposed to the highest dose (mean; 25.9g) compared with the 

control (mean; 22.9g). 

Offspring F 1 A, F 2 A, and F 1 B, F 2 B: F 0 and F 1 animals from both the 1 st and 2 nd mating exposed to 

the highest dose of prochloraz had statistical significantly reduced mean litter size at birth (p


Table 13. Total mean litter size 

Total mean litter size 

F 0 1 st Mate (F 1 A litter) 

Group dose level ppm 

F 0 2 nd Mate (F 1 B litter) 

0 37,5 150 625 0 37,5 150 625 

Day 0 14.0 11.9* 13.5 12.5 14.0 12.9 13.4 11.9* 

Day 4 13.8 11.5** 12.5* 11.8** 13.2 12.4 12.7 9.9** 

Day 8 13.4 11.3* 12.3 11.6* 12.7 11.4 12.3 9.7** 

Day 12 13.1 11.2* 12.2 11.4* 12.5 11.2 12.1 9.6** 

Day 21 6.6 6.1 6.1 5.7 6.5 5.7 6.3 4.9 

Total mean litter size 

F 1 1 st Mate (F 2 A litter) 

Group dose level ppm 

F 1 2 nd Mate (F 2 B litter) 

0 37,5 150 625 0 37,5 150 625 

Day 0 13.0 13.4 13.6 10.6** 13.2 13.4 14.5* 11.1** 

Day 4 12.5 13.1 13.0 9.1** 12.6 12.7 14.0* 10.7* 

Day 8 12.3 12.9 13.0 8.8*** 12.3 12.5 13.8* 10.6* 

Day 12 12.1 12.9 12.9 8.7*** 12.3 12.5 13.7* 10.5* 

Day 21 6.4 6.5 7.6 4.5 6.1 6.6 6.5 5.7 

*P≤0.05, **P≤0.01, ***P≤0.001 (Kruskal-Wallis). 

Animals exposed to 625 ppm had a higher incidence of litter loss compared with the control group. 

No affected dams had total litter loss at both mates. Most of the loss happened around parturition, 

which was more severe and prolonged amongst F 0 generation dams in the high dose group. Also 

decreased live birth and viability index from birth to weaning of F 1 A, F 1 B and F 2 A litters was 

observed in the high dose group (Table 14). 

Table 14. Litter size and offspring viability in F 1 and F 2 litters 

F 1 litters 

Parameter 

Dose level ppm 

F 2 litters 

0 37.5 150 625 0 37.5 150 625 

1 st Mate F 1 A F 2 A 

No. of dams with litter loss 0 1# 0 4 1# 0 0 3 

No. of pups born 337 339 391 356 325 309 299 240 

No. of pups alive at birth 335 338 382 329 320 309 294 199 

Mean litter size at birth (total) 14.0 11.9* 13.5 12.5* 13.1 13.4 13.6 10.6** 

Live birth index (%) 99 100 98 92 99 100 98 83 

Viability index (%) 

Day 4 

99 

95 

95 

93 

94 

97 

97 

91 

Day 8 

Day 12 

Day 21 

96 

94 

91 

94 

93 

93 

94 

93 

92 

88 

83 

82 

93 

91 

90 

96 

96 

96 

97 

97 

96 

88 

87 

86


2 nd Mate F 1 B F 2 B 

No. of dams with litter loss 0 1# 0 2 1# 0 0 0 

No. of pups born 321 291 363 303 330 308 305 221 

No. of pups alive at birth 314 290 357 261 327 300 303 217 

Mean litter size at birth (total) 14.0 12.9 13.4 11.9* 13.2 13.4 14.5* 11.1 

Live birth index (%) 98 100 98 86 99 97 99 98 

Viability index (%) 

Day 4 

97 96 96 91 93 

98 

97 

99 

Day 8 

93 86 93 89 91 

Day 12 

92 85 92 89 91 

Day 21 

90 85 90 88 90 

96 

96 

96 

95 

95 

95 

98 

97 

97 

#: Same female involved at both mates, *P≤0.05, **P≤0.01, ***P≤0.001 (Kruskal-Wallis). 

Organ weight analyses; Statistically significant increased mean liver weights were observed in F 1 A 

males exposed to 625 ppm and in F 2 A female weanlings at all three dietary concentrations 

(p


total litter loss. On the basis of these results, the dose level of 40 mg/kg bw/day was considered to 

be NOAEL for maternal toxicity. 

It was also toxic to the embryofoetus with increased incidence of foetal resorption. None of the 

other reproductive parameters and none of the foetal parameters appeared to be adversely 

affected by treatment. The NOAEL for both maternal and foetal toxicity was 40 mg/kg bw/day basis 

of matemal toxicity and embryotoxicity at 160 mg/kg bw/day. 

Studies from open literature: 

The notifier has submitted three studies from the open literature concerning prochloraz and effects 

on the endocrine system (T2): 

1. Andersen H. R., et. al., 2001. Effects of currently used pesticides in assays for 

estrogenicity, androgenicity, and aromatase activity in vitro. Toxicol. Appl. Pharmacol. 179, 

1-12. 

2. Vinggard A.M., et al., 2002. Antiandrogenic effects in vitro and in vivo of the fungicide 

prochloraz. Toxicol. Sci. 69, 344-353. 

3. Heneweer M., et. al., 2004. A comparison of human H295R and rat R2C cell lines as in 

vitro screening tools for eftects on aromatase. Toxical. Lett. 146, 183-194. 

In addition we have submitted the following papers (T3 a, b). 

Vinggaard A.M. et. al., 2005. Perinatal exposure to the fungicide prochloraz feminizes the male rat 

offspring. Toxicol. Sci. 85, 886-897. (T3 a). The abstract for this paper; 

Prochloraz is a commonly used fungicide that has shown multiple mechanisms of action in vitro. It 

antagonizes the androgen and the estrogen receptors, agonizes the Ah receptor, and inhibits 

aromatase activity. In vivo prochloraz acts antiandrogenically in the Hershberger assay by reducing 

weights of reproductive organs, affecting androgen-regulated gene expressions, and increasing 

luteinizing hormone (LH) levels. 

The purpose of this study was to investigate reproductive toxic effects after exposure during 

gestation and lactation to prochloraz alone and a mixture of five pesticides (deltamethrin, 

methiocarb, prochloraz, simazine, and tribenuron-methyl). Prochloraz (30 mg/kg/day) or the 

mixture (20 mg/kg/day) was dosed to pregnant Wistar dams from gestational day (GD) 7 until 

postnatal day (PND) 16. Some dams were taken for cesarean section at GD 21, and others were 

allowed to give birth. 

Results showed that prochloraz and the mixture significantly reduced plasma and testicular 

testosterone levels in GD 21 male fetuses, whereas testicular progesterone was increased. 

Gestational length was increased by prochloraz. Chemical analysis of the rat breast milk showed 

that prochloraz was transferred to the milk. In males a significant increase of nipple retention was 

found, and the bulbourethral gland weight was decreased, whereas other reproductive organs 

were unaffected. In addition cytochrome P450 (CYP)1A activities in livers were induced by 

prochloraz, possibly as a result of Ah receptor activation. Behavioral studies showed that the 

activity level and sweet preference of adult males were significantly increased. 

Overall these results strongly indicate that prochloraz feminizes the male offspring after perinatal 

exposure, and that these effects are due, at least in part, to diminished fetal steroidogenesis. 

Laier P et. al., 2006. Mechanisms of action underlying the antiandrogenic effects of the fungicide 

prochloraz. Toxicol Appl Pharmacol. Jun 1;213(2), 160-71.(T3 b). 

The abstract for this paper; 

The fungicide prochloraz has got multiple mechanisms of action that may influence the 

demasculinizing and reproductive toxic effects of the compound. In the present study, Wistar rats 

were dosed perinatally with prochloraz (50 and 150 mg/kg/day) from gestational day (GD) 7 to 

postnatal day (PND) 16. Caesarian sections were performed on selected dams at GD 21, while 

others were allowed to give birth to pups that were followed until PND 16. Prochloraz caused mild 

dysgenesis of the male external genitalia as well as reduced anogenital distance and retention of 

nipples in male pups. An increased anogenital distance indicated virilization of female pups. Effects 

on steroidogenesis in male fetuses became evident as decreased testicular and plasma levels of 

testosterone and increased levels of progesterone. Ex vivo synthesis of both steroid hormones was 

qualitatively similarly affected by prochloraz. Immunohistochemistry of fetal testes showed


increased expression of 17alpha-hydroxylase/17,20-lyase (P450c17) and a reduction in 17betahydroxysteroid 

dehydrogenase (type 10) expression, whereas no changes in expression of genes 

involved in testicular steroidogenesis were observed. Increased expression of P450c17 mRNA was 

observed in fetal male adrenals, and the androgen-regulated genes ornithine decarboxylase, 

prostatic binding protein C3 as well as insulin-like growth factor I mRNA were reduced in ventral 

prostates PND 16. These results indicate that reduced activity of P450c17 may be a primary cause 

of the disrupted fetal steroidogenesis and that an altered androgen metabolism may play a role as 

well. In vitro studies on human adrenocortical carcinoma cells supported the findings in vivo as 

reduced testosterone and increased progesterone levels were observed. Overall, these results 

together indicate that prochloraz acts directly on the fetal testis to inhibit steroidogenesis and that 

this effect is exhibited at protein, and not at genomic, level. 

Vinggaard A.M., et al., 2006. Prochloraz: an imidazole fungicide with multiple mechanisms of 

action. Int J Androl. Feb;29(1).186-92. 

Only abstract was available to us on PubMed: 

Prochloraz is an imidazole fungicide that is widely used in Europe, Australia, Asia and South 

America within gardening and agriculture. Screening studies have shown that prochloraz elicits 

multiple mechanisms of action in vitro, as it antagonizes the androgen and the oestrogen receptor, 

agonizes the Ah receptor and inhibits aromatase activity. In vivo prochloraz acts as an 

antiandrogen in the Hershberger assay by reducing weights of reproductive organs, affecting 

androgen-regulated gene expressions in the prostate and increasing luteinizing hormone levels. In 

order to investigate the developmental effects of prochloraz, pregnant Wistar dams were dosed 

perinatally with 30 mg/kg prochloraz. Results showed that prochloraz significantly reduced plasma 

and testicular testosterone levels in gestational day 21 male foetuses, whereas testicular 

progesterone was increased. Gestational length was increased by prochloraz. In male pups a 

significant increase in nipple retention was found, and the weight of the bulbourethral glands was 

decreased. Behavioural studies showed that the activity level and sweet preference of adult males 

were significantly increased, indicating that exposure during gestation and lactation causes 

permanent effects in adulthood. Overall, these results indicate that prochloraz feminizes the male 

offspring after perinatal exposure, and that these effects are due, at least in part, to diminished 

fetal steroidogenesis. Thus, a novel endocrine disruptor has been identified that is mechanistically 

interesting as it elicits dual mechanisms of action and acts as an antiandrogen both by blocking the 

androgen receptor and by inhibiting fetal steroidogenesis. That a fungicide with such effects is so 

widely used is a cause for concern, and its use should be reduced, thereby minimizing the risk of 

human exposure. 

Summary: Acute toxicity and irritation of Sportak 45 EW: 

Oral LD50 in rats was > 2000 mg/kg bw (L.S. Scowen, 1992). One female was killed in extremis 

2 days post dosing. Clinical effects observed in some of the rats were facial soiling, piloerection 

and reduced activity. The females were more affected than the males. The effects resolved 

completely by Day 2 of treatment. No macroscopic abnormalities or effects on bodyweights were 

noted. 

Dermal LD50 in rats was > 4000 mg/kg bw (L.S. Scowen, 1992). No effects observed. 

Inhalation LC50 in rats was > 1074 mg/m 3 (maximal technical attainable concentration) (MMAD 

= 4.39 µm, nose-only, aerosols) (J. Pauluhn, 2004). Clinical signs of toxicity in animals exposed to 

the test substance compromised of slow breathing, laboured breathing patterns, hair-coat 

ungroomed, motility reduced. These signs were resolved by Day 1 and Day 0 post exposure in 

males and females respectively. 

Skin irritation (L.S. Scowen, 1992): Very slight erythema was observed in 1/3 rabbits on Day 1 

post-dosing. Recovery was complete in this animal by day 2 post-dosing. 

Eye irritation (L.S. Scowen, 1992): Average eye irritation index for conjunctival redness, 

conjunctival chemosis, iritis and corneal opacity were after 72 hours in rabbits 0.99, 0.11, 0.11 and 

0.33 respectively.


Sensitisation (L.S. Scowen, 1992): Prochloraz showed no sensitising potential in Buehler test. 

Conclusion: Acute toxicity and irritation of Sportak 

Sportak was not harmful by oral, dermal or inhalation exposure. It was found to have a slightly 

irritationg effect to eyes and skin, but no potential of sensitisation was observed. 

f) Dermal absorption: [ 14 C]-Sportak. Comparative in vitro dermal penetration study using human 

and rat skin (S. Cage, 2004). 

Two dose concentrations of the Sportak (concentrate (475 g/l) and spray dilution (1.20 g/l)) was 

applied topical to excised human and rat skin at a rate of 10 µl/cm 2 . After 8 hours, the remaining 

dose was washed off. Receptor fluid samples were collected at every hour during the study (24h). 

At the end of the study, the skin samples were tape stripped to remove residual surface dose and 

the stratum corneum. Seven human skin membranes from 2 donors were exposed to high and low 

dose, and five rat skins were exposed to high dose and four rat skins were exposed to low dose of 

Sportak. 

Findings: The overall recovery ranged from 94.18% to 99.62%. The total amounts of applied 

radioactive absorbed substance by 24 hours were 1.2% and 4.5%, and 3.1% and 20.0% at high 

and low dose in human and rat skin respectively (Table 15). By including the levels found in 

stratum corneum to the total absorbed dose, the total absorbed doses were 4.5% in the high dose 

and 13.4% in the low dose for human skin, while it was 14.5% and 32.8% for rat skin. 

Table 15. Dermal absorption 

Dose level High Low 

Species Human Rat Human Rat 

Total absorbed 

Reseptor fluid (inc. 

receptor at 

termination) 

Skin (excl. stratum 

corneum) 

Total absorbed 

% 0.121 1.039 2.473 18.88 

µg 3.690 31.76 0.186 1.421 

% 1.055 2.066 2.025 1.165 

µg 32.1 63.15 0.153 0.088 

% 1.177 3.105 4.498 20.04 

µg 35.79 94.9 0.339 1.509 

Total non absorbed 

Skin surface (swabs + 

tape stripes) 

Stratum corneum 

% 88.24 79.03 83.65 62.32 

µg 2684 2416 6.306 4.692 

% 3.365 10.31 10.0 12.74 

µg 102.4 315.1 0.754 0.959 

Rem. On cell (donoe + 

receptor chamber 

Total non-absorbed 

% 3.233 1.739 1.477 0.981 

µg 98.33 53.17 0.111 0.074 

% 94.84 91.07 95.13 76.04 

µg 2884 2784 7.171 5.725 

Total recovery % 96.02 94.18 99.62 96.08 

Data evaluation and toxicity characterisation


The notifier has submitted an acceptable data package for prochloraz and Sportak. All studies are 

submitted and the quality is acceptable. Most of the studies are preformed in accordance with the 

OECD guidelines for testing of chemicals. 

5.2.4 Exposure assessment 

The exposure was calculated for application with tractor-mounted/trailed boom sprayer; hydrolytic 

nozzles field crop sprayers by using Europoem, UKPoem and The German model (Table 14). The 

maximum dose was used as worst case scenario. The estimated systemic exposure ranged from 

1000 – 1450% of the AOEL when no protection garment was used during mixing/loading and 

spraying. When gloves were used during mixing/loading and spraying, the estimated exposure 

ranged from 135 – 600% of the AOEL. For the UKPoem only gloves are possible to include in the 

calculations. For the German model and the Europoem I, standard protective garment (plant 

protection) and sturdy footwear during application can be added in addition to gloves in the 

calculations. Calculating the exposure by adding this garment (PP2, see Table 16) the exposure 

ranged from 35 – 100% of the AOEL. For the UKPoem only PP1 is possible to include. The 

exposure calculated with the UKPoem was 250% of the AOEL. 

Table 16. Estimated systemic exposure to PPP as a proportion of the AOEL 

Application 

technique 

Crops Model PPE Total systemic 

exposure 

(mg/kg bw/day) 

German Model 

None 0.25 1250 % 

PPE 1 0.12 600 % 

PPE 2 0.0074 37 % 

% of AOEL 

(mg/kg bw/day) 

Field crop 

sprayer 

Creals 

UK-POEM 

None 0.29 1450 % 

PPE 1 0.05 250 % 

PPE 2 ------------- ---------- 

None 0.2 1000 % 

EUROPOEM I 

PPE 1 0.027 135 % 

PPE 2 0.02 100 % 

PPE 1: Gloves during mixing/loading and application 

PPE 2: Gloves during mixing/loading; standard protective garment (plant protection) and sturdy footwear 

during application 

Input values: 

Treated area: 20 ha/day; duration: 6 h; bw of operator: 60 kg 

Max.dose rate: 1.0L product /ha e.i. 0.45 kg as/ha; Spray volume: 150L/ha 

Container: 5-litre container size with a 45- or 63-mm closure 

AOEL: 0.02 mg/kg bw/day; Dermal absorption: concentrate: 5% and for spray dilution: 13% 

NAD: 100 ml/haa


Del II 

5.2.5. Supplerende studier 

Tilvirker har sendt inn flere supplerende studier. Kolinesteraseaktivitet er undersøkt i både en rotte 

og hundemodell. I tillegg er det utført forsøk med mus og rotte for å undersøke prokloraz effekt på 

MFO systemet. I disse forsøkene har tilvirker sammenlignet effekter av prokloraz med fenobarbital 

for å forklare utvikling av leversvulstersvulster sett i museforsøk. I et forsøk har man også 

undersøkt prokloraz effekt på morfologisk endringer i C3H/10T 1/2 celler. I tillegg har tilvirker 

undersøkt effekten prokloraz har på dannelsen av klorakner for å undersøke om prokloraz er en 

peroxisomproliferator. 

Kolinesteraseaktivitet: 

Eksponering av prokloraz og kolinesteraseaktivitet i rotte (A. Smithson, 1979) 

Hensikt: Undersøke om prokloraz har evnen til å hemme plasma eller eretrocytt kolinesterase 

aktivitet i rotte. 

Material og metode: 100 mg/kg kv ble gitt oralt til 5 hanner og 4 (5) hunner (Boots-Wistar). 

Prokloraz ble løst i 10% løsning av ”acacia” pulver i vann. Kontroll gruppa ble gitt løsningsmidlet 

(1ml/100g/kv). Blodprøver, ved hjerte punktering, ble tatt før dosering og 15 minutter, 1,5 og 6 

timer etter eksponering. 

Resultat: Det var stor variasjon i verdiene for kolinesteraseaktivitet i både plasma og ereytrocytter. 

Dette var et forventet resultat. Nivåene var i mange tilfeller lavere ved eksponering enn før 

eksponering, bortsett fra i 4 behandlede og 4 kontroll dyr. 

Konklusjon: Prokloraz påvirker ikke kolinesteraseaktiviteten i rotter. 

Eksponering av prokloraz og kolinesteraseaktivitet i hund (H.E. Morgan and J.E. Stobart, 1979) 

Hensikt: Undersøke om prokloraz har evnen til å hemme plasma eller eretrocytt kolinesterase 

aktivitet i hund (beagle). 

Material og metode: 20 mg/kg kv ble gitt oralt til en hann og en hunn. Prokloraz ble løst i 10% 

løsning av ”acacia” pulver i vann. Kontroll gruppen (en hunn og en hann) ble gitt løsningsmidlet. 

Blodprøver, ble tatt før dosering og 0,75; 1,5; 3; 6 og 24 timer etter eksponering. Forsøket ble 

utført tre ganger. 

Resultat: Som forventet var det stor variasjon i verdiene for kolinesteraseaktivitet i både plasma og 

ereytrocytter. 

Konklusjon: Prokloraz påvirker ikke kolinesteraseaktiviteten hos hunder. 

Konklusjon for kolinesteraseaktivitet ved eksponering for prokloraz: 

Prokloraz påvirker ikke kolinesteraseaktiviteten hos rotte eller hund. 

Effekter av prokloraz eksponering og MFO systemet: 

Akutteffekter av prokloraz på MFO systemet i hannmus ved oral eksponering (I.R. Challis and J.K. 

Campbell, 1983) 

Hensikt: Undersøke om prokloraz har tilsvarende effekt som fenobarbital på MFO systemet i mus. 

Material og metode: 

Gr.1a: 10 CD hann mus ble gitt 80 mg fenobarbital/kg kv en gang daglig i fire dager. 

Gr.2a: 10 CD hann mus ble gitt l0% ”gum acacia” løsning (samme volum som Gr.3a) oralt en gang 

i fire dager. 

Gr.3a: 10 CD hann mus ble gitt 100 mg prokloraz/kg kv i 10% ”gum acacia” to ganger per dag i fire 

dager. 

Gr.1b: 10 CD hann mus ble gitt 80 mg fenobarbital/kg kv en gang daglig i fire dager. 

Gr.2b: 10 CD hann mus ble gitt mais olje (samme volum som Gr.3b) oralt en gang i fire dager 

Gr.3b: 10 CD hann mus ble gitt 10 mg prokloraz/kg kv i mais olje to ganger per dag i fire dager. 

Musene ble etter siste eksponering avlivet og leversupernatant ble lagd. Påvisning av mikrosomal 

proteinkonsentrasjon og nivå av cytokrom P 450 og b 5 i supernatanten ble målt. 

Resultat: Eksponering for 100 mg prokloraz førte til signifikant økt levervekt, mikrosomalt protein 

konsentrasjon og nivå av cytokrom P 450 og b 5 . Dette viser at prokloraz er potent enzym induserer 

ved denne dosen. Ved 10 mg prokloraz/kg kv økte konsentrasjonen av mikrosomalt protein og


nivået av cytokrom P 450 og b 5 , men ingen effekt på levervekt ble observert. Ingen effekt på nivået 

av P 448 ble sett i noen av prøvene. 

Konklusjon: Prokloraz er en potent enzym induserer. 

Akutteffekter av prokloraz på MFO systemet i hannrotter ved oral eksponering (D. Needham, 1983) 

Hensikt: Undersøke om prokloraz har tilsvarende effekt som fenobarbital på MFO systemet i rotte. 

Material og metode: Seks hannrotter ble gitt 0, 10 og 100 mg prokloraz/kg kv oralt to ganger 

daglig i 4 dager. En gruppe med seks hannrotter ble gitt 1 g fenobarbial/l vann i drikkevannet i syv 

dager. Etter eksponeringen ble dyrene avlivet og leversupernatant ble lagd. 

Resultat: Ved høydose ble det funnet statistisk signifikant økning av levervekt, mikrosomalt protein 

konsentrasjon og nivå av cytokrom P 450 og b 5 , mens ved lavdose ble kun nivået av cytokrom P 450 

økt. Ingen effekt på nivået av P 448 ble sett i noen av prøvene. Resultatene tilsvarer resultatene i 

musestudiet og viser at prokloraz er en potent enzym induserer og at 10 mg/kg kv er nær terskel 

for induksjon av enzymer. 


Effekter på MFO systemet i mus ved repeterende dosering (D. Needham, 1983) 

Hensikt: Undersøke om prokloraz har tilsvarende effekt som fenobarbital på MFO systemet i rotte. 

Material og metode: Fem hunn og hann mus (CD-1) ble gitt 0, 80, 325 eller 1300 ppm prokloraz i 

fôret i 2, 6, og 14 uker. En separat gruppe med fem hunner og hanner fikk fire daglige i.p 

injeksjoner med fenobarbital, 80 mg /kg kv. Fenobarbital doseringen ble utført i de fem siste 

dagene av studiet. Etter eksponeringen ble dyrene avlivet og leversupernatant ble lagd. 

Resultat: Ved de to høyeste dosene ble det funnet statistisk signifikant økning av mikrosomalt 

protein konsentrasjon og nivå av cytokrom P 450 . Effekten på cytokrom P450 og b5 nivået ved 

eksponering for laveste dose var uklart etter to og 14 uker. Dette tyder på at repeterende dosering 

ikke fører til økt enzym induksjon. Resultatene er i samsvar med resultatene fra musestudiet og 

rottestudie og viser at prokloraz er en potent enzym induserer og 80 ppm er nær terskel for 

induksjon av disse enzymene. 


Konklusjon for enzym induserende effekt av prokloraz: 

Alle forsøkene viste at prokloraz er en potent enzym induserer. I studiene ble nivå av cytokrom 

P450 og b5 nivået målt. Nivå av Cyp 2B1 og Cyp 2B2 som er spesifikke Cyp enzymer indusert i 

høy grad av fenobarbital ble ikke målt. Tilvirker konkluderer likevel med at prokloraz har en 

fenobarbital lignende effekt og at dette er årsak til kreftutvikling i lever hos mus. Denne 

konklusjonen stiller Mattilsynet seg tvilende til. 

Induksjon av morfologisk transformasjon i C3H/10T 1/2 celler (D.B. McGregor and C.G. Riach, 1984) 

Hensikt: Undersøke prokloraz evne til å indusere morfologisk transformasjon i C3H/10T 1/2 klon 8 

muse embryo fibroblaster med eller uten aktivering (S-9 mix). 

Material og metode: 10 ml (100 celler/ml) ble inkubert i 24 timer ved 37 ºC. Cellekulturene ble så 

eksponert for prokloraz 7,5, 15 eller 30 µg/ml i 24 timer. Positiv (2-acetylaminofluorene og 3- 

methyl-cholanthrene) og negative (DMSO) kontroll ble også inkludert i studien. Oppsettene ble 

utført med og uten aktivering (S-9 mix). 

Resultat: I fravær av aktivering induserte prokloraz morfologiske endringer i C3H/10T 1/2 celler ved 

laveste dose. I cellekulturer eksponert for midtdosen så man tilsvarende effekt, men 

cytotoksisiteten ved denne dosen var 50 % sammenlignet med kontrollgruppa. 

Konklusjon; Forsøket viser at prokloraz har evne til å indusere celle endringer, men det er 

usikkert om dette er via genetisk eller epigenetisk mekanisme. 

Chloracnegenic potensial 

Chloracnegenic potensial for prokloraz i kanin (M.P. Liggett, B.I. Parcell, Chirukandath Gopinath, 

P. Mullins and C.P. Cherry, 1987) 

Hensikt; undersøke om prokloraz, prokloraz pyrolyseprodukter og 1,3,6,8-TCDD har evne til å 

forårsake klorakner. Prokloraz vil ved bestemte betingelser under pyrolyse danne dioxiner og bl.a 

1,3,6,8-TCDD, men ikke 2,3,6,8-TCDD.


Material og metode: Tre kaniner (New Zealand)/kjønn/gruppe ble behandlet ved påstryk av 

prokloraz, prokloraz pyrolyseprodukter eller 1,3,6,8-TCDD på indre del av ytre øret i 28 dager. Den 

positive kontrollgruppa ble behandlet i kun 16 dager. Det ubehandlede øret på dyrene ble benyttet 

som negativ kontroll. 

Resultat; Kliniske effekter ble kun sett i kaniner som ble eksponert for 2,3,7,8-TCDD (kontroll). 

Disse dyrene var avmagrede og måtte avlives av humane hensyn dag 17. Redusert kroppsvekt 

økning ble sett i hannene som ble eksponert for prokloraz og i hunnene som ble eksponert for 

pyrolyseprodukter. 

I den positive kontrollgruppa ble de behandlede ørene svulne og fortykkede, og moderat til alvorlig 

erytem og ødem ble sett fra dag 7. Behandling med prokloraz førte til svak mot vel definert 

inflammasjonsreaksjon dag 6 og en økning i intensiteten ved dag 9. I uke to ble det definert som 

svak erytem. Behandling med pyrolyseproduktet førte kun til noe tørr hud på applikasjonsstedet. 

Behandling med 1,3,6,8-TCDD førte til tilfeller av inflammasjon fra dag 15. Histologiske endringer 

hos kaninene som hadde fått 2,3,7,8-TCDD viste tydelige tegn på klorakne respons (fortykket hud 

og 2 av 3 hadde tap av talgkjertler i huden). Behandling med prokloraz førte til svak fortykket hud 

og noe effekt på talgkjertlene ble observert. Effekten observert var svak i forhold til kontrollgruppa. 

Behandling med 1,3,6,8-TCDD ga ennå svakere respons, mens behandling med prokloraz viste 

ingen tegn til klorakner hos 5 av 6 dyr. Hos det ene dyret ble det sett noe fortykket hud. 

Konklusjon: Prokloraz pyrolyseprodukt hadde en svak klorakne effekt, mens 1,3,6,8-TCDD og 

prokloraz førte ikke til denne effekten. 

5.2.6. Medisinske data 

Produksjonsmedarbeidere: Ved årlig helseundersøkelse av produksjonsmedarbeidere er det aldri 

vært rapportert om helseeffekter forårsaket av prokloraz. 

Rapporterte forgiftinigstilfeller: 

- to tilfeller av øye irritasjon ved sprut av formulerings konsentrat 

- et tilfelle av sprukken og svullen leppe etter blåsing i tette dyser 

- et tilfelle av hudutslett og allergiske reaksjoner etter ufrivillig å bli sprøyting på kort avstand 

- to tilfeller av ansikt/øye irritasjon ved langvarig bruk av Sportak alpha. 

- et tilfelle av akutt astma anfall 

- prokloraz i en industriformulering har blitt funnet å kunne stimulere til histaminfrigjøring fra 

mast celler. 

Første hjelp: Ingen antidot tilgjengelig, men symptomatisk behandling anbefales. 

5.2.7. Metabolitt studier 

I et absorpsjonsstudie ble det funnet at en enkel dose BTS 44596 (88,7 mg/kg kv) gitt til rotter av 

begge kjønn ble hovedsakelig utskilt via urin (53% i hanner, 63% i hunner). Utskillelsen var 

fullstendig etter 48 timer. Lave nivåer ble gjenfunnet i vev. Metabolitt BTS 44 595 og BTS 44 596 

har lav akutt oral toksisitet (LD50>3200 mg/kg kv). Metabolitten BTS 19036 har høyere oral 

toksisitet, LD50=1023 mg/kg kv, som er tilsvarende LD50 for prokloraz. Effekter ved 

eksponeringen var tilsvarende for de tre ulike forbindelsene. Metabolitt BTS 44 595 og BTS 44 596 

er begge negative i Ames tilbakemutasjonstest. 

5.2.8. Nasjonale normer 

ADI settes til 0,01 mg/kg kv/dag. Dette er basert på 2 års forsøk med hund (P. Malarkey, 1981) der 

NOAEL ble satt til 30 ppm som tilsvarer 0,90 mg/kg kv/dag (hunnene) basert på effekter i 

målorganet lever (sett ved 135 ppm, som tilsvarer 4,5 mg/kg kv/dag) og med en usikkerhetsfaktor 

på 100. Effektene på lever var både endring av vekt, kliniske parametere (indikasjon på mulig 

skade av gallekanal systemet) og histopatologiske endringer (svelling og fortynning av 

centrilobulære hepatocytter). Effektene ble også sett ved høyeste dose. I EU DAR (2007) og JMPR 

rapporten (2001) er ADI også satt til 0,01 basert på samme forsøk. 

AOEL settes til 0,02 mg/kg kv/dag. Dette er basert på 90 dagers forsøk (M. C. Lancaster, 1979) 

med hund der NOAEL ble satt til 2,5 mg/kg kv/dag med en usikkerhetsfaktor på 100 basert på


endringer av prostata og lever vekt sett ved 7 mg/kg kv/dag og oral absorpsjon på 72 %. AOEL = 

NOAEL /SF * oral absorption %, 2.5/100 *0.72 = 0.018 ≈ 0.02 mg/kg bw/day. Denne AOEL er 

også foreslått i EU. 

ARfD er ikke relevant i dette tilfellet da prokloraz har lav toksisitet ved akutt eksponering. Dette er i 

samsvar med EU DAR. 

5.2.9. Forslag til klassifisering og merking 

Prokloraz foreslås helsefaremerket med Xn; R22 Farlig ved svelging, Kat 3; Xn; R40 Mulig fare for 

kreft og Kat 2; R60 Kan skade forplantningsevnen eller Kat 3; R62 Mulig fare for skade på 

forplantningsevnen. Sportak foreslås helsefaremerket Kat 3; Xn; R40 Mulig fare for kreft og Kat 2; 

R60 Kan skade forplantningsevnen eller Kat 3; R62 Mulig fare for skade på forplantningsevnen.


5.3 Problemområder: 

1. Fastsettelse av NOAEL basert på irreversible egenskaper. 

I EU DAR 90-dagers hundeforsøk er NOAEL basert på statistisk signifikante endringer av lever og 

prostata vekt fra 7 mg/kg kv/dag. Disse endringene ble ikke funnet statistisk signifikante i høyeste 

dosegruppe 4 uker etter eksponering var avsluttet, men en trend ble observert (Table 2). NOAEL 

ble satt til 2,5 mg/kg kv/dag. 

Derimot ble NOAEL i 90-dagers musestudie ikke basert på statistisk signifikant levervektøkning 

fordi effekten ikke ble gjenfunnet 4 uker etter eksponering var avsluttet og derfor trolig var en 

adaptiv effekt og ikke advers. 

Spørsmål til VKM: Fastsettelse av NOAEL i disse forsøkene er inkonsekvent. Hva mener VKM om 

fastsettelse av NOAEL når effekten er reversibel 

2. AOEL fastsettelse 

AOEL settes til 0,02 mg/kg kv/dag. Dette er basert på 90 dagers forsøk (M. C. Lancaster, 1979) 

med hund der NOAEL ble satt til 2,5 mg/kg kv/dag med en usikkerhetsfaktor på 100 basert på 

endringer av prostata og lever vekt sett ved 7 mg/kg kv/dag og oral absorpsjon på 72 %. AOEL = 

NOAEL /SF * oral absorption %, 2.5/100 *0.72 = 0.018 ≈ 0.02 mg/kg bw/day. Denne AOEL er 

også foreslått i EU. 

I vår vurderingen fra 2001 ble et teratogeneseforsøk (Beswick, 1980) med rotte benyttet til 

fastsettelsen av AOEL. I dette forsøket ble NOAEL = 5 mg/kg kv, basert på effektene på mødrene 

(forstørret lever, lavere kroppsvekt og fôr inntak), benyttet. Årsaken til at man den gangen ikke 

benyttet 90-dagers hundeforsøket var at NOAEL i 90-dagers hundeforsøk er basert på effekter sett 

i prostata (effekten sett i 1 av 4 hunder, men reduksjon i gruppa totalt sett var statistisk signifikant 

redusert) og lever. Effekten på prostata stilte man seg tvilende til da den bare var sett i en hund 

ved denne dosen. Ved neste dose nivå ble effekten sett i alle hundene. Prostata effekter ble 

igjenfunnet i 2 års studie med hund, men ved høyere dose (30 mg/kg kv/dag) og ble derfor ikke 

vektlagt i 90-dagers forsøket. Effekt på prostata er også sett i 30-dagers rottestudie (kun en trend) 

og i 90-dagers musestudie (p


1. Andersen H. R., et. al., 2001. Effects of currently used pesticides in assays for 

estrogenicity, androgenicity, and aromatase activity in vitro. Toxicol. Appl. Pharmacol. 179, 

1-12. 

1. Vinggard A.M., et al., 2002. Antiandrogenic effects in vitro and in vivo of the fungicide 

prochloraz. Toxicol. Sci. 69, 344-353. 

2. Heneweer M., et. al., 2004. A comparison of human H295R and rat R2C cell lines as in 

vitro screening tools for eftects on aromatase. Toxical. Lett. 146, 183-194. 

3. Vinggaard A.M. et. al., 2005. Perinatal exposure to the fungicide prochloraz feminizes the 

male rat offspring. Toxicol. Sci. 85, 886-897. 

4. Laier P et. al., 2006. Mechanisms of action underlying the antiandrogenic effects of the 

fungicide prochloraz. Toxicol Appl Pharmacol. Jun 1;213(2), 160-71. 

5. Review paper: Vinggaard A.M., et al., 2006. Prochloraz: an imidazole fungicide with 

multiple mechanisms of action. Int J Androl. Feb;29(1).186-92. (abstract limt inn i 

vurderingen) 

Spørsmål til VKM: Basert på disse studiene ønsker vi at VKM kan uttale seg om effektene på 

reproduksjon er en direkte effekt av prokloraz eller en sekundær effekt forårsaket av den systemisk 

giftighet av prokloraz. 

4. Leversvulster 

Tilvirker har innsendt to langtidsforsøk. I rotteforsøket så man en liten økning av leversvulster (ble 

observert fra 150 ppm i hannene), men økningen var ikke statistisk signifikant i forhold til 

kontrollgruppa og den var innenfor historiske kontroll data. (J. Colley et al) Derimot i museforsøket 

fant man en klar økt forekomst av leversvulster i både hann og hunn mus uten histopatologiske 

funn ved doser fra 325 ppm. (J. Colley et al. 1983). 

Positive funn ved gentesting: 

I to in vitro genetester (gene mutasjons test og sister chromatid exchange test) ble resultatet 

positivt, men observasjonene ble gjort ved celle toksiske doser. I in vivo micronucleus test og i in 

vivo/in vitro unscheduled test, som var utført med tilfredsstillende kvalitet, var resultatet negativt. 

Spørsmål til VKM: Er dette nok datagrunnlag til å konkludere at prokloraz ikke forårsaker 

leversvulster ved genotoksisk mekanisme Se Table 8. for oversikt over gentox forsøkene som var 

utført. 

Tilvirker har innsendt en rekke supplerende forsøk for å forklare mekanismen bak utvikling av kreft 

hos mus (se ”6. Supplerende studier”). 

I tre studier er det målt nivåer av Cyp 450 og b5 nivåer for prokloraz og phenobarbital. Resultatene 

viser at prokloraz også er en induserer av Cyp 450 og b5 i tillegg til å indusere lever tumorer. 

Tilvirker foreslår ut fra dette at prokloraz har fenobarbital lignende effekt. Fenobarbital har vært 

benyttet i mange år som bedøvelsesmiddel uten at man har sett kreftfremkallende effekter i 

menneske selv om den induserer lever svulster hos mus. Dette benytter tilvirker som argument for 

at prokloraz ikke skal merkes R 40; Mulig fare for kreft. Ut fra litteraturen er det nivå av Cyp 2B1 og 

Cyp 2B2 som er spesifikke Cyp enzymer indusert i høy grad av fenobarbital. Nivå av disse 

enzymene ble ikke målt i disse studiene. 

I Mattilsynets vurdering fra 2001 ble ikke prokloraz merket R 40. Årsaken var at regelverket den 

gang krevde utvikling av kreft i minst to arter for å kunne merke med R 40. I dag er regelverket 

endret slik at tilfeller av kreft i en art er tilstrekkelig grunnlag for merking. 

Spørsmål til VKM: Er det gode nok holdepunkter for å anta at prokloraz induserer lever tumorer 

ved samme mekanisme som fenobarbital I tillegg vil vi gjerne ha VKM sin mening omkring det å 

se bort i fra kreftfremkallende effekter av et stoff dersom stoffet kan vises å ha fenobarbital lignede 

effekter.


6. Rester i produkter til mat eller fôr 

Er ikke tatt med i denne rapporten.


7. Skjebne i miljøet og økotoksiske effekter 

Vurderingen er basert på EUs ”Draft Assessment Report” (DAR) ferdigstilt av Irland (RMS) i 

januar 2007 (Ø1). EUs vurdering er basert på tilvirkers dossier som også er sendt til Mattilsynet. 

Anbefalt dosering medfører en tilførsel til miljøet på 45 - 90 g v.s./daa. Brukes en gang per 

sesong, men i høstkorn kan det også sprøytes påfølgende vår. 

7.1 Prokloraz 

Nedbrytningsveier 

7.1.1 Nedbrytning i jord 

En rekke studier er beskrevet i DAR. Nedbrytningen av prokloraz i aerob jord går via oksidativ 

kløyving av imidazolringen til metabolitten BTS 44 596 (3-formyl-1-propyl-1-[2-(2,4,6- 

trichlorophenoxy)ethyl]urea, maks 16,5 % e. 120 d.). Denne metabolitten hydrolyseres videre 

enten til BTS 44 595 (1-propyl-1-[2-(2,4,6 trichlorophenoxy)ethyl]urea, maks 3,7 % e. 182 d.) eller 

BTS 45 186 (maks 4,8 % e. 364 d.). Nedbrytningen innebærer at det dannes bundne rester opp til 

27 % av tilsatt radioaktivitet etter 120 dager. Endelig nedbrytningsprodukt er CO 2 (maks 28 % e. 

120 d.). 

Fig. 7.1.1.1.: Foreslått nedbrytningsvei for prokloraz i jord (DAR). NER = Not Extractable Residue .


Aerobt 

Primærnedbrytingen er moderat til lav under aerobe forhold avhengig av bl.a. temperatur, DT50: 

114 - 536 dager og DT90: 380 - 1781 dager ved temperaturer mellom 15 og 25 °C. Normalisert mht 

temperatur og fuktighet ligger DT50 mellom 114-317 dager, med geometrisk gjennomsnitt på 169,3 

dager. Nedbrytingshastigheten er avhengig av temperatur og mikrobiell aktivitet, med høyere 

halveringstider ved lave temperaturer og under anaerobe og sterile forhold. Bundne rester ligger 

mellom 10 og 30 %, mens mineraliseringen ligger på 2 - 30 %. For detaljer se tabell 7.1.1.1. 

Primærnedbrytningen av metabolitten BTS 44 595 er lav med DT50: 216-362 dager og DT90: 718- 

1202 dager. Primærnedbrytningen av metabolitten BTS 44 596 er middels til høy med DT50: 9 - 

17 dager og DT90: 31-55 dager. For detaljer se tabell 7.1.1.2 og tabell 7.1.1.3. 

Ved 10 °C er primærnedbrytningen av prokloraz estimert til å være lav med DT50: 340-799 dager 

(tabell 7.1.1.4). 

Anaerobt 

Primærnedbrytingen er lav under anaerobe forhold med DT50: 230-264 dager. Bundne rester 

ligger mellom 8 og 26 % og mineraliseringen mellom 0,3 og 13 %. Ingen metabolitter ble påvist i 

mengder > 5 % av tilført radioaktivitet i de anaerobe studiene. For detaljer se tabell 7.1.1.1. 

Sterilt Primærnedbrytingen er så lav at DT50 ikke kunne bestemmes. Bundne rester lå i området 3-5 %. 

Ingen mineralisering. Dette indikerer at nedbrytningen av prokloraz er avhengig av mikrobiell aktivitet. 

For detaljer se tabell 7.1.1.1.


Tabell 7.1.1.1: Nedbrytning av prokloraz i ulike jordarter under ulike forhold. 

Sandy 

loam, UK 

Silty clay 

loam, UK 

Sandy loam, 

Tyskland 

Aerob Aerob 

Loamy sand, 

Tyskland 

Sandy loam, 

UK 

Silty clay 

loam, UK 

Sandy loam, 

UK 

Silty clay 

loam, UK 

Sandy loam, 

Tyskland 

Sandy loam, 

Tyskland 

Sandy loam, 

Tyskland 

Loamy sand, 

Tyskland 

Aerob Steril Anaerob Anaerob Anaerob Aerob Aerob 

Aerob/anaerob/ 

steril 

Varighet (dager) 365 360 360 28 30 60 63 59 87 90 

Sand (%) 66 16 74 87 66 16 66 16 74 69 74 87 

Silt (%) 23 64 18 11 23 64 23 64 18 23 18 11 

Leire (%) 11 20 8,0 2,2 11 20 11 20 8,0 8,5 8,0 2,2 

pH 4,7 

6,5 7,5 7,0 4,7 6,5 4,7 6,5 7,5 7,2 7,5 7,0 

Org.C. (%) 

3,2 2,6 1,1 1,5 3,2 2,6 3,2 2,6 1,1 1,1 1,1 1,5 

MWHC (g/100 g 42,6 72,4 31,9 29 42,6 72,4 42,6 72,4 31,9 32,5 31,9 29 

jord) 

% av MWHC 50 50 40 40 50 50 50 50 40 40 40 40 

Temp. (°C) 20 20 25 25 25 25 25 25 25 25 15 15 

DT50, dager 3 156 114 129 191 - - - - 264 230 228 536 

DT90, dager 519 380 429 634 - - - - - - 757 1781 

CO2 (%) 

e. 100 d 

11 

(119 d.) 1 26 (119 d.) 1 

28 (120 d.) 2 10,2 (e. 92 d.) 2 5,6 (e. 91 d.) < 0,01 < 0,01 9,3 

(e. 60 d.) 1 12,5 

(e. 60 d.) 1 0,45 

(e. 63 d.) 

0,3 

(e. 59 d.) 

3,4 

(e. 87 d.) 

1,7 

(e. 90 d.) 

Bundne rester 

(%) e. 100 d 

27 

(119 d.) 1 15 (119 d.) 1 

23 (120 d.) 2 28,8 (e. 92 d.) 2 21,1 (e. 91 d.) 5,0 3,1 23,9 

(e. 60 d.) 1 8,1 

(e. 60 d.) 1 24,2 

(e. 63 d.) 

26,2 

(e. 59 d.) 

17,8 

(e. 87 d.) 

9,8 

(e. 90 d.) 

Metab. > 5 % 

innen 100 d 

Ingen met. > 5 % i 

løpet av 360 d. 

Ingen met. > 5 % i 

løpet av 360 d. 

BTS 

44 596: 

maks 5,1 

(e. 56 d.) 

BTS 44 596: 

maks 16,5 

(e. 120 d.) 

Ingen met. > 

5 % i løpet av 

28 d. 

Ingen met. > 

5 % i løpet 

av 30 d. 

Ingen met. > 


60 d. 

Ingen met. > 

5 % i løpet 

av 60 d. 

Ingen met. > 


63 d. 

Ingen met. > 


59 d. 

Ingen met. > 


87 d. 

Studiekvalitet Ok Ok Ok Ok Ok Ok Ok Ok Ok 

Referanse Kesterton 1981b, 

Erzgräber 2004 

(beregninger av DT50/90) 

Newby, 1982 Kesterton, 1981 Brühl og 

Köhn, 1990a 

Brühl og 

Köhn, 1990b 

1 14 C-imidazol-merking. 

2 14 C-fenyl-merking. 

3 

Nedbrytningen følger 1. ordens kinetikk. 

Brühl 1989a, 


(beregninger av 

DT50/90) 

Brühl 1989b, 


(beregninger av 

DT50/90) 

Brühl 1988a, 

Erzgräber 

2004 

(beregninger 

av DT50/90) 

Ingen met. > 


90 d. 

Brühl 1988b, 

Erzgräber 

2004 

(beregninger 

av DT50/90)


Tabell 7.1.1.2: Aerob nedbrytning (1. orden) av metabolitten BTS 44 596 i jord. 

Sandy loam, UK Silt loam, UK Loamy sand, UK 

Aerob/anaerob/ steril Aerob Aerob Aerob 

Varighet (dager) 63 70 77 

Sand (%) 62 31 83 

Silt (%) 23 52 11 

Leire (%) 15 17 6 

pH 7,7 5,2 6,0 

Org. C. (%) 1,5 2,7 1,4 

MWHC (g/100 g jord) 63,7 67,3 55,1 

WHC ved pF 2,5 (g/100 g 

17,3 29,0 19,2 

jord) 

Temp. (°C) 20 20 20 

DT50, dager 9, 

2 11,4 16,5 

DT90, dager 30,5 37,9 54,7 

CO2 (%) e. 100 d 2,4 (e. 63 d.) 1,2 (e. 70 d.) 1,0 (e. 77 d.) 

Bundne rester (%) e. 100 d 6,4 (e. 63 d.) 5,9 (e. 70 d.) 7,4 (e. 77 d.) 

Metab. > 5 % innen 100 d BTS 44 595: 78,6 

(e. 63 d.) 

BTS 44 595: 83,7 

(e. 70 d.) 

BTS 44 595: 84,5 

(e. 77 d.) 

Studiekvalitet 

Ok 

Referanse Hibbert og McKenzie 1994, McKenzie 1995, Erzgräber 2004 


Tabell 7.1.1.3: Estimerte 1. ordens halveringstider for metabolitt BTS 44 595. 

Sandy loam, UK Sandy silt, UK Loamy sand, UK 

DT50 216 362 355 

DT90 718 1202 1181 

R 2 0,97 0,98 0,99 

Referanse Hibbert og McKenzie 1994, McKenzie 1995, Erzgräber 2004 


Tabell 7.1.1.4: Estimerte 1. orden halveringstider for prokloraz ved hhv. 10 og 20 °C. 

10 °C 20 °C 

DT50 DT90 DT50 DT90 

Sandy loam, Tyskland 340 - 410 1128 - 1361 155 - 187 515 - 622 

Loamy sand, Tyskland 606 - 799 2014 - 2653 277 - 365 920 - 1212 

Referanse Rådata fra:Brühl 1989a, Brühl 1989b, Brühl 1988a, Brühl 1988b. 

Erzgräber 2004 (beregninger av DT50/90) 

Fotolyse i jord 

Feltforsøk 

Fotolysen i jord er moderat med DT50 = 35 timer ved kontinuerlig belysning (33 dager, 16 timer 

sollys pr dag) hvis man antar minimal nedbrytning i mørkeperioden. Omregnet til gjennomsnittlige 

naturlige forhold blir DT50 = 4,5 dager. To metabolitter ble dannet i signifikante mengder, BTS 

44 596 (30 % e. 2 d.) og BTS 44 595 (10 % e. 15 d.) (Hawkins et al., 1989). Fotolyse kan ha betydning 

for nedbrytningen av prokloraz på jordoverflaten. 

På grunn av den påviste persistensen i laboratorieforsøkene er det utført en rekke feltforsøk, både i 

Italia, Spania, UK og Tyskland. I denne vurderingen er det fokusert kun på data fra noen av de 

Nordeuropeiske feltforsøkene. Resultatene er oppsummert i tabellene 7.1.1.5 og 7.1.1.6 nedenfor. 

Studiene viser at nedbrytningen/forsvinningen er høy til moderat, altså svært variabel, med kortere 

DT50 og DT90-verdier enn lab. studiene. DT50 = 0,7 - 92 dager og DT90 = 53 - 664 dager. Dette viser 

at nedbrytningen/forsvinningen er raskere i begynnelsen, men at den avtar med tiden. 

Det er utført flere feltstudier (Girdler og Snowdon, 1990 (A88676)), men dette studiet er ikke funnet å 

være av god nok kvalitet pga høy deteksjonsgrense (LOD > 2 %), dårlig beskrevne jordtyper og 

værdata, samt at det ikke er benyttet radioaktivt merket stoff.

Sportak EW - prokloraz 

Side 7-5 

DT90 

Metabolitter > 5 % 

300 519 172 193/306* 556 664 

BTS 44595, BTS 44596 < LOD 

- BTS 44595 

(0,05 mg/kg) 

BTS 44596 

BTS 44595: maks 0,15 mg/kg (dag 457) 

BTS 44596: maks 0,15 mg/kg (dag 28) 

< LOD (0,05 mg/kg) 

Studiets kvalitet Ok Ok Ok Ok 

Referanse Girdler, mars 1992 (A88732) Girdler, sept. 1992 (A88740) Girdler, 1993 (A88744) 

* Sprøyting på hhv. bar og beplantet jord. 

** Best fit, bieksponentiell nedbrytning. 

Tabell 7.1.1.5: Nedbrytning/forsvinning av prokloraz i felt i UK. 

Sted Willingham 3 Isleham 1 Isleham 2 Cottenham Chishill Willingham 

Studiets varighet (dager) 357 274 365 364 541 

Nedbør i løpet av studiet (mm) 362 417 375 383 979 897 

Temperaturer (°C) -5,4 - 25,7 -2,6 - 25 -1,9 - 25 -3,7 - 20,8 -6,7 - 25,8 -5,4 - 25,3 

Sand (%) 44 83 49 69 34 44 

Silt (%) 29 8 24 19 35 29 

Jordegenskaper 

Leire (%) 27 9 27 12 31 27 

pH 

7,5 7,5 7,2 - 7,0 7,5 

Org C. (%) - - - - 2,1 1,2 

Org. bundet C (%) 2,0 11,5 23,5 1,5 - - 

DT50** 5 11 14 3,3/92* 34 37 

Tabell 7.1.1.6: Nedbrytning/forsvinning av prokloraz i felt i Tyskland. 

Sted Goch - 

Nierswalde 

Weeze- 

Wemb 

Keeken 

Goch- 

Nierswalde, 

silt loam 

Meissner- 

Vockerode, 

sandy loam 

Niederkirchen, 

sandy loam 

Elsenfeld -Rück, 

silt loam 

Studiets varighet (dager) 365 365 (mai 1992 - mai 1993) 

Nedbør i løpet av studiet 0-3,5* 0-2,4* 0-12,2* 785,4 800 611 1040 

(mm) 

(sum 9,7) (sum 3) (sum 21) 

Temperaturer (°C) -2 - 26 -1 - 17 -1 - 22 11,5 (snitt 13 

mnd.) 

10 (snitt 13 

mnd.) 

11,7 (snitt 13 

mnd.) 

10,4 (snitt 13 

mnd.) 

Sand (%) 17,7 85,7 10,6 67,7 63,1 65,8 62 

Silt (%) 70,4 7,8 57,1 18,3 22,2 34,2 

22,3 

Jordegenskaper 

Leire (%) 11,9 6,5 32,3 14 14,7 

15,7 

pH 

6,2 5,8 6,1 5,9 6,4 7,3 7,0 

Org C. (%) 2,8 % 3,8 4,4 3,5 2,1 1,5 2,1 

DT50** 8,8 17 29 31 0,7 3,7 25 

DT90 390 256 425 167 104 53 242 

Metabolitter Alle funn ≤ LOD (0,05 mg/kg) ** 

Studiets kvalitet Ok Ok 

Referanse Girdler, 1992 (A88733) Snowdon, 1994 (A88789) 

* I prøvetakingsperioden (20.6.1990 - 20.1.1991). Dette er i følge studieforfatter langt tørrere en normalt for den aktuelle årstiden i dette området. 

** Etter 90 dager ble det ikke funnet rester av prokloraz > 0,013 mg/kg 10-30 cm ned i jorda.


Akkumulering i jord 

På bakgrunn av laboratorieforsøkene er det ikke usannsynlig at akkumulering kan være en 

problemstilling knyttet til prokloraz. Det er utført ett akkumuleringsstudie i Tyskland som er 

beskrevet nedenfor. 

I et studie (Snowdon og Taylor 1994, A88783) tilførte man 100 g prokloraz/daa en gang hver 

sesong i tre år både på bar jord og på jord der det ble dyrket mais. Forsøket ble utført i Tyskland 

(Goch-Nierswalde). Det ble tatt ut tre jordprøver ned til 30 cm hvert år. Det ble også undersøkt 

mhp metabolittene BTS 44 595 og BTS 44 596. Kinetiske analyser av restdataene etter det første 

året indikerte at DT90 < 365 dager og etter det andre året < 180 dager. Etter tredje applisering 

indikerte dataene en høyere grad av persistens med DT90 > 365 dager. Dette er forklart med 

mye regn rett etter applisering slik at prokloraz ble vasket lenger ned i jordprofilet og på den 

måten ikke ble utsatt for fotolyse i samme grad som det ville gjort i overflaten. Målinger rett etter 

applisering viste en økning av konsentrasjonene i jorda fra 0,15 til 0,33 og 0,33 mg v.s./kg etter 

hhv. første andre og tredje året i jord uten vegetasjon og hhv. 0,26, 0,28 og 0,29 mg v.s./kg i jord 

der det ble dyrket mais. I følge studiet kan dette indikere at maks akkumulering er nådd andre 

året med sprøyting. Først tredje året fant man konsentrasjoner av metabolitten BTS 44 595 over 

LOD (0,05 mg/kg) med 0,15 - 0,22 mg/kg i tre av fire prøver. Metabolitt BTS 44596 ble påvist i en 

jordprøve over LOD med en konsentrasjon på 0,30 mg/kg. BTS 44 595 ble påvist ned til 30 cm 

med ikke over LOD. BTS 44 596 ble ikke påvist dypere enn 10 cm. 

Det er også utført et studie (Girdler og Snowdon 1989, AA88680, W127) der man tilførte 

tilsvarende 48 g v.s./daa i korn en til to ganger per sesong hvert år i 6 år på flere ulike steder i 

Tyskland. Studiet ble i utgangspunktet ikke designet for å undersøke akkumulering. I følge 

guidelines skal akkumuleringsstudier også utføres på bar jord. Jordprøver ble bare tatt etter siste 

behandling siste året. Ned til 30 cm dyp fant man konsentrasjoner av prokloraz som lå i området 

0,02-0,09 mg/kg. 

7.1.2 Sorpsjon og mobilitet 

Ads- og desorpsjon Høy til meget høy adsorpsjon i de undersøkte jordtypene, Kf: 16 - 102 (aritmektisk snitt: 58), 

Koc: 1222 - 3973 (aritmetisk snitt: 2225). Høyere innhold av organisk C samt høyere innhold av 

leire ser ut til å kunne gi økt adsorpsjon. Adsorpsjonen er vist å være tilnærmet irreversibel, d.v.s. 

man så lite eller ingen desorpsjon. Desorpsjonskoeffisientene er ikke oppgitt i studiene med 

virksomt stoff. Studiene er oppsummert i tabell 7.1.2.1. 

Adsorpsjonen av metabolitten BTS 44 596 er høy i tre ulike jordtyper, med Kf = 9-26 

(aritmetisk snitt: 16,7) og Koc = 672-821 (aritmetisk snitt: 739). Desorpsjonen lå på 11-62 % 

avhengig av testkonsentrasjon og jordtype (tabell 7.1.2.2). 

Adsorpsjonen av metabolitten BTS 44 595 er høy i fem ulike jordtyper, med Kf = 11-66 

(aritmetisk snitt: 16,7) og Koc = 935-1688 (aritmetisk snitt: 1245). Kf ads > Kf des , noe som indikerer 

en viss grad av irreversibel binding (tabell 7.1.2.3). 

Tabell 7.1.2.1: Adsorpsjon av prokloraz i jord. 

Sandy loam, Sand, 

Abington, Icklingham, UK 

UK 

Clay loam, 

Chapel Farm, UK 

Sandy loam, 

Sutton Bonington, UK 

Silty clay loam, 

Magdales Farm, UK 

Sand (%) 66 90 27 66 16 

Silt (%) 19 6 35 23 64 

Leire (%) 15 4 38 11 20 

pH (CaCl 2 ) 7,3 7,5 7,7 (i vann) 4,7 6,5 

Org. C. (%) 2,2 1,3 3,1 3,2 2,6 

Kf (ads) 31 16 55 87 102 

Koc (ads) 1433 1222 1734 2764 3973 

1/n (ads) 0,85 0,81 0,83 0,77 0,76 

Kf (des) 

Ikke oppgitt 

Ikke oppgitt 

Koc (des) 

Studiekvalitet Ok Ok 

Referanse Judge og Feyerabend 1994(b), A88780 Kesterton og Newby 1980, AA88557


Tabell 7.1.2.2: Adsorpsjon av metabolittene BTS 44 596 i jord. 

Sandy loam, 

Abington, 

Sand, 

Icklingham, UK 

Clay loam, 

Chapel Farm, UK 

UK 

Sand (%) 66 90 27 

Silt (%) 19 6 35 

Leire (%) 15 4 38 

pH (CaCl 2 ) 8,1 8,1 8,6 

Org. C. (%) 2,2 1,3 3,1 

Kf (ads) 15,6 8,6 25,8 

Koc (ads) 723 672 821 

1/n (ads) 0,86 0,83 0,82 

Kf (des) 

Ikke oppgitt 

Koc (des) 


Ok 

Referanse 

Judge og Feyerabend 1994, A88779 

Tabell 7.1.2.3: Adsorpsjon av metabolittene BTS 44 595 i jord. 

Polk Country, NE, 

USA, Loamy sand 

York Country NE, USA, 

Clay loam 

Carlyle, IL, USA, Silt 

loam 

Pikeville, NC, USA, 

Loamy sand 

Sand (%) 84 20 16 82 

Silt (%) 12 50 62 12 

Leire (%) 4 30 20 8 

pH (CaCl 2 ) 7,2 7,0 5,7 6,4 

Org. C. (%) 1,7 3,7 1,6 0,9 

Kf (ads) 19,9 65,7 14,7 11,3 

Koc (ads) 1146 1688 935 1209 

1/n (ads) 0,78 0,82 0,82 0,79 

Kf (des) 27,5 92,1 19,2 17,8 

Koc (des) 1579 2368 1221 1913 

1/n (des) 0,84 0,85 0,83 0,82 


Ok 

Referanse 

Wisocky 2002, B003874 

Fersk kolonne 

Eldet kolonne 

Modellering 

Lav mobilitet i undersøkte jordtyper. Prokloraz ble ikke påvist i sigevannet. Jordtypene som ble 

benyttet inneholdt hhv. 88, 81 og 66 % sand, 10, 13 og 30 % silt og 2, 6 og 10 % leire. pH lå på hhv. 

5,9, 5,6 og 6,4 og Org. C på hhv. 0,6, 2,3 og 1,2 % (Furr 1997, A91244). 

I et eldet kolonneforsøk (Allen 1991, A88709) fant man 0,3 -0,7 % radioaktivitet i sigevannet fra ”sandy 

loam”, noe som indikerer moderat grad av mobilitet. Det meste av radioaktiviteten ble gjenfunnet i 

det behandlede jordlaget (72-79 %). En ”loamy sand” (79 % sand, 18 % silt, 3 % leire, pH 6,8, 2,87 % 

org. C) og en ”sandy loam” (73 % sand, 20 % silt, 7 % leire, pH 7, 0,9 % org. C) ble tilsatt tilsvarende 

70 g prokloraz/daa og eldet i 30 dager ved 25 °C i mørke i dette forsøket. 

Tilvirker har utført modellsimuleringer for både prokloraz og metabolitter med FOCUS PEARL og alle 

de offisielle scenariene. Det er brukt en dosering på 45 g v.s./daa og 70 % intersepsjon (reell dose på 

13,5 g v.s./daa). Videre er et normalisert geometrisk snitt av halveringstidene benyttet. Denne verdien 

er normalisert på bakgrunn av default verdier når det gjelder jordfuktighet og ikke faktisk målt fuktighet i 

jorda. Detaljer om dette er beskrevet i DAR kap. B.8.6. Resultatene fra disse simuleringene indikerer at 

prokloraz og metabolitter ikke vil komme til grunnvann i konsentrasjoner > 0,1 µg/l. Alle simuleringene 

gir resultater på < 0,001 µg/l (80-prosentilen). 

Mattilsynet har kjørt egne simuleringer med MACRO i høst- og vårkorn med de norske scenariene 

Heia og Rustad med en applisering per sesong på 45 g v.s./daa. Alle kjøringene ga konsentrasjoner i 

grunnvann 0,1 µg/l (makskonsentrasjoner mellom 0,2 og 0,25 µg/l). I bekker/elver er det gjort 

funn > 0,1 µg/l i Mørdrebekken i 1999, 2001 og 2006. Det er gjort flere funn i grunnvann på Apelsvoll 

og i en grunnvannsbrønn i Våle. I grunnvann er det sett til dels høye konsentrasjoner, med den 

høyeste på 0,84 µg/l i 2001. Dette skyldes sannsynligvis bruk året før. Det er også gjort to funn på 0,1 

µg/l på golfbaner i 2002. Prokloraz er blitt brukt i begrenset grad i feltene. Prokloraz kan ved lave 

konsentrasjoner bindes til plastmateriale og dette er sett å gi en redusert gjenfinning på 50 %. Det er 

derfor mulig man har en underrapportering på nettopp prokloraz. Funn av prokloraz i grunnvann og 

bekker lang tid etter bruk indikerer en svært langsom nedbrytning under norske forhold (Oversikt over


påviste pesticider i perioden 1995-2004. resultater fra Jord- og vannovervåking i landbruket i Norge. 

Ludvigsen og Lode, Jordforsk rapport nr. 102/05). 

7.1.3 Nedbrytning i vann 

Forsøkene er bare kort beskrevet her. For detaljer henvises til DAR. 

Hydrolyse 

Prokloraz hydrolyseres i liten grad i vann med DT50 = 79 dager ved pH 9,2 og 22 °C. Ved samme 

temperatur, men ved pH på hhv. 5 og 7 så man ingen hydrolyse av prokloraz i løpet av de 30 dagene 

forsøket varte. Ved pH 9 ble det påvist en metabolitt (BTS40348), men denne utgjorde < 10 % av tilført 

radioaktivitet (Kelly 1982, A88568). 

Det er konkludert med at det ikke er relevant å undersøke hydrolysen til de to hovedmetabolittene i 

jord, på grunn av at morstoffet er hydrolytisk stabilt ved relevante pH-verdier i vann. 

Fotolyse i vann 

Fotolyse er en viktig nedbrytningsvei for prokloraz i vann, med DT50 = 9,5 dager (korrigert mht 

naturlig sollys). Hovedmetabolitter er BTS 44 596 (61,7 %) og BTS 44 595 (6 %) (Hawkins et al., 1989, 

A88640). 

I et annet studie (Hassink, 2004) fikk man også indikasjoner på at fotolyse var viktig for nedbrytning av 

prokloraz, med DT50 = 5,2 dager i snitt under sentraleuropeiske forhold. 

Erzgräber (2004/1003863) tok utgangspunkt i rådata fra Hawkins et al (1989) og beregnet nye 

fotolystiske halveringstider for prokloraz samt halveringstider for metabolittene i et 15-dagers studie. 

Resultatene er oppsummert i tabell 7.1.2.4. 

Tabell 7.1.2.4: Estimerte fotolystiske halveringstider for prokloraz og metabolitter. 

Forbindelse DT50 (dager) DT90 (dager) R 2 

Prokloraz 1,3 4,3 1,00 

BTS 44 596 48 156 

BTS 44 595 7 22 

Lett nedbrytbarhet 

Prokloraz er ikke funnet å være lett nedbrytbart i en ”closed bottle test” (Douglas og Pell, 1982), i 

en tilsvarende test med preadapterte mikroorganismer tilstede (Douglas og Pell, 1982) eller i en 

modifisert MITI test (Wutrich, 1991). 

Vann/sediment 

Primærnedbrytingen er lav med DT50 = 288-349 dager for hele systemet, gjennomsnittlig 319 dager. 

DT50 for nedbrytning og forsvinning i vannfasen er hhv. 162 og 3,3 samt 525 og 0,96 dager i de to 

systemene. DT50 i sedimentene var 424 - 1090 dager. Disse resultatene indikerer at prokloraz raskt 

går fra vannfasen til sedimentene hvor det i liten grad foregår videre nedbrytning. Mineraliseringen er 

svært lav og bundne rester utgjør mellom 7 og 9 % av tilsatt radioaktivitet etter vel 100 dager. 

Tabell 7.1.2.5: Nedbrytning/forsvinning av prokloraz i vann/sediment. 

Rampton ditch, UK 

(sandy clay loam sediment) 

River Granta, UK 

(clay loam sediment) 

Aerob/anaerob/steril Aerob Aerob 

Temp. (°C) 20 20 

DT50 (vann) 162/3,3 dager* 525/0,96 dager* 

DT90 (vann) - - 

DT50 (sediment) 424 dager 1090 dager 

DT90 (sediment) - - 

DT50 (hele systemet) 349 dager 288 dager 

DT90 (hele systemet) 1163 955 

CO2 (%) e. 100 d 1,0 0,7 

Bundne rester e. 100 d 8,7 % 7,5 % 

Metab. > 5 % 

Ingen metabolitter ble påvist > 5 % i løpet av studiens varighet. 

maks % innen 100 d 


Ok 

Referanse 

Phillips 1992, A88743 

* Verdiene beskriver hhv. nedbrytning og forsvinning. Forsvinningen fra vannfasen er mye 

raskere enn nedbrytningen og beskriver det som skjer på en bedre måte.


Fotokjemisk 

oksidativ 

nedbrytning: 

7.1.4 Skjebne i luft 

Halveringstiden for reaksjon mellom prokloraz og hydroksyradikaler i luft er estimert til 4,9 timer basert 

på Atkinson (Hassink 2004a). 

Fordampning: Fordamping fra jordoverflate og bladoverflater ble undersøkt i en studie beskrevet i DAR (Deas, 1992). 

Det ble vist at hhv < 1,5 % og 14,4 % av påført radioaktivitet fordampet fra jord- og bladoverflater. 

7.1.5 Effekt på terrestriske organismer 


Pattedyr 

Akutt oral giftighet for rotte: moderat akutt giftig med LD50: 1023 mg v.s./kg kv. Korttids 

diettgiftighet for rotte: NOEC = 25 mg v.s./kg kv. Korttids diettgiftighet for mus: NOEC = 96 

mg v.s./kg kv. I et multigenerasjonsforsøk (subkronisk og repro) var NOAEL = 14,9 mg/kg kv. 

Fra toksvurderingen er følgende data på kroniske effekter innhentet: 

Subkronisk/kronisk toksisitet 

Lever var målorgan både i subkroniske og kroniske studier med hund, rotte og mus. I flere 

studier ble det også sett effekter på prostata. Effektene var i hovedsak endring av organvekt 

og histopatologiske forandringer. Hund var den mest sensitive arten. Laveste NOAEL i 

subkroniske studier med hund var 2,5 mg/kg kv/dag, mens i kronisk studie med hund ble 

NOAEL satt til 1 mg/kg kv/dag. 

Kreftfremkallende potensial 

Prokloraz forårsaket kreft i lever hos mus. Utvikling av kreft ble sett fra 32,8 mg/kg kv/dag. 

NOAEL ble satt til 7,5 mg/kg kv/dag i dette forsøket. Det ble også observert leverkreft i 

langtidsforsøk med rotte, men forekomsten var ikke statistisk signifikant. 

Reproduksjonstoksisitet og teratogenese 

Reproduksjonstoksisitet: Prokloraz forårsaket effekter på kjønnsorgan og fødsel. I hund, 

rotte og mus ble det funnet lavere prostata vekt og seminale vesikler. I hund ble det og sett 

forsinket spermatogenese/testikkel utvikling samt slappe og små testikler. I mus og rotter ble 

det og sett effekter på ovariene. I to generasjonsforsøket med rotte ble det sett forlenget 

svangerskap og vanskelig fødsler. Vanskelige fødsler forårsaket død av mor og foster. Flere 

studier i åpen litteratur tyder på at prokloraz påvirker hormonbalansen. 

Teratogenese: Prokloraz ble ikke funnet å være fosterskadelig. 

I DAR er det identifisert høy risiko for pattedyr på Tier 1 i risikovurderingen. For detaljer henvises det til 

kap. 8.9.3 i DAR. 

Fugler 

Moderat akutt giftig for fugl med LD50 = 662 - > 1954 mg/kg kv, NOEC = 10,5 - 125 mg/kg kv. 

Lite giftig for fugl i diettforsøk med LC50 > 5200 mg/kg føde og NOEL = 1300 mg/kg føde. 

I langtidsforsøk er det sett behandlingsrelaterte effekter på overlevelse av egg, klekking og overlevelse 

blant kyllinger ved den høyeste dosen på 1000 mg/kg føde og NOEC ble satt til testdosen under 

denne, 160 mg/kg føde. Omregnet til kroppsvekt blir dette 14,2 mg/kg kv/dag. 

Tabell 7.1.5.1: Effekter av prokloraz på fugl. 

Testforbindelse 

Art Studietype LD/LC50 LOEL/NOEL/NOEC Studiekvalitet 

Prokloraz Vaktel (Colinus Akutt oralt LD50: 662 mg/kg kv NOEC: 125 mg/kg kv Ok 

virginianus) 

LOEL: 250 mg/kg kv 

Prokloraz 

Prokloraz 

Stokkand (Anas 

platyrhynchos) 

Rapphøne 

(krysning) 

Akutt oralt LD50: > 1954 mg/kg kv NOEC: 10,5 mg/kg kv 

LOEL: 53,8 mg/kg kv 

Akutt oralt LD50: 707 mg/kg kv NOEC: 125 mg/kg kv 

LOEL: 250 mg/kg kv 

Ok 

Ok 

Referanse 

Johnson 

1993b 

(A88771) 

Hakin og 

Johnson 

1993 

(A88766) 

Hakin og 

Johnson 

1991 

(A88787)



Prokloraz 

Prokloraz 

Prokloraz 

Art Studietype LD/LC50 LOEL/NOEL/NOEC Studiekvalitet 

Vaktel (Colinus Korttid, diett LC50: > 5200 mg/kg føde LOEL: 2600 mg/kg føde Ok 

virginianus) 

(1580 mg/kg kv/dag) NOEL: 1300 mg/kg føde 

Stokkand (Anas 

platyrhynchos) 

Vaktel (Colinus 

virginianus) 

Korttid, diett 

LC50: > 5200 mg/kg føde 

(1763 mg/kg kv/dag) 

LOEL: 2600 

mg/kg føde 

NOEL: 1300 mg/kg føde 

Langtid, diett - NOEC: 160 mg/kg føde 

(14,2 mg/kg kv/dag) 

LOEC ≥ 1000 mg/kg føde 

Ok 

Ok 

Referanse 

Hakin 

1993b 

(A88761) 

Hakin 

1993a 

(A88759) 

Johnson 

1993 

(A88767) 

Bier 

Prokloraz er lite giftig for bier både ved oral og kontakteksponering med LD50 > 101,1 µg/bie. 

Sportak 45 EW er moderat giftig ved kontakt og oral eksponering med LD50 = 46,7 - 219,6 og 27,4 - 

179,5 µg/bie for hhv. kontakt og oral eksponering. 

Sportak 45 EW er ikke observert å gi effekter i felt på bier etter 20 dager i kuber plassert nær 

sprøytede rapsåkrer i blomst. Det ble sprøytet med en dose som tilsvarte 50 g v.s./daa på tidspunkt der 

biene aktivt lette etter mat (Davies og Arnold 1983). 

Sportak 45 EW 

(450 g prokloraz/l) 

Oral test: 48 t. 

Kontakt test: 96 t. 

219,6 µg/bie 179,5 µg/bie Ok Barber, 1993 

Andre leddyr 

Formuleringen BAS 590 00 F (Sportak 45 EW, 450 g v.s./l) er sett å gi effekter på ulike leddyr i 

glassplatetester og ved relevante doser. På mer realistisk substrat i utvidete laboratorietester og ved 

relevante doser ser man få eller ingen effekter. 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

Tabell 7.1.5.2: Effekter av prokloraz og Sportak 45 EW på bier. 

Testforbindelse Varighet Kontakt LD50 Oral LD50 Studiekvalitet 

Referanse 

Prokloraz Oral test: 48 t. 


141,3 µg/bie >101,1 µg/bie Ok Bocksch, 

2004a 

Sportak 45 EW 

(450 g prokloraz/l) 

Oral test: 48 t. 


46,7 µg/bie 27,4 µg/bie Ok Schmitzer, 

2004 


Tabell 7.1.5.3: Effekter av formuleringen BAS 590 00 F på leddyr ved ulike doser i laboratoriestudier 

og utvidede laboratoriestudier. Dosering er oppgitt som g v.s./daa. 

Type test Art Stadium Dose Effekt, Effekt, Studiekval. 

Referanse 

(g v.s dødelighet subletalt 

/daa) (%) (%)* 

Lab. test 

(kunstig 

substrat) 

Lab. test 

(kunstig 

substrat) 

Utvidet 

test 

(naturlig 

substrat) 

Lab. test 

Lab. test 

Lab. test 

Utvidet 

test 

Rovmidd 

(Typhlodromus pyri) 

Rovmidd 


Rovmidd 


Snylteveps (Aphidius 

rhopalosiphi) 


rhopalosiphi) 


rhopalosiphi) 


rhopalosiphi) 

Protonymfer 2,0 

3,7 

6,8 

12,3 

22,5 


5,6 

13,5 

36 

90 


4,5 

9 

Voksne 0,3 

0,7 

1,6 

3,6 

8,0 

18 

41 

-2,5 

37,7 

76,2 

87,1 

98,1 

100 

100 

100 

100 

100 

-3,1 

10 

6 

5 

0 

13 

15 

28 

85 

100 

- Ok Rosenkrantz, 

2004/1004420 

- Ok Sankanu, 

C006283 

-13 

-16 

-24 

Voksne 45 93,3 - 

Voksne 45 27 17,9 

Ok 

Vinall, 

C009086 

- Ok Fussel, 

2004/1004418 

Ok 

Beech, 

A89214 

Voksne 90 5,3 60 Ok Austin, 

C005315


BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

BAS 590 00 F 

(450 g v.s./l) 

Meitemark 

Type test Art Stadium Dose 

(g v.s 

/daa) 

Utvidet 

test 

Utvidet 

test 

Utvidet 

test 

Lab. test 

Lab. test 


rhopalosiphi) 

Marihøne (Coccinella 

septempunctata) 

Voksne 2x45 

(0 DAT) 

2x45 

(7 DAT) 

2x45 

(14 DAT)* 

Voksne 2,3 

45 

90 

E. balteatus Larver 2,3 

45 

90 

Løpebille 

(Poecilus cupreus) 

Ulveedderkopp 

(Pardosa sp.) 

Effekt, 

dødelighet 

(%) 

43 

7 

0 

0 

-5,4 

2 

2 

10,2 

26,5 

Effekt, 

subletalt 

(%)* 

- 

-12 

13 

Ok 

Referanse 

Vinall, 

B003177 

Ingen Ok Halsall, 

B003938 

Ingen Ok Halsall, 

B004129 

Voksne 90 0,0 -23,3 Ok Eclock, 

C005314 

Voksne 2,3 -9,8 4 Ok Halsall, 

45 -3,2 -8 

B004046 

90 19,4 0 

* Negative verdier indikerer høyere klekkerate sammenlignet med kontroll. 

** DAT - Days After Treatment. 

Prokloraz er lite akutt giftig med LC50 > 1000 mg/kg jord og NOEC = 444,4 mg/kg jord. Prokloraz er 

heller ikke sett å gi effekter på reproduksjon ved doser opp til 250 g v.s./daa (omregnet til 3,3 mg 

v.s./kg jord). 

Metabolittene BTS 44 595 og BTS 44 596 er lite akutt giftige for meitemark med LC50 > 1000 mg/kg 

og NOEC på hhv. 125 og 62,5 mg/kg jord. Metabolitt BTS 44 595 er sett å gi signifikant vektendring 

hos meitemark ved dose på 2,5 mg/kg jord. 

Sportak 45 EW er moderat akutt giftig for meitemark med LC50 = 554,8 mg/kg jord og NOEC = 62,5 

mg/kg jord. 


Studiekval. 

Tabell 7.1.5.4: Effekter av prokloraz, metabolitter og Sportak 45 EW på meitemark. 


Art Eksponering LC50 

NOEC Studie- 

Referanse 

(mg/kg jord) (mg/kg jord) kvalitet 

Prokloraz E .fetida Akutt, 14 d. > 1000 444,4 Ok Fleischer, 

2004 

Prokloraz E .fetida Repro., 56 d. > 3,33/8,33* 3,33/8,33* Ok Heusel, 1996 

AE C 4444595 

(BTS 44 595) 

E .fetida Akutt, 14 d. > 1000 125 Ok Sowig og 

Gosch, 2002a 

AE C 4444595 

(BTS 44 595) 

E .fetida Repro., 56 d. > 2,5 2,5 Ok Rodgers, 

2003 

AE C 4444596 

(BTS 44 596) 

E .fetida Akutt, 14 d. >1000 62,5 Ok Sowig og 

Gosch, 2002a 

Sportak 45 EW E .fetida Akutt, 14 d. 554,8 62,5 Ok Forster, 1993 

* I studien oppgis LC50 og NOEC som ≥ 250 g v.s./daa, som er høyeste testdose. RMS har gjort 

beregninger i forhold til 5 cm jordlag og jordtetthet på hhv. 1,5 og 0,6 g/cm 3 . Jordtettheten i den 

aktuelle jorda var lavere enn det som benyttes i standard beregninger (1,5 g/cm 3 ). 

Mikroorganismer Metabolittene BTS 44 595 og BTS 44 596 er ikke sett å gi negative kort- eller langtidseffekter på C- og 

N-transformasjon i jord med konsentrasjoner på opp til 10 mg/kg jord (McMurray 2002a, McMurray 

2002b). 

Sportak 45 EW (BAS 590 00 F) er heller ikke sett å gi negative kort- eller langtidseffekter på C- og N- 

transformasjon i jord med konsentrasjoner på opp til 16 µl/kg jord. Dette tilsvarer en dose på 1,2 L 

prep./daa (540 g v.s./daa) (Forster, 1994). 

Planter 

I en limit-test er det ikke påvist fytotoksisitet på planter etter behandling med 0,1 L Sportak 45EW/daa 

(dette tilsvarer 45 g v.s./daa) (Sack, 2004). 

7.1.6 Effekt på akvatiske organismer 


Fisk 

Prokloraz er akutt giftig for fisk med LC50 = 1,2-2,2 mg v.s./l, NOEC ≤ 0,5 - 1,2 mg v.s./l. Prokloraz 

er sett å forårsake subletale effekter i langtidsforsøk og ”Early Life Stage”-forsøk med NOEC = 0,05- 

0,2 mg v.s./l.


Metabolittene BTS 44595 og BTS 44 596 er akutt giftig med LC50 = 4,9-5,4 mg/l og NOEC = 1,1-1,3 

mg/l. 

Sportak 45 EW er akutt giftig med LC50 = 2,8 mg/l og NOEC = 2,0 mg/l. 

Tabell 7.1.6.1: Effekter av prokloraz, Sportak 45 EW og metabolitter på fisk. 

Testforbindelse Art Eksponering LC50 NOEC Studiekvalitet Referanse 

(mg/l) (mg/l) 

Prokloraz Regnbueørret 

(Oncorhynchus mykiss) 

Akutt 96 t. 1,5 < 0,5 Ok Schupner og 

Stachura, 1993b 

(B.9.2.1.1/01) 

Prokloraz 

Prokloraz 

AE C 4444595 

(BTS 44 595) 

AE C 4444596 

(BTS 44 596) 

Sportak 45 EW 

”Bluegill sunfish” 

(Lepomis macrochirus) 

”Sheepshead minnow” 

(Cyproinodon 

variegatus) 

Regnbueørret 


Regnbueørret 


Regnbueørret 


Prokloraz Regnbueørret 


Prokloraz ”Fathead minnow” 

(Pimephales promelas) 

* Høyeste målte testkonsentrasjon. 

Akutt 96 t. 2,2 1,2 Ok Schupner og 

Stachura, 1993a 

(B.9.2.1.1/02) 

Akutt 96 t. 1,2 0,5 Ok Hill et al., 1989b 

(B.9.2.1.1/03) 

Akutt 96 t. 5,4 1,3 Ok Barber et al., 2002a 

(B.9.2.1.2/01) 

Akutt 96 t. 4,9 1,1 Ok Barber et al., 2002b 

B.9.2.1.2/02 

Akutt 96 t. 2,8 2,0 Ok Young og Abedi, 

(1,3 mg (0,7 mg 

(B.9.2.1.4) 

v.s./l) v.s./l) 

Kronisk 28 d. 0,5 0,2 Ok Hill, 1990 (B.9.2.2.1) 

ELS - 0,049* Ok Hill og Caunter, 1991 

(B.9.2.2.2) 

Biokonsentrering Potensialet for biokonsentrering er middels til høyt med BCF hel fisk = 197-371 i regnbueørret og ”bluegill 

sunfish”. Etter hhv. 8 og 11 dager var 90 % skilt ut av fisken (Hill et al. 1986, Paradice 1983). 

Invertebrater 

Giftig til meget akutt giftig for invertebrater med EC50 = 0,8 - 4,3 mg v.s./l og NOEC = 0,3-2,6 mg 

v.s./l. Prokloraz er sett å gi subletale effekter i langtidsforsøk derEC50 > 0,047 mg v.s./l og NOEC er 

satt til 0,022 mg v.s./l. 

Metabolittene er moderat giftig til giftig for dafnier med EC50 = 6,5-15,4 g v.s./l og NOEC = 3,8-6,3 

mg v.s./l. 

Sportak 45 EW er akutt giftig for dafnier med EC50 = 2,8 mg/l og NOEC = 2,0 mg/l. 

Tabell 7.1.6.2: Effekter av prokloraz, Sportak 45 EW og metabolitter på invertebrater. 

Testforbindelse Art Eksponering EC/LC50 NOEC Studiekvalitet 

Referanse 

(mg/l) (mg/l) 

Prokloraz Daphnia 

magna 

Akutt 48 t. 4,3 2,6 Ok Schupner og Stachura, 

1993c (B.9.2.4.1/01) 

AE C 4444595 

(BTS 44 595) 

Daphnia 

magna 

Akutt 48 t. 15,4 6,3 Ok Young et al., 2002 

(B.9.2.4.1/03) 

AE C 4444596 

(BTS 44 596) 

Daphnia 

magna 

Akutt 48 t. 6,5 3,8 Ok Young et al., 2003a 

(B.9.2.4.1/04) 

Sportak 45 EW Daphnia 

magna 

Akutt 48 t. 9,5 

(4,3 g v.s./l) 

4,0 

(1,5 g v.s/l) 

Ok Young og Abedi, 2002a 

(B.9.2.4.1/05) 

Prokloraz Daphnia Kronisk 21d. > 0,047 0,022 Ok Smith 1989 (B.9.2.5) 

magna 

Prokloraz Mysid 

(Mysidopsis 

bahia) 

Akutt 96 t. 0,8 0,3 Ok Hill et al., 1989a 

(B.9.2.4.2) 

Prokloraz 

Østers 

(Crassostrea 

virginica) 

Akutt 96 t. 0,95 0,7 Ok Surprenant 1988 

(B.9.2.4.3) 

Sedimentlevende 

organismer Det er ikke sett effekter på fjærmygglarver (Chironomus riparius) ved konsentrasjoner opp til 0,8 mg 

v.s./l i et 28 dagers statisk kronisk forsøk (Sowig, 2001). Høyere konsentrasjoner burde vært testet. 

Vannplanter 

Prokloraz er meget giftig for andemat med ErC50 = 0,11 mg v.s./l og NOEC = 0,016 mg v.s./l.


Tabell 7.1.6.3: Effekter av prokloraz på sedimentlevende organismer. 

Testforbindelse Art Eksponering EC50 (mg/l) NOEC 

(mg/l) 

Prokloraz 

Andemat 

(Lemna 

gibba) 

7 d. ErC50: 0,11 

EbC50: 0,17 

Alger Meget til ekstremt giftig for grønnalger med ErC50 = 0,03 - 1,5 mg v.s./l og EbC50 = 0,0055 - 0,1 

mg v.s./l. NOEC = 0,0032-0,05 mg v.s./l. 

Preparatet Sportak 45 EW er Meget til ekstremt giftig med ErC50 = 0,2 mg/l, EbC50 = 0,09 mg/l og 

NOEC = 0,02 mg/l.. 

Metabolittene er moderat giftig til giftig for grønnalger med ErC50 = 0,2-12 mg/l, EbC50 = 2,0-7 mg/l 

og NOEC = 0,8 mg/l for begge metabolitter. 


Referanse 

0,016 Ok Gilron 2000 

(B.9.2.8) 

Tabell 7.1.6.4: Effekter av prokloraz, Sportak 45 EW og metabolitter på grønnalger. 

Testforbindelse Art Eksponering EC50 (mg/l) NOEC Studiekvalitet 

Referanse 

(mg/l) 

Prokloraz 

Selenastrum 

capricornutum 

72 t. ErC50: 1,5 

EbC50: 0,1 

0,05 Ok Barber og 

Lattimore 1994 

Prokloraz 

Prokloraz 

Sportak 45 EW 

AE C 4444595 

(BTS 44 595) 

AE C 4444596 

(BTS 44 596) 

Scenedesmus 

(Desmodesmus) 

subspicatus 

Scenedesmus 

(Desmodesmus) 

subspicatus 

Scenedesmus 

(Desmodesmus) 

subspicata 

Scenedesmus 

(Desmodesmus) 

subspicata 

Scenedesmus 

(Desmodesmus) 

subspicata 

Mikroorganismer Ingen opplysninger. 

72 t. ErC50: > 0,032 

EbC50: 0,0055 

72 t, vann – 

sediment 

system 

ErC50: 0,272 

EbC50: 0,094 

72 t. ErC50: 0,2 

EbC50: 0,092 

72 t. ErC50: 12 

EbC50: 7 

72 t. ErC50: 2,7 

EbC50: 2,0 

(B.9.2.6.1/01) 

0,0032 Ok Sowig og 

Gosch 2002c 

(B.9.2.6.1/02) 

0,032 Ok Sowig og 

Gosch 2002 

(B.9.2.6.1/03) 

0,02 Ok Young og 

Abedi 2003 

(B.9.2.6.5) 


Abedi 2003, 

(B.9.2.6.3) 


Abedi 2003 

(B.9.2.6.4) 

7.2 Definerte hovedmetabolitter 

BTS 44 595: 1-propyl-1-[2-(2,4,6 trichlorophenoxy)ethyl]urea. 

BTS 44 596: 3-formyl-1-propyl-1-[2-(2,4,6-trichlorophenoxy)ethyl]urea


BTS 45 186: 2,4,6-trichlorophenol 

Resultater fra forsøk med metabolittene er oppsummert sammen med data på virksomt stoff. 

7.3 Formuleringsstoffer 

Ingen merkepliktige. 

7.4 Sportak EW 

Data fra forsøk med Sportak EW er oppsummert sammen med data på virksomt stoff. 

7.5 Eksponering (miljø) 

7.5.1 Skjebne i miljøet 

Jord Aerob primærnedbryting i jord er moderat til lav under standard laboratorieforhold, normalisert DT50 = 

114 – 317 dager, DT90 = 380 – 1781 dager (ikke normaliserte verdier). Halveringstiden/forsvinningen i 

felt er høy til moderat med DT50 = 0,7 - 92 dager og DT90 = 53-664 dager. Det er ikke usannsynlig at 

prokloraz kan akkumulere i jord under enkelte forhold. Fotolyse kan være en viktig nedbrytningsvei for 

prokloraz i jord, med DT50 = 35 timer ved kontinuerlig belysning. 

Relevante metabolitter (i forhold til effekter): BTS 44 595 (maks 84,5 % i studier med BTS 44 596) og 

BTS 44 596 (maks 16,5 % i studie med morstoff, maks 30 % i fotolysestudie). Aerob nedbrytning av 

BTS 44 595 er lav med DT50 = 216-362 dager og DT90 = 718-1202 dager. Nedbrytningen av BTS 

44 596 er middels til høy med DT50 = 9-17 dager og DT90 = 31-55 dager. Begge disse metabolittene 

er akutt giftige for fisk, som er den testede organismegruppen som er mest sensitiv overfor 

metabolittene. 

PIEC (predicted initial environmental concentration) for virksomt stoff i jord ved tilførsel av 90 g 

virksomt stoff/daa blir 1,2 mg/kg på bar jord og 0,6 mg/kg på jord med 50 % plantedekke. ”worst case” 

halveringstid fra lab på 536 dager (15 °C) ble benyttet i beregningene. 

Grunnvann 

Vannløseligheten er middels, adsorpsjonen i jord er høy til meget høy. Adsorpsjon av metabolittene 

BTS 44 595 og BTS 33 596 er høy. GUSv.s.: 1,78. Modellsimuleringer gjort av tilvirker gir ingen 

indikasjoner på at virksomt stoff eller metabolitter skal lekke til grunnvann med konsentrasjoner > 0,1 

µg/l. Det er gjort funn i grunnvann i JOVA-programmet med høyeste funn på 0,84 µg/l. 

Vann/sediment Primærnedbrytningen i vann/sediment er lav, DT50: 288-349 dager for hele systemet, med snitt på 319 

dager. Det ser ut til at prokloraz raskt forsvinner fra vannfasen og over i sedimentene. Halveringstidene 

estimert for sedimentene ligger på 424-1090 dager noe som indikerer høy grad av persistens og


sannsynlighet for akkumulering. 

Fotolyse er en viktig nedbrytningsvei for prokloraz i vann med DT50 = 9,5 dager. Metabolitten BTS 

44 596 utgjør maksimalt 62 % og metabolitt BTS 44 595 6 % av tilført radioaktivitet. 

Avdrift: Realistisk belastning av vannforekomster som følge av sprøyteavdrift kan beregnes ved hjelp 

av Rautmann et al. (2001). Forventet konsentrasjon i vann, PIEC vil være avhengig av sikkerhetssonen 

som benyttes. I beregningene er det tatt utgangspunkt i høyeste anbefalte dose på 90 g v.s./daa. 

Tabell 7.5.1.1: PECsoil, initiell, for prokloraz i lave kulturer. 

Sikkerhetssone, 

PEC, µg/l 

meter 

Lave kulturer, H < 50 cm 

1 8,31 

5 1,71 

10 0,87 

20 0,45 

30 0,30 

Overflateavrenning: Tilførsler til vannforekomster ved overflateavrenning fra behandlede felt kan 

beregnes i henhold til ECPA (1995). PIEC som følge av overflateavrenning vil da være 2,3 µg/l uten 

bruk av sikkerhetssone. 

Resultater fra modellsimuleringer utført av tilvirker med de mest relevante scenariene for norske 

forhold er oppsummert i tabellen nedenfor. Modellsimuleringene er bl.a. basert på to sprøytinger i 

høstkorn (2x45g v.s./daa). I Norge er det bare aktuelt å sprøyte en gang om høsten og evt. en gang 

påfølgende vår året etter, ikke to ganger i samme sesong. For ytterligere detaljer henvises det til DAR 

Kap. B. 8.6.2 s. 546-568. 

Tabell 7.5.1.2: PECsw og PECsed, initiell, for prokloraz og metabolitter. 

Forbindelse Scenarie Trinn PECsw*, initiell (µg/l) PECsed, initiell 

(µg/kg) 

Prokloraz Nord-Europa 2 12,8** 281,4 

Prokloraz Nord-Europa 2 9,6 200 

Prokloraz D1, Lanna ”Ditch” 3 2,9 72,1*** 

”Stream” 3 2,2 18,9*** 

Prokloraz D4, Skousbo ”Pond” 3 0,12 7,5*** 

”Stream” 3 2,1 1,2*** 

Prokloraz R1 

”Pond” 3 0,3 26,9*** 

”Stream” 3 1,9 40,4*** 

BTS 44 596 Nord-Europa 2 6,2 42,8 

BTS 44 595 Nord-Europa 2 3,0 37,4 

* sw - surface water 

** Mattilsynet har bare fått kjørt trinn 1 og 2 for overflatevann og sediment. På grunn av feil i modellene 

er ikke trinn 3 kjørt. 

*** Estimerte maks PEC platå for prokloraz i sediment etter 10 sprøytinger med Sportak 45 EW i 

høstkorn. I forhold til maks initiell PECsed viser disse beregningene en akkumuleringsfaktor på 3,5 for 

prokloraz. Se Tabell 8.6.3-5 i DAR s. 565. 

Pattedyr 

Fugl 

7.5.2 Organismer 

Terrestrisk miljø 

Toksikologiske data tyder på at prokloraz gir til dels alvorlige kroniske effekter på pattedyr. Effekten 

man ser på reproduksjon er alvorlig og spesielt de dataene fra åpen litteratur som indikerer 

hormonforstyrrende effekter av prokloraz. 

Prokloraz er moderat akutt giftig for fugl med laveste LD50 = 662 mg/kg kv og NOEC = 125 mg/kg kv. I 

korttidsforsøk er LC50 > 5200 mg/kg føde (1580 - 1763 mg/kg kv/dag) og NOEL = 1300 mg/kg føde. I 

langtidsforsøk er NOEC bestemt til 160 mg/kg føde, noe som tilsvarer 14,2 mg/kg kv/dag. 

Konservative eksponeringsberegninger (TIER 1) i henhold til EUs retningslinjer for fugl (Tabell 7.5.2.1) 

indikerer at TER akutt i alle tilfeller vil ligge over EUs grenseverdi på 10, noe som betyr at denne 

grenseverdien ikke vil overskrides. Beregningene av TER korttid (Tabell 7.5.2.2) viser at heller ikke her vil 

EUs grense overskrides. Når det gjelder langtidseksponering ser man av Tabell 7.5.2.3 nedenfor at 

grenseverdien for TER på 5 overskrides i samtlige tilfeller.

Sportak EW - prokloraz Side 7-16


Tabell 7.5.2.1: Akutt risiko for fugl. EUs grenseverdi (trigger) for TER er 10. 

Scenario Kultur Fugletype Norsk 

standardart 

Grassland 

Cereals - 

Early 

Cereals - 

Late 

Grøntområder inkl. golfbaner og 

plener 

Beitemark/utmark 

Korn inkl hvete, bygg, rug og 

triticale 

Oljevekster inkl rybs og raps 


triticale 

Stor plantespisende 

fugl 

Kanadagås 

FIR/kv Mattyper RUD dose 

(g/daa) 

MAF ETE LD50 

(mg/kg 

kv) 

TER 

0,44 Kort gress 142 90 1 56,23 662 11,8 

Insektspisende fugl Sanglerke 1,04 Insekter 52 90 1 48,67 662 13,6 


fugl 

Insektspisende fugl 


fugl 



Grågås 

Sanglerke, 

gulspurv 

Grågås 

Sanglerke, 

gulspurv 

Sanglerke, 

gulspurv 

Oljevekster inkl rybs og raps Insektspisende fugl Sanglerke, 

gulspurv 

0,44 Deler av 

kornplanten 

1,04 

0,44 Deler av 

kornplanten 

1,04 

1,04 

1,04 

142 45 1 28,12 662 23,6 

Insekter 52 45 1 24,34 662 27,2 

142 45 1 28,12 662 23,6 

Insekter 52 45 1 24,34 662 27,2 

Insekter 52 45 1 24,34 662 27,2 

Insekter 52 45 1 24,34 662 27,2 

Tabell 7.5.2.2: Korttids risiko for fugl. EUs grenseverdi (trigger) for TER er 10. 


standardart 

Grassland 

Cereals - 

Early 

Cereals - 

Late 

Grøntområder inkl. golfbaner 

og plener 



triticale 



triticale 


fugl 

Kanadagås 


g/daa 

MAF ETE LC50 (mg/kg 

kv/d) 

0,44 Kort gress 76 90 1 30,1 1580 52,5 

Insektspisende fugl Sanglerke 1,04 Insekter 29 90 1 27,14 1580 58,2 


fugl 



fugl 



Grågås 

Sanglerke, 

gulspurv 

Grågås 

Sanglerke, 

gulspurv 

Sanglerke, 

gulspurv 


gulspurv 

0,44 Deler av 

kornplanten 

1,04 

0,44 Deler av 

kornplanten 

1,04 

1,04 

1,04 

TER 

76 45 1 15,05 1580 105 

Insekter 29 45 1 13,57 1580 116,4 

76 45 1 15,05 1580 105 

Insekter 29 45 1 13,57 1580 116,4 

Insekter 29 45 1 13,57 1580 116,4 

Insekter 29 45 1 13,57 1580 116,4


Tabell 7.5.2.3: Langtids risiko for fugl. EUs grenseverdi (trigger) for TER er 5. 



standardart 

g/daa 

Grassland 

Cereals - 

Early 

Cereals - 

Late 

Grøntområder inkl. golfbaner 

og plener 



triticale 



triticale 


fugl 

Kanadagås 

MAF Ftwa ETE NOEL 

(mg/kg 

kv/d) 

0,44 Kort gress 76 90 1 0,53 15,95 14,2 0,9 

Insektspisende fugl Sanglerke 1,04 Insekter 29 90 1 1 27,14 14,2 0,5 


fugl 



fugl 



Grågås 

Sanglerke, 

gulspurv 

Grågås 

Sanglerke, 

gulspurv 

Sanglerke, 

gulspurv 


gulspurv 

0,44 Deler av 

kornplanten 

1,04 

0,44 Deler av 

kornplanten 

1,04 

1,04 

1,04 

TER 

76 45 1 0,53 7,975 14,2 1,8 

Insekter 29 45 1 1 13,57 14,2 1,0 

76 45 1 0,53 7,975 14,2 1,8 

Insekter 29 45 1 1 13,57 14,2 1,0 

Insekter 29 45 1 1 13,57 14,2 1,0 

Insekter 29 45 1 1 13,57 14,2 1,0


Bier Prokloraz er lite giftig for bier både ved eksponering oralt og kontakt med LD50 hhv > 101,0 og 141,3 

µg/bie. Sportak 45 EW er i et forsøk sett å være giftigere enn virksomt stoff (LD50: 27,4-46,7 µg/bie), 

men feltforsøk viste ingen effekter på bier selv om det ble sprøytet på tidspunkt der biene aktivt søkte 

etter føde. Farekvotienter for oral- og kontakteksponering er henholdsvis 8,9 og 6,4 for virksomt stoff. 

Dette er under EUs grenseverdi på 50. 

Leddyr 

Meitemark 

Fisk 

Under realistiske laboratoriestudier med relevante doser er det ikke funnet at Sprotak 45 EW vil gi 

negative effekter på leddyr. 

Prokloraz er lite akutt giftig for meitemark, mens Sportak 45 EW er moderat akutt giftig. Det er ikke sett 

effekter på reproduksjonen ved doser opp til 3,3 mg v.s./kg jord. TER for akutt eksponering er beregnet 

til å være 833, basert på PIEC-beregningen over (PIEC bar jord: 1,2 mg/kg) og LC50 = 1000 mg/kg 

jord. Tar man utgangspunkt i selve preparatet får man en TER på 462. Dette er over EUs grenseverdi 

på 10. TER for kronisk eksponering er beregnet til 3, basert på PIEC på bar jord og NOEC på 3,3 mg 

v.s./kg jord. Regner vi med 50 % plantedekke blir PIEC 0,6 mg/kg og TER kronisk blir da 6. Det vil si at 

man for kronisk eksponering av meitemark overskrider EUs grenseverdi på 5 ved sprøyting på bar jord 

men at man på jord dekket av planter ikke vil få en slik overskridelse. 

Akvatisk miljø 

I TER-beregningene er det tatt utgangspunkt i en dose på 90 g v.s./daa og den laveste akutte LC50- 

verdien for virksomt stoff for fisk (LC50: 1,2 mg v.s./l). 

TER, akutt giftighet 

Sikkerhetssone, for fisk 

Lave kulturer, H < 50 

meter 

cm 

1 144,4 

5 701,8 

10 1379,3 

20 2666,7 

30 4000,0 

EU har satt en grense for TER på 100, og stoffer/preparater med verdier under dette skal i 

utgangspunktet ikke godkjennes. Selv uten sikkerhetssone vil TER være over EUs grense i dette 

tilfellet. 

Invertebrater 

I TER-beregningene er det tatt utgangspunkt i en dose på 90 g v.s./daa og den laveste akutte EC50- 

verdien for virksomt stoff for invertebrater (EC50: 0,8 mg/l). 

TER, akutt giftighet 

Sikkerhetssone, for akv. invertebrater 

meter 


1 96,3 

5 467,8 

10 919,5 

20 1777,8 

30 2666,7 


utgangspunktet ikke godkjennes. Uten sikkerhetssone vil TER være under EUs grense i dette tilfellet, 

men med en sikkerhetssone på 5 meter vil TER være over grensen. 

Vannplanter 

I TER-beregningene er det tatt utgangspunkt i en dose på 90 g v.s./daa og den laveste EC50-verdien 

for virksomt stoff for vannplanter (EC50: 0,11 mg v.s./l). 

TER, giftighet for 

Sikkerhetssone, vannplanter 

meter 


1 13,2 

5 64,3 

10 126,4 

20 244,4 

30 366,7 


utgangspunktet ikke godkjennes. Selv uten sikkerhetssone vil TER være over EUs grense i dette 

tilfellet.


Alger 

I TER-beregningene er det tatt utgangspunkt i en dose på 90 g v.s./daa og i den laveste EC50-verdien 

for virksomt stoff for alger (EC50: 0,03 mg v.s./daa). 

Sikkerhetssone, TER, giftighet alge 

meter 


1 3,6 

5 17,5 

10 34,5 

20 66,7 

30 100,0 


utgangspunktet ikke godkjennes. Uten sikkerhetssone vil TER gå under EUs grense i dette tilfellet, 

men med en sikkerhetssone på 5 meter vil TER gå over grensen. 

Biokonsentrering BCF = 197-371 for hel fisk, noe som indikerer et middels til høyt potensiale for biokonsentrering. 

Relativ rask utskillelse med 90 % utskillelse etter 8-11 dager, antyder at biokonsentrering og 

akkumulering i næringskjedene ikke vil skje. (Meget problematisk dersom BCF > 1000 og DT50 14 

dager utskillelse er < 95 %. Uakseptabelt om BCF>5000 eller BCF>2000 og DT50 lab > 6 mnd. (i 

henhold til tidligere flytskjema vedtatt av Rådet for plvm).


8. Dokumentasjonens kvalitet 

Toksikologi 

Økotoksikologi 

Den foreliggende dokumentasjon er tilstrekkelig til å foreta en toksikologisk vurdering av 

virksomt stoff og preparat. 

Den foreliggende dokumentasjon er tilstrekkelig til å foreta en økotoksikologisk 

vurdering av virksomt stoff og preparat. 

Referanser 

Følgende vedlegg sendes til ekspertene innen henholdsvis toksikologi og 

økotoksikologi: 

T1: Toxicology and Metabolism. Draft Assessment Report, EU 2007. 

T2 a-c: Artikler fra åpen litteratur innsendt av tilvirker. 

T3: Artikler fra åpen litteratur. 

Ø1: Environmental Fate and Behaviour. Draft Assessment Report, EU 2007. 

Ø2: Ecotoxicology. Draft Assessment Report, EU 2007. 

Andre referanser 

ECPA 1995. Estimation of Initial Exposure for Environmental Safety/Risk Assessment of 

Pesticides. ECPA Position Paper, January 1995. European Crop Protection 

Association. 

Rautmann et al. 2001. New basic drift values in the authorization procedure for plant 

protection products. Mitt. Biol. Bundesanst. Land- Forstwirtsch. 383, 2001.

Mattilsynets rapport - Vitenskapskomiteen for mattrygghet

You also want an ePaper? Increase the reach of your titles

Delete template?

Save as template?