浸透性殺虫剤の
生物多様性と生態系への影響に関する

世界的な統合評価書
日本語版

初版（2015/4/30）

W ORLDWID E
I NTEGRATEDA SSESSMENT
OF THE IMP ACTS OF SY STEMIC PE STICIDE S
ON BIODIVER SITY AND ECO SYSTEMS
Republished online: 9 January 2015 with permission of Springer

監訳

ネオニコチノイド研究会

http://www.tfsp.info/assets/WIA_2015.pdf

http://www.tfsp.info/assets/WIA_2015.pdf
日本語版問い合わせ先：tfsp.phwg@gmail.com

This translation of Worldwide Integrated Assessment of the Impacts of Systemic Pesticides on Biodiversity
and Ecosystems, originally published in English by Springer journal “Environmental Science and Pollution
Research” entitled “Worldwide Integrated Assessment of the Impacts of Systemic Pesticides on Biodiversity
and Ecosystems” and reproduced in 9 January 2015 by the Task Force on Systemic Pesticide withpermission of Springer, is published by arrangement with Neonicotinoid Kenkyukai, Tokyo, Japan.
Copyright©2015 by Neonicotinoid Kenkyukai
本書は、2014 年にシュプリンガーの雑誌『環境科学と汚染研究』に、「浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書」として掲載され、2015 年 1 月 9 日に浸透性殺虫剤
タスクフォースがシュプリンガーの許可を得て再編集し出版したものを、ネオニコチノイド研究会（東京）が監訳出版するもので、版権はネオニコチノイド研究会に属します。

あらまし

浸透性殺虫剤タスクフォース（The Task Force on Systemic Pesticides, TFSP）は、浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書を作成するために、世界各地から集まった中立な科学者の集団である。

TFSP の目的は、「浸透性殺虫剤が生物多様性に与える影響について、網羅的で方向性を持った科学的な文献の精査と評価を行い、その結果に基づく勧告を行うことで、リスク管理の手続きや政府の新しい農薬への認可に必要なあらゆる情報を提供し、政策の決定者、策定者、そして社会全体が注目すべき問題を提起すること」である（付録 2 参照）。

TFSP が採用するのは科学に基づく研究手法で、目的はより良質な情報と根拠に基づく政策決定の促進である。方法論的には統合評価（Integrated Assessment, IA）で、目下の問題の主要な特徴
について政策追従型ではなく政策実現型の情報を提供する。この目標のため世界各地から集まった
高度で学際的な 30 人の科学者の集団が、化学メーカーが資金援助をした論文も含め 1,121 編の査読付きの学術論文を 5 年がかりで編集した。TFSP の出版物はすべて各学術雑誌の規定による査読を受けている。(http://www.springer.com/environment/journal/11356)

TFSP の主要な知見は、シュプリンガーの査読付き雑誌 『環境科学と汚染研究』に、「浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書」(Worldwide Integrated
Assessment of the Impacts of Systemic Pesticides on Biodiversity and Ecosystems, 略称
W.I.A)という題で掲載され、8 つの科学論文から構成され、シュプリンガーの許可を得てここに再掲載される。

要約すると、TFSP による科学的評価によれば、現在の大規模な浸透性殺虫剤の予防的使用は甚大な意図しない負の生態学的結果をもたらしている。環境中から見出される浸透性殺虫剤の濃度は、陸上、水中、湿地、海洋および渚の生息地で、広範な非標的生物に負の影響を与えるのに充分な水準に達している。また、これらの影響が授粉や栄養循環など、生態系の機能および安定性、生態系
サービスにも危険を与えているという証拠も積み重なりつつある。

2015 年 1 月 9 日
ノートルダム=ド=ロンドルにて
www.tfsp.info

監訳者序文

本書は、2014 年 6 月から 10 月に相次いで英文で発表された W.I.A.を、ネオニコチノイド研究会
が日本人の研究者向けに監訳したものです。同研究会はネオニコチノイド系殺虫剤の環境中毒をテーマとする群馬の青山医師と私の共同研究から発足した会で、幸い多くの学際的な研究者の参加をいただき、2012 年からは TFSP に参加し、その中の公衆衛生作業部会で浸透性殺虫剤の健康影響について国際的な情報の共有、研究協力を行っています。
W.I.A.は浸透性殺虫剤について未だかつて他の殺虫剤では行われたことがない圧倒的な量と質の研究成果をまとめた画期的な業績で、根底をなす思想は予防原則です。欧州は、植物を害虫から守る際に、毒性の強い物質、特に残留性があり飲料水や地下水汚染を引き起こしたり、標的外の生物に影響を及ぼしたりする可能性のあるものを使用しないよう定めています。浸透性殺虫剤がそれに該当するのではないかと疑い TFSP が活動を開始した後、欧州は一部の使用に対し暫定的な禁止措
置をとりました。今後それを時間的・空間的に拡張すべきかどうかの議論に W.I.A.は重要な役割を担うことでしょう。また別な見方をすれば、W.I.A.は世界的な浸透性殺虫剤研究の動向の報告です。
日本はいくつかの先端的な研究で貢献しているものの、環境汚染の実態調査は少ないことが読み取れます。今後日本で調査が行われる際に、本書がよい道標となると信じています。
TFSP および W.I.A.の名称の一部をなす systemic pesticides に対し浸透性農薬ではなく浸透性殺虫剤という訳語を採用したのは以下の三つの理由によります。第一に W.I.A.が取り上げた
systemic pesticides はネオニコチノイド系殺虫剤とフェニルピラゾール系殺虫剤フィプロニルで、今後これらから派生した物質が除草剤や殺菌剤としても使用される可能性はあるが、現時点では専ら殺虫目的に使用されていること、第二に pesticide は害となる生物(pest)を殺すもの(cide)という意味で、殺虫剤、殺菌剤、除草剤、殺鼠剤などの総称だが、原義に忠実な日本語はないこと、第三に農薬とは農業目的に使用される pesticide を指す言葉で、本文にあるごとく農業以外の目的にも systemic pesticide はその総使用量さえ把握されないまま大々的に使用され、農薬という言葉で単に農業での使用の是非のみを問うだけでは解決に結びつかないかもしれないこと、です。その他の訳語、訳文の不備な点や W.I.A.の内容についてのコメントは tfsp.phwg@gmail.com までご連絡いただければ幸いです。
最後になりましたが、本事業に助成いただいたアクト・ビヨンド・トラスト様、決して平易とはいえない英文を短期間で下訳していただいた方々、ご多忙中査読に貴重な時間を割いていただいた専門家の皆様、その他ご協力いただいたすべての方々に深く感謝申し上げます。これを機会に日本で浸透性殺虫剤への関心が深まり、より適切な施用について広く議論されることを願っています。

2015 年 4 月吉日
ネオニコチノイド研究会代表

平

久美子

目次
1.

浸透性殺虫剤に関する世界的な総合評価書:昆虫相の世界的な崩壊: 浸透性殺虫剤が果たした役割の探求

2.

1

浸透性殺虫剤(ネオニコチノイドおよびフィプロニル): 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物73.

環境運命と曝露: ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル

37

4.

ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの非標的無脊椎動物への影響

71

5.

野生脊椎動物へのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの直接的間接的
影響の検討

109

6.

浸透性殺虫剤の大量使用による生態系機能および生態系サービスに対する危険

127

7.

害虫駆除のためのネオニコチノイド系殺虫剤の代替案：農業および林業における
事例研究

8.

145

ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルが生物多様性および生体機能に与える危険に関する世界的な総合評価書の結論

161

附録1
ネオニコチノイド系殺虫剤、蜂群崩壊、授粉サービスの持続可能性 （準備中）
附録 2
IUCN 決議 WCC-2012-Res-137-EN: 国際自然保護連合（IUCN）の種の保存委員会（SSC）と生態系管理委員会（CEM）の合同タスクフォースは浸透性殺虫剤の世界的な生物多様性への影響に関する包括的な科学的レビューを支援する

第１章	
  世界的な統合評価書	
  1	
 
	
 

論説

浸透性殺虫剤に関する世界的な統合評価書
昆虫相の世界的な崩壊：浸透性殺虫剤が果たした役割の探求
  Maar ten Bijleveld van Lexmond ・J ean-Mar c Bonmatin ・Dave Goulson ・Dominique A. Noome
受付：2014 年 6 月 13 日	
  採用：2014 年 6 月 17 日	
  オンライン出版：2014 年 8 月 23 日	
 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4	
  DOI 10.1007/s11356-014-3220-1© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com

ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日	 キーワード：ネオニコチノイド、フィプロニル、殺虫剤、

	
  彼らは、自然環境の全般的な劣化に伴い、1950年代以降

生態系サービス、生物多様性、非標的生物  に昆虫がだんだんと減少したことに注目した。とりわけ、

  自然生息環境の消失と殺虫剤および除草剤の大量使用を伴う農業の集約化、道路や車両交通のさまざまな発達、お  ノートルダム=ド=ロンドルの願い

よび大陸全体に及ぶ夜間の光害や窒素堆積などがこの減少の根本的な原因として確認された。  

欧州における昆虫、特に節足動物全般の壊滅的な減少に関	  同時に1990年から2000年にかけての10年間に昆虫生息する昆虫学者の国際的な調査を受け、2009年7月にフラン数がより急激に減少し始め、更に状況が悪化したことも確ス、エロー県の小村ノートルダム＝ド＝ロンドル(Notre  認された。これは最初に西欧で始まり東欧と南欧に及び、Dame  de  Londres)に昆虫学者と鳥類学者が集まった。  

今日では、フロントガラスに当たって飛び散ったり、ラジエーターで押しつぶされたりする昆虫の数が明らかに少Responsible editor: Philippe Garrigues
M. B. van Lexmond : D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, Pertuis-du-Sault,
2000 Neuchâtel, Switzerland
M. B. van Lexmond
e-mail: mbvl@club-internet.fr

なくなり、とくに蝶の減少や世界的なミツバチの異変について最も多くの報告がなされている。これらの現象は今や一般的となった欧州の昆虫相の崩壊を反映したものと結論された。  
	  更に注目されたのは、さまざまな種・属・科の節足動物の大規模な衰退と、ツバメやムクドリなどこれまで“どこD. A. Noomee-mail: dominiquenoome@gmail.comにでもいる”と考えられてきた食虫鳥類の著しい減少が同時期に起こったことである。  

J.-M. Bonmatin (*)
Centre National de la Recherche Scientifique, Centre de
Biophysique
Moléculaire, rue Charles Sadron, 45071 Orléans Cedex 02,
Francee-mail: bonmatin@cnrs-orleans.fr
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Brighton
BN1 9QG,
UK
e-mail: d.goulson@sussex.ac.uk
D. A. Noome
Kasungu National Park, c/o Lifupa Conservation Lodge,
Private Bag
151, Lilongwe, Malawi	  この分野における既存の研究や多くの観察報告、そして圧倒的な状況証拠に基づき学者らは、昆虫や鳥類の減少に、
1990年代初期にもたらされた新世代の殺虫剤で、残留性と浸透性をもつ神経毒であるネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルが、少なくとも部分的に関与しているのではないかという仮説に到達した。  
	  これをうけて発表されたのが、ノートルダム＝ド＝ロン
ドルの願いで、ほぼ半世紀前に出版されたレイチェル・ル
イーズ・カーソン著『沈黙の春』を引用し「沈黙の春を繰り返すな」という見出しがつけられ、以下のように記されている：  

2	  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
 ミツバチの消失は、昆虫相の崩壊という、今や西欧のど

TFSP-WIAの所見
  こにでも見られる現象のもっとも顕著な一例にすぎな

ネオニコチノイド系殺虫剤は1990年代初期に導入され、今い。最近見られる昆虫生息数の凄まじい減少は、生物多日では世界で最も広範に使用されている。中枢神経系のニ様性の大規模な喪失と、それに引き続く劇的な自然生態

コチン性アセチルコリン受容体(nAChRs)に結合し、低濃系や人間をとりまく環境、公衆衛生の変化の前触れであ度で神経を刺激し、濃度が上昇すると受容体遮断や麻痺、る。集約農業や園芸で組織的に使用される残留性で神経および死をもたらす神経毒である。フィプロニルは、別系

毒の殺虫剤(イミダクロプリドやチアメトキサムなどの統の広範に使用されている浸透性の殺虫剤だが、前者の性ネオニコチノイド系殺虫剤、フィプロニルなどのフェニ

質を多く共有し、ほぼ同時期に導入されたので、この化合

ルピラゾール系殺虫剤)が、今や目に見えない有毒な靄物も本稿に加える。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロとなって地上や水中、空気中に広がり、1990年代中期以ニルはほとんどの節足動物に極めて高い毒性を示し、脊椎降に昆虫学者が観察した昆虫生息数の減少と、それに続動物への毒性は低い(ただしフィプロニルは魚類とある種

いて鳥類学者が観察した食虫鳥類や他の鳥類の減少のの鳥類には高い急性毒性を示す)。両者とも比較的水に溶

主な原因となっていると思われる。  

けやすく、植物の根や葉から容易に取り込まれるため、葉それゆえ署名人は警鐘を鳴らし、“予防原則”をなお一

面散布や土壌施用、種子コーティングなどさまざまな方法

層厳格に順守することを願う。“予防原則”とは、欧州で施用できる。これらの化学物質の主な使用法は、使用さ委員会指令91/414に銘記され、2005年にユネスコによっれた土地面積からみると種子コーティングである。種子コて定義された「人間の活動が、科学的には妥当だが不確ーティングの場合、有効成分が播種前の種子に対して予防かで倫理的に受け入れがたい危険につながるとき、その的に用いられ、成長する植物に吸収されて組織全体に広が危険を避け軽減させるための行動をとること」である。  

り、作物全体を保護する(Simon-­‐‑Delso  et  al.  2014)。  

  	  ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの環境

浸透性殺虫剤タスクフォース(TFSP)への影響に関し、一連の懸念が浮上している(Bonmatin  et    これに応えて、中立的立場の科学者による浸透性殺虫剤に関する国際的かつ科学的なタスクフォースが運営委員会により設立された。最初の会員はMaarten  Bijleveld  van  Lexmond(スイス)、Pierre  Goeldlin  de  Tiefenau  (スイス)、
François  Ramade  (仏)、Jeroen  van  der  Sluijs  (オランダ)である。年と共に会員数は増え、今日では4大陸で15国籍を数えるに至った。浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）
は、専門家の集団として、生態系管理委員会および種の保全委員会という2つのIUCN（国際自然保護連盟）の委員会に助言を行う。その取り組みは、生物多様性条約(CBD)に基づく科学技術助言補助機関によって認知され、生物多様性及び生態系サービスに関する政府間科学政策プラット
フォーム（IPBES）の中で、授粉昆虫、授粉および食糧生産のための一括審議課題評価に関連して注目された。  
	  世界的な統合評価書(WIA)を手掛けるに当たり、TFSP
は、4年がかりで過去20年間に発表された800を超す査読審査された科学論文を調査した。TFSPに結集した専門知識の分野は、化学、物理学、生物学、昆虫学、農学、動物学、
リスク評価、（環境）毒性学など多角的広範囲にわたり、これにより、まさに学際的な証拠の評価が可能となり、浸透性殺虫剤の世界的な使用に伴い個々の生物や生態系、生態系プロセス、生態系サービスに派生する様々な影響への理解を可能にした。  

al.  2014;  Pisa  et  al.  2014;  Gibbons  et  al.  2014;  Chagnon  et  al.  
2014;  Furlan  and  Kreutzweiser  2014)：    ・	  ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌中に何年間も残留するため、定期的に用いると環境中濃度の上昇をもたらすことが明らかとなった。このことは、土壌中の無脊椎動物に多大な影響を及ぼすと考えられる。土壌中の無脊椎動物は、群となって土壌構造を維持し、栄養循環に決定的な役割を果たす。水溶性であるため、ネ
オニコチノイド系殺虫剤は池や溝、小川などに浸出し、地下水を汚染する。海洋環境の汚染も観察されているが、まだ組織的な観測は行われていない。水生昆虫のLC50   を超える濃度が水路でしばしば認められ、耕地や隣接する溝の地表水では更に高い濃度が認められている。ネオニコチノイド系殺虫剤の濃度の高い水路
では、昆虫の個体数や多様性が激減している。  
・	  農地に処理種子を蒔く際に上がる土ぼこりは飛翔昆
虫にとって致死的で、ミツバチ群の急激な大規模な喪失を引き起こしている。葉面散布に用いると、飛散した殺虫剤は非標的昆虫に対して強い毒性を持つと考えられる。畑の周囲や生け垣、あるいは汚染水路の近くで成長する作物以外の植物は、農地に種子をまく際に上がる土ぼこりや散布による飛散、あるいは汚染水

第１章	
  世界的な統合評価書	
  3	
 
	
 

によってネオニコチノイド系殺虫剤に汚染される可有力な証拠がある。これらの殺虫剤の使用を減らし、世界能性がある。このことは農地に生息するさまざまな非的な生物多様性をこれ以上損なわず、全人類が依存する生標的草食性無脊椎動物に多大な影響を与える可能性

態系サービスを弱めさせないため、食物生産及び害虫防除がある。  の方法を持続可能なものに切り替えることが急務である・	  ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、トウモ(van  der  Sluijs  et  al.  2014)。  

ロコシやアブラナ、ヒマワリなどの処理作物、および	  浸透性殺虫剤のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィ

農地に生息する野草の花蜜や花粉に認められる。又、プロニルは、広範な作用をもつ殺虫剤の大量の使用が生態

多くの作物からにじみ出た溢液からも、さらに高い濃系機能および生態系サービスの損失をもたらす危険性を度で検出されている。ハチでは、このような汚染食物考慮しない規制当局による農薬審査および認可手続きのの摂取により、学習および移動能力の減退、致死率の明らかな欠点について新たな章を提示している。我々は過上昇、免疫系不全による罹病率の上昇、繁殖力の低下

去の過ちから学習する能力を著しく欠いている。  

が生じ、マルハナバチでは、群レベルで影響を受ける

  

明らかな証拠がある。他の花粉媒介者についての研究

謝辞 本稿は、国際的な浸透性殺虫剤タスクフォースのパリはない。農場のハチは同時に多数の異なる農薬に曝露（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モンテグロッ
ト、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、レニャーロ、しており、中には相乗的に作用するものもある。このパドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆を得た。このような非標的昆虫の複数の農薬への長期曝露の影響

仕事は、the Triodos Foundation’s Support Fund for Independent

は、農薬取締のための試験では取り組まれておらず、ほとんど理解されていない。  
・	  脊椎動物は節足動物より被害を受けにくいが、種子食の鳥類や哺乳類では少数の処理種子の摂取により直ちに死に至る可能性が生じる。なぜなら、このような鳥にとってはこぼれた種子をほんの数個食べただけ
で致死量に達するからである。低用量で現れる症状は、

Research on Bee Decline and Systemic Pesticides.により資金提供を受けた。この支援基金は、Adessium Foundation (オランダ), アク
ト・ビヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オランダ),
Stichting Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer
Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting(オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study
Association Storm (Student Association Environmental Sciences
Utrecht University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V.
(ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、嗜眠、生殖能力の低下、免疫機能障害などである。さ

データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかっらに、食糧となる無脊椎動物が減少すると、節足動物た。

から脊椎動物まで広範囲の捕食性の動物に間接的な影響を及ぼすと考えられる。  
・	  広範な作用をもつ殺虫剤の予防的使用(種子コーティ
ングなど)は、長期にわたり確立した総合的有害生物
管理(IPM)の原則およびIPMを義務づけることを採択

	  我々は、ESPR編集長のフィリッペ・ギャリグーと編集者エマニュエル・ピグナール-ペグーの本特集準備中の助力に深く感謝する。
	  査読過程はESPR編集長により統括され、シュプリンガーの厳格な倫理ガイドラインに従い、中立の査読者がESPRの編集者により選ばれた。
  オープンアクセス	  本稿は原作者および発行元より与えられた

したEU指令に反するものである。低濃度のネオニコ使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリエイティブ・コ

チノイド系殺虫剤に害虫が持続的に曝露すると、すで

モンズ・ライセンスの名の許に頒布される。  

に重要な害虫数種で発現しているごとく抵抗性が発生する可能性が非常に高い。害虫駆除に浸透性殺虫剤が非常に有効であっても、現行のネオニコチノイド系
殺虫剤の使用は不要であり、ほぼ無益に等しいという営農組織による明らかな証拠がある。現在、農業従事者が作物栽培に関する助言を受けられるのは主に農薬会社からであり、この状況は農薬の過剰な使用や不適切な使用につながる可能性がある。  
  なかんずく、これら残留性および水溶性がある殺虫剤の広範な使用が、世界的な生物多様性に長期の影響を与え、食糧の安全保障や持続可能な生産に不可欠な花粉媒介な
どの生態系サービスに多大な悪影響を及ぼすことを示す

  
  
引用文献
Bonmatin JM, Giorio C, Girolami V, Goulson D, Kreutzweiser D,
Krupke C, Liess M, Long E, Marzaro M, Mitchell EAD, Noome
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Chagnon M, Kreutzweiser DP, Mitchell EAD, Morrissey CA,
Noome DA, van der Sluijs JP (2014) Risks of large scale use of
systemic insecticides to ecosystem functioning and services.
Environ Sci Pollut Res. doi:10.1007/s11356-014-3277-x
Furlan L, Kreutzweiser DP (2014) Alternatives to Neonicotinoid
insecticides for pest control: case studies in agriculture and forestry.
Environ Sci Pollut Res (this issue)

4	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
 Gibbons D, Morrissey C, Mineau P (2014) A review of the direct
and indirect effects of neonicotinoids and fipronil on vertebrate
wildlife.Environ Sci Pollut Res. doi:10.1007/s11356-014-3180-5
Pisa L, Amaral-Rogers V, Belzunces LP, Bonmatin JM, Downs C,
Goulson D, Kreutzweiser D, Krupke C, Liess M, McField M,
Morrissey C, Noome DA, Settele J, Simon-Delso N, Stark J, vander Sluijs JP, van Dyck H, Wiemers M (2014) Effects ofneonicotinoids and fipronil on non-target invertebrates. Environ Sci
Pollut Res (this issue). doi:10.1007/s11356-014-3471-x
Simon-Delso N, Amaral-Rogers V, Belzunces LP, Bonmatin JM,
Chagnon M,Downs C, Furlan L, GibbonsDW, Giorio C, Girolami
V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, Liess M, Long E,
McFieldM,Mineau P, Mitchell EAD, Morrissey CA, Noome DA,
Pisa L, Settele J, StarkJD, Tapparo A, vanDyckH, van Praagh J,
van der Sluijs JP,Whitehorn PR and Wiemers M (2014) Systemic
insecticides (neonicotinoids and fipronil): trends, uses, mode ofaction and metabolites. Environ SciPollut Res (this issue).
doi:10.1007/s11356-014-3470-y
Van der Sluijs JP, Amaral-Rogers V, Belzunces LP, Bonmatin JM,
Chagnon M, Downs C, Furlan L, Gibbons DW, Giorio C, Girolami
V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, Liess M, Long E,
McFieldM,Mineau P,Mitchell EAD, Morrissey CA, Noome DA,
Pisa L, Settele J, Simon-Delso N, Stark JD, TapparoA, van Dyck H,
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doi:10.1007/s11356-014-3229-5
PR and Wiemers M (2014) Conclusions of the Worldwide
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doi:10.1007s11356-014-3229-5

第１章	
  世界的な統合評価書	
  5	
 
	
 

マーテン・ベイレフェルト・ヴァ

ANSES (フランス食品環境労働衛生安全庁)、OECD(経済ン・レクスモンド：生物学者、学習

協力開発機構)など、国あるいは国際レベルで関わっていによる自然保護論者。ライデン大学る。

とアムステルダム大学で学び、1974
年、最初の著書「ヨーロッパにおけデイブ・ゴールソン：サセックス大学生物学教授。オッる被捕食鳥類」で学位（Ph.D）取得。

クスフォード大学を卒業後、オッ

オランダの世界野生生物基金（WWF）

クスフォードブルックス大学で蝶の設立メンバーのひとりとして、ス

生態学の博士号を授与される。そイスで WWF の国際事務局職員となり、のちに国際自然保の後サザンプトン大学で、11 年間

護連合（IUCN）の生態学委員会の委員長を勤めた。1980

生物学の教鞭をとり、2006 年スタ

年代半ば、スイス熱帯公園をノイシャテル（現在はスイス

ーリングに移り、2013 年からサセのケルツアーにある）に設立し、平行して中央アフリカのックスで現職となる。主な業績は、ベリーズに、シップステム自然保護区を設立した。長年にマルハナバチの生態学と保全で、わたりヒゲワシ保護基金の総裁を勤め、アルプスとその他

昆虫の生態学と保全について、マルハナバチを中心としてのヨーロッパの種の再紹介を行った。現在、スイスと南フ200 以上の科学論文がある。「マルハナバチ；その行動、ランスで半分ずつ過ごし、2009 年に浸透性殺虫剤タスク

生態学と保護」（2010 年、オックスフォード大学出版）、

フォースの委員長に就任以来、多くの時間をこの化学物質

マルハナバチに関する一般向け科学書「ハチのおはなし」の生物多様性と生態系、特にミツバチ、マルハナバチ、チ（2013 年、ジョナサン・ケープ）の著者である。2006 年

ョウ、への世界的な影響と、公衆衛生学的影響の疑いにつにマルハナバチ保全信託という英国に拠点を置く慈善団

いての調査に割いている。

体を設立し、現在会員数 8000 人である。マルハナバチ保全の業績に対して 2010 年、バイオテクノロジー・生物科

ジャン-マルク・ボンマタン：フ学研究評議会の「今年の社会革新者」に選ばれ、2013 年、ランス国立科学研究センター

ロンドン動物学学会の保全生物学のためのマーシュ賞を（CNRS, フランス）研究員。1987受賞した。2013 年、エジンバラ王立協会のフェローに選年、ボルドー大学（化学物理学）

ばれた。

で生体膜とペプチドの相互作用を様々な分光分析に手法を用いて研ドミニク・ノーム：浸透性殺虫剤タスクフォースの現プ究し論文を完成した。これが魅惑

ロジェクトコーディネーター、的なハチの世界との最初の科学的マラウィのカスング国立公園保

な出会いであった。というのは研究したペプチドの中にハ

全マネージャー。もともと獣医

チ毒が含まれていたからである。そのすぐ後、1989 年ま

疫学者で、ケニアの畜牛の血液で、カナダ国立研究機関（オタワ、カナダ）に所属し、こ学と、オランダの家畜感染症のこで固相 NMR による生体膜におけるコレステロールの経済影響について、大学で研究

動態を研究した。1989 年後半より分子生物物理学センタ

した。ヴァーヘニンゲン大学でー（CBM, CNRS, オルレアン、フランス）に所属し、高動物衛生スペシャリストとして

解像度 NMR による様々な生体分子の構造活性相関につ

卒業後、独立系の自然保護科学者として IUCN の生態系

いての研究を始めた。これらの生体分子の多くは、標的に管理委員会とチンボ基金に所属している。この間、浸透性

対して毒性をもっていた（抗菌剤、抗真菌剤、昆虫の神経殺虫剤タスクフォースを知り、2011 年からフィールドワ

毒など）ため、“いかにして殺すかという方法を知る事が、ークを始め、数年にわたってプロジェクトコーディネータ

生物学的メカニズムを知るカギとなり、命を救う方法を知ーも勤めている。マラウィではカスング国立公園の全体管ることにつながる”という考えを有するに至った。2008

理計画の作成を完了したところで、現在、管理計画の中の年から 12 年間、いわゆる峰群崩壊（CCD）についての欧研究プロジェクトの調整にあたっている。主な関心分野は、

州プログラムに参加し、土壌、水質、花粉や花蜜中の農薬

保護区の管理、特に野生動物の健康、および生態系再生の分析およびハチに寄生するダニ（ミツバチヘギイタダニ）

法的実行と戦略である。マラウィなどアフリカ諸国でも浸の媒介するウィルスの発見に携わった。浸透性殺虫剤タス

透性殺虫剤の使用は増加しており、その使用の規模や付随

クフォースには、ごく初期から関わり、その運営委員会のする影響について情報の欠如にも関心を抱いている。

メンバーでもある。また、いくつかの公的機関の授粉昆虫に対するリスク評価に、ITSAP (フランス蜂授粉協会)、

6	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
 第２章	
  動向、使用状況、作用機序、および代謝産物	
  

7	
 

浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書

浸透性殺虫剤(ネオニコチノイドおよびフィプロニル)：
動向、使用状況、作用機序、および代謝産物
N. Simon-Delso・V. Amar al-Roger s・L. P. Belzunces・J . M. Bonmatin・M. Chagnon・C. Downs・
L. Fur lan・D. W. Gibbons・C. Gior io・V. Gir olami・D. Goulson・D. P. Kr eutzweiser ・C. H. Kr upke・
M. Liess・E. Long・M. McField・P. Mineau・E. A. D. Mitchell・C. A. Mor r issey・D. A. Noome・
L. Pisa・J . Settele・J . D. Star k・A. Tappar o・H. Van Dyck・J . Van Pr aagh・J . P. Van der Sluijs・
P. R. Whitehor n・M. Wiemer s
受付：2014 年 5 月 4 日	  採用：2014 年 8 月 15 日	
 	  オンライン出版：2015 年 9 月 19 日	
 Environ Sci Pollut Res 22：5−34	
  DOI 10.1007/s11356-014-3470-y	 © The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日	
 
	
 

要約	
  1980 年代後半に開発されて以来、ネオニコチノイ

境中の存在において共通性があるフェニルピラゾール系

ド系殺虫剤は、植物防疫(穀物、野菜、果実)、動物関連製

殺虫剤フィプロニルも併せて検討する。ネオニコチノイ

品から養殖魚類の無脊椎害虫管理まで、世界中で最も広ド系殺虫剤およびフィプロニルは現在世界の取引の約範囲に使用される殺虫剤になった。本総説では、ネオニ

1/3 を占めており、ネオニコチノイドの原型であるイミダ

コチノイド系殺虫剤と毒性、物理化学的特性、および環

クロプリドの年間世界生産量は、2010 年には有効成分と  Responsible editor: Philippte Garrigues
N. Simon-Delso : L. Pisa : J. P. Van der Sluijs
Environmental Sciences, Copernicus Institute, Utrecht
University, Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht, The
Netherlands
N. Simon-Delso (*)
Beekeeping Research and Information Centre (CARI), Place
Croix du Sud 4, 1348 Louvain-la-Neuve, Belgium
e-mail: noa.simondelso@student.uclouvain.be
V. Amaral-Rogers
Buglife, Bug House, Ham Lane, Orton Waterville, PE2
5UU Peterborough, UK
L. P. Belzunces
INRA, UR 406 Abeilles & Environnement, Laboratoire de
Toxicologie Environnementale, Site Agroparc, 84000
Avignon, France
J. M. Bonmatin
Centre National de la Recherche Scientifique, Centre de
Biophysique Moléculaire, rue Charles Sadron, 45071
Orléans Cedex 02, France
M. Chagnon
Université du Québec À Montréal, Département dessciences biologiques, Case Postale 8888, succursale
Centre-ville, Montréal, Québec, Canada H3C 3P8
C. Downs
Haereticus Environmental Laboratory, P.O. Box 92,
Clifford, VA 24533, USA
L. Furlan
Veneto Agricoltura, Legnaro, PD, Italy

D. W. Gibbons
Centre for Conservation Science (RSPB), The Lodge,
Sandy, Bedfordshire SG19 2DL, UK
C. Giorio
Department of Chemistry, University of Cambridge,
Lensfield Road, CB2 1EW Cambridge, UK
V. Girolami
Dipartimento di Agronomia Animali Alimenti Risorse
Naturali e Ambiente, Università degli Studi di Padova,
Agripolis, viale dell’Università 16, 35020 Legnaro, Padova,
Italy
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Brighton
BN1 9RH, UK
D. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen Street East, Sault Ste Marie, ON, Canada P6A 2E5
C. H. Krupke : E. Long
Department of Entomology, Purdue University, West
Lafayette, IN, USA
M. Liess
Department of System Ecotoxicology, Helmholtz Centre forEnvironmental Research - UFZ, 04318 Leipzig, Germany
M. McField
Healthy Reefs for Healthy People Initiative, Smithsonian
Institution, Belize City, Belize

8	  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30	
  して約 20,000 トンであった。ネオニコチノイド系殺虫剤

るかを示す。これらは長時間にわたって毒性を発揮しう

およびフィプロニルの早期の商業的成功にはいくつかのる。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、理由がある。(1)近年開発された殺虫剤であるため、標的その広範な商業的展開、作用機序、植物内への浸透性、害虫におけるこれら殺虫剤への抵抗性が存在しなかった

持続性、環境動態、およびこれらの化合物とその代謝物こと。(2)物理化学的特性（水溶性など）が、これまでのの毒性について情報が限られていることを考え合わせる

何世代かの殺虫剤(すなわち、有機リン系、カーバメートと、環境に対し重大な危険を負わせるかもしれない。し系、ピレスロイド系など)と異なっていて、利点ととらえたがって、これらの殺虫剤の使用による潜在的、付随的られたこと。(3)使用者および消費者に対する危険性が軽な影響を世界的に評価することは時宜にかなっている。

減すると考えられたこと、などである。これらの殺虫剤

世界的な評価書の本章およびこれにつづく各章は、以上

は浸透性があるため、根や葉から取り込まれ植物体すべの危険性を詳しく調査し、これらの殺虫剤の持続的かつての部分に移行し、それにより効果的に草食昆虫に対し低濃度の曝露により望ましくない環境への影響がもたら毒性を発揮する。その毒性の持続時間は、植物の種類、される危険が増大しつつあることを示す。  

生育段階、殺虫剤の処理量によって異なる。その使用方

  法は様々であるが、とりわけ農業生産工程管理   (Good

キーワード	
  ネオニコチノイド・フィプロニル・動向・

Agricultural Practice,  GAP)外の種子コーティングは、（訳

作用機序・農業・種子処理・浸透性殺虫剤・代謝産物  

注：欧州で）もっとも一般的な予防的使用法である。広  範囲に及ぶ使用および物理化学的特性により、これらの

  

殺虫剤は土壌、水、空気を含めすべての環境区分で存在が確認されている。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプ
ロニルは、無脊椎動物の中枢神経系の神経伝達を撹乱することによって作用する。ネオニコチノイドはにせの神
経伝達物質として働くが、フィプロニルは抑制性神経の受容体を抑制する。それらの作用により神経を持続的に刺激し、最終的には標的無脊椎動物を死に至らしめる。
他のほとんどすべての殺虫剤と同様にこれらの殺虫剤は、
昆虫捕食生物や脊椎動物を含む非標的生物にも致死的および亜致死的影響をもたらす可能性がある。さらに他のストレス因子との相乗的作用も報告されている。ここで、我々はこれらの化合物の代謝経路を詳細に検討し、毒性を有する特有の代謝物や共通の代謝物がどのようにでき

P. Mineau
Pierre Mineau Consulting, 124 Creekside Drive, Salt Spring
Island V8K 2E4, Canada
E. A. D. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchatel, Rue Emile
Argand 11, 2000 Neuchatel, Switzerland
E. A. D. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin du Perthuis-du-Sault 58,
2000 Neuchâtel, Switzerland
C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment andSustainability, University of Saskatchewan, 112 Science Place,
Saskatoon, SK S7N 5E2, Canada
D. A. Noome
Kijani, Oud Blaricumerweg 36b, 1411JT Naarden, The Netherlands
J. Settele : M. Wiemers
UFZ, Helmholtz Centre for Environmental Research, Department ofCommunity Ecology, Theodor-Lieser-Str. 4, 06120 Halle, Germany
J. Settele
German Centre for Integrative Biodiversity Research (iDiv),
Halle-Jena-Leipzig, Deutscher Platz 5e, 04103 Leipzig, Germany

はじめに
  

ネオニコチノイド系殺虫剤、およびフェニルピラゾール
系殺虫剤のフィプロニルは浸透性の殺虫剤である。これ
らの物理化学的特性をオクタノール・水分配係数(Kow)および酸解離定数(pKa)の観点から評価すると、それらが植物組織へ侵入し、植物体の各部分へ分布することが可能と推定できる   (Bromilow  and  Chamberlain  1995;  Bonmatin  et  al.  2014)。施用方法と植物への侵入経路に関係なくこれらの殺虫剤は植物体組織の全体に移行し、その植物を摂食する昆虫(および潜在的には他の生命体)に毒性をもたらす。このことは植物を直接的には(主に植物の汁液を餌とする)草食性昆虫から守り、間接的には昆虫によって感染させられる植物ウイルスによる病害から守J. D. Stark
Puyallup Research and Extension Centre, Washington State
University, Puyallup, WA 98371, USA
A. Tapparo
Dipartimento di Scienze Chimiche, Università degli Studi di Padova,
via Marzolo 1, 35131 Padova, Italy
H. Van Dyck
Behavioural Ecology and Conservation Group, Biodiversity
Research Centre, Université Catholique de Louvain (UCL), Croix du
Sud 4-5 bte L7.07.04, 1348 Louvain-la-Neuve, Belgium
J. Van Praagh
Scientific Advisor, Hassellstr. 23, 29223 Celle, Germany
J. P. Van der Sluijs
Centre for the Study of the Sciences and the Humanities, Universityof Bergen, Postboks 7805, 5020 Bergen, Norway
P. R. Whitehorn
School of Natural Sciences, University of Stirling, Stirling FK9 4LA,
UK

第２章	
  動向、使用状況、作用機序、および代謝産物	
  9	 る。利部伸三(Shinzo  Kagabu)によるイミダクロプリドの前の有機リン剤やカーバメート剤と大きく異なる(Marrs  開発とそれに続く 1991 年の市場導入によってネオニコチ

1993)。また、ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロ

ノイド系殺虫剤の時代が始まった(Tomizawa  and  Casida  ニルは比較的持続性が高く、長期の作物保護活性を提供

2011)。1999 年にはチアメトキサム(Maienfisch  et  al.  

しうる。これらの土壌中の半減期は好気性土壌の状態に

2001a)と、チアメトキサムの代謝物であるクロチアニジ

よって大きく変化するものの、数ヶ月もしくはそれ以上

ン(Meredith  et  al.  2002)がイミダクロプリドの後に続いの期間検出される(たとえばクロチアニジンの場合 148～た。その後の 20 年間にネオニコチノイド系殺虫剤は世界

6,931 日である；USEPA  2003a;  Gunasekara  et  al.  2007;  市場に存在する主な 5 系列の化学物質(他は有機リン系、Goulson  2013;  Sánchez-­‐‑Bayo  and  Hyne  2014)。ネオニコ

カーバメート系、フェニルピラゾール系、ピレスロイド

チノイド系殺虫剤およびフィプロニルの物理化学的特性系)の中で最も広範に使われる殺虫剤になった(Jeschke  についての詳細な情報は、環境動態についての情報ととand  Nauen  2008;  Jeschke  et  al.  2011;  Casida  and  Durkin  もに Bonmatin   らの研究(2014)から得られる。  

2013)。  

	  議論はあるものの、これらの殺虫剤の成功がその浸透	  フィプロニルは、フランスの会社ローヌ-­‐‑プーラン   ア

性よることはほぼ間違いない。施用方法に関わりなく、

グロ(現在のバイエル   クロップサイエンス)が 1985 年か

ネオニコチノイド系殺虫剤は植物の生長点まで含めて植ら 1987 年にかけて発見・開発し   (Tingle  et  al.  2003)、1993

物体全体に分布し、地上あるいは地中の吸汁性害虫に対

年に市場に出た(Tomlin  2000)。フェニルピラゾール系にして特に効果的である。フィプロニルも浸透性はさほど属する化学物質は主に除草効果をもつが、フィプロニル

ではないが、浸透活性を高めるポリマーと共に配合製剤が強力な殺虫剤であることは特筆すべきである。（訳注：

さ れ る と 浸 透 性 に 作 用 す る (Dieckman   et   al.   2010a;  フェニルピラゾール系殺虫剤にはフィプロニルとエチプ

Dieckman  et  al.  2010b;  Dieckman  et  al.  2010c)。ネオニコ

ロールがある）  チノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、その浸透性の	
  1980 年代までに多くの害虫は、当時市場に出回っていゆえに「浸透性殺虫剤」と称されるが、カーバメート剤

た有機リン剤やカーバメート剤およびピレスロイド剤にや有機リン剤の一部も浸透性を有する(Sanchez-­‐‑Bayo   et  対し抵抗性を有するようになっていた   (Georghiou  and  al.  2013)。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル

Mellon  1983;  Denholm  et  al.  1998;  Alyokhin  et  al.  2008)。

は、理論的には神経系をもたない生物（原生生物、原核

その折ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、生物や植物など）を標的にしない。これらの非標的生物

農業および都市環境で速やかに受け入れられるいくつか

およびそれらが関与する生態系機能の研究はほとんどなの主要な特性があると謳われ登場した。すなわち受容体

されていないが、いくつかの研究は好ましくない影響がへの結合効率が無脊椎動物と比較して脊椎動物で低く節あることを見出した（次章参照）。例えばオーストラリア

足動物への選択的な毒性が示唆されること、高い持続性、の土壌でフィプロニルを少量施用時と大量施用時で比べ浸透性、多様な施用方法が可能なこと(とくに種子処理なると分解時間が遅く（約４倍に）なった   (訳注：フィプ

ど)、高い水溶性、当初魚類や他の脊椎動物への影響が低ロニルを少量施用時の 20 倍を施用すると、活性代謝産物

いと考えられたこと、などである。  

を含めた半減期は 2〜3 倍となった。)  	  ネオニコチノイド系殺虫剤のニコチン性アセチルコリ

	  ネオニコチノイド系殺虫剤は世界的に 7 種類が市販さン受容体   (nAChR)   への結合部位、そしてフィプロニル

れている   (Jeschke  et  al.  2011)。イミダクロプリド、チアの γ アミノ酪酸   (GABA)   受容体への結合部位は、脊椎動

クロプリド(Bayer  CropScience が開発)、クロチアニジン

物の神経系と昆虫の神経系では異なる。一般に脊椎動物(Bayer  CropScience   および住友化学)、チアメトキサム

ではネオニコチノイドに高親和性を示す nAChR が少な(Syngenta)、アセタミプリド(日本曹達)、ニテンピラム(住いためネオニコチノイドは脊椎動物   (人間を含む)よりも

友化学)、およびジノテフラン(三井化学)である。スルホ

無脊椎動物への毒性が高いと推測される（USEPA  2003a;  キサフロル(Zhu  et  al.  2010)が 8 番目の殺虫剤として最近

Tomizawa  and  Casida  2003;  Tomizawa  and  Casida  2005;  中国   (Shao  et  al.  2013b)、アメリカ(Dow  Agro  Sciences  Lie  et  al.  2010;  Van  der  Sluijs  et  al.  2013）。同様にフィプロ

2013;  USEPA  2013)で市販され始め、欧州食品安全機関

ニルの GABA 受容体への結合は、昆虫で脊椎動物より強(EFSA)が欧州連合の認可を受けるため検討を始めている

いことが観察された(Cole  et  al.  1993;  Grant  et  al.  1998;  (EFSA  2014)。中国では、新しいネオニコチノイド系殺虫

Hainzl  et  al.  1998;  Ratra  and  Casida  2001;  Ratra  et  al.  

剤、たとえばグアジピル(guadipyr)およびファンヤンリン

2001;  Narahashi  et  al.  2010)。このことによりネオニコチ（huanyanglin）、が開発され試験されており、近く市販

ノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、散布より種子・される(Shao  et  al.  2013b;  Shao  et  al.  2013b)。これらの新し

土壌処理により多く使用されることと相まって農業作業

いネオニコチノイド剤のいくつかはネオニコチノイドの者にとって比較的安全と考えられた。これらの点は、以異性体であるシス型ネオニコチノイドで、ニトロ基ある10	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30	
  いはシアノ基がトランス型ではなくシス型に配向する。

く な い 影 響 を 及 ぼ す (Balança   and   de   Visscher   1997;  よく知られていることだがトランス体とシス体では、そSánchez-­‐‑Bayo  and  Goka  2006;  Maini  et  al.  2010;  Lanzoni  の毒性に著しい差がある。600 種以上のシス型ネオニコチ

et  al.  2012;  Hayasaka  et  al.  2012a,  b;  Lu  et  al.  2012;  Fogel  ノイドがすでに合成されており、そのうちの 2 つの化合et  物、パイコンジン(paichongding)とシクロキサプリド

Sanchez-­‐‑Bayo  et  al.  2013;  Van  der  Sluijs  et  al.  2013;  Lu  et  （cycloxaprid）(Shao  et  al.  2013a)は近く中国市場に出回

al.  2014;  Fletham  et  al.  2014;  Bonmatin  et  al.  2014;  Pisa  et  ると思われる。この 2 つの化合物はヨコバイ亜目およびal.  2014)。Pisa   ら(2014)は、ネオニコチノイド系殺虫剤おチョウ目に高い効果がある。シクロキサプリドは、植物

よびフィプロニルの非標的無脊椎動物への望ましくない

内で加水分解によってイミダクロプリドを生成し、徐放影響に焦点をしぼった報告を行っている。  

al.  

2013;  

Goulson  2013;  

Matsumoto  2013;  的に作用して作物の保護作用を持続させる。これらの浸透性殺虫剤の分子構造を図 1 に示す。  
	  ネオニコチノイド系殺虫剤は経済的に重要な広範囲の作物の害虫に効果を示す。たとえばアブラムシ科(アブラムシ、アリマキ)、コナジラミ科(コナジラミ)、ヨコバイ科(ヨコバイ)、ハムシ科(とくにハムシの幼虫)、コメツキ
ムシ科[ハリガネムシ(コメツキムシの幼虫)]、ウンカ上科(ウンカ)、コナカイガラムシ科(コナカイガラムシ)、植食性のダニ類などである(Elbert   et   al.   2008;   Jeschke   et   al.  
2011)。これらのグループ中の数種(たとえばアブラムシ、アリマキ)はウイルスを感染させるため、ネオニコチノイ
ド系殺虫剤は作物のウイルス性病害の媒介害虫の抑制にも役立つ。しかし、その広範性が非標的昆虫にも望まし

図 1. 浸透性殺虫剤の一般名と分子構造

殺虫剤市場の世界的な成長
  世界の殺虫剤市場は、1990 年にはカーバメート系、有機
リン系、およびピレスロイド系が支配的だった。2008 年までに殺虫剤市場の 1/4 はネオニコチノイド系になり(2010 年には 27％に上昇;  Casida  and  Durkin  2013)ネオニ
コチノイドおよびフィプロニルを合わせると 30％近くになり、それに相応して他の殺虫剤類は減少した(Jeschke  et  al.  2011)。同じ年にイミダクロプリドが世界売上高第一位の殺虫剤となり、農薬としては売上高第二位で(第一位はグリホサート   (訳者注：除草剤ラウンドアップ®)；  第２章	
  動向、使用状況、作用機序、および代謝産物	
  11	
 Pollack  2011)、120 か国で 140 種を超える作物に登録使用

2011 年に 10 億ドルに達し(Syngenta  2012)、2012 年にはされた(Jeschke  et  al.  2011)。現在ネオニコチノイド系殺虫

11 億ドルに達した(Syngenta  2013)。米国ではクロチアニ剤は世界的に様々な作物に広く使用されている。  

ジンは現在 146 種の農作物に登録され、2009 年から 2011	  2009 年の世界のネオニコチノイド系殺虫剤の市場規模

年の間に年間 4,600 万エーカー(1,860 万ヘクタール)の農は 26.3 億ドルだった(Jeschke  et  al.  2011)。そのうちイミ

作物に施用され、うち 4,500 万エーカー(1,820 万ヘクター

ダクロプリドが最大比率(41.5%)を占め 10.9 億ドルで、そル)がトウモロコシ（Zea  mays）だった(Brassard  2012)。

のほかは市場占有率順にチアメトキサム、クロチアニジ

2011 年の米国でのクロチアニジンの施用は 818 トンと推ン、アセタミプリド、チアクロプリド、ジノテフラン、

定され 95％がトウモロコシへの施用である。イミダクロ

ニテンピラムが、それぞれ 6.3 億ドル、4.4 億ドル、2.8

プリドは 811 トン(2011)で 60％がダイズとワタへの施用

億ドル、1.1 億ドル、8,000 万ドル、800 万ドルだった。2003である。チアメトキサムは 578 トン(2011)で、85％がダイ

年から 2009 年にかけてネオニコチノイド各製品の売上げ

ズ、トウモロコシ、ワタに施用された(US  Geological  は、唯一の例外であるニテンピラムを除いて、それぞれSurvey  2014)。  

1.6 倍から 14.6 倍に上昇し、総売上げは 2.45 倍になった(表	  国別あるいは州ごとにネオニコチノイド系殺虫剤およ1)。  

びフィプロニルの施用量に関する毎年の動向の詳細な情	  ある推計によると、2008 年にイミダクロプリドは世界報を得ることはむずかしい。論文審査のある学術専門誌

的に約 5,450   トンの売上があった(Pollack  2011)。別の研から情報が得られることは稀である。たとえ情報が入手

究では、2010 年にイミダクロプリドは世界的に約 20,000できたとしても国や州(たとえば英国、スウェーデン、日トン生産されたと推測した(CCM  International  2011)。こ本、カリフォルニア)ごとに異なった数量(販売量、施用量、の差は、後者が真の成長を反映しているか、あるいはイ

出荷量など)が用いられるので、動向は分かるが絶対量のミダクロプリドが 2006 年に特許期限切れになったため後比較はむずかしい。国や州ごとのネオニコチノイド系殺発品が寄与している(Jeschke  et  al.  2011)、あるいは研究者

虫剤およびフィプロニルの総合的な使用量は、1990 年代間の分析法の相違、および何を統計に加えたかによって初期の導入以来右肩上がりである(図 2a-­‐‑d)。販売量、施異なる(たとえば農業用化学製品や動物用製品などや種用量、あるいは出荷量は一定レベルに落ち着いてきてい子処理剤を殺虫剤としたかなど)と考えられる。推定されるとは言えず、むしろ世界の年間販売量の増大と一致した 20,000 トン中、13,620 トンが中国で製造された(CCM  て増加し続けている(表 1)(図 3)。  

International  2011)。Shao ら(2013b)は、同様に中国では	  ネオニコチノイド系殺虫剤の生産量、売上高、および

現在イミダクロプリドが年間推定 14,000 トン製造され、施用量は今後も伸び続ける可能性がある。それを後押し

8,000 トンが輸出されていると推定した。これらの数字をする要因として、それら殺虫剤を大量施用する作物面積考えると、2011 年の CCM  International の概算がもっとの拡大、混合剤の開発(たとえば、ピレスロイドあるいはも現実に近いかもしれない。  

殺菌剤等とネオニコチノイドの混合)、製剤化技術(たとえ	  最近になって世界の一部の国や地域では、イミダクロ

ば葉への浸透を促進する Bayer  CropScience の Q-­‐‑TEQ 技

プリドはチアメトキサムおよびクロチアニジンに取って術)、後発品(特許期限切れ製品)の増大(Elbert   et   al.   2008;  代わられている。世界的なチアメトキサムの売上げはJeschke  et  al.  2011)、あるいは複数の農薬としての特性を

表 1. ネオニコチノイド系殺虫剤の世界年間売上高(単位 100 万米ドル)の成長。2003、2005、2007 年の売上高は、
http://www.agropages.com/BuyersGuide/category/Neonicotinoid-Insecticide-Insight.html から引用。2009 年の売上高および施用作物数は、（Jeschke et al. 2011）から引用。各製品は、2009 年の売上高順に並べた。
製品

使用作物数

製造者

2003

2005

2007

2009

イミダクロプリド140

バイエル・クロップ・サイエンス

665

830

840

1091

チアメトキサム115

シンジェンタ

215

359

455

627

クロチアニジン

40

住友/バイエル・クロップ・サイエンス

＜30

162

365

439

アセタミプリド

60

日本曹達

60

95

130

276

チアクロプリド50

バイエル・クロップ・サイエンス

＜30

55

80

112

ジノテフラン

35

三井化学

＜30

40

60

79

ニテンピラム

12

住友

45

＜10

＜10

8

12	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30	
  

図 2 A 英国のネオニコチノイド系殺虫剤の 1990 年以降の農業への使用動向。年度ごとの有効成分使用量（トン）をしめす。http://pusstats.csl.gov.uk/index.cfm より引用。B スウェーデンのネオニコチノイド系殺虫剤の 1998 年
以降の売り上げ動向。年度ごとの有効性分売上げ量(トン)を示す。 Swedish Chemicals Agency, KEMI のデータより引用（Bergkvist 2001）。C 日本国内のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの 1990 年以降の出荷動向。
年度ごとの有効成分出荷量(トン)を示す。国立環境研究所データベースより引用(Mizuno R 2012)。 D カリフォル
ニア州のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの 1990 年以降の使用動向。年度ごとの有効成分使用量(トン)を示す（http://www.cdpr.ca.gov/docs/pur/purmain.htm より引用）。同時に年度ごとの総売上量のデータも示す（http://www.cdpr.ca.gov/docs/mill/nopdsold.htm より引用）有する化合物の開発(たとえば除草と殺虫両方の作用を	  Wang ら(2007)は、ワタアブラムシ(Aphis  gossypii)の抵もつ)などがある。  

抗性についてイミダクロプリドとアセタミプリドの相関	
  多くの害虫は有機リン剤、カーバメート剤、ピレスロを明らかにした。Herron  and  Wilson(2011)はワタアブラ

イド剤、有機塩素剤、昆虫成長調整剤など従来型の殺虫

ムシの 3 種のネオニコチノイド(アセタミプリド、クロチ剤にすでに抵抗性を示している。ネオニコチノイド系殺アニジン、チアメトキサム)に対する抵抗性発現の頻度が虫剤に対しても、20 年近くの施用により抵抗性を示す標

上昇したと報告した。Shi ら(2011)によれば、イミダクロ的昆虫が出現し始めた(Jeschke  et  al.  2011)。例えば、オン

プリドと他の 2 種のネオニコチノイド(チアメトキサムとシツコナジラミ(Trialeurodos  vaporariorum)(Karatolos  et  al.  

クロチアニジン)との間に交差抵抗性はないが、アセタミ

2010)、タバココナジラミ(Bemisia  tabaci)(Prabhaker  et  al.  

プリド、ニテンピラムおよびチアクロプリドとは 3.68～

1997;   Cahill   et   al.   1996)、コロラドハムシ(Leptinotarsa  5.79 倍の交差抵抗性を認めた。彼らはイミダクロプリド

decemlineata)(Nauen   and   Denholm   2005;   Szendrei   et   al.  

抵抗性のワタアブラムシにはアセタミプリドおよびチア

2012;  Alyokhin  et  al.  2007)などである。  

クロプリドを避けるべきであると結論した。  

第２章	
  動向、使用状況、作用機序、および代謝産物	
  13	
 

	
  Elbert  and  Nauen(2000)は、タバココナジラミ(B.  tabaci)のアセタミプリドとチアメトキサムへの高度な交差抵抗性をバイオアッセイにより明らかにした。野外条件でのイミダクロプリドとチアメトキサムの交差抵抗性も確認
したが、こうした問題は時間的、地域的に限られ、少数の監視による結果からイミダクロプリドや他のネオニコ
チノイド系殺虫剤への抵抗性を一般化するのは避けるべきと結論した。イミダクロプリド、チアメトキサム、クロチアニジン間の交差抵抗性はコロラドハムシ(L.  
decemlineata)にも現れた(Alyokhin  et  al.  2007)。  
	  Kavi ら(2014)の最近の研究によれば、フロリダのイエ
バエ(Musca  domestica)の遺伝子にはイミダクロプリドへの抵抗性対立遺伝子が存在する。イミダクロプリドを選択すると高度な抵抗性が生じるが、抵抗性は安定せず数か月で減衰する。イエバエのフィプロニルに対する不完
全優性抵抗性が Abbas ら(2014)によって明らかにされた。  
	  トビイロウンカ(Nilaparvata  lugens)のネオニコチノイ
ド系殺虫剤に対する抵抗性が 2003 年にタイにおいて初めて観察され、以後ベトナム、中国、日本などのアジア各国でも発見された。この問題により中国東部の米生産量

図 3	
  ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル
の売上高(スウェーデン)、国内向け出荷高(日本)、使用量(カリフォルニア州)、農業使用量(英国)の動向。詳細は図 2a~d 参照。すべて有効成分使用量／年(トン)。カ
リフォルニア//日本と、英国//スウェーデンとは縦軸(数字)が分かれていることに注意。
  

使用状況

の歩留まり損失が増えている。Matsumura   ら(2008)は、

  セジロウンカ(Sogatella  furcifera)のイミダクロプリドとチ

ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの用途はアメトキサムへの交差抵抗性の存在に疑問の余地がない

次の 4 つの主要な領域に及ぶ：植食性昆虫およびダニ類ことを明らかにし、東および東南アジアでこの作物害虫

から作物や鑑賞植物を守る植物防疫、ゴキブリ・アリ・のフィプロニルに対する抵抗性が広範囲に生じているこ

シロアリ・カリバチ・ハエなどの都市型害虫を標的とすとを示した。Wang ら(2008)および Azzam ら(2011)の研る駆除、動物への施用(ペットや家畜のノミ、マダニ、畜究で、ウンカのイミダクロプリド抵抗性が再確認された。

舎のノミなど)、魚の養殖[稲作―アメリカザリガニ

Matsumura  and  Sanada-­‐‑Morimura  (2010)によると、ウン(Procambarus   clarkii) 輪 作 営 農 時 の イ ネ ミ ズ ゾ ウ ム シ

カのネオニコチノイドへの抵抗性は増大している。最近(Lissorhoptrus  oryzophilus)の抑制]  (Barbee  and  Stout  2009;  では、Zhang ら(2014)は中国中央部、東部、南部においてChagnon   et   al.   2014)。これら 4 領域の相対的な経済的重トビイロウンカの野外個体群 9 群を調査し、ネオニコチ

要 性 を 示 す 統 計 数 値 は 少 な い が 、 例 を 示 す と 、 Bayer  ノイド 2 種に対する抵抗性を 2009 年～2012 年に観測した。
2012 年の 9 群すべてがイミダクロプリドに対して極めてCropScience(植物保護および殺生物剤の取扱い)の 2010
年 の イ ミ ダ ロ プ リ ド の 売 上 高 は 5.97 億 ユ ー ロ (Bayer  高い抵抗性を示した。イミダクロプリドに対する抵抗性

CropScience   2011)、Bayer   Healthcare(動物への適用)はは 2009 年に比較して 2012 年にはきわめて高くなった。  

4.08 億ユーロであった(Bayer  Healthcare  2011)。全般的に野外個体群 9 群中 6 群でニテンピラムに対する抵抗性がは、農作物、観賞植物、樹木、園芸、苗木場、林業など

2011 年より 2012 年に高くなったことも示された。  

への保護がもっとも大きな需要である。  

	  ネオニコチノイド系殺虫剤は、とくに他の系統の殺虫	  農業、園芸、養樹、森林管理においてネオニコチノイ剤への抵抗性を生じた害虫の防除に世界的に大きな経済

ド系殺虫剤およびフィプロニルは、（葉面）散布、種子浸的重要性を有する(Jeschke  et  al.  2011)。しかし適切に管理

漬処理、種子の錠剤化、土壌処理、粒剤散布、苗木浸漬、されなければ抵抗性を生じ、市場拡大の妨げになるかも

化学溶液灌水、   (土壌)   灌注、畔間散布、樹幹注入、灌漑しれない。浸透性のあるネオニコチノイド系殺虫剤およ

水との混合、球根侵漬、果樹の枝への塗布などさまざま

びフィプロニルの予防的な使用が害虫個体群への強い圧な施用方法がある。世界中では、種子および土壌への施力となり、抵抗性の変化を促進し防除の失敗の原因にな用がほぼ 60％である(Jeschke   et   al.   2011)。たとえばヨーり得る。殺虫剤抵抗性の出現が農作物の生産および安定

ロッパでは、イミダクロプリド、チアメトキサム、クロ

的な食糧供給を脅かすことを考えると、慎重にネオニコ

チアニジン、アセタミプリド、あるいはチアクロプリド

チノイド系殺虫剤を施用すべきことは疑いない。  

を含む植物保護用製品が 200 種以上市場に出ている。2012  

年では、これらの製品はジャガイモ、イネ、トウモロコ  14Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

シ、テンサイ、穀草類(トウモロコシを含む)、アブラナ、ヒマワリ、果樹野菜、ダイズ、観賞用植物、苗木、輸出用種子、ワタなど広範囲の作物や観賞植物への 1000 種以上の施用が認可されている(EFSA 2012)。2012 年には、イミダクロプリ
ドとチアメトキサムが、ヨーロッパの認可殺虫剤の中で最大の割合を占めた（それぞれ 30％以上、25％以上）。チアクロ
プリドとアセタミプリドはそれぞれ 15％以上で、クロチアニ
ジンは 5％以下であった。野外、温室、または屋内で施用され、最大は野外での施用で 60％以上である(EFSA 2012)。2012
年にヨーロッパで認可されている野外での施用方法のほぼ
70％は散布で、種子処理は 20％以下、そのほか 20％以下が滴下灌漑、土壌処理などである。しかし、“認可された用途の割合”は、“有効成分の総量の割合”ではなく、処理された面積の大きさ示すものでもないことに留意が必要である。EU では
チアクロプリドとアセタミプリドは散布あるいは土壌処理への使用が認可されている。ヨーロッパでは、種子処理にアセ
タミプリドは使用されず、チアクロプリドが単回使用(トウモ
ロコシ)されている(EFSA 2012)。アジアでは、ネオニコチノ
イド系殺虫剤のおもな大規模な使用は水田および他の作物への散布(Taniguchi et al. 2012)、粒剤散布(Thuyet et al. 2011,2012)、および種子コーティングである。
農作物保護に群を抜いて大量に使用されるのは、予防的種
子コーティングである。種子コーティングとは、農作物の減
産をもたらす標的害虫に対する事前の処理である。種子コー
ティングされた有効成分が、発芽および生育時に根から取込
まれ、作物のすべての部分に移行し、摂食しようとする昆虫に対して毒性を発揮する(Van der Sluijs et al. 2013)。殺虫剤による作物種子コーティングの世界市場は 1990 年～2008 年に劇的に成長し(6 倍以上)、総価格は 10 億ユーロに迫った(Jeschke et al. 2011)。この成長のほとんどすべてがネオニコチ
ノイドにより処理された種子で、ネオニコチノイド向きの施用法だったからである(Elbert et al. 2008)。たとえば英国では、2012 年に使用されたネオニコチノイド 87.2 トン中 75.6 トン
が種子処理に使われた。種子処理に用いられた殺虫剤重量の93％がネオニコチノイドだった(図 4)。
同様に北米でこれらの化合物を最もたくさん使用するのは、多くの一年生作物の種子処理である。トウモロコシの単回施用が最大である―実際、食料、飼料、バイオエタノール製造のためのトウモロコシ作が、北米の耕作可能な土地への単回施用の最大のものである。トウモロコシの種子や萌芽苗の病
気、害虫の管理は、もっぱら予防的に使用されるネオニコチ
ノイドによる種子処理を含めた農薬“カクテル”によって達成される。1 粒のコーティングされたトウモロコシの種子は、
通常 1,500～4,500 ppm(種子 1 粒あたり 0.5～1.5 mg)の殺虫剤
でコーティングされている。浸透性で長期持続性の高濃度施用は、発芽直後の芽を土壌内の害虫から守るだけでなく、播種後 1 週間から数週間後に現れる西洋トウモロコシネクイハ

図 4 英国での 1990 年以降の殺虫剤の農業使用のうち種子処理の動向。棒グラフ：ネオニコチノイド系殺虫剤有効成分使用量／年(トン)、実線：種子処理用殺虫剤の総使用量。http://pusstats.csl.gov.uk/index.cfm のデータより引用
ムシ（ウリハムシの一種(Diabrotica virgifera virgifera)の幼虫：
ウエスタン・コーン・ルートワーム）の抑制にもいくらかの効果がある(van Rozen and Ester 2010)。
米国のトウモロコシの作付け面積は、2013 年に 9,600 万エーカー(3,880 万ヘクタール)とかつてないレベルになった(USDA-NASS 2013)。2014 年にはさらに増加が予想され、以後も増え続けると予想される。北米で播種される種子のほとんどすべてはネオニコチノイド系殺虫剤でコーティングされている(唯一の例外は総面積の 0.2％にあたる有機栽培である
USDA-NASS 2013)。使用されるおもな 2 種はクロチアニジン
およびチアメトキサムであり、後者は昆虫、その他の動物、植物、土壌中で代謝されてクロチアニジンとなる(Nauen et al.
2003)。トウモロコシが単回施用として最大であるが、他の作付面積の広い作物はダイズ(3,140 万ヘクタール)、コムギ(2,300 万ヘクタール)、ワタ(420 万ヘクタール)などであり、使用された面積で言えばこの系統の殺虫剤が米国史上もっとも広範囲の使用ということになる(USDA-NASS 2013)。
ネオニコチノイドによる種子処理は先進国では、害虫の圧力や圃場の耕作歴に関わらず、通常大部分の穀物や油糧作物に施用されている。無処理の種子は購入することが難しい。
事実北米で栽培される作物の大部分(特にトウモロコシ)では、ネオニコチノイド処理なしの代替種子を生産者が市場で手に入れるのは簡単ではない。なぜなら生産者が後に作物保険金を請求することになった場合、作付け時に認定された一般に認められた作業基準 (accepted standard practices)を順守したと文書で証明しなければならず、作業基準から著しく離れた種子を要請すること自体かなりの危険性があるからである。
この事実は、ある農地で非処理の種子から育てようとする生第２章

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

15

産者の意欲をくじくことになる。いくつかの効果試験では、かあるいは存在するにしても種子処理が有効性を発揮するに

ネオニコチノイド施用によって害虫個体群密度、落葉、およは程遠いほど少ない。

び作物の障害が減衰したことが示された(例、Maiwnfisch et

ネオニコチノイド系殺虫剤の予防的使用に代わる手段は

al. 2001b; Kuhar et al. 2002; Nault et al. 2004; Koch et al. 2005)。

Furlan と Kreutzweiser(2014)が提唱している手段を含め、ネ害虫防除なしの場合に比較して、作物生産高が増大したこと

オニコチノイドへの昆虫やその他の節足動物の抵抗性発現のが示された(Jeshke et al. 2013 の文献参照)。

危険(前述)を最小限にし全般的な費用を減らすかもしれない。

しかし、ネオニコチノイドが標的にする害虫は、全般的に発生頻度が低く散発的であまり重要でない害虫であるため、害虫防御が必ずしも有益とは限らない。Stevens と無脊椎動物における作用機序

Jenkins(2014)による研究では、論文審査のある学術専門誌の論文を調べたところ 19 件中 11 件で有益性について矛盾点がネオニコチノイドは、ニコチン性アセチルコリン受容体あり、残る 8 件ではまったく有益性がなかった。標的害虫の(nAChR)の作動剤として作用し、陽イオンチャネルを開口す

性質を考慮に入れると、この結果は驚くべきことではない。

る物質であると考えられる(Casida and Durkin 2013)。

当然ながらあまり重要でない害虫は存在しないことが多く、電位依存性カルシウムチャネル(Jepson et al. 2006)もその殺あるいは存在していても経済的に問題になるレベルではない。

虫活性に関係している(Liu et al. 1995; Orr et al. 1997;

しかし問題になる場合もあり得るので、生産者に害虫防除のNishimura et al. 1998; Tomizawa and Casida 2001, 2003,

選択肢があることは非常に重要なことである。害虫防除には

2005)。昆虫と哺乳類の nAChR サブユニットの性質および構

様々な選択肢がある。二次的な害虫の防除についてはかなり造の相違は、節足動物に対するネオニコチノイドの高い選択

しっかりした知見があり、輪作などの農業生産方式は多くの性、および脊椎動物に対する比較的低いとされる毒性をある事例でネオニコチノイドの必要性を劇的に減らした(Apenet

程度説明する(Nauen et al. 1999; Lansdell and Millar 2000;

2009, 2010, 2011)。実際、ネオニコチノイドの予防的使用の費

Matsuda et al. 2001; Tomizawa and Casida 2003, 2005)。電気用対効果は、過去でも現在でも疑問視されている(Maini et al.

生理学研究では、ネオニコチノイドの頭部膜画分への結合性

2010; Stevens and Jenkins 2014)。ネオニコチノイド使用が生は強く、その作動活性および殺虫活性とよく正の相関を示す。

産高あるいは経済的利益の増大につながらないことはいくつ

このことは、ネオニコチノイドの受容体との結合によって誘かの研究で示されており、ネオニコチノイド系殺虫剤の広範導された nAChR のチャネル開口が殺虫活性につながること

囲な予防的使用が得策かどうか疑問が生じている(Apenetを示唆する(Nishimura et al. 1998; Nishiwaki et al. 2003)。そ2011; Mole et al. 2013; Stokstad 2013)。
Macfadyen ら(2014)は、の結果、ネオニコチノイドの作動剤作用が神経細胞膜の連続

イミダクロプリド処理の種子はアブラナの生産高を増加させ的興奮を誘発し、放電を引き起こし麻痺と細胞エネルギー消る傾向があるが、コムギではそうではないことを示した。同耗をもたらす。この結合能力は、固有の分子配座によっても様に、Royer ら(2005)はイミダクロプリド処理の種子はコムたらされる(Tomizawa and Casida 2011)。しかし、この配座ギの生産高が増大する場合もあるが、必ずしも経済的利益のと受容体との相互作用は、異なった化学置換基および検討す増大をもたらすものではないと結論した。ネオニコチノイド

る種により違ってくる(Honda et al. 2006)。さらに加えて、昆系殺虫剤によるダイズ種子処理の 2 年間の実験では生産高の虫 nAChR のネオニコチノイドに対する感受性は、イミダク

増大は認められなかった(Seagraves and Lundgren 2012)。De

ロプリドで見られたようにリン酸化反応機構によって変わる

Freitas Bueno ら(2011)は他の害虫防除方法と比較して、ダイ可能性もあり(Salgado and Saar 2004)、殺虫活性の変動にもズへのネオニコチノイドによる予防的使用による生産高の増つながる。このように、イミダクロプリドは選択的にニコチ大はみられなかったと結論した。Johnson ら(2009)は、イミダ

ン性脱感作電流を抑制し、同時にある種の nAChR サブタイ

クロプリド処理の種子はダイズの生産高を増大させたが、イプの選択的脱感作をみせる(Oliveira et al. 2011)。このことはミダクロプリド処理の作物による経済的利益は総合的害虫管ある種の nAChR サブタイプの選択的脱感作がイミダクロプ

理(integrated pest management program)による作物ほど高リドの殺虫活性の主要因である可能性を意味する。

くなかったと結論した。カリフォルニアの柑橘畑では、イミ

ネオニコチノイドの結合部位、認識サブサイト、およびト

ダクロプリド処理はカイガラムシあるいはダニ類による被害

キシコフォア (訳注：toxicophore、毒性発現に関与すると想を抑制するには効果がないか、かろうじて効果が認められる定される部分の分子構造)の特性は徹底的に評価研究されてだけで、天敵が殺虫剤によって抑えられるため柑橘類の収穫きた(Hasegawa et al. 1999; Kagabu et al. 2002; Kanne et al.

による利益は生長抑制剤を含めた他の害虫管理の選択肢によ2005; Matsuda et al. 2005; Kagabu 2008; Kagabu et al. 2008;

る利益より少なかった(Grafton-Cardwell et al. 2008)。総合的

Kagabu et al. 2009)。光親和性標識化は、ネオニコチノイドとにみればネオニコチノイドによる種子処理の利用量は実際のnAChR あるいはアセチルコリン結合タンパク質(AChBP)の必要量から大幅に外れており、多くの場合害虫は存在しない間の分子相互作用に関わるアミノ酸の同定を可能にした16

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）(Tomizawa and Casida 1997; Kagabu et al. 2000; Tomizawa

代謝産物の項参照)]によって誘発される電流の薬理学的実験

et al. 2001a; Tomizawa et al. 2001b; Zhang et al. 2002, 2003;が行われなかった、(3) スキャッチャード解析がなされておTomizawa et al. 2007; Tomizawa et al. 2008; Tomizawa andらず、受容体結合の相互作用の解析が提示されていない、(4)Casida 2009)。同一の結合ポケットで、2 種のきわめて異なっ置換実験がミクロモルではなくナノモル濃度で行われたため、た相互作用がネオニコチノイドの認識を行っているように解高・低親和性標的の二重の特徴が示されなかった、である。

釈される。ネオニコチノイドのトキシコフォアは電気的に陰馴化現象へのイミダクロプリドとその代謝物、5-ヒドロキシ性であり、ニコチノイドの陽イオントキシコフォア(ニコチン、

イミダクロプリドおよびオレフィン誘導体の影響についてのエピバチジン、デスニトロイミダクロプリド)は電気的に陽性研究により、ミツバチの発生時に特異的に発現される 2 種のであることから、両者は結合部位で正反対の方向を向き得る

受容体の特性が明らかになった(Guez et al. 2001; Guez et al.

(Tomizawa et al, 2003; Tomizawa and Casida 2009)。

2003)。

ネオニコチノイドは、様々な昆虫類の神経組織の膜の複数

イミダクロプリドの標的部位が 2 つの型発現することで、の部位に結合するようである。ワモンゴキブリ(Periplaneta

ハチに対してイミダクロプリドが低用量および極少量の曝露

americana)は、α-ブンガロトキシン（α-BgTx）というニコチで異なる毒性を示すことを説明できるかもしれないことが、ン受容体作動剤と耐性がある(訳注: ほとんど反応しない)受モモアカアブラムシ(Myzus persicae)で実証された。[3H]-イミ

容体を 2 種類持つ。nAChR 1 型はイミダクプリドに感受性がダクロプリドの飽和結合は、解離定数(Kd) 0.14 nM の高親和あり、nAChR 2 型は感受性がない。したがって、イミダクロ

性結合部位と Kd 12.6 nM の低親和性結合部位があり、そのプリドは nAChR 1 型には作用があるが、nAChR 2 型に作用

薬理は nAChR のそれに類似している(Lind et al. 1998)。他のがない。ニコチン、アセタミプリド、クロチアニジンは同 2

研究でも同様の解離定数 0.6 および 7.2 nM が得られ、これ型に作用する(Bordereau-Dubois et al. 2012; Calas-List et al.

らの結論を確認した(Wiesner and Kayser 2000)。さらに、ミ2013)。

ツバチおよびタバコスズメガ(Manduca sexta)の高親和性結合

ネオニコチノイド第一世代には、ニテンピラム、イミダク

部位の薬理は、α-BgTx 結合部位のそれと同様であった(Lind

ロプリド、アセタミプリド、チアクロプリドが含まれる。イ

et al. 1999)。イミダクロプリドの二つの結合部位の存在は、

ミダクロプリドとその代謝物はハチ類に極めて毒性が強い

トビイロウンカ(N. lugens)で確認された(Li et al. 2010)。[3H]-(Suchail et al. 2000, 2001)。イミダクロプリドは、セイヨウミ

イミダクロプリドに 2 つの結合部位があることは、親和性のツバチ(Apis mellifera)の嗅覚学習など脳の高次機能過程に関違い(Kd=3.5 pM、Kd=1.5 nM)とサブユニット結合の組み合わ

与するキノコ体のケニヨン（Kenyon）細胞の nAChR に半作

せの違い(低親和性 nAChR ではα1、α2、 β1、高親和性動剤のようにふるまう((Déglise et al. 2002)。しかし触覚葉のnAChR ではα3、α8、β1)により示された。この事実はマメ

神経細胞（訳注：ケニヨン細胞と同じく嗅覚学習に関与するアブラムシ(Aphis craccivora)およびトノサマバッタ(Locusta

脳の部分の細胞）では、nAChR の薬理学的特性と分子構成

migratoria)でも観察されており、昆虫における複数の結合部

は Kenyon 細胞と異なっている(Barbara et al. 2008; Dupuis

位の存在はネオニコチノイドに比較的共通する特徴であると

et al. 2011)。触覚葉の神経細胞には緩徐型脱感作を示すタイ考えられる(Wiesner and Kayser 2000)。

プ I nAChR 電流と高速型脱感作を示すタイプ II 電流がみら

ニコチンやイミダクロプリド、あるいは他のネオニコチノ

れ、少なくとも 2 種の異なった型の nAChR の存在が強く示

イド系殺虫剤は、アセチルコリンとは異なりアセチルコリン

唆される。イミダクロプリドおよびその代謝産物への親和性

エステラーゼにより不活性化されず、そのためそれらのが異なる 2 つの型の受容体があることはセイヨウミツバチに

nAChR に対する作用が長く続く(Thany 2010)。さらに神経細対する急性および慢性曝露後の複雑な毒性の全体像から予想

胞の解毒機構が弱いため、それなりのレベルでの作用が継続されていた(Suchail et al. 2001)。それは死亡率および繁殖へのすると考えられる(Casida and Durkin 2013)。6-クロロニコチ

亜致死的影響の両方にみられ、最近キイロショウジョウバエン酸(6-CNA)は、クロロピリジニル系ネオニコチノイドに共(Drosophila melanogaster)の野外での濃度よりはるかに低い濃通する代謝産物である(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。

度のイミダクロプリド長期曝露で実証された(Charpentier et

これらの代謝産物のいくつかはハチに対して毒性が強く、長al. 2014)。イミダクロプリドおよびその代謝産物に別の生物期曝露で高い死亡率を示すことが証明された(Suchail et al.

学的標的がないことを示すために計画された研究(Nauen et2001)。従って、6-CNA によるミツバチに対する危険性は、

al. 2001)は、以下の理由で結論に至らなかった。(1)[3H]-イミ

イミダクロプリド、チアクロプリド、アセタミプリド、ニテ

ダクロプリドの結合はナノモル濃度で生じるが、一方ではインピラムの使用においても共通する危険性とも考えられる。

オン電流はミクロモル濃度(30 μM)で誘発される、(2)イミダ

これらの特性は、ネオニコチノイド系殺虫剤、たとえばチア

クロプリド、5-ヒドロキシイミダクロプリドおよびオレフィ

クロプリド、イミダクロプリドなどで観察されている遅延性ン誘導体[イミダクロプリドの二つの重要な代謝産物(詳細は致死や慢性致死の原因であるかもしれない(Suchail et al.

第２章

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

17

2001; Beketov and Liess 2008; Tennekes and Sánchez-Bayo

作用は、ゴキブリに対するチアクロプリドおよび代謝物でも2011; Roessink et al. 2013)。

報告されている(Kagabu et al. 2008)。ジノテフランとその代イミダクロプリドは、遺伝子組み換えされたストレス耐性

謝物の殺虫活性は、神経興奮作用よりも神経遮断作用により植物の成長を害虫が存在しない場合も刺激し作物生産高の増良好に相関しており、他のネオニコチノイドでも観察されて大に寄与する。結果として処理植物は干ばつのような非生物いる特徴である(Kagabu et al. 2008)。ニトログアニジンとテ的ストレス要因にうまく反応する(Tielert et al. 2006)。代謝産

トラヒドロ-3-フリルメチル部分はジノテフランの殺虫活性物 6-CNA は、植物病害に対する独自の防御を誘発して生理に重要である(Wakita et al. 2004a; Wakita et al.2004b; Wakita

的変化をもたらすことができると示唆されている。それ故イ

2010)。しかし、イミダクロプリドやアセタミプリドと比較す

ミダクロプリドは、アセタミプリド、チアクロプリド、およるとジノテフランは、電流振幅および濃度依存性の観点から

びニテンピラムと共にいわゆるストレスシールド TM 技術

より効果的に脱分極電流を誘導する（ため興奮作用が目立た（Stress ShieldTM Technology）に含まれている(Bayer 2006)。

ない）と解釈される(Le Questel et al. 2011)。

ネオニコチノイド第二世代のチアメトキサム(Maienfisch

スルホキサフロルは第四世代ネオニコチノイドで、広範なet al. 2001a)は、第一世代のネオニコチノイドとは異なる作用

吸汁性昆虫に対して高い殺虫活性を示す(Babcock et al. 2011)。

のしかたをする(Nauen et al. 2003; Tan et al. 2007; Benzidane

スルホキサフロルは nAChR に作用するのでこれもネオニコ

et al. 2010)。チアメトキサムは昆虫 nAChR に対する弱い作動

チノイドの 1 つと考えらる。ネオニコチノイドに対する抵抗剤である。しかし(ゴキブリの)尾角の求心性シナプスおよび性を管理するために殺虫剤の輪番の可能性を考える場合、こ巨大介在神経細胞シナプスでは完全な作動剤で(Thany 2011)のことを考慮に入れる必要がある(Cutler et al. 2013)。nAChR

強力な脱分極を誘導し、その脱分極はムスカリン性アセチルとの相互作用の性格は、スルホキサフロルと他のネオニコチ

コリン受容体（mAChR）の拮抗剤であるアトロピンによっ

ノイドでは異なっている(Sparks et al. 2013)。スルホキサフロて部分的に減弱する。このことは、チアメトキサムが nAChR

ルは、アフリカツメガエル(Xenopus laevis)の卵母細胞で発現および mAChR の両方に結合できることを示唆する(Lapied

させたキイロショウジョウバエ(D. melanogaster) α4 nAChR

et al. 1990)。代謝によって N-デスメチル化されたチアメトキ

サブユニットとニワトリβ2nAChR サブユニットのの混成物

サム(TMX-dm)は、[3H]-イミダクロプリドの結合部位への親に高振幅の電位を生じる(Watson et al. 2011)。スルホキサフ

和性の増強をもたらす(Wiesner and Kayser 2000)。TMX-dm

ロルによって生じる電流の最大値(Imax)は、イミダクプリド、はチョウ目の幼虫では生じないが、哺乳類や昆虫では産生さアセタミプリド、チアクロプリド、ニテンピラムなどによりれる(Nauen et al. 2003; Ford and Casida 2006b)。TMX-dm は生じる Imax よりはるかに大きい。対照的にスルホキサフロル

昆虫の nAChR と相互作用を起こし、殺虫剤としてはチアメ

は、モモアカアブラムシ(M. pertsicae)膜画分から[3H]-イミダ

トキサムの約 1/25 の効果しかない(Nauen et al. 2003) が市販

クプリドを追い出すような親和性は弱い。ナナフシ(ナナフシ

されている。チアメトキサムの代謝産物クロチアニジンは殺目)の神経細胞では、スルホキサフロルは高速脱感作電流

虫活性を示す(Nauen et al. 2003)。クロチアニジンはイミダク

IACh1H および低速脱感作成分である IACh2H と IACh2L を強力に脱ロプリド感受性の nAChR1 型およびイミダクロプリド非感感作する(Oliveira et al. 2011)。これらの研究はスルホキサフ

受性の nAChR2 型に作用する(Thany 2009, 2011)。神経生理

ロルおよび他のスルホキシミンの作用が、イミダクロプリド

学、行動実験、および化学分析などの研究によると、ゴキブの作用と同様に受容体脱感作、受容体選択性、低および高濃リの自発運動に対するチアメトキサムの影響は、その代謝産度での分化作用、およびおそらくは長期曝露後の受容体脱感物であるクロチアニジンの出現と密接な関係があることが判

作に関与していることを明示する。加えて Dα1 および Dβ

明した(Benzidane et al. 2010)。これら二つは環境マトリック

2-nAChR サブユニットに変異のあるキイロショウジョウバ

スにおいてしばしば同時に存在し(Bonmatin et al. 2014)、そエあるいは抵抗性タバココナジラミを用いた実験では、スルのためこれらの毒性作用は強化される。

ホキサフロルのイミダクロプリドあるいはスピノサド(スピネオニコチノイド第三世代のジノテフラン(Wakita et al.

ノシンなどの殺虫活性成分を含む 2 種の発酵放線菌

2003)は、昆虫 nAChR と相互作用する(Mori et al. 2002;

Saccharopolyspora 由来： Perry et al. 2012; Longhurst et al.

Kiriyama et al. 2003)。解離定数 13.7 nM を示す高親和性結合

2013)との交差抵抗性は、スルホキサフロルが他のネオニコチ

部位が、ワモンゴキブリ(P. americana)の神経索膜画分中で明ノイドと共通の標的として nAChR を有するにもかかわらずらかにされた(Miyagi et al. 2006)。とはいえ、スキャッチャー

存在しない。

ド解析は二つの結合部位の存在を示唆する。ジノテフランは

シス型ネオニコチノイドのシクロキサプリドも第 4 世代で神経興奮作用を示す可能性があるが、イミダクロプリドの作あるが、最近開発されたばかりのためその薬理研究はあまり用より低く、クロチアニジンのそれと同等であり、神経遮断

進んでいない。イエバエでは、[3H]-シクロキサプリドは頭部

作用はイミダクロプリドと同等でクロチアニジンよりわずか

膜画分と Kd 値 28 nM で結合する(Shao et al. 2013b)。配位子に高い(Kiriyama and Nishimura 2002)。このような神経遮断

置換研究では、シクロキサプリドの代謝産物[3H]-ニトロメチ

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Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

ルイミダゾール(NMI)は、イエバエ、ミツバチ、マウス(Musに対する GABA 受容体感受性を調節するためと示唆される

musculus)の脳膜に対して、シクロキサプリドより、それぞれ(Casida and Quistad 2004)。フィプロニル誘導体は、フィプ

19、15、41 倍も効力が高い。

ロニルより天然型 GABAA 受容体に高い親和性を示し、IC50

ネオニコチノイドは nAChR への作動剤作用により昆虫に値は誘導体で 237±45～343±49 nM、フィプロニルで 2,470±370

脱分極電流を誘導する。しかし前述の如くネオニコチノイド

nM である(Ratra et al. 2001)。フィプロニルは nAChR とネオは、その作動剤作用および神経興奮活性とは逆に、チアクロ

ニコチノイド系殺虫剤よりも低い親和性で相互作用する

プリドとその誘導体にみられるような神経遮断作用もある(Barbara et al. 2005)。

(Kagabu et al. 2008; Toshima et al 2008)。ニワトリの神経筋接合部の研究で、イミダクロプリドが筋細胞の nAChR への拮抗剤であることが強く示唆された(Seifert and Stollberg 2005)。

代謝産物

トビイロウンカ(N. lugens)では、N1α1 サブユニットの Y151S
変異はイミダクロプリドへの抵抗性に関与しているが、アセ上市されている主な 7 種のネオニコチノイド系殺虫剤の代謝

チルコリンの作用にはほとんど影響しなかった(Liu et al.

は二相に分けられる。チトクロム P450 に大きく影響される

2005; Liu et al. 2006)。線虫の一種(Caenorhabditis elegans)の第 I 相代謝には、脱メチル化、ニトロ基還元、シアノ基加水Y151 に相当する部位にみられるようなセリンではなくメチ

分解、イミダゾリジンおよびチアゾリジンのオレフィン形成

オニンによるチロシンの置換(Y151M 変異)は、イミダクロプを伴うヒドロキシル化、開環を伴うオキサジアジンのヒドロリドが拮抗剤として作用し N1α1/β2 nAChR をもたらす

キシル化、およびクロロピリジニルとクロロチアゾリルの脱(Zhang et al. 2008)。このことは、サブユニット配列のごく微塩素化などの反応がある(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。

妙な相違が、ネオニコチノイドへの nAChR 抵抗性の有無、いくつかのネオニコチノイドでは、細胞質アルデヒドオキシ

あるいはネオニコチノイドが nACh R の作用が作動剤か拮抗

ダーゼがチトクロム P450 と共に哺乳類のニトロ基還元に関剤かを決めることを示す。

与している(Dick et al. 2005; Casida 2011)。第 I 相代謝産物はフィプロニルは、ピレスロイド系殺虫剤と同様に抑制系の小型哺乳類および植物で見つかっている(Chen et al. 2005;

神経系に作用して殺虫活性を現す。フィプロニルは GABA 受

Casida 2011)。第 II 相代謝は主に抱合体の形成で、植物と動容体(Tingle et al. 2003)および塩素チャネルと共役するグルタ物では異なる(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。代謝産物

ミン酸受容体と結合する(Barbara et al. 2005)。それによりフのいくつかは複数のネオニコチノイドに共通だが、その他はィプロニルは抑制系受容体を遮断し神経系の興奮をもたらす。

化合物ごとに特異的である(Schulz-Jander and Casida 2002;

フィプロニルはシナプス結合部に神経伝達物質(GABA)を蓄

Ford and Casida 2006a, 2008; Shi et al. 2009; Casida 2011)。

積させ神経過興奮をもたらす。フィプロニルの作用機序は拮

植物はネオニコチノイドに対して非常に高い代謝活性を示

抗剤で、ネオニコチノイド系殺虫剤の作用機序が作動剤であし、植物の死まであるいは、少なくとも植物が収穫され人間るのと異なる。グルタミン酸受容体は昆虫に特異的なタイプ

あるいは繁殖動物に食べられるまで種々の代謝産物が出現すのもので、これがフィプロニルが脊椎動物よりも無脊椎動物る(Laurent and Rathahao 2003; Greatti et al. 2006; Ford andにより効果的である理由である(Narahashi et al. 2007)。さらCasida 2008; Karmakar et al. 2009; Karmakar andにフィプロニルは、脊椎動物の受容体への親和性が低いよう

Kulshrestha 2009)。そのためネオニコチノイドは代謝産物にである(Grant et al. 1998)。フィプロニルはヒトよりも昆虫により害虫とくにアブラムシのような吸汁性害虫に対し長期間

対する選択性が高く、親和定数[KI=IC50/(1+[L]/Kd)]は、イエ効果を発揮する(Nauen et al. 1998)。表 2 および 3 にネオニコ

バエ GABAA 受容体で 4 nM、ヒト GABAA で 2,169 nM であ

チノイドおよびフィプロニルそれぞれの代謝産物を示す。

る(Ratra and Casida 2001)。とはいえ、選択性や感受性はヒト
GABAA 受容体のサブユニット組成によって変化する。

チアメトキサム、クロチアニジン、ジノテフラン

4-[ H]エチニルビシクロオルトベンゾエート([ H]-EBOB)の
3

3

GABA 受容体への結合競合試験が、異なるサブユニット組成

動物の GABA 受容体に対するフィプロニルの相対的親和性を比較するために行われた(Ratra et al. 2001)。フィプロニルは β3

チアメトキサム(TMX)の代謝はクロチアニジン(CLO)の代謝

受容体への選択性が高いが、[半数阻害濃度(IC50)=2.4±0.3 nM;と密接な関係がある。そのためチアメトキサムはクロチアニ

KI=1.8 nM]、天然型 GABAA 受容体への選択性は低い

ジンと共通の代謝産物と TMX に特異的な代謝産物を産生す(IC50=2,470±370 nM; KI=2,160 nM)。天然型 GABAA 受容体がる(Ford and Casida 2006a)。チアメトキサムの主な代謝経路

β3 受容体よりもフィプロニルへの親和性が低いということには化合物のオキサジアジナン部分におけるヒドロキシル化は、ヒト GABAA 受容体の他のサブユニットがフィプロニル

が関わり、開環を伴い、哺乳類、昆虫、および植物において

第２章

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

19

主な中間体であるクロチアニジンの産生に至る(Nauen et al.

キサムおよびクロチアニジンと同様、ジノテフラン(以下2003; Ford and Casida 2006a; Karmakar et al. 2009; Casida

DIN)の哺乳類における主要な代謝経路は、N-脱メチル化、ニ2011)。TMX と CLO の他の代謝経路は N-脱メチル化およびトロ基還元、およびアミン開裂を伴う N-メチレン-ヒドロキ

ニトロ基還元反応で(Ford and Casida 2006a; Casida 2011;

シル化である(Ford and Casida 2006a; Casida 2011)。DIN の

Kim et al. 2012)、N-デスメチルチアメトキサム（TMX-dm）

代謝産物には TMX、CLO と共通のものがある(NG-E、NG-F、および N-デスメチルクロチアニジン（CLO-dm）を生じ、さその他の NG 化合物)(FAO dinotefuran)。ジノテフランの代らにそれらの N-ニトロソ誘導体（TMX-dm-NNO、

謝は、クロチアニジンおよびチアメトキサムと比べヒドロキ

CLO-dm-NNO）あるいは N-アミノグアニジン誘導体

シル化およびテトラヒドロフラニル部分の代謝が速やかなと（TMX-dm-NNH2、CLO-dm-NNH2）に至る。これら 2 つころが異なる。ジノテフランの薬物動態の特徴として、迅速の代謝産物（TMX-dm および CLO-dm）は親化合物と同等な代謝と排泄があり、DIN の極性の高さとヒドロフラニル残の毒性を有し、nAChR への結合親和性も同等である(Chen et基の代謝が早いことと関連しているようである。結果として

al. 2005; Ford and Casida 2006a)。実際 TMX-dm は、殺虫剤

ジノテフランの代謝産物は、TMX や CLO の代謝産物と似たイミダクロプリドとほとんど同じ活性をもつ(Karmakar et al.

構造のもの(DIN-dm、DIN-NNO、DIN-dm-NNO、2009)。しかしニトロ基還元による代謝産物の昆虫と哺乳類へ

DIN-NNH2、DIN-dm-NNH2、DIN-NH、DIN-dm-NH)との相対的毒性は、昆虫には解毒化、哺乳類には生体内活性化

尿素誘導体（DIN 尿素）を生じる。ピルビン酸付加による第の機序により逆転する(Kanne et al. 2005; Honda et al. 2006;

II 相反応によりメチルトリアジノン(DIN-tri、DIN-de-tri)をCasida 2011)。

生じる(Ford and Casida 2006a; Casida 2011)。チアメトキサム

チアメトキサムは、ハツカネズミ（マウス、M. musculus)とクロチアニジンですでに観察されたように、ニトロ基還元の肝臓に発がん性があることが判明した(Green et al. 2005a,

経路により昆虫選択性から脊椎動物選択性作用に変化する

b; Tomizawa and Casida 2005)。Green ら(2005a, b)は、(Kanne et al. 2005; Honda et al. 2006; Casida 2011)。

TMX-dm が肝毒性物質かもしれないことを示した。このこと

テトラヒドロフラン類は、2、5、4 位でのヒドロキシル化、は初期の考えに反しネオニコチノイドがヒトを含む脊椎動物

開環、N-アセチル化、N-脱メチル化、あるいはニトロ基還元の健康に相当な影響を及ぼすかもしれないことを示唆する。

を含む代謝を受ける(Ford and Casida 2006a)。

しかしこのような影響についての詳細な考察は、本文書が検討すべき範囲を超える。

DIN の代謝産物のほとんどすべては、マウスやラットなどの小型哺乳類だけでなくイヌやニワトリでも観察されている代謝経路のさらなる段階として、ニトログアニジン（NG）(Ford and Casida 2006a; USEPA 2003c; USEPA 2004b)。テト

残基およびクロロチアゾリルメチル（CTM）残基を有する多ラヒドロフラン環の加水分解で、1-[4-ヒドロキシ-2-(ヒドロキ様な第 I 相代謝産物(N-メチレンおよび C-メチレン化)、またシメチル)ブチル]-3-メチル-2-ニトログアニジン(446-DO)がは酸化による尿素誘導体(TMX-尿素、TMX-dm-尿素、CLO-

生成することも報告されている(FAO dinotefuran)。

尿素、CLO-dm-尿素)、または第 II 相代謝産物としてピルビン酸付加によるメチルトリアジノン類(TMX-dm-tri、CLO-tri、植物

CLO-dm-tri)生成がある(Chen et al. 2005; Ford and Casida2006a)。

植物におけるクロチアニジンの代謝は、トウモロコシ、テン

すべての CTM 開裂生成物は、チアメトキサムとクロチア

サイ、飼料用ビート、リンゴ、トマトなどを含む様々な作物

ニジンに共通だが、NG 開裂生成物でこの二つの殺虫剤に共で評価された(EFSA 2010)。またチアメトキサムの代謝は、ト通するものは少ない[メチルニトログアニジン(NG-E)、メチ

ウモロコシ、イネ、セイヨウナシ、キュウリ、レタス、ジャルグアニジン(NG-F)、および他の NG 化合物である](Yokota

ガイモで評価された(FAO thiamethoxam)。チアメトキサムおet al. 2003; Ford and Casida 2006a; Kim et al. 2012)。その他のよびクロチアニジンが代謝産物に転換するために重要な植物

NG 代謝産物はチアメトキサムに特異的である(NG-A、NG-B、

酵素についてはこれまでに調査されていない(Ford andNG-C、NG-D)。これらの化合物は、それぞれに特有の代謝

Casida 2008)。

を続けてさまざまな最終生成物になる。
チアメトキサムとクロチアニジンの代謝産物のほとんどは、

ホウレンソウ、トウモロコシ、テンサイの第 I 相代謝産物
は小型哺乳類で見られた代謝産物とよく似ていて(Chen et al.

マウスやドブネズミ（ラット）などの小型哺乳類だけでなく

2005; Ford and Casida 2006a, 2008)主要な代謝経路は N-脱メ

イヌやニワトリでも観察されている(USEPA 2000; Klein

チル化およびニトロ基還元を経て進む(FAO thiamethoxam;

2003; USEPA 2003b; Yokota et al. 2003; USEPA 2004a; Ford

Ford and Casida 2008)。

and Casida 2006a; Kim et al. 2012)。
ジノテフランは、TMX や CLO とは異なりクロロチアゾリ
ル部分ではなくテトラヒドロフラニル残基を持つ。チアメト

ワタの茎では、チアメトキサムは速やかにクロチアニジンに代謝されるが TMX-dm はあまり多く生成しない(Karmakar et al. 2009)。EFSA(2010)は、クロチアニジンは植20Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

物の葉において大部分がデスニトロクロチアニジン

解する(De Uderzo et al. 2007)。5-メチル-2(3H)-チアゾロンは、（CLO-NH）とメチルグアニジン（NG-F）に代謝されるとSchwartz ら(2000)がすでに観察したように、硫化カルボニル

した(Kim et al. 2012)。クロチアニジンは、植物で酸化的開裂やイソシアン酸のような揮発性物質に分解する。他に観察さし他の代謝産物や開裂生成物などのほかカルボン酸誘導体にれた光分解生成物はオキサジン誘導体で、おそらく硫黄の追なる(Ford and Casida 20ｗ08; Ford et al. 2010; FAO

出しによってアゼチジノン中間体が生成され、オキサゾール

clothianidin)。ホウレンソウでは、チアメトキサム、クロチ

環のイミン基の加水分解からアクリロニトリル誘導体が生成

アニジン、およびその N-脱メチル化産物は、ニトロソグアニされたのであろう(De Uderzo et al. 2007)。

ジン、グアニジン、および尿素誘導体を生じる(Ford andクロチアニジンの水中分解についての論文審査を経た文献

Casida 2008; FAO thiamethoxam; FAO clothianidin)。ホウレ

は見つけられなかった。しかし、FAO は、この化合物は加水

ンソウでは、チアメトキサムとクロチアニジンの抱合体やメ分解あるいは光分解により CLO-尿素になり、さらに開裂にチルチオ誘導体も観察されていない(Ford and Casida 2008)。

よってメチル尿素(MU)および 2-クロロチアゾール-5-イル-メ

哺乳類での代謝とは反対に、クロチアニジンはグアニジンのチルアミン(ACT)になると言及した(FAO clothianidin)。クロ

窒素原子でヒドロキシル化され、N-ヒドロキシ誘導体(N-2-チアニジンは、加水分解でニトロ尿素誘導体(CTNU)になり、クロロチアゾール-5-イルメチル-N-ヒドロキシ-N’-メチル

さらに開裂して ACT になる可能性がある。クロチアニジン-N’’-ニトログアニジン、THMN)になり、トウモロコシ、リは、ニトロ基還元、メチレン架橋の開裂あるいはニトロ基のンゴ、テンサイではグリコシル化(第 II 相代謝)が続く(FAO

脱離を伴う複雑な環化反応、塩素脱離、および脱硫によってclothianidin)。

デスニトロクロチアニジン（CLO-NH）
や NG-F に変換され、ジノテフランの植物内代謝は哺乳類と同じで、おもにメチ

7-メチルアミノ-4H-イミダゾ[5,1-b][1,2,5]チアジアジン-4-オ

ルグアニジン、ニトログアニジン、および尿素代謝物に至る

ン(MIT)を生成する。引き続いて、環開裂で 2-メチルアミノ-2-(Ford and Casida 2008; Casida 2011; Rahman et al. 2013;

イミダゾリン-5-オン(MIO)、4-ヒドロキシ-2-メチルアミノ-2-

FAO dinotefuran)。クロチアニジンでは N-メチレンヒドロキ

イミダゾリン-5-オン(HMIO)、NG-F、ホルムアミド(FA)など

シル化によってテトラヒドロフリルメチルアミンを生成し、最終的に無機化作用を経て二酸化炭素になる(FAO(THFMA/DIN-r)が生成され、第 I 相代謝(すなわち N-アセチ

clothianidin)。

ル化、酸化、還元など)でさらに代謝されるか、あるいは第 II

ジノテフランは、暗所およびアルカリ性 pH 条件下の加水相(グルコシド誘導体)反応がおきる(Ford and Casida 2008)。

分解で DIN-尿素を生じる。地表水での光分解で、DIN-尿素、植物では、分子内環化によって 6-ヒドロキシ-5-(2-ヒドロキシデスニトロジノテフラン（DIN-NH）、2-ヒドロキシジノテフエチル)-1-メチル-1,3-ジアジナン-2-イリデン-N-ニトロアミン

ラン（DIN-2-OH）、および 3-ヒドロキシジノテフラン(PHP)が生成される。メチルニトログアニジン（NG-E）と（DIN-3-OH）が生じる(USEPA 2004b)。

NG-F は主要な開裂生成物として観察された(Ford andCasida 2008; FAO dinotefuran)。

土壌

水

土壌中のチアメトキサム分解に関する査読された文献は見つけられなかった。しかし、FAO はこの件について多少の情報

水中では、チアメトキサムは暗所条件下 pH 1～7 で加水分解を提供している(FAO thiamethoxam)。チアメトキサムの土壌せず(De Uderzo et al. 2007)、pH 9 で 20℃では速やかに分解

中の代謝経路は、
好気性条件下では TMX から CLO へ変換し、するが(European Commision 2006)、紫外線放射下では約 10

さらにデスニトロクロチアニジン（CLO-NH）および CLO-

分でほとんど完全に(約 96%)分解する(De Uderzo et al. 2007)。

尿素に進む。N-デスメチルクロチアニジン（CLO-dm）も分

おもな加水分解生成物が同定されている：TMX-尿素、クロ解産物として観察されている。親化合物のニトロ基還元も生

チアニジン、およびその誘導体[N-(2-クロロチアゾール-5-イ

じ、最終的に TMX-尿素を生成する。中間体デスニトロチアルメチル)-N’-ニトロ尿素(CTNU)、クロロチアゾリルメチル

メトキサム（TMX-NH）はこれまでのところ水田でしか観察

アミン（CTM-i）、メチル尿素(MU)、および NG-B]である(FAO

されていない。N-メチレンのヒドロキシル化からの開裂生成

thiamethoxam)。

物 NG-A も土壌中の主要生成物として観察されている(FAO

反対に De Uderzo ら(2007)は、チアメトキサムは光分解にthiamethoxam)。
嫌気性条件下の主要代謝産物は TMX-NH で、

よって HNO3 を失いグアニジン誘導体のデスニトロチアメ

TMX-尿素も観察されている(European Commission 2006)。

トキサム(TMX-NH)が生成することを示した。その後チアゾ

クロチアニジンの土壌中の好気的分解は、3 つの主要経路

ール環中で塩素の OH との求核的置換が生じ、急速に 5-メチをたどる。第一の経路は、クロチアニジンの N-脱メチル化反ル-2(3H)-チアゾロンおよびメチルグアニジン（NG-F）に分

応で始まり CLO-dm を生成し、N-メチレンのヒドロキシル

第２章

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

21

化でニトログアニジン(NG-G)を生成する。第二の経路は N-

ネオニコチノイドは、その有効成分の浸透性を生かし種子

メチレンのヒドロキシル化によるメチルグアニジン（NG-F）

コーティングによる植物管理に多く使用されている。その結の生成に始まり、N-脱メチル化反応を経て NG-G を生成する。

果ヒトおよび動物は、植物が取り込んだネオニコチノイドの第三の経路はニトロ基還元による CLO-尿素の生成が係る

有効成分および代謝産物を含んだ植物を食べることにより曝(FAO clothianidin)。クロチアニジン代謝はさらに無機化作用

露を受ける。ニコチンおよびネオニコチノイド系殺虫剤のイを経て二酸化炭素へ至る。

ミダクロプリド、アセタミプリド、クロチアニジンは、腸壁

ジノテフランは、好気性土壌の暗所で 20℃では主要な分解を通過して急速に効率的に吸収されるため食物を介した曝露

生成物としてメチルニトログアニジン（NG-E）および NG-Fを考慮に入れるべきである(Yokota et al. 2003; Brunet et al.

を生成する。そのほかに観察された代謝産物は DIN-尿素お
よび N-デスメチルジノテフラン（DIN-dm）である(FAO
dinotefuran)。ジノテフランおよびその代謝産物はさらに無

2004; Brunet et al. 2008)。加えてネオニコチノイドの 7 種の代謝産物が患者の尿から検出された(Taira et al. 2013)。植物の代
謝産物のうちデスニトロイミダクロプリド（IMI-NH）は特に関心をもたれていて、α4β2 nAChR への作動剤作用により機化作用を経て二酸化炭素になる。土壌中のジノテフランの脊椎動物に対し高い毒性を現す(Chao and Casida 1997;

光分解は分解経路としてあまり重要ではないことが判明した

D’Amour and Casida 1999; Tomizawa and Casida 2000;(FAO dinotefuran)。嫌気性土壌ではデスニトロジノテフラン

Tomizawa et al. 2001a)。IMI-NH は、nAChR との相互作用（DIN-NH）が観察された(USEPA 2004b)。

により細胞内カルシウムを動員し細胞外シグナル制御キナー

イミダクロプリドおよびニテンピラム
動物(および植物)
ネオニコチノイドの代謝経路は、昆虫と植物で多くの類似点がある。ミツバチではイミダクロプリド(IMI)は、おもにオレフィン誘導体（IMI-ole）、5-ヒドロキシイミダクロプリド(IMI-5-OH)、4,5-ジヒドロキシ-イミダクロプリド（IMI-diol）、
デスニトロイミダクロプリド（IMI-NH）、尿素誘導体（IMI尿素）、および 6-クロロニコチン酸(6-CNA)になる。これらの代謝産物のうち IMI-ole と IMI-5-OH は急性および慢性の曝露により毒性を示す(Suchail et al. 2001)。このようにイミダク
ロプリドの生体内変換は代謝活性化につながり、ミツバチでは脳および胸部に毒性代謝物が 96 時間以上とどまる(Suchailet al. 2004a, b)。イミダクロプリドが最初に毒性をもたらし、
そのイミダクロプリドの初期の毒性作用を生き延びたハチの体内で毒性代謝物が存在し続けるという（毒性の）代謝伝達が生じる。その結果、他の神経毒性殺虫剤では一般的に観察される 10～24 時間の最高死亡率とは異なり、イミダクロプリドでは致死的現象が 96 時間以上継続する(Suchail et al. 2001)。
イミダクロプリドの代謝はハチ類とハエ類で類似し、ヒドロキシル化体、IMI-ole、6-CNA、およびイミダゾリン含有物がイエバエとショウジョウバエの主要な代謝産物である(Nishiwaki et al. 2004; Sparks et al. 2012)。これは昆虫類のネ
オニコチノイド代謝経路には差が僅かしかないことを意味するかもしれない。従って体内での代謝活性化およびある種の植物代謝産物に対する感受性は、昆虫に共通する特性かもしれない。これがハチ類やハエ類で LC50 の 3～5 桁低い濃度の
慢性曝露後に持続的な毒性が示された理由の可能性がある(Charpentier et al. 2014)。

ゼカスケードを活性化させる(Tomizawa and Casida 2002)。
マウスの生体内で、イミダクロプリドはデスエチルイミダク
ロプリド（IMI-de）、オレフィン誘導体（IMI-ole）、IMI-NH、
IMI-尿素、その抱合体（IMI-尿素-gluc、IMI-尿素-gent）、4,5ジヒドロキシイミダクロプリド（IMI-diol）、そのグルクロン酸抱合体（IMI-diol-gluc）、5-ヒドロキシイミダクロプリド（IMI-5-OH）、そのグルクロン酸抱合体（IMI-5-OH-gluc）、
ニトロソ誘導体（IMI-NNO）、
6-クロロニコチン酸（6-CNA）、
および異なるイミダゾリン誘導体やピリジニル誘導体に変化する。IMI-NH はイミダクロプリドに対するアルデヒドオキ
シターゼの作用で生成される(Tomizawa and Casida 2003)。
この代謝物の出現が、生体内活性化をもたらすと考えられる。
IMI-NH は α4β2 nAChR と結合する能力により哺乳類に対し毒性を発現するからである(Chao and Casida 1997; D’Amour
and Casida 1999; Tomizawa and Casida 2000; Tomizawa et
al. 2001a; Tomizawa and Casida 2003, 2005)。
対照的に昆虫では、IMI-NH は解毒性の誘導体である。6クロロニコチン酸（6-CNA）はクロロピリジニル構造を有す
るネオニコチノイドに共通の代謝産物である(Ford andCasida 2008; Casida 2011)。従って、ミツバチに対する 6-CNAの危険性は、イミダクロプリド、チアクロプリド、アセタミ
プリド、ニテンピラムの使用に共通すると解釈される。
ニテンピラム(NIT)は、マウスでは、カルボン酸誘導体（NIT-COOH）、デスクロロピリジンニテンピラム、N-デス
メチル-ニテンピラム(NIT-dm)、シアノ誘導体（NIT-CN）、
および異なるデスクロロピリジン誘導体に代謝される(Fordand Casida 2008; Casida 2011)。ニテンピラムの代謝産物に関する詳細な毒性調査はいまだに行われていない。これらの代謝物はシアノ基の酸化によってカルボン酸誘導体になる(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。

22

第２章

表2

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

さまざまな媒体および有機物中のネオニコチノイド代謝産物。無脊椎動物や哺乳類に対し活性をもつことが知られている代謝産物は太字で示す。
原体
チアメトキサム（TMX）

代謝産物
クロチアニジン, CLO
Thiamethoxam-dm, TMX-dm,
N- デ ス メ チ ル チ ア メ ト キ サ ム 、TMX-NNO
TMX-NNH2
TMX-NH

TMX-Urea

TMX-dm-NNO

TMX-dm-NH2
TMX-dm-NH
TMX-dm-Urea
ヒドロキシチアゾール尿素誘導体
6-ヒドロキシオキサディアジノン
エーテル誘導体
NG-A
NG-B
NG-C
NG-D

5-メチル-2(3H)-チアゾリン
オキサジン誘導体
アクリロニトリル誘導体
硫酸カルボニル
イソシアン酸クロチアニジン/
チアメトキサムTZNG, CLO-dm

生成媒体
土壌、マウス、哺乳類、昆虫、植物
マウス
マウス、土壌細菌
(Pseudomonas sp.)
マウス
マウス、土壌細菌
(Pseudomonas sp.), 水（光分解）, 土壌
マウス、土壌細菌
(Pseudomonas sp.), 水（光分解）, 土壌
マウス
マウス
マウス
マウス
植物（トマト）植物（トマト）植物（トマト）
哺乳類
哺乳類
哺乳類
哺乳類
水（光分解）
水（光分解）
水（光分解）
水（光分解）
水（光分解）
土壌、植物、哺乳類

N-(2-chlorothiazol-5- ylmethyl)-N′Nitroguanidine、CLO-NNO
CLO-dm-NNO

マウス、昆虫、植物

CLO-NNH2, ATMG
CLO-dm-NNH2, ATG
CLO-NH, TMG,
N-(2-chlorothiazol-5-ylmethyl)-N′-methylguanidine
CLO-dm-NH, TZG

マウス、昆虫マウス、昆虫
土壌、植物、堆積物、哺乳類

CLO-Urea, TZMU,
N-(2-chlorothiazol-5-ylmethyl)-N-met
hylurea

土壌、植物、哺乳類、水CLO-dm-Urea, TZU, 2-chloro-1,
3-thiazole-5-ylmethylurea
THMN, N-hydroxy clothianidin,
N-2-Chlorothiazol-5-ylmethyl-N-hydroxy-N′-methyl-N″-nitroguanidine
2-chloro-1,3-thiazole-5-methylamine
2-chloro-1,3-thiazole-5-methyl
isocyanate
TZA, CTM-a
TZOH, CTM-b*
CTM-c, CTA, CTCA,
2-chloro-1,3-thiazole-5-carboxylic acid
CTM-i, cACT,
2-chlorothiazol-5-ylmethylamine
CTM-f
CTNU,N-(2-chlorothiazol-5-ylmethyl)N′-nitrourea
HMIO, 4-hydroxy-2-methylamino2-imidazolin-5-one
MIT, 7-methylamino-4H-imidazo[5,1-b][1,2,5]thiadiazin-4-one
FA, Formamide
MU, Methylurea

哺乳類、植物、土壌

マウス、昆虫、植物

出典
Ford and Casida 2006a; Nauen et al.
2003; PPDB 2013; FAO thiamethoxam
Ford and Casida 2006aFord and Casida 2006a
Pandey et al. 2009
Ford and Casida 2006aFord and Casida 2006a; Pandey et al. 2009;
De Uderzo et al. 2007; FAO thiamethoxam
Ford and Casida 2006a; Pandey et al. 2009;
Schwartz et al. 2000; FAO thiamethoxam
Ford and Casida 2006a;
Ford and Casida 2006a;
Ford and Casida 2006a;
Ford and Casida 2006a;

Karmakar et al. 2009
Karmakar et al. 2009
Karmakar et al. 2009
Ford and Casida 2006aFord and Casida 2006aFord and Casida 2006aFord and Casida 2006a
De Uderzo et al. 2007
De Uderzo et al. 2007
De Uderzo et al. 2007
De Uderzo et al. 2007; Schwartz et al. 2000
De Uderzo et al. 2007; Schwartz et al. 2000
PPDB 2013; Kim et al. 2012; Ford andCasida 2006a, 2008; FAO clothianidin;
Ford and Casida 2006a, 2008 Kanne et al.
2005;Karmakar et al. 2009
Ford and Casida 2006a, 2008; Kanne et al.
2005
Ford and Casida 2006a; Kanne et al. 2005
Ford and Casida 2006a; Kanne et al. 2005
Kim et al. 2012; Ford and Casida 2006a,
2008; FAO clothianidin

ラット、リンゴ

Ford and Casida 2006a, 2008; FAO
clothianidin
PPDB 2013; Kim et al. 2012; FAO
clothianidin; Ford and Casida 2008;
Karmakar et al. 2009; Žabar et al. 2012;
Schwartz et al. 2000
Kim et al. 2012; Ford and Casida 2006a,
2008; FAO clothianidin
FAO clothianidin

トマト細胞培養
トマト細胞培養

Karmakar et al. 2009
Karmakar et al. 2009

哺乳類
哺乳類
哺乳類、植物水

Ford and Casida 2006aFord and Casida 2006a
Kim et al. 2012; Ford et al. 2010;
Ford and Casida 2008, 2006a
FAO clothianidin

哺乳類
水Ford and Casida 2006a
FAO clothianidin

水FAO clothianidin

水FAO clothianidin

水水

FAO clothianidin
FAO clothianidin

哺乳類、植物

第２章

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

23

表２（続き）
原体
チアメトキサム/クロチアニジン/
ジノテフラン
ジノテフラン

イミダクロプリド

イミダクロプリド、ニテンピラム、
アセタミプリド、
チアクロプリド

代謝産物
MNG, NG-E, N-メチル-N-ニトログア
ニジン
MG, NG-F, メチルグアニジン

生成媒体
土壌、植物、哺乳類

NG-G, NTG, ニトログアニジン
DIN-dm, FNG, N-desmethyl
dinotefuran,
2-nitro-1-(tetrahydro-3-furylmethyl)
guanidine
DIN-NNO
DIN-dm-NNO
DIN-NNH2
DIN-dm-NNH2
DIN-NH, DN,
1-Methyl-3-(tetrahydro-3-furylmethyl)guanidine
DIN-dm-NH,
3-(tetrahydro-3-furylmethyl)
guanidine
DIN-Urea, UF,
1-Methyl-3-(tetrahydro-3furylmethyl)urea
DIN-dm-Urea, 3-(tetrahydro-3furylmethyl)urea
DIN-2-OH

哺乳類、植物、土壌
哺乳類、植物、土壌（嫌気性）

出典
PPDB 2013; Ford and Casida 2006a, b;
FAO clothianidin
Kim et al. 2012; Ford and Casida 2006a;
FAO
Ford and Casida 2006a; FAO clothianidin
Ford and Casida 2006a; 2008; FAO
dinotefuran

哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物、水（光分解）、
土壌（嫌気性）Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008; FAO
dinotefuran; USEPA 2004b

哺乳類、植物

Ford and Casida 2006a, 2008

哺乳類、植物、土壌（嫌気性）、水（加水分解+光分解）、
哺乳類、植物

Ford and Casida 2006a, 2008; Rahman etal. 2013; FAO dinotefuran; USEPA 2004b

DIN-5-OH
DIN-4-OH
DIN-a, PHP, 1,3-diazinane
aminocarbinol (derivative of DIN-2OH)
DIN-b (derivative of DIN-dm)
DIN-e (guanidine derivative of DIN-a)
DIN-f (guanidine derivative fo DIN-b)
DIN-g (derivative of DIN-5-OH)
DIN-h (desmethyl DIN-g)
DIN-i (nitroso derivative of DIN-g)
DIN-j (nitroso derivative fo DIN-h)
DIN-k (guanidine derivative fo DIN-h)
DIN-l*, tetrahydrofurancarboxaldehyde, 3-Furfural
DIN-m, THFOL, tetrahydrofuran
alcohol, 3-Furfuryl alcohol
DIN-n, THFCA, tetrahydrofuran3-carboxylic acid
DIN-p, 4-hydroxy-tetrahydrofuran3-carboxylic acid
DIN-r, THFMA, tetrahydrofuran3-yl-methylamine
446-DO,-[4-hydroxy-2-(hydroxymethyl)
butyl]-3-methyl-2-nitroguanidine
DIN-3-OH
IMI-olefin, olefin derivative, 4,5-dehydro-imidacloprid

哺乳類、植物哺乳類
哺乳類、植物USEPA 2004b
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006aFord and Casida 2006a, 2008

哺乳類
哺乳類
哺乳類
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物哺乳類

Ford and Casida 2006aFord and Casida 2006aFord and Casida 2006aFord and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a

植物

Ford and Casida 2008

哺乳類、植物

Ford and Casida 2006a, 2008

哺乳類、植物

Ford and Casida 2006a, 2008

哺乳類、植物

Ford and Casida 2006a, 2008

哺乳類、植物FAO dinotefuran

IMI-5-OH, 5-OH-imidacloprid,
5-hydroxy-imidacloprid,[(6-Chloro-3-pyridinyl) methyl]-4,5-dihydro-2-(nitroamino)1H-imidazol-5-ol
IMI-de
IMI-diol, 4,5-dihydroxy-imidacloprid

ミツバチ、マウス

IMI-NH, desnitro-imidacloprid

ミツバチ、植物、マウス

IMI-urea, urea derivative, N((6-Chloropyridin-3-yl)-methyl)imidazolidinone
6-CNA, 6-クロロニコチン酸

ミツバチ、マウス

水、植物、哺乳類

Ford and Casida 2006a, 2008

哺乳類、植物、水（光分解） Ford and Casida 2006a; FAO dinotefuran;

哺乳類、植物、水（光分解） FAO dinotefuran; USEPA 2004b
ミツバチ、イエバエ、ショ Decourtye and Devillers 2010; Suchail et
ウジョウバエ、マウス
al. 2001; Nishiwaki et al. 2004; Sparks et

マウス
ミツバチ、マウス

動物、植物、土壌

al. 2012; Tomizawa and Casida 2003
Decourtye and Devillers 2010; Suchail etal. 2001; Tomizawa and Casida 2003

Tomizawa and Casida 2003
Suchail et al. 2001; Tomizawa and Casida
2003
Suchail et al. 2001; Tomizawa and Casida
2003
Suchail et al. 2001; Tomizawa and Casida
2003
Suchail et al. 2001; Nishiwaki et al. 2004;
Sparks et al. 2012; Ford and Casida 2008,
2006b; Casida 2011; Brunet et al. 2005;
FAO acetamiprid; Lazic 2012; Tokieda etal. 1999; Phugare and Jadhav
2013; FAO thiacloprid

24

第２章

表2

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

（続き）

原体
ニテンピラムアセタミプリド

チアクロプリド

サイクロクサプ
リド*検出されず代謝産物
NIT-COOH
NIT-deschloropyridine
NIT-dm, N-desmethyl nitempyram
NIT-CN
NIT-deschloropyridine derivatives
Acetamiprid-D-desmethyl, N-desmethyl
acetamiprid, IM-2-1, ACE-dm, N(6-Chloro-3-pyridylmethyl)-N′-cyanoacetamidine

生成媒体
マウス
マウス
マウス
マウス
マウス
動物、植物、土壌（微生物）

出典
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011

IM-1-3, N-[(6-chloro-3-pyridyl)methyl]N-methylacetamide, ACE-acet, ACE-urea

動物、植物、土壌、水（加水分解）

IM-2-3, N-[(6-chloro-3-pyridyl)methyl]acetamide, ACE-dm-acetIM-1-2, N2-carbamoyl-N1- [(6-chloro-3pyridyl)methyl]-N1-methylacetamidine,
ACE-NCONH2
IM-2-2, N2-carbamoyl-N1- [(6-chloro3-pyridyl)methyl]-acetamidine,
ACE-dm-NCONH2
IM-1-4, N-methyl(6-chloro-3pyridyl)methylamine,
Nmethylpyridinylmethylamine

マウス、植物FAO acetamiprid; Brunet et al. 2005;
Casida 2011; Ford and Casida 2008;
Chen et al. 2008; Wang et al. 2012;
Wang et al. 2013aCasida 2011; FAO acetamiprid; Brunet
et al. 2005;
Dai et al. 2010; Liu et al. 2011
Casida 2011; FAO acetamiprid

マウス、植物、土壌（微生物）

Casida 2011; FAO acetamiprid;Phugare and Jadhav 2013

マウス、植物

Casida 2011; Ford and Casida 2008

IM-0, (6-chloro-3-pyridyl)methanol,
CPOL
ACE-NH, descyano derivative
IM-2-5, N1-(6-Chloropyridin-3-ylmethyl)acetamidine, ACE-dm-NH
IM-2-4, (6-chloro-3-pyridyl)methylamine,chloropyridinylmethylamine
N-methylpyridinylmethylamine(E)-1-ethylideneurea
ACE-w, N′-cyano-N-methylacetimidamide

動物（ミツバチ）、植物

Dai et al. 2010; Liu et al. 2011; Wang etal. 2013b; Tokieda 1999; Phugare andJadhav 2013;Wang et al. 2013aBrunet et al. 2005; FAO acetamiprid

植物、土壌
動物

Casida 2011; Wang et al. 2013a
FAO acetamiprid

マウス、植物ACE-u, N′-cyanoacetimidamide

マウス、植物

THI-NH, M29, thiacloprid thiazolidinimine,3-[(6-Chloro-3-pyridinyl)methyl]-2thiazolidinimine, descyano derivative
THI-ole, M38, thiacloprid-olefin, {3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]-2thiazolylidene}cyanamide
THI-ole-NH
THI-4-OH, 4-hydroxy-thiacloprid, {3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]-4hydroxy-2-thiazolidinylidene}cyanamide
Thiacloprid-amide, THI-NCONH2, 3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]-2thiazolidinylidene}urea, M02
THI-4-OH-NCONH2, M37, {3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]4-hydroxy-2-thiazolidinylidene}urea
THI-SO
THI-SO3-H-NCONH2, Thiacloprid
sulfonic acid, M30
THI-SOMeCYC-OH, hydroxy derivatives

マウス、植物、土壌

Casida 2011; Ford and Casida 2006a,
2008
Phugare and Jadhav 2013
Phugare and Jadhav 2013
Casida 2011; Ford and Casida 2006b,
2008
Casida 2011; Ford and Casida 2006b,
2008
Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid;CYC-(OH)2, dihydroxy derivatives
CYC-NO, nitroso derivative
CYC-NH2, amine derivative
NMI, nitromethylene imidazole
NMI-NO, nitroso derivative of NMI動物（ミツバチ）、植物、 Casida 2011; Ford and Casida 2006b;
土壌Brunet et al. 2005; FAO acetamiprid;

土壌
土壌
マウス、植物

マウス、植物

Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid;

マウス、植物
動物、植物、土壌（微生物）

Ford and Casida 2006b, 2008
Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid; Zhao et al. 2009

マウス、植物、土壌（微生物）

Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid; Dai et al. 2010

マウス、植物

Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid; Casida 2011

マウス、植物
マウス、植物、土壌マウス
マウス

Ford and Casida 2006b, 2008
Ford and Casida 2006b, 2008; PPDB
2013; FAO thiacloprid
Ford and Casida 2006b
Shao et al. 2013b

マウス
マウス
マウス
マウス
マウス

Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b

第２章

土壌および水動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

25

セタミプリド(ACE-NH)を生成する、アセタミプリドからのN-CN結合の開裂も生じる(Ford and Casida 2008; Casida

イミダクロプリド(IMI)に関しては、土壌中の植物および動物の代謝産物として、デスニトロ-オレフィン誘導体、2,5-ジケ

2011)。
チアクロプリドの代謝には5種の攻撃箇所[シアノ基加水分

トン誘導体、二酸化炭素、および 6-ヒドロニコチン酸につい解(THI-NCONH2)、スルホキシド化(THI-SO、ての記述がある(FAO imidacloprid)。

THI-SO3H-NCONH2)、4位のヒドロキシル化(THI-4-OH、
THI-4- OHNCONH2)、オレフィンへの変換(THI-ole)、シア

アセタミプリドおよびチアクロプリド

ノ基の脱離 (THI-NH、THI-ole-NH)]などが関わる。植物では、4-ヒドロキシチアクロプリド-尿素(THI-4-OH-NCONH2)

動物

およびスルホキシド体（THI-SO）が主要な代謝産物であった(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。

哺乳動物において、アセタミプリド(ACE)は速やかかつ効率
的に腸吸収される(Brunet et al. 2008)。アセタミプリドおよび

土壌および水チアクロプリド(THI)については、N-脱メチル化が主な代謝経路である。昆虫では、アセタミプリドは速やかな生体内変

アセタミプリドは加水分解および光分解に対し安定で、土壌換を起こし、そのため代謝物の産生が進行し N-デスメチルア

中の主たる代謝産物はN-メチル-クロロピリジニルメチルア

セタミプリド （IM2-1(ACE-dm)）、アセタミプリド-尿素

ミン（IM1-4）である(FAO acetamiprid; Dai et al. 2010; Liu et（IM1-3）、N-メチル-クロロピリジニルメチルアミン（IM1-4）、

al. 2011; Wang et al. 2013a; Wang et al. 2013b)。それ以外の代

6-クロロピコリルアルコール（IM0）、6-CNA（IC0）および謝産物にアセタミプリド-尿素（ACE-NCONH2）および

2 種の未知の代謝産物が生成する(Brunet et al. 2005; Ford

6-CNAがある(FAO acetamiprid; Dai et al. 2010; Liu et al.

and Casida 2006a; Casida 2011)。代謝産物の 6-CNA は、消化2011)。アセタミプリドは生体内変換を受け、N-脱メチル化誘管以外の腹部を除くすべての生物区画で 72 時間以上安定で、導体が生成する(Chen et al. 2008; Wang et al. 2012)。近年

これによりアセタミプリドが毒性を示す理由を説明し得る

Phugare and Jadhav(2013)は土壌中の微生物分解によるアセ(Brunet et al. 2005)。チアクロプリドは、デシアノチアクロプ

タミプリド-尿素（ACE-NCONH2）の形成を検証し、その後

リド （THI-NH）、オレフィン誘導体（THI-ole）、その脱開裂が起こりN-メチルピリジニルメチラミンと(E)-1-エチリ

シアノ体（THI-ole-NH(推定)）、THI-尿素（THI-NCONH2）、

デン尿素となり、さらに酸化開裂を経て6-CNAが生成するこ4-ヒドロキシチアクロプリド（THI-4-OH）、その尿素誘導体とを認めた。

（THI-4-OH-NCONH2）、スルホキシド誘導体（THI-SO）、

チアクロプリドは加水分解に安定である(30日後95～98％

スルホン酸誘導体（THI-SO3H-NCONH2）、メチルチオ誘導回収)。土壌中では明暗を問わず分解してチアクロプリド-尿体（THI-SMe）などに変換する(Ford and Casida 2006b;

素（THI-NCONH2）になり(FAO thiacloprid)、さらにデシCasida 2011)。チアクロプリドは、生体内でチトクロム P450

アノチアクロプリド（THI-NH）およびチアクロプリドスルが作用してデシアノチアクロプリド(THI-NH)に至る

ホン酸-尿素（THI-SO3-H-NCONH2）に変換される。

(Tomizawa and Casida 2003, 2005)。イミダクロプリドとデス
ニトロイミダクロプリドの関係と同様に、チアクロプリドか

シス型ネオニコチノイドおよび新世代殺虫剤

ら THI-NH が生成することは生体内活性化をもたらすと考えられる。なぜなら THI-NH は α4β2 nAChR と結合し哺乳

シクロキサプリド（cycloxaprid）、パイコンジン類に毒性を示すからである(Chao and Casida 1997; D'Amour(paichongding)、イミダクロチズ（imidaclothiz）、スルホキ

and Casida 1999; Tomizawa and Casida 2000; Tomizawa et

サフロル（sulfoxaflor）は、新開発のネオニコチノイド系殺al. 2001a; Tomizawa and Casida 2003, 2005)。対照的に、昆虫虫剤である。パイコンジンおよびシクロキサプリドはシス型

類では THI-NH は解毒性の代謝物である。

ネオニコチノイド(Li et al. 2011; Shao et al. 2011; Cui et al.
2012)、イミダクロチズはニトログアニジンチアゾール系ネオ植物

ニコチノイド(Wu et al. 2010)、スルホキサフロルはスルホキ
シミン系殺虫剤で、その殺虫活性はnAChRでの非常に高い効

他のネオニコチノイドで見られたように植物と哺乳類におけ力と緊密に関係している(Watson et al. 2011)。しかし、これるアセタミプリドとチアクロプリドの代謝は似ている。アセ

ら新しい物質の昆虫および哺乳類における代謝については数

タミプリドの代謝初期には数種の攻撃箇所(N-脱メチル化、シ件の研究しか公表されていない。

アノ基加水分解、6-CNA開裂)が関わる。さらにデシアノア

26

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

動物

FAO fipronil)。フィプロニル自体も尿中で検出された。フィプロニル-スルホンは主な代謝産物で、調査した種の組織(脂シクロキサプリド(CYC)の代謝はマウスで検討された(Shao肪、副腎、膵臓、皮膚、肝臓、腎臓、筋肉、甲状腺、卵巣、et al. 2013b)。5種のヒドロキシ化物(CYC-OH)および1種のジ子宮)や、食品(牛乳、卵)に唯一の代謝物として検出されるこヒドロキシ化物[CYC-(OH)2]が主たる代謝産物で、NO2基のとが多い(FAO fipronil)。フィプロニルとそのアミド・スルホ

ニトロソ誘導体(CYC-NO)とアミン誘導体(CYC-NH2)も生成

ン・スルフィドの各誘導体は、脂肪組織から回収される主なする。次に多いのはニトロメチレンイミダゾール(NMI)およ

代謝物質で、それらが脂溶性であることとも矛盾しない。フ

びそのニトロソ誘導体(NMI-NO)である。NMIおよびCYCをィプロニルとそのアミド・スルホン・スルフィドの各誘導体

イエバエ(M. domestica L.)の頭部膜画分に結合させると、それは糞便中の主な代謝成分で、その他に7種の微量の代謝物もあらの解離定数はそれぞれ1.1および28 nMであった。これはイる。胆汁には最低でも16種の誘導体が存在し、フィプロニル-

ミダクロプリドと同様、CYCの分解により受容体に対し高いカルボン酸代謝物も含まれる(FAO fipronil)。

親和性を示す毒性代謝物（NMI）が生成されることを示す。

ラット・ヤギ・雌鶏によるフィプロニルの光分解性代謝物

その結果代謝物の毒性が持続することになる。これらの代謝

デスルフィニル-フィプロニルの実験で、おもに第Ⅱ相代謝の物が植物に付着していると、昆虫が曝露を受ける。

結果、多数の尿中代謝物が生成した。これら代謝物はトリフスルホキサフロルの代謝は、生体内にチトクロムP450のルオロメチルスルフィニル部分またはシアノ部分とは別個で

CYP6G1を導入したショウジョウバエD.mel-2細胞で検討さあるピラゾール環残基の代謝の結果生じる。以下に、主な代れた(Sparks et al. 2012)。イミダクロプリド、アセタミプリド、謝物を挙げる。(1)デスルフィニル-フィプロニルのN-硫酸抱ジノテフラン、チアメトキサム、クロチアニジンとスルホキ合体、(2)酵素グルクロニダーゼおよびスルファターゼの脱抱

サフロルを比べると、24時間後の代謝率は、それぞれ85.1、

合、次いで酸性加水分解から生じる2種のアミノ酸抱合体、

95.5、55.1、46.8、45.6％、検出限界以下であった。以上の結(3)5-アミノグルクロニド抱合体、(4)フィプロニル-デスルフィ

果（訳注：スルホキサフロルはCYP６G１によりほとんど代ニルの5-(N-システイニル)抱合体、(5) 4-シアノ-5-(N-システイ

謝されないこと）から、スルホキサフロルがネオニコチノイ

ニルグリシン)抱合体、(4)および(5)はシステイン残渣を介しドや他の殺虫剤に抵抗性を示す昆虫に交差抵抗性がないことて結合する。デスルフィニル-フィプロニルの代謝では、アミを説明できるかもしれない。しかしCYP6G1の代謝をほとん

ド誘導体の4-シアノ-5-(システイニル)誘導体、次いで4-カルボ

ど受けないからといってショウジョウバエが代謝できないとン酸-フィプロニルが生じる(Totis 1996 in FAO fipronil)。ヤギ

することは困難である。

の肝臓では開環抱合体が検出された(Johnson et al. 1996 in
FAO fipronil)。

フィプロニル
植物
動物
トウモロコシ、ヒマワリ、テンサイにおける[14C]フィプロニ
哺乳動物において、フィプロニルはそのトリフルオロメチル

ルの植物体内運命試験では、約5％の取込みを示した。有効成

スルフィニルまたはシアノ部分で3種の主な経路を経て代謝分であるフィプロニルの浸透性を増すために多くの場合ポリされる。以下に主な代謝経路を挙げる。(1)スルフィニル部分

マーと共製剤化(co-formulate)される(Dieckmann et al.

での酸化によるフィプロニルスルホンの生成、(2)スルフィニ

2010c)。バレイショ・イネ・ヒマワリ・テンサイ・キャベツ・

ル部分での還元によるフィプロニルスルフィドの生成、(3)シワタ・トウモロコシの研究で、これらの植物では親物質の加アノ部分の加水分解によるフィプロニルアミドの生成とそれ水分解によりアミド-フィプロニル、酸化によりスルホン-フに続く加水分解で、対応するカルボン酸(5-アミノ-1-(2,6-ジクィプロニル、還元によりスルフィド-フィプロニルが生成する

ロロ-4-トリフルオロメチルフェニル)-4-トリフルオロメチル

ことが分かった。葉面施用ではデスルフィニル-フィプロニル

スルフィニルピラゾール-3-カルボン酸)の生成(France 2005)。

への光分解も起きやすかった。フィプロニル-スルホンは光分ラットの代謝は用量、方法、性別に関係がないことが示さ

解を経てスルホン酸が生成する(Roberts and Hutson 1999)。

れた(France 2005)。ラットでは2種の尿中代謝産物が同定され、この分子は開裂反応の対象となり、スルホン部分が消失し、次いでグルクロニダーゼとスルファターゼの脱抱合が起き、デトリフルオロメチルスルフィニル-フィプロニルが生成す

ピラゾール開環反応物が生じた。その他尿中には誘導体フィる。フィプロニルのカルボン酸誘導体はフィプロニル-アミド

プロニル-アミド、フィプロニル-スルホン、フィプロニル-スのCONH2残基の加水分解から生成される(FAO fipronil)。

ルフィドと、フィプロニル-スルホン代謝産物のデフルオロメ

種子処理したワタでは、丸さやにフィプロニル、フィプロ

チルスルフィニル-フィプロニルが検出された(France 2005;

ニル-アミド、フィプロニル-スルホン、フィプロニル-カルボ

第２章

動向、使用状況、作用機序、および代謝産物

27

表 3 さまざまな生体中および組織中のフィプロニル代謝産物。無脊椎動物や哺乳類に対し活性をもつことが知られている代謝産物は太字で示す
原体
フィプロニル

代謝産物
Fipronil detrifluoromethylsulphinyl,
5-amino-3-cyano-1-(2,6-dichloro-4-trifluo
romethylphenyl) pyrazole,
MB 45897
Fipronil-sulfide, 5-amino-1-.
[2,6-dichloro-4-(trifluoromethyl)
phenyl]-4-[(trifluoromethyl)thio]1H-pyrazole-3-carbonitrile,
MB45950
Fipronil-sulfone, 5-amino-1-[2,6dichloro-4-(trifluoromethyl)phenyl]-4-[(
trifluoromethyl)sulfonyl]-1H-pyrazole-3-carbonitrile,
MB 46136
Fipronil-desulfinyl, desthiofipronil,
5-amino-1-[2,6-dichloro-4-(trifluoromethyl)phenyl]-4-[(1R,S)-(trifluoromethyl)]-1H-pyrazole-3-carbonitrile,
MB 46513
5-amino-3-cyano-1-(2,6-dichloro-4-trifluo
romethylphenyl)-pyrazole-4-sulfonic acid,
RPA104615
5-amino-3-carbamyl-1-(2,6-dichloro-4-trif
luoromethylphenyl)-4-trifluoromethylsulfo
nylpyrazole,
RPA105320
Fipronil-amide,
5-amino-3-carbamyl-1-(2,6-dichloro-4-t
rifluoromethylphenyl)-4-trifluoromethy
lsulfinylpyrazole,
RPA
2007665-amino-3-carbamyl-1-(2,6-dichloro-4-trif
luoromethylphenyl)-4-trifluoromethylsulfi
nylpyrazole-3-carboxylic acid,
RPA 200761
Various conjugates in urine and bile (RPA
105048, UMET/10, UMET/3, FMET/9,
UMET/4, FMET/7, FMET/10, UMET/15)
MB 46400
RPA 108058
Ring-opened 106889
RPA 106681

生成媒体
哺乳類、土壌、植物（光分解）出典FAO fipronil, Hainzl and Casida 1996;
France 2005

哺乳類、土壌、植物、水（光分解）FAO fipronil; Bobé et al. 1998; Aajoud et al.
2003; France 2005; Gunasekara et al. 2007

哺乳類、土壌、植物、水（光分解）FAO fipronil; Bobé et al. 1998; Aajoud et al.
2003; France 2005; Gunasekara et al. 2007

土壌、植物、水（光分解）

Hainzl and Casida 1996; Hainzl et al. 1998;
Bobé et al. 1998; FAO fipronil; Tingle et al.
2003; Aajoud et al. 2003; Gunasekara et al.
2007

土壌、水（光分解）

Tingle et al. 2003; FAO fipronil

土壌、植物

FAO fipronil

哺乳類、土壌、植物、水（加水分解）Bobé et al. 1998; Tingle et al. 2003; Aajoud etal. 2003; FAO fipronil

哺乳類、土壌、植物、水FAO fipronil; France 2005

哺乳類

FAO fipronil; France 2005

哺乳類、雌鶏（卵）哺乳類、雌鶏（卵）哺乳類、雌鶏（卵）土壌

FAO fipronil; France 2005
FAO fipronil
FAO fipronil
FAO fipronil

ン酸の残渣が微量の未確認の誘導体とともに検出されたる主たる因子は水素イオン濃度（pH）である。加水分解反応(France 2005)。フィプロニルとその脱スルフィニル誘導体との半減期はpH 9で770時間、pH 12で2.4時間と、pHによる開スルホン誘導体が花粉団子と蜂蜜中に検出されたきがあった。フィプロニルは酸性(pH 5.5)および中性条件下(Bonmartin et al. 2007; Chauzat et al. 2011)。

で安定である(Bobé et al. 1998)。フィプロニル-スルホンのアミド誘導体がシアノ部分の加水分解後にみられ(FAO

土壌および水fipronil)、さらに加水分解反応によりカルボン酸誘導体が生じる。フィプロニル-スルホンの光分解によりスルホン酸誘導

フィプロニルは水中・土壌中でさまざまな代謝経路により分体が生成する。フィプロニル-スルフィドはシアノ部分の加水解する。以下に、主な代謝経路を挙げる。(1)加水分解による分解によりカルボン酸誘導体に至る。

アミド代謝物、(2)酸化によるフィプロニル-スルホン、(3)お土壌中ではトリフルオロメチルスルフィニル部分の開裂後もに嫌気条件下で、還元によるフィプロニル-スルフィドにデトリフルオロメチルスルフィニル-フィプロニルが生じ(Raveton et al. 2007)。さらに光分解も起き、デスルフィニル-る(FAO fipronil)。

フィプロニルと他のアニリン誘導体が生成する(Raveton et

実験室での収着および浸出試験で、フィプロニルとその主

al. 2006)。水および土壌表層中両方で生じる少量の光分解生な代謝産物は土壌中の移動性がわずかであることが示された

成物はスルホン酸誘導体である。地表水中のフィプロニルは(IUPAC 2014)。

暗い環境下で安定であることが示された。しかし代謝を決め28

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

結論

謝辞

本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォースのバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モンテグロ
本稿ではネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルが商業

ット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、レニ的に成功した主な理由の一端をまとめ、過去25年の世界的な

ャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆

殺虫剤市場における急速な市場占有率の拡大を論証した。物を得た。この仕事は the Triodos Foundation’s Support Fund for

理化学的特性[Bonmatin et al.により詳述(2014)]については、

Independent Research on Bee Decline and Systemic Pesticides.によりとくに水溶性、pKa、Kowなどにより浸透性が説明され、すべ資金提供を受けた。この支援基金は、Adessium Foundation (オラての植物組織内での吸着・移行が可能になることが示された。

ンダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オラこれらh残留性が高く(例、イミダクロプリド土壌中半減期はンダ), Stichting Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer

約6か月)、神経毒性がある。ネオニコチノイド系殺虫剤は哺Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting

乳動物などの脊椎動物と比較すると、節足動物のニコチン性(オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study

アセチルコリン受容体に対する親和性が非常に高い。フィプ

Association Storm (Student Association Environmental Sciences

ロニルは昆虫のGABA受容体に特異的に作用する。このこと

Utrecht University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V.

が有機リン系やカーバメート系のような一部の先行する殺虫(ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイ剤よりも使用者や消費者への危険性が低く、非常に有用な殺ツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は研究のデザイン、デ虫剤の裏付けとなっている。さらに、その作用機序により新ータ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかった。

機軸の害虫防除が可能になり、他の化学物質や微生物との相乗効果から利益を得ることができる。
結果として農業、園芸、

オープンアクセス

果樹栽培、林業、動物用医薬品、養魚業の無脊椎動物防除、れた使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリエイテ

種子コーティング、
根部浸漬など、幅広い目的に用いられる。

ィブ・コモンズ・ライセンスの名の許に頒布されるものであ

しかし、同時にこれらの特性が問題を引き起こすこともある。

る。

本稿は原作者および発行元より与えら

具体的には、それらの幅広い普及(Main et al. 2014)、予防的施用や、植物への浸透性、無脊椎動物に示す広範な毒性、親化合物やその代謝産物の残留性や環境内運命が、広範な非標的生物に有害性をもたらしうる。本総説では世界中の文献をまとめたが、続報では上記の危険性の異なる局面が検討されている。Pisaら(2014)とGibbonsら(2014)は、非標的の無脊椎・脊椎動物に及ぼす潜在的影響をそれぞれ詳細に研究した。
Chagnonら(2014)は生態系機能および生態系サービスへの大規模使用の危険性を検討した。これらの研究は、ネオニコチ
ノイド系殺虫剤は残留性があり、低濃度でも環境に望ましくない影響を及ぼす深刻な危険性があることの証拠が積み重なりつつあり(Tennekes and Sánchez- Bayo 2011; Roessink et al.
2013)、それ故、現在の農業や森林業には別の選択肢もあることを考慮すると、ネオニコチノイド系殺虫剤に過度の信頼を置き続けることには疑問を持たざるを得ないと結論した(Furlan and Kreutzweiser 2014)。
付記
最初の責任著者以外の著者名はアルファベット順である。全員利益相反はない。ほとんどの著者は公的機関か大学に勤務しているが、例外はユトレヒト大学と技術センターCARI (主に公的資金により運営されている)のNSD、バグライフ（無脊椎動物保護に貢献する英国の慈善団体）に雇用されている
VAR、RSPB (英国の野生動物保護慈善団体)に雇用されているDWG、
Stirling Triodos Foundationから資金援助を受けているDNである。

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第3章

環境運命と曝露37

浸透性殺虫剤による生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書

環境運命と曝露; ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル
J .-M. Bonmatin・C. Gior io・V. Gir olami・D. Goulson・D. P. Kr eutzweiser ・
C. Kr upke・M. liess・E. Long・M. Mar zar o・E. A. D. Mitchell・
D. A. Noome・N. Simon-Delso・A. Tappar o
受付：2014 年 5 月 27 日

採用：2014 年 7 月 11 日 オンライン出版：2014 年 8 月 7 日

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 DOI 10.1007/s11356-014-3332-7© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com

ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015年4月30日

要約 浸透性殺虫剤は、葉面散布、種子処理、および土土壌および土壌水の汚染ならびにそれらへの蓄積、水路へ

壌灌注処理などの多種多様な方法により植物に施用されの流出、非標的植物による根や葉に付着した粉塵を経由しる。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、世界でた殺虫剤の取込みなど多くの経路によって発生する。土壌

もっとも広く利用される殺虫剤の一つである。その普及は、

中、水中、および非標的作物中の残留性のデータにはばら

無脊椎動物への強い毒性や、簡便で融通の利く広範囲の施つきがあるが長い期間残留する可能性がある。たとえばネ用方法、長期の残留性、そして対象作物全体に確実に行き

オニコチノイド系殺虫剤の土壌半減期は、1,000 日を超え渡らせる浸透性などの特性によるところが大きい。しかし、ることがあり反復使用で蓄積する可能性がある。同様に木

これらの特性は他方では環境汚染を引き起こし、非標的生

本植物では 1 年を超えて残留することがある。分解は毒性物の曝露の確率を上昇させる。環境汚染は、コーティング

代謝産物の発生につながるが、それらの環境中濃度が測定した種子を条（すじ）播きする間に発生する粉塵や、農地されることはめったにない。概して農業環境中およびその隣接地域の土壌や水路や植物は、さまざまな濃度のネオニ

Responsible editor: Philippe Garrigues
J. M. Bonmatin (corresponding author)
Centre National de la Recherche Scientifique,Centre de Biophysique Moléculaire, Rue Charles Sadron,
45071 Orléans cedex 02, France
e-mail: bonmatin@cnrs-orleans.fr
C. Giorio
Department of Chemistry, University of Cambridge, Lensfield
Road, CB2 1EW Cambridge, UK
V. Girolami :M. Marzaro
Dipartimento di Agronomia Animali Alimenti Risorse
Naturali e Ambiente, Università degli Studi di Padova,
Agripolis, viale dell’ Università 16, 35020 Legnaro, Padova,
Italy

M. Liess
Department of System-Ecotoxicology, Helmholtz Centre forEnvironmental Research - UFZ, 04318 Leipzig, Germany
E. A. D. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchatel, Rue
Emile Argand 11, 2000 Neuchatel, Switzerland
E. A. D. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin duPerthuis-du-Sault 58, 2000 Neuchâtel, Switzerland
D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, Pertuis-du-Sault, 2000
Neuchâtel, Switzerland

D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Falmer, Sussex
BN1 9QG, UK

D. A. Noome
Kijani, Kasungu National Park, Private Bag 151, Lilongwe,
MalawiD. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen Street East, Sault Ste Marie, ON, Canada P6A 2E5

N. Simon-Delso
Environmental Sciences, Copernicus Institute, Utrecht
University, Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht, The
Netherlands

C. Krupke : E. Long
Department of Entomology, Purdue University, West
Lafayette, IN 47907-2089, USA

A. Tapparo
Dipartimento di Scienze Chimiche, Università degli Studi di
Padova, via Marzolo 1, 35131 Padova, Italy

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Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

コチノイド系殺虫剤あるいはフィプロニルの混合物、なら物によって取り込まれ、植物組織間を循環し(おもに木部

びにその代謝産物で汚染されていることを示す十分な証輸送を介する)、ある一定期間植物を多種多様な吸汁昆虫

拠がある（土壌は 10 億分の 1 (ppb)～100 万分の 1 (ppm)

や節足動物から守る(Nauen et al. 2008; Magalhaes et al.

の範囲、水は 1 兆分の 1 (ppt)～ppb の範囲、植物は ppb

2009)。この浸透作用により、広範な作物の保護のために～ppm の範囲）。このような広範な環境汚染により非標的

さまざまな場面に対応した複数の方法での施用が可能で動物の慢性曝露（時として急性曝露）への経路が多様化すある。さらにネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルはる。たとえば授粉昆虫は、種子の条播き時の粉塵への直接多くの昆虫種に強い毒性を示すが、脊椎動物に対しては現的な接触や、種子処理作物からの花粉や花蜜や溢液の摂取、在使用されている他系列の殺虫剤と比べると毒性は比較

水の摂取、処理作物近傍で生育する野生の花や木からの汚的弱い(US EPA 2003)。したがって、これらの殺虫剤は害

染花粉や花蜜の摂取などによって曝露する。世界中でミツ虫に対して特異的に作用しながら一部の非標的生物へのバチの蜂群における食糧備蓄を調べた調査は、蜂群が日常影響を抑えることが可能である(Tomizawa and Casida

的かつ慢性的に、ネオニコチノイド系殺虫剤やフィプロニ

2003, 2005; Tingle et al. 2003)。しかし過去 10 年間にこれ

ル、およびにそれらの代謝産物(通常は 1～100 ppb の範囲)

らの殺虫剤の環境運命および環境影響に関するいくつかに曝露されていること、そして一部が他のネオニコチノイの懸念が生じ（土壌残留性、管理された形のあるいは野生

ド系殺虫剤と相乗的に作用することが知られている殺虫の授粉昆虫および他の非標的無脊椎動物への影響、処理種

剤と混ざって曝露されていることを実証した。他の非標的子の播種時における未処理地域の汚染の可能性）、これら生物とくに農地の非作物植物を食べる土壌生物、水生生物、の殺虫剤の広範な使用に伴う潜在的な危険性が浮き彫り

および草食性昆虫は必然的に曝露を受けるが、これらの生にされた(Goulson 2013)。最近、種子処理用の殺虫剤の使物群でのデータは一般的に不足している。本稿ではこれら用によるハチの急性中毒が特定され、とりわけ汚染されたの殺虫剤や代謝産物の物理化学的性質に関する知見のあ溢液を経由した曝露や(Girolami et al. 2009; Tapparo et al.

らましを述べ、またそれらの物理化学的性質を現代の農法

2011)、処理された種子の播種中に播種機によって放出さに照らし合わせ、環境運命に関する現状の知識を要約する。

れる粉塵へ飛翔中のハチの直接曝露に起因することが示された(Girolami et al. 2012; Krupke et al. 2012; Tapparo et

ネオニコチノイド系殺虫剤・フィプロニル・

al. 2012)。浸透性殺虫剤によって一部の非標的生物が影響

水・土壌・粉塵・植物・溢液・花粉・非標的、ミツバチ・を受ける危険が生じるとする証拠が増えていることを鑑

無脊椎動物・脊椎動物

みると(Bijleveld van Lexmond et al. 2014, 本特集号)、こキーワード

れらの殺虫剤の環境運命および曝露経路に関する文献を精査、統合することが望ましい。

はじめにネオニコチノイド系殺虫剤は、現在 120 か国以上で害虫処理のため認可され、世界でもっとも売れ行きが良く広く使われている殺虫剤である(Jeschke et al. 2011; Van der
Sluijs et al. 2013; Simon-Delso et al. 2014, 本特集号)。ネオ

化学的性質
揮発性(大気)ニコチノイド系殺虫剤はアセチルコリン受容体を作動する神経毒の殺虫剤であり(Matsuda et al. 2005)、動物用から
都市美化、多くの農業システムにおける作物保護剤としての使用など、さまざまな場で使用される。その施用は、地上植物への葉面散布、根に注ぐ土壌灌注、あるいは樹幹注入など複数の方法がある。しかし世界的にはネオニコチノ
イド系殺虫剤の全用途のおよそ 60％は、種子処理剤や土壌処理剤としての施用であると推測される(Jeschke et al.
2011)。

本評価書で検討された浸透性殺虫剤(ネオニコチノイド系
殺虫剤とフィプロニル) は、いずれも蒸気圧が高くない。
これらの殺虫剤の蒸気圧は、公的な記録によると 2.8 x 10−8～0.002 mPa(25℃)である。その低い揮発性により、これらの殺虫剤が気中に存在するのは噴霧散布時の短時間のみである可能性がある。
土壌粒子(土壌)への収着

現在多く出回っている他種の殺虫剤からネオニコチノ
イド系殺虫剤を区別する重要な特徴は、その浸透性である。
ネオニコチノイド系殺虫剤は比較的分子量が小さく、水溶性が高い。ネオニコチノイド系殺虫剤とその代謝産物は植ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは土壌粒子に収着するので、土壌断面からの浸出性は低い。イミダクロ
プリドの収着性は土壌の有機物・粘土鉱物含有量と正に相関したが、脱着性は低温および低殺虫剤濃度でより低くな

第3章

環境運命と曝露39った(Cox et al. 1997, 1998a, b, c; Broznic and Milin 2012;

テンピラムの 590,000 mg/L(高値)に及ぶ(Carbo et al. 2008;

Broznic et al. 2012)。対照的な土性を有する土壌 4 試料とJeschke et al. 2011; PPDB 2012) (表 1)。ネオニコチノイド

対照砂カラム 1 試料の比較研究により、27～69％のイミダ系殺虫剤と比較すると、フィプロニルの溶解度は同一条件

クロプリドが浸出した (砂カラムでは 97％) (Selim et al.

下で 3.78 mg/L とより低く、分子量は 437.15 g/mol とより

2010)。有機物の含有率がもっとも高い(3.5％)土壌におい大きい (Tingle et al. 2003)。しかし、溶解度は 1.90 mg/Lて、移動性はもっとも低かったが、これは殺虫剤の官能基(pH 5)～2.40 mg/L(pH 9)とさらに低いという報告がある。

と土壌有機物のフェノール性ヒドロキシ基やカルボン酸

市販の剤形にはしばしば有効成分の挙動を変える添加

基などの官能基との間の親水性相互作用による。ピート剤が含まれていることは注目すべきである。たとえば、あ(泥炭)とタンニン酸が移動性に及ぼす影響に関する研究で、る種の共重合体（コポリマー）がフィプロニルの溶解性や土壌中におけるイミダクロプリド動態への有機物の質の浸透性を向上させるために用いられる(Dieckmann et al.

重要性が説明された(Flores-Céspedes et al. 2002)。フィプ

2010a, b, c) (米国特許)。浸出挙動測定試験で Gupta ら

ロニルとその代謝産物(デスルフィニル、スルフィド、ス(2002)によると、イミダクロプリドの市販の剤形は分析用ルホン)では収着係数が異なる(Ying and Kookana 2006)。

の標準物質より常に浸出能が高かった。これは、添加したネオニコチノイド系殺虫剤やフィプロニルそしてそれら界面活性剤により殺虫剤の溶解性や懸濁性を長時間保たの代謝産物も淡水・海水域の水底を形成する堆積物中の粒れることに起因する。

子に収着する(例、Bobe et al. 1997; Baird et al. 2013)。Bobeら(1997)によると、散布から 1 週間以内にフィプロニル残留物が水中から底質へ移行した。

環境運命―非生物的溶解性(水中)大気―ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルによる環境暴露、汚染粉塵一般論として化学物質の浸透性は溶解度の増加に伴って高まるが、これは製剤中の有効成分分布の均一性の向上

種子コーティングは世界中の農業におけるネオニコチノ(Koltzenburg et al. 2010)ならびに化学物質の生物学的利

イド系殺虫剤の主要な施用方法である。この施用方法は、用能の増大(Pierobon et al. 2008)による。化学物質の輸送

飛散（ドリフト）を減少させることで非標的生物への影響

および移行は溶解度と正に相関する(Chamberlain 1992)。

を最小限に抑える ‟より安全な”選択肢と当初は考えられ

ネオニコチノイド系殺虫剤の水溶解度は、水温や pH の他

た(Ahmed et al. 2001; Koch et al. 2005)。環境汚染が処理さに、施用する殺虫剤の物理的性状など複数の要因によってれた種子の使用に起因するということは理屈に合わない決まる。ネオニコチノイド系殺虫剤の分子量はジノテフラと考えられるが、この広く用いられている施用方法によっンの 202.21g/mol～チアメトキサムの 291.71 g/mol で、溶て種子に付着させた殺虫剤が遊離する可能性があり、実際

解度(20℃、pH 7)はチアクロプリドの 184 mg/L(低値)～ニに遊離していることが多くの証拠により示された。われわ

表1

浸透性殺虫剤各種の浸出性( PPDB 2012)
20℃, pH 7 での水溶GUS 浸 透 可 能 性 指

水中光分解半減期、

水-堆積物半減期、解度（mg/L）

数

DT50（日）、pH7

DT50（日）アセタミプリド

2,950（高い）0.94 (非常に低い)

34 (安定)-クロチアニジン

340 (中等度)

4.91 (非常に高い)

0.1（早い）-安定 a56.4 (やや早い)

ジノテフラン

39,830 (高い)4.95 (非常に低い)

0.2 (早い)-

フィプロニル3.78 (低い)2.45 (中等度)

0.33 (早い)68 (やや早い)

イミダクロプリド

610 (高い)3.76 (高い)0.2 (早い)

129 (遅い)

ニテンピラム590,000 (高い)2.01 (中等度)--

チアクロプリド

184 (中等度)

1.44 (低い)安定

28 (早い)チアメトキサム

4,100 (高い)3.82 (高い)2.7 (やや早い)

40 (やや早い)

殺虫剤

40

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れはネオニコチノイド処理した種子を播く際に発生する

ネオニコチノイド汚染粉塵の拡散は、播種時の種子潤滑剤

粉塵に着目した研究を精査し、拡散した粉塵を浴びるミツの添加により悪化することが現在では知られている。たとバチにもたらされる急性毒性の危険性を明らかにする。さ

えば北米では、摩擦を抑え播種時に滑らかに流れるように

らに非対象地域へのこれらの殺虫剤の飛散を低減するた

種子を微粉状のタルク（滑石）やグラファイト（黒鉛）、

めに現在行われている取組みについて概説する。

あるいはこれら鉱物の混合物と混ぜ合わせるのが一般的である(Krupke et al. 2012)。潤滑剤は殺虫剤処理した種子

歴史と背景とともに播種機に直接添加されるため、播種行程中に若干の潤滑剤粉末が種子に付着し損なうことは避けられない。

ネオニコチノイド系殺虫剤あるいはフィプロニルで処理

この残った潤滑剤が播種機中にとどまり、直ぐに(すなわ

された種子から生じた殺虫剤に汚染された粉塵に対する

ち播種中に)あるいは後で播種機を洗浄する際に排出され懸念は、処理トウモロコシの春の播種後に数か国でミツバる。この粉末は処理種子に直接接触するため、剥がれた種

チが異常レベルで消失したという報告に始まる。こうした子コーティング剤の担体の役目を果す。実際、残った潤滑事例は 1999 年まで遡り、最近では 2013 年にイタリア、フ剤タルクには殺菌剤のメタラキシルやトリフロキシスト

ランス、スロベニア、ドイツ、米国、カナダで報告された

ロビンおよびネオニコチノイド有効成分など、高濃度（最(Greatti et al. 2003; Pistorius et al. 2009; Krupke et al.

高 15,000 µg/g）の種子処理剤が含まれており(Krupke et al.

2012; Van der Geest 2012; PMRA 2013)。全例で死んだハチ

2012)、これはミツバチにとって接触による致死量を数桁や瀕死のハチが巣箱の入り口付近で多数見つかった。これ上回る濃度である。

らの多くは採餌蜂であるが、米国で 2010 年と 2011 年に報ネオニコチノイド汚染粉塵は、非標的生物に対しさまざ

告された事例では、死んだハチの多くには羽化したばかり

まな経路（過程）により危険を及ぼす。たとえば周辺植生の育児バチを想起させる特徴的な軟毛が生えていた(C.

上に付着する剥離した殺虫剤粒子は、顕花植物(虫媒作物、

Krupke, 未公表データ)。影響を受けた巣箱内に貯蔵され被覆作物、雑草など)を汚染する可能性があり、これらのていた花粉中に、種子処理に用いられたネオニコチノイド

花資源を利用する授粉昆虫にとって曝露経路の一つとな系殺虫剤が一定の割合で検出された(Krupke et al. 2012)。

る (Greatti et al. 2003)。実際にクロチアニジン処理トウモ

ハチの死の発生は処理された種子の播種に相関していた

ロコシの播種の後、ミツバチにとって季節（時期）始めのことから、播種時・直後の両時期において予想されるミツ

主要な花資源であるタンポポで、ネオニコチノイド系殺虫

バチの曝露経路に多くの関心が集まっている。

剤クロチアニジンの残留物が最高で 9 ng/g 検出された

最初に汚染粉塵がミツバチの残留ネオニコチノイド系(Krupke et al. 2012)。汚染粉塵への曝露は、粉塵雲や植生

殺虫剤への曝露経路ではないかと、Greatti ら(2003)によ上の付着物への接触であろうと、汚染植物の生成物(花粉る調査から疑われた。この調査で近代的な空気式播種機のや花蜜)の摂取によろうと、非標的生物に危険を及ぼし得

播種時の排気中に高濃度のネオニコチノイド有効成分がる。実際にトウモロコシの播種期に米国で消失した蜂群か出現し、作付けたばかりの区域の周辺植生上にもきわめてら採取された貯蔵花粉試料中に、種子処理殺虫剤のクロチ

低濃度レベル (ng/g)とはいえ検出されることが示された。

アニジンとチアメトキサムが高濃度(20 ng/g 以上)で検出

この知見に基づき、大気・周辺環境汚染は、播種中に穀粒された(Krupke et al. 2012)。種子処理作物の花および花蜜からコーティング剤が剥離し、その後播種機の排気送風機から検出された殺虫剤の濃度は、植付けしたばかりの区域を介して殺虫剤粒子が環境中に排出されたことによるとで採餌するミツバチに急性毒性を発現する濃度より低い考えられるようになった。この発見がネオニコチノイド処ことに注目する必要がある。したがって、この曝露経路が

理種子からの殺虫剤の飛散という現在広く受け入れられ播種時期におけるミツバチの高死亡率を説明するとは考ている機序の根拠となっている。実際、より最近の研究にえにくい。それ以外の播種時の非標的生物の曝露経路としよれば、処理種子の播種は播種機の周辺に“有毒な”粉塵雲て、飛翔中(たとえば、処理種子がまかれた地域を通り抜を発生させ、殺虫剤粒子の濃度は 30 µg/m3 レベルに達し、ける授粉昆虫の採餌飛翔中)に汚染粉塵と直接接触する可これは 1 回の飛翔でそばを通り過ぎるハチを殺すのに十能性が挙げられる。飛翔中の曝露は、体表上に大量の軟毛分な濃度であった (Girolami et al. 2012, 2013)。対照的にをもつミツバチのような生物にとって特別な意味がある。

既に播種された地区に隣接する露地植生から集めた溢液

この軟毛は、ミツバチが空中に分散している微粒子を集めおよび露は、いずれもハチに対して急性毒性の危険性を示

保持しやすくし、さらに空気との静電気摩擦を生じさせ、さなかった (Marzaro et al. 2011)。

ハチによる微粒子誘引性を高める(Vaknin et al. 2000)。
Girolami ら(2012)と Tapparo ら(2012)は、播種機による粉研究の進展

塵雲を通って飛ぶようにミツバチを条件付けることによ第3章

環境運命と曝露41って採餌バチが飛翔中に致死量の残留ネオニコチノイド

塵によって直接汚染される可能性があると認めた(EFSA

系殺虫剤を浴びる可能性があり、その濃度は一匹あたり

2013a, b, c, d)。同様に米国の環境保護庁(EPA)は最近の白50 ng～1,200 ng に及ぶことを実証した(Girolami et al.

書の中で、播種機による粉塵は懸念事項であり問題となる

2012; Tapparo et al. 2012)。1,200 ng は一匹あたりの致死量

曝露経路の１つであることを明らかにし、送粉性昆虫の危20 ng の 60 倍である(US EPA 1993)。したがって、Tapparo

険性評価をするよう提言した(US EPA 2013)。

ら(2012)により確認された濃度での残留殺虫剤への曝露がミツバチに急性毒性を誘発することは疑いの余地がなく、結論

さらにこの飛翔中の汚染粉塵への曝露機序により、世界各
地でネオニコチノイド処理種子播種期に死んだミツバチ

播種機から出るネオニコチノイド系殺虫剤および他の種や瀕死のミツバチが観察されたことが説明できるかもし

子処理剤を含有する汚染粉塵の相対的な重要性と、それにれない。その上、ネオニコチノイド系殺虫剤の作物への莫

付随するミツバチおよび他の非標的生物の健康状態に及大な規模と頻度の施用（たとえば、トウモロコシ、ダイズ、ぼす影響について、これらの殺虫剤が初めて製品登録されコムギ、ナタネの大半）が時期的に春の花の開花と重なるて以来議論されてきた(Schnier et al. 2003)。汚染粉塵を浴ことにより、空間的にハチの飛翔経路が多くの地域におけびたミツバチに死亡事象が発生することは今では一般にる播種作業と重なり合う状況が作り出されるかもしれな

認められているが、種子処理およびミツバチの健康への影い。その結果、農地の近くでハチが採餌するため飛翔中に、響に関する最近の総説では、この曝露源がもつ重要性に差播種機から排出される致死量の殺虫剤に曝露するというがみられる(Cresswell 2011; Goulson 2013; Nuyttens et al.

光景がみられる危険性が高まっているのである。

2013)。播種機による汚染粉塵の影響は、ミツバチのよう広範囲に及ぶ授粉昆虫への危険性を鑑み、近年では汚染な人工的に管理された授粉昆虫については詳しく調査さ

粉塵の拡散を低減する努力がなされている。覆土前に播溝れているが、他の授粉昆虫、とくに単独行動種や採餌半径

へ種子粉塵を落下させるさまざまな道具(いわゆる“そらが小さい種の場合には、ほとんどがまだ調査されていない。

せ板”と総称される)を用いた播種装置の改良、ならびに種

非標的の土地、水路、およびそこに生息する生物に対する、子処理剤の品質改善などである。こうした方策は播種機か汚染粉塵の拡散が短期および長期に及ぼす影響は現在のらの粉塵移動を抑制する可能性があるが(Nikolakis et al.

ところ不明である。しかし世界中で年間何百万ヘクタール

2009; Balsari et al. 2013)、種子処理剤の品質改変や播種機にわたって処理種子が播かれていることを鑑みると、ネオの改良によっても、処理種子の播種期のミツバチ死亡の発ニコチノイド汚染粉塵は、非標的生物にとって主要な曝露

生をなくせないということが、野外実験により示唆された経路として際立っている。

(Girolami et al. 2012, 2013; Tapparo et al. 2012)。その上、そらせ板の追加による機器の改良は労力と時間を要し、こ土壌―土壌中におけるネオニコチノイド系殺虫剤の環境うした改変が種子置床の正確さや精度に影響すれば逆効

運命および環境曝露

果になりかねない(Pochi et al. 2012)。まとめると、この選択肢は以上の要因により栽培者や播種機製造者にとってはじめに魅力が少ない。さらに北米の播種装置に使用される潤滑剤(タルクやグラファイト)は播種時に種皮から殺虫剤を剥が前述のように、農作物の病害虫を防除するための浸透性のすので、摩耗性が低い潤滑剤に移行する努力がされている。

ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの主な施用方

バイエル クロップサイエンス社（Bayer CropSciences）

法は、処理種子の播種である。その他の方法として、殺虫は、最近、処理種子を播く際に生じる粉塵を減らす新規の剤を直接土壌に散布し植物に取り込ませる、茎部注入によ粉末潤滑剤を開発した。この粉末は流動助剤（“fluencyって植物自体に施用する(Tattar et al. 1998; Kreutzweiser

agent” ）として知られ、北米の生産圃場で試験が行われet al. 2009) などがある。残留殺虫剤を含んだ植物体がやがたが、これまでのところ播種効率や粉塵抑制に関して公表て分解されると、殺虫剤がより濃縮された形で土壌中にもされたデータはない。しかしカナダ保健省病害虫管理規制

う一度放出され、さらなる土壌汚染の経路となる

局 [Canadian Pest Management Regulatory Authority(Horwood 2007)。

(PMRA)] は、近年発生したミツバチの急性中毒の大部分

ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルが地中は、播種機が放出する粉塵に触れた結果であることを認め、に生息するミミズや他の無脊椎動物に害を及ぼす危険性2014 年からはすべてのトウモロコシおよびダイズの処理があることが証明された(Pisa et al. 2014, 本特集号)。この種子は流動助剤を使って播くことを義務化した(PMRA

ことは、これらの殺虫剤が土壌の生態系サービスに悪影響

2013) 。 欧 州 食 品 安 全 機 関[European Food Safety

を及ぼす可能性を示唆する(Chagnon et al. 2014, 本特集

Authority (EFSA)]は、ハチは播種時に播種機周辺で有毒粉号)。したがって環境への危険性を評価するために、土壌

42

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

中における残留殺虫剤の運命および動態を理解する必要と計算され、変動範囲が 1 桁であった(Baskaran et al. 1999)。

がある。以下ではネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプ

野外実験での半減期は、米国ジョージア州の湿潤亜熱帯性

ロニルの土壌中における運命に関する文献を精査する。

気候下、芝で覆った土壌での 107 日が最短であった(Cox2001)が、Belzunces and Tasei(1997)によると半減期は 188

経時的動態

日～249 日だった。しかし、27～229 日、997～1,136 日(実験室での研究) (Scorza et al. 2004; Fossen 2006)、455～518

ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌に直接施用され、種子コ

日(Fernandez-Bayo et al. 2009)、28～46 日(インド) (Sarkarーティング剤から土壌中に放出され、根によって吸い上げ

et al. 2001)、そして土壌および床敷き材中では実に 1,000

られ、植物組織に取り込まれる(Mullins 1993)。この植物

日(Baskaran et al. 1999)との報告がある。種子処理区でのによる取込みと自然分解により、土壌中濃度は時間ととも半減期はフランスで約 270 日であった(Bonmatin et al.

に速やかに低下すると信じられている(Horwood 2007)。

2005a)。しかしミネソタの野外実験では、処理から 1 年にたとえば野外実験では、イミダクロプリドの濃度は播種よわたって濃度は低下しなかった(Cox 2001)。米国での土壌

り 30 日後の 652 µg/kg から収穫時(播種後 130 日)までには半減期は、3、4 ヶ月～1 年以上(US EPA 1993a)に及び、高11 µg/kg に下がり、未処理土(5 µg/kg)と比べて著しくはpH の環境ではより長かった(Sarkar et al. 2001)。Goulson

高くなかった(Donnarumma et al. 2011)。オーストラリア(2013)は、Anon(2006)のデータに基づき英国のローム層ででシロアリ駆除に用いられたイミダクロプリドやフィプ

半減期を 1,250 日と計算した。

ロニルなど数種の殺虫剤で自然分解が試験され、1 年後のクロチアニジンの土壌半減期はイミダクロプリドと比濃度は元の場所の 1 地点で 95％、別地点で 50％減少した

べて変動範囲がより大きく、148 日～約 7,000 日と計算さ(Horwood 2007)。

れた(DeCant 2010)。しかし土壌表層部では紫外線によりとはいえネオニコチノイド系殺虫剤は土壌中に長期間速かに分解した(Gupta et al. 2008a)。Goulson(2013)が他の(数か月～数年)検出可能な濃度で存在し続ける可能性があ

ネオニコチノイド系殺虫剤の推定土壌半減期（DT50）をる。Bonmatin ら(2005a)は、フランスにおける幅広い気候検討したところ、アセタミプリド 31～450 日、ジノテフラ

や土壌タイプ、および農法での土壌試料 74 件でイミダク

ン 75～82 日、ニテンピラム 8 日、チアクロプリド 3.4～＞

ロプリド濃度を分析した。91％の試料からイミダクロプリ

1,000 日、チアメトキサム 7～335 日だった。

ドが検出(＞0.1 µg/kg)されたが、同年中に処理種子が播かフィプロニルの土壌半減期は、実験室(砂壌土)で 122～

れたのは当該農地の 15％だけであった。同年に処理種子

128 日であった。野外実験では 3～7.3 か月に及んだ(USを播種した土壌では 100％検出できたはずである。調査のEPA 1996)が、ワタ畑における実験では 24 日であった

1 年前または 2 年前に処理種子を播種した土壌での検出率(Gunasekara et al. 2007; Chopra et al. 2011)。

は 97％であった。興味深いことに処理種子を分析の 1 年前に播種した土壌より、分析前の 2 年間連続して播種した含水量(土壌)の影響

土壌の方が濃度は高く(Bonmatin et al. 2005a)、これはイミ
ダクロプリドが土壌中に徐々に蓄積する可能性を示す。こ前述した半減期の変動範囲は非常に広く見えるが、これはの知見は、環境中でネオニコチノイド系殺虫剤の長期残留

一つには環境状態によって説明が可能である。アセタミプ性があったとする他の研究者の結果と一致する (Fossen

リドの半減期は土壌状態に強く左右され、圃場乾燥状態

2006; Gupta and Gajbhiye 2007)。対照的に、Bonmatin ら(施用量 1 µg/g 風乾土および 10 µg/g 風乾土でそれぞれ(2005a)によると有機農法を行った農地ではネオニコチノ

150.5 日および 125.4 日)では、圃場容水量状態(17.4 日およ

イド残留物は検出限界以下であった。

び 15.7 日)および湛水状態(19.2 日および 29.8 日)と比べ10 倍近く長かった(Gupta and Gajbhiye 2007)。同様の結果

半減期―変動範囲(土壌)がチアメトキサムの実験室研究で得られており、浸水状態
から圃場容水量状態に、そして乾燥状態になるに伴い半減

土壌中でのネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの期は長くなった(それぞれ 46.3～75.3 日、91.2～94.1 日、分解は、土壌の質(とくに土性および有機物含有量)、紫外

200.7～301 日) (Gupta et al. 2008b)。

線放射(表面分解に関して)、水分、地温、pH などの因子

同じくオーストラリアの赤色アースローム層でのフィによって決まるため場所によって異なる。半減期が熱帯地

プロニルの半減期は、含水量が最大容水量(MWHC)の方より中・高緯度地方で長い理由として、短い日照時間、60％での 68 日から、15％では 198 日へと延長した。それ

弱い太陽光量、および低温がある。

に比べ、MWHC の 90％と 165％の間では有意差はなかっ

イミダクロプリドの土壌半減期は施用後 100～1,230 日

た(Ying and Kookana 2006)。

第3章

環境運命と曝露43

これらの結果は分解が微生物活性と関連することを示

土壌に含まれる水中の溶質分子の濃度や物理化学的性質

唆し、その活性は土壌が乾燥した状態では大幅に低下し、と(2) 土壌粒子への収着、の二つである。ネオニコチノイ

飽和状態では酸素が少ないため若干低下する。加えて高含ド系殺虫剤は土壌中で移動するが、このことは地表水およ水量の土壌で濃度が低いのは、希釈効果によると推論されび地下水を汚染する潜在的脅威を意味する。

る。土壌中の他の化合物の濃度は土壌含水量との関係で変殺虫剤の浸出は、地下水および地表水汚染を引き起こす化することが知られており(Misra and Tyler 1999)、これは主要メカニズムの一つである。浸出過程は土壌タイプ・殺ネオニコチノイド系殺虫剤にも当てはまりそうであるが、虫剤の剤形・施用法の違いによってかなりばらつきがある

我々が知る限り直接調査は行われていない。土壌含水量に(Gupta et al. 2002; Huseth and Groves 2014)。土中の割れよる溶質濃度の変化は、土壌生物に影響を及ぼし維管束植目や他の大孔(ミミズの穴、根の通路など)の存在、あるい物からの溢液中の殺虫剤濃度にも影響を及ぼす可能性がは構造が未発達な土壌は、化学的・生物学的に反応性がもある。実際にトウモロコシ苗から集めた溢液中のチアメト

っとも高い表土を迂回する選択流の形成につながり、そのキサム濃度は土壌含水量が低い状態では高い状態に比べ結果、殺虫剤の移動性を高める(Scorza et al. 2004)。

て高く、この見解を裏付けた(Tapparo et al. 2011)。

物質の浸出能の確認方法の一つは、地下水の偏在スコア（GUS）による。GUS は、吸着係数(Koc)と土壌半減期

用量依存性の減衰(DT50)から次のような方法で計算する：
殺虫剤の減衰は施用量に左右される。ネオニコチノイド系
殺虫剤ではこのテーマに関する論文は見つかっていない

GUS = log10(DT50)×(4−log10(Koc))

が、フィプロニルでは比較的低い施用量(1 ha あたり活性成分 56～112 g)で速やかに散逸した(24 日)(Chopra et al.

表 1 に示すように GUS の値から、ジノテフランとクロ

2011)。フィプロニルはまた、オーストラリアの赤色土ロ

チアニジンならびにイミダクロプリドとチアメトキサムーム土でも同程度の施用量(1 m あたり活性成分 0.15、0.75、は高い浸出能を有する殺虫剤、フィプロニルとニテンピラ

3.0 g)で用量依存性の減衰率を示した(Ying and Kookana

ムは浸出の可能性がある殺虫剤に分類される(PPDB 2012)。

2006)。有効成分の 50％が消失するまでの時間は、低施用

他の浸透性殺虫剤と異なりアセタミプリドとチアクロプ

量で 145～166 日、低施用量の 20 倍の高施用量で 514～613

リドは土壌中で速やかに分解するので浸出の危険性は低日と、約 4 倍に延長した。ネオニコチノイド系殺虫剤ではい。しかし、もっとも多く使われるネオニコチノイド系殺

用量依存性の減衰に関する報告は見当たらないが、我々は虫剤(イミダクロプリド、クロチアニジン、チアメトキサ

土壌中濃度に影響を及ぼす要因の一つとして、この用量依ム)は、GUS がそれぞれ 3.7 以上である。

2

存性の減衰を提起する。

イミダクロプリドは、試験した他系列の農薬である有機リン系殺虫剤クロルピリホスやダイアジノンおよび除草剤ジウロンなどの一般的な水質汚染物質に比べて、土壌カ

減衰への温度影響

ラムに通すとより速やかに浸出した(Vollner and Klotz
1997; Cox 2001)。米国の環境保護庁(EPA)が行った比較モ

イミダクロプリドの分解は、実験室内における培養実験

デリングによって、芝用殺虫剤 14 種の中でイミダクロプ(粘土質土壌)において温度依存性が認められた。半減期は、リドの浸出能が最も高かった(US EPA 1993b)。この高い移培養温度 5℃、15℃、25℃でそれぞれ 547 日、153 日、85

動性は野外実験でも確認され、イミダクロプリドが灌漑土

日と短くなった(Scorza et al. 2004)。同じ著者は、野外実験

壌中できわめて移動しやすかった(Felsot et al. 1998)。温室の結果イミダクロプリド濃度は当初急速に低下した(5 月

土壌の場合も同様で、Gonzalez-Pradas ら(2002)によると、から 9 月の間に 50％)が、寒い季節には著しく変化せず分

温室での初回施用から 2 年以内でイミダクロプリドが土解への温度の影響を示唆した(Scorza et al. 2004)。高温のイ

中に 40 cm 浸透した。Gupta ら(2002)は、さまざまなイミ

ンド、ニュー・デリーの北西部 100 km のヒサル（Hisar）

ダクロプリドの剤型で浸出挙動を調べ、25 cm カラムの浸にある実験場ではフィプロニルの分解が早まった(Chopra

出液中でのイミダクロプリド回収率が 28.7％(分析用)～

et al. 2011)。

44.3％(水和剤)と異なった。市販の剤型における高い浸出能は、製品に加えられた界面活性剤に起因する。さらにイ

浸出など濃度変化を起こす他の要因

ミダクロプリドの浸出の間接的な証明として、土壌への秋
季施用では春季施用に比べてアメリカツガの組織中の濃植物による取込みや微生物分解とは関係なくネオニコチ

度はほぼ 50％低下した(120 対 220 ppb)(Cowles et al. 2006)。

ノイド系殺虫剤およびフィプロニルの濃度は、土壌中移動

チアメトキサムもまた土壌中で非常に移動しやすい。土壌によって変化する。土壌中移動を左右する主な要因は：(1)

カラム浸出試験によるとチアメトキサムは、雨量 65 cm 相

44Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

当の水量で使用した量の 66～79％が浸出し土壌中に残留かけている植物体を餌にしたり、花蜜や花粉を採集したり物は検出されなかった(Gupta et al. 2008b)。これらの結果する他の非標的生物に対して、これらの殺虫剤の曝露の危から、ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌断面を垂直方向に険性が増す。しかし非標的植物で検出される生物学的に意

浸出したり土壌中流路を介して横方向に浸出したりする

味のある濃度がどのくらいであるかとか、その濃度が他の能力が高く、地表水と地下水を汚染することが示された。

生物にどんな影響を及ぼすかはほとんど分かっていない。

フィプロニルとその代謝産物(デスルフィニル・スルフ

土壌中のネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルのィド・スルホン誘導体)の移動性を 5 cm の珪岩砂で覆われ環境運命は、数件の野外調査や実験室研究で調べられていたオーストラリアの赤色土ローム土 3 種(砂質、ローム質、るとはいえまだ確定されていない部分がる。どの過程が半粘土質)で調べたところ、深さ 15 cm まで移動したが、よ減期を決定するのかは必ずしも定かではない。イミダクロ

り深い 15～30 cm の位置では微量しか検出されなかった。

プリドの半減期の値は、加水分解(pH 7、25℃で 33～44 日)

しかし試験区は試験経過中にはプラスチックの中敷きとおよび光分解(3 時間未満)では定義が明解である(Fossen

繊維セメントで覆われており雨による浸出が制限されて2006)が、“半減期”という用語は過程に関わりなく土壌中いた(Ying and Kookana 2006)。同じ著者らは、再充填土壌で徐々に減少する濃度について論じるときにも使われる。

2 種(それぞれ砂壌土と砂質粘土)を用いた週周期での乾湿

たとえば、Cox によると、“イミダクロプリドの半減期(施交互の繰り返し試験(7 日間の乾燥後に 20 mm の降雨)につ

用量の半量が分解するか試験場所から散逸するのに要す

いて報告した。フィプロニルが高濃度(3 g/m2、半減期が最る時間)は、ジョージア州の芝で覆った土壌での 107 日が長になる有効成分の濃度で並行試験により確認)で処理さ最短であった” (Cox 2001)。土壌中濃度が減少する過程とれ臭化物がトレーサーとして用いられた。フィプロニルのしては、植物による取込みや土壌断面からの浸出(立証さ

移動性はいずれの土壌でも最小で、臭化物の挙動(砂壌土

れた重要な一過程)、水平排水(傾斜地形の場合)、非生物的では浸出性が高く、粘土質土壌では低かった)とは無関係

および生物的な分解、気化 [(少なくともイミダクロプリドであった(Ying and Kookana 2006)。どちらかと言えば乾燥の低揮発性を考えると疑わしい(Fossen 2006)が)]、希釈(測しているオーストラリアの土壌でも、フィプロニルの移動

定間で土壌水分量が増加する場合)などが挙げられる。

性が限られていることが明らかに示された。年間測定雨量

親化合物の散逸あるいは分解の過程のいくつかは分か

はわずか 432.1 mm であったが、実験後半での降雨によりっているが、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルのフィプロニルは有意に下方に移動した(Ying and Kookana

分解産物や代謝産物の濃度および動態についてはほとん

2006)。フィプロニルの土壌への収着は土壌有機物によりど知られていない。土壌中における代謝産物の特性評価お0.1～6.5％の範囲で増加し(Bobé et al. 1997; Gunasekara et

よび追跡調査の進展は、高感度分析法の欠如と代謝産物のal. 2007)、このことが異なる濃度のフィプロニルを加えた

化学構造に関する情報や参考資料が多くの場合非公開で堆肥（コンポスト）で育つ菌類での生物蓄積性の低さを説

一般の研究者が入手できないという事実により妨げられ明するかもしれない(Carvalho et al. 2014)。

ている。イミダクロプリドの代謝産物に関する非公開の資料によれば、当初からいくつかの代謝産物が見つかる可能

結論

性と、それらの無脊椎動物への毒性が親化合物より強い可能性が指摘されていた(Suchail et al. 2001; Simon-Delso et

ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの土壌

al. 2014、本特集号)。

中濃度は、加水分解や光分解、微生物分解、植物による取込み、土壌粒子への収着、放流水域への浸出などに影響を水―ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの水なら受け、通常は施用後速やかに低下する。しかし、土壌状態

びに底質中における環境運命および環境曝露によっては土壌中濃度は数か月あるいは数年間変わらず蓄積する場合もある。残留性がもっとも高くなるのは低

はじめに温・乾燥状態であり、また少なくともネオニコチノイド系
殺虫剤では、そしておそらくフィプロニルでも、有機物含農薬による地表水汚染は、世界規模で進行する懸念事項で有量が高い土壌中で残留性が高い。これらの殺虫剤が農業ある。農薬組成物や施用法の改良は、新しい解決法だけでの場で広く利用されていることと、農地でよく見られる乾なく重大な課題も提示した。無脊椎動物に対する高い標的燥した高有機質土では残留するであろうことを鑑みれば、特異性と高い汎用性をもつネオニコチノイド系殺虫剤お農耕地土壌でのそれらの残留物は土壌生物に危険を及ぼよびフィプロニルの発明は、害虫管理の新たな時代の到来す可能性がある(Pisa et al. 2014, 本特集号)。土壌を介したを告げた(Jeschke and Nauen 2008)。しかし、これらの新植物による残留物の取込みにより、生きた植物体や腐敗ししい殺虫剤は道半ばで次々と問題を提起した。浸透性殺虫

第3章

環境運命と曝露

45

剤が地下水や地表水を汚染する経路は多数ある。そのためした。最初の 7 日間における初期低下後、イミダクロプリ

これらの殺虫剤の世界的な使用の増大により、水環境の汚ド濃度は pH 7 で安定な状態を保っていたが、pH 10 では

染がより高度で大規模になるという懸念がある

低下し続けた。著者らは、イミダクロプリドの DT50 を、(Overmyer et al. 2005; Tišler et al. 2009)。毒性に加えて残pH 7 で 182 日、pH 10 で 44.7 日と推定した。しかし Sharkar

留性、代謝産物の特性、汚染源、曝露濃度などは、これらら(1999)によると平均半減期は pH 4 では 36.2 日と推定さの殺虫剤が水生生物と水界生態系に及ぼす影響を確認すれたが pH 9 では 41.6 日に増加した。この結果が市販の剤る上でどれも重要である。水環境中での浸透性殺虫剤の残形(商品名：コンフィドール、ガウチョ)を使い比較的高い

留性は、野外の諸条件によって変化する。その条件は、太大気温度範囲（30±5℃）で得られたことは注目に値する。

陽光線への曝露、水素イオン濃度（pH）、温度、微生物群

温度が高くなると分解速度が増加するので、温度が比較的落の組成、そして殺虫剤の剤型や量などである。

低い大部分の野外条件にこれらの結果は当てはめにくい。
Guzsvány ら(2006)は、4 種類のネオニコチノイド系殺虫

実験室条件では、光分解が浸透性殺虫剤の水中剤で pH が分解に及ぼす影響を 23℃で調べたところ、イ分解に重要な役割を果たす(表 1)。イミダクロプリドは急

ミダクロプリドとチアメトキサムは pH 7 および pH 4 で速に光分解を受ける(CCME 2007)。しかし、精査したデーは比較的安定していたが、アルカリ性条件下ではより急速

タには一貫性があまりなかった。たとえば、Tišler ら(2009)に分解した。同様にフィプロニルの分解は pH に強く依存は、冷暗環境下(3±2℃)下と室温照明下（21±1℃）で、イミし、加水分解半減期は pH 5.5 および pH 7 での 100 日以上

ダクロプリドの分析用標準品をいくつかの濃度（8.75～

から pH 12 での 2.4 時間に減少した(Bobé et al. 1997)。対140 mg/L）で蒸留水中に保存した。冷暗保存試料は 22 日

照的にアセタミプリドとチアクロプリドは酸性条件下で間変化しなかったが、室温保存試料は同じ期間に初期濃度より急速に分解したが、アルカリ性条件下ではおよそ 30

依存性の濃度低下を示し、高濃度(105 および 140 mg/L)で日間は安定であった。一方イミダクロプリドがアルカリ性

は 24％まで低下したが、低濃度（70 mg/L およびそれ以下）条件下ではより分解しやすいことを示した報告も数件あでは変化しなかった。著者らは、室温照明下での濃度低下

る(Zheng and Liu 1999; US EPA 2005 in CCME 2007)。あは光分解に起因するとの仮説を立てたが、2 条件間の大きる実験ではイミダクロプリドは pH 5 および pH 7 では全な温度差については考慮されていない。

てのサンプリング間隔において加水分解生成物は検出さ

光分解

暗条件下では、底質中のネオニコチノイド系殺虫剤およれなかったが、pH 9 ではわずかに変化し半減期は 346.5

びフィプロニルの DT50 は大幅に変動する。チアクロプリ日と計算された (Yoshida 1989 report in CCME 2007)。こドの DT50 は 28 日と最短であったが、イミダクロプリド

れらの結果によればイミダクロプリドは通常の環境で観の DT50 は 130 日で、最も長く残存した(PPDB 2012)。底測される pH レベルでは加水分解安定性を示す(CCME

質中のイミダクロプリドに関する結果は、Spiteller(1993)2007)。

および Krohn と Hellpointner(2002)により確認され、異なる底質での DT50 値（130 日および 160 日）に関する Tišler

野外条件

ら(2009)の論文で引用された。

フィプロニルは、野外条件下で光を受けると分解するが、大部分のネオニコチノイド系殺虫剤および水中への日光透過率は水深、濁度、入射光の波長によってイミダクロプリドの加水分解速度は、温度上昇に決まる(Peña et al. 2011)。全体的には、野外条件下での分伴い増加する(Zheng and Liu 1999; Scorza et al. 2004)。

解では時間とともに濃度のばらつきがみられる。

Zheng らは、イミダクロプリドの土壌半減期に及ぼす温度

Sanchez-Bayo と Goka (2006)は、野外実験でイミダクロの影響を調べ、5℃では 547 日、25℃では 89 日であった。

プリドの開始濃度を 240 µg/L とした水田で最初に濃度が温度低下したが、まる 4 か月の実験期間中の濃度は 0.75 µg/L
pH

水中でのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプ

で安定していた。Kreutzweiser ら(2007)によると、実験室ロニルの分解速度は pH によっても変化する。PPDB(2012)におけるミクロコズム（小規模な人工生態系）試験で、水と米国 EPA(2005)の報告によれば、イミダクロプリドは中でイミダクロプリド(開始濃度 0.001～15.4 mg/L)の分解

pH 5～7 では安定であるが、pH 9 での半減期は 25 °C で率が経時的に低下し高濃度では 14 日後におよそ 50～60％

およそ 1 年で、pH 増加に伴う DT50 の減少が示唆された。

が散逸した。著者らは、その結果からイミダクロプリドのThuyet ら(2013)は、イミダクロプリドおよびフィプロニル

水中濃度は自然界の水域で測定可能な濃度で数週間持続の分解試験を水田と同等の pH レベルで行った。これらのする可能性があると結論した。他の研究者たちは、野外条殺虫剤の散布後に水田で認められる実際の野外濃度に基件下でイミダクロプリドの地表水中濃度の持続性についきイミダクロプリドおよびフィプロニルの初期濃度をそて報告した(Van Dijk et al. 2013; Mainet al. 2014)。アナジ

れぞれ 60 µg/L および 3 µg/L とし、18.2±0.4℃で暗所保存

ャコ対策のイミダクロプリド使用登録のための実験で、イ

46

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

ミダクロプリドが米国ウィラパ（Willapa）湾の干潟に 3

つながるおそれがある。その原因には意図的でない過度の段階の散布量(0.28、0.56、1.12 g a.i./ha)で散布された。28

噴霧、不注意な散布、風による分散などが挙げられる。そ日後イミダクロプリドは底質で依然として検出可能であの上、播種時に出る処理種子からの粉塵は、隣接地に飛散った[検出限界(LOD) 2.5 ng/g]。しかし水からは速やかにする可能性がある。EFSA(2013b, f)によると、周辺植生へ

消失し、散布翌日には 3 試験区画の 1 区画でのみ検出可能の粉塵飛散の付着率は、テンサイの 0.01%からトウモロコであった。この結果はイミダクロプリドの高い希釈性と低シの 7.0%とされる。地表水は、周辺植生の三次元的集水い吸着性に起因する(Felsot and Ruppert 2002)。

性がないとはいえこれらの殺虫剤の直接的な飛散により都市部では、大部分の流出水は下水道に集められ、地表検出可能な濃度で汚染される可能性がある。たとえば水に戻される前に汚水処理施設で処理されることが多い。

Tapparo ら(2012)は、異なる種類の市販のトウモロコシ処

チアメトキサムは、暗条件下での半減期が 25 日で、下水理種子で粒子状物質の排出試験を行った。このような粒子中でも分解が起こるが、これは、その他のネオニコチノイ状物質が隣接地の地表水まで飛散することは十分に想定

ド系殺虫剤には該当しない。たとえばチアクロプリドの下され、処理された種子からの粉塵が移動する正確な距離は

水中濃度は、日光にさらされるか否かを問わず、41 日間

大気条件によって決まる。

以上にわたって安定していた(Peña et al. 2011)。また、イ
ミダクロプリドがスペインの下水処理施設で検出された流出(Masiá et al. 2013)。

部や住宅地で害虫駆除のために使用されることが多い。こネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは市実験室調査によればクロチアニジンは、光分解により急

れらの殺虫剤は、観賞植物へ施用されたり不浸透面近くで速に分解され(水中光半減期 DT50＜1 日)散逸しやすいこ使用されたりすると降雨や灌水により流出し、水界生態系とが示唆されるにもかかわらず、野外条件下ではゆっくりに 潜 在 的 な 汚 染 状 態 を 作 り 出 す (Armbrust and Peelerと散逸するので、自然環境中では光分解が分解過程の中で2002; Haith 2010; Thuyet et al. 2012)。流出水には、溶解性大きな役割を果たしていないことが示された(US EPAの浮遊粒子状や底質収着性の殺虫剤が含まれることがあ2010)。Peña ら(2011)によれば、チアメトキサムは光分解る(van der Werf 1996)。Thuyet ら(2012)は、芝土（ターフ）されやすいが、クロチアニジンとチアクロプリドは直射日

およびコンクリート表面からの流出水に含まれるイミダ

光下で安定であった。クロチアニジンは、環境で観測されクロプリドおよびフィプロニルを調査した。その実験ではる pH および温度下で安定であった(US EPA 2010)。

芝土は顆粒状のイミダクロプリドで処理し、コンクリート
はイミダクロプリド乳剤とフィプロニル懸濁製剤で処理

代謝産物

ネオニコチノイド系殺虫剤の分解により、多し、それぞれ表面に人工的に雨を降らせた。実験の結果コ

くの場合二次代謝産物が水中で生じるが、そのうちのいく

ンクリート表面上で、イミダクロプリドは散布から 1 時間

つかは親化合物と同じかそれ以上の毒性を有する(Suchail

半後に高い流出率を示しピーク値は 3,267.8 µg/L で散布量

et al. 2001)。一例はチアメトキサムの代謝産物であるクロの 57.3%であった。しかし散布後 1 日で流出率は 1.0～5.9%

チアニジンで、これ自体が殺虫剤として市販されている。

に低下し、散布から 7 日後の流出水中にイミダクロプリド

概要については、Simon-Delso ら(2014、本特集号)参照。

は検出されなかった。フィプロニルのコンクリート表面流
出水からの質量減少は、イミダクロプリドの 0.9～5.8%で水系における汚染源あった。しかし、フィプロニルの毒性分解産物は流出水のすべての試料中で濃度が高かった。イミダクロプリドの芝

圃場、草、芝に施用される浸透性殺虫剤は、芝地やゴルフ

土面での結果は、流出率が散布量の 2.4～6.3%で反復採取場、コンクリートなどの硬い表面に用いると、浸出、(地した試料間で大きく異なった。

下)排水管、漏出、温室排水、または噴霧や粉塵の飛散、(葉これらの殺虫剤の流出は、農業現場でも発生する可能性

面からの)流出などを経由し地表水や地下水を汚染するがある。葉面散布後あるいは農薬汚染粉塵の付着後に植物(Gerecke et al. 2002)。さらに処理区域の一時的水たまりで表面に残留物が現れるが、これは降雨時に洗い流されるのある土壌表層上の水は、高濃度の浸透性殺虫剤を含むと推で地表水の汚染につながる。将来的には、気候変動が農薬定される(Main et al. 2014)。散発的な温室の浸水とその後の環境運命を変化させる役割を果たすと予測される。気候の地表水への流入は、局所的に深刻な汚染をもたらす。そ

変動影響下においては、降水量、暴風雨の頻度や強さ、おの上、樹木の樹幹注入処理として施用した場合、秋の落ちよび害虫被害が増加することに伴い、流出の可能性が高ま

葉は水系の汚染源となりうる(Kreutzweiser et al. 2007)。

る。その結果、農薬流出の危険性が高まりやすい

図 1 に概要を示す。

(Kattwinkel et al. 2011)。Bloomfield ら(2006)は、英国に噴霧や粉塵の飛散

噴霧散布は、地表水への直接汚染において地下水および地表水における農薬挙動に対するこ第3章

環境運命と曝露47

図 1 農薬の地表水への移動に重要な施用方法と移動経路 1 野外―散布と施用時の飛散、地表流出、降雨時の浸出とその後の排水路経由の移動。2 農場と農家の庭―不適切な作業(例、農薬散布器の充填、計量器の洗浄、梱包資材の処分、浸透散布機の運転、および散布機器の洗浄)。こうした作業が行われる場所から、下水道、浄化槽、あるいは地表水中に浸入する。3 2 と同様、都市部の殺虫剤使用者。4 建築資材に含まれる農薬―降雨時に浸出。
5 芝地、街路、道路盛土への施用―降雨時に流出。6 材料の保護－防汚剤を含む製品(例、洗剤、化粧品) が下水道に入る(出典、Gerecke et al. 2002)。

うした影響を調査した。豪雨の頻発や土壌浸食の増大、なについて調査した。著者らは、温室栽培を行う河川流域からびに冬期に迂回路の流れを速くする土壌亀裂によって、ら採取した試料のうち 36％にイミダクロプリドを検出し農薬の移動性が増大する。乾燥期に河川の流れが遅くなるた。その最高濃度は 9.6 µg/L で、他の露地野菜栽培地域とことも、底質での農薬の濃度および蓄積量を上昇する可能

比べてかなり高かった。アセタミプリドおよびチアメトキ性がある(Masiá et al. 2013)。これに反して、気候変動によサムも検出されたが、検出率はそれぞれ 9％と 3％であっる地温および地表水温の上昇は、一部の農薬の半減期を短た。チアクロプリドは痕跡量が一度だけ検出された。

くする。全体的な影響を予想するのは困難であるけれども、いくつかのネオニコチノイド系殺虫剤のような水溶性物

曝露

質が地表水および地下水に移動する恐れがある。たとえば、クロチアニジンでは移動性の上昇が予期されるが、温度変環境中濃度化に敏感でないため半減期の短縮は予期されない。将来的ルによる地表水汚染は、さまざまな国で早くも 1990 年代に殺虫剤が地表水および地下水に到達したり蓄積したりから報告されている。オランダでは、イミダクロプリドはする可能性が高まることについては対応する必要があり、2004 年から生態毒性基準値(13 ng/L)を超える物質の上位

さらなる研究が望まれる。同様に、とりわけ温室における3 位以内に入り、地表水中の濃度は最高で基準値の 25,000

浸水の危険性の増大は、浸透性殺虫剤を環境に流出させる倍であった(Van Dijk et al. 2013)。2010 年と 2011 年、カリ結果になりかねない(Blom et al. 2008)。

フォルニア州の農業地域から地表水 75 試料が採取された。

ネオニコチノイド系殺虫剤やフィプロニ

イミダクロプリドは 89％の試料中で検出され、19％の試
浸透性殺虫剤は温室において、球根浸漬処理ある料では米国 EPA の毒性基準 1.05 µg/L を超えていた

いは薬品混入灌漑法(灌漑用水への化学物質の添加)などに(Starner and Goh 2012)。最近 Main ら(2014)は、カナダのより施用される。温室からの汚水排水は地表水中に放出さプレーリーポットホール（Prairie Pothole）地域で、水中れることが多く、高濃度のネオニコチノイド系殺虫剤が含および底質中のネオニコチノイド濃度を調査した。播種前まれる。Kreuger ら(2010)は、スウェーデンのさまざまな(2012 年と再び 2013 年)、生育期間中(2012 年)、および秋地域において野菜作物や温室に近い地表水中での殺虫剤

期の作物収穫後(2012 年)に合計 440 試料が採取された。ク

排水

48

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

ロチアニジンやチアメトキサム、イミダクロプリド、アセで検出されるまでの経過時間は平均して 20 年であること

タミプリドなどのネオニコチノイド系殺虫剤の少なくとを考慮しなければならない。たとえばアトラジンは、1958

も 1 つが、採取時期にもよるが 16～91％の試料から検出

年に登録されたにもかかわらず、地下水中から検出されたされた。クロチアニジンが試料採取の 4 期間中 3 期間でものはごく最近のことである。ネオニコチノイド系殺虫剤おっとも多く検出されたが、チアメトキサムが第 4 採取期間

よびフィプロニルによる地下水汚染が見つかるのは単に中(2012 年の収穫後)に水試料中で顕著であった。水中での時間の問題で(Kurwadkar et al. 2013)、リンデンの時と同最高検出濃度は、イミダクロプリドの 256 ng/L(平均値 15.9様である(Gonçalves et al. 2007)。これを裏付ける報告があng/L 、2012 年播種後のコムギ)、チアメトキサムの 1,490

り(Huseth and Groves 2013, 2014)、2008 年と 2009 年にウ

ng/L (平均値 40.3 ng/L、2012 年播種後のナタネ（キャノィスコンシン州で数箇所の井戸水からチアメトキサムがーラ油採取用のアブラナ科の一種）)、クロチアニジンの検出され、その濃度は 1 µg/L を上回り最高で 9 µg/L であ3,110 ng/L(平均値 142 ng/L、2012 年播種後のナタネ)、アった。これらに続きイミダクロプリド(平均値 0.79 µg/L、

セタミプリドの 54.4 ng/L(平均値 1.1 ng/L、2012 年播種後範囲 0.26～3.34 µg/L)、クロチアニジン(平均値 0.62 µg/L、のナタネ)であった。

範囲 0.21～3.34 µg/L)、およびチアメトキサム(平均値 1.59

スペインのアルメリア（Almeria）の温室の土壌水から、
地下水中の許容濃度[調査当時 1997～1999 年の欧州連合µg/L、範囲 0.20～8.93 µg/L)が、23 箇所の監視地点で 5 年間にわたって検出された。

(EU) 指 令 91/414] の 20 倍 を 超 え る 濃 度 で 検 出 さ れ た(Gonzalez-Pradas et al. 2002)。Masiá ら(2013)によるスペ

曝露経路

インのグアダルキビル（Guadalquivir）川流域で行われたな経路によって起きる。Baird ら(2013)は、ファットヘッ

大規模調査で、イミダクロプリドが 58％(2010 年)および

ド・ミノウ(Pimephales promelas)に対する毒性および曝露濃17％(2011 年)の試料中に検出され、その 2 年間の濃度は度を調査した。著者らは、水中のフィプロニルは仔魚に対2.34～19.20 ng/L の範囲であった。この結果は Kreuger ら

して毒性があり得るが高濃度でのみ問題であり、代謝産物(2010)によるスウェーデンでの結果（イミダクロプリドがのフィプロニルスルホンやフィプロニルスルフィドの魚36％の試料から検出された）と同程度であった。イミダク

類への生物濃縮や底質を経由する曝露が水生生物に対しロプリドの濃度は、スウェーデンの指針値 3 ng/L を 21 倍て現実の脅威をもたらす、と結論した。この曝露経路の重上回り、最高値は指針値の 1,154 倍の 15,000 ng/L であっ要性により、浸透性殺虫剤が低光量の条件下で残留性が高た。アセタミプリドも指針値 100 ng/L の 2 倍の濃度で検いという事実はさらなる注目に値する。

水環境下での非標的生物の曝露は、さまざま

出され、最高値は 410 ng/L であった。Bacey (2003)による他の曝露経路として汚染水の飲み水などへの利用があと、カリフォルニア州の地下水からイミダクロプリドが濃る。たとえばセイヨウミツバチ(Apis mellifera)は冷却のた

度 1 µg/L で検出された。ケベック州のバレイショ栽培地

め、そして幼蛆の流動食を調製するために巣の中の水を使

域では、複数の井戸水中の（イミダクロプリドの）濃度がう(Kühnholz and Seeley 1997)。砂漠など厳しい状況下で6.4 µg/L に達し、イミダクロプリドとその代謝産物 3 つがは採水蜂はその蜂群から最高 2 km 離れたところから水を35％の井戸水から検出された(Giroux 2003)。ニューヨーク

集める(Visscher et al. 1996)。EFSA (2012a)は 1 つの蜂群で州での検出値は 0.2～7 µg/L であった(US EPA 2008)。

年間 20～42 L、夏期には最高で 1 週間に 20 L、あるいは 1

米国の Mermentau・Calcasieu 川流域で、フィプロニル

日に 2.9 L 集めると報告した。またミツバチの曝露経路とが調査地域の 78％以上の水試料から検出された。その代して、地表水や水たまり経由や葉や軸中の水経由に関する

謝産物のフィプロニルスルホンとフィプロニルスルフィ

データの不足に注意を促し、ミツバチの曝露レベルを算出

ドは親化合物よりも多く検出され、水試料中の検出率は、する際にこれらの経路を考慮すべきと提言した。

それぞれ 81.7％と 90.0％であった (Mize et al. 2008)。
Demcheck ら(2004)の先行した報告によると、同地域では

結論

底質の全試料からフィプロニルが検出された。両著者によると高濃度のフィプロニルおよびその代謝産物は、水生無大部分のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル

脊椎動物群集の変化と関係し、とりわけ個体数および種類の高度～中等度の水溶性、浸出性、残留性は、水環境に対の減少と関係した。Baird ら(2013) によると、フィプロニ

る危険を持続的かつ増大させうる。それらは世界中の地下ルによる汚染は魚類にも影響を及ぼす。

水および地表水中から高濃度～低濃度で検出され、増加の地下水汚染も懸念される。これらの浸透性殺虫剤の大規傾向にある。その使用規模は増加の一途をたどり、その水模な使用と地表水中でのその存在を示す証拠が増えてい

生無脊椎動物に対する毒性は比較的高いため、相乗作用にることを踏まえると、ある殺虫剤が初回施用から地下水中より水界生態系への深刻な影響が予測され、そして実際に

第3章

環境運命と曝露49

見出されている(Skrobialowski et al. 2004, cited by Mize

透過性に関わる物質の親油性を示す(Trapp 2004)。殺虫剤

et al. 2008; Goulson 2013; van Dijk et al. 2013; Pisa et al.

が植物体内に侵入するためには、植物のクチクラ（表皮の2014、本特集号)

外側を覆う透明で水を通さない層）を透過する必要がある。
クチクラ／水分配係数は log Kow と密接な関係がある。しかしクチクラ経由の取込みを予測することは、化学成分、植物における環境運命および環境曝露

接触面積、クチクラの特性など他の多くの要因に左右され容易ではない。

はじめに

根・土壌・種子処理に施用する場合、有機化合物の植物
ネオニコチノイド系殺虫剤の有効性は一部、水溶性が中程度～高度で(PPDB 2012)、有効成分の植物への取込みおよび移行が強いことに負っている。植物に浸透性のあるもの
を使う利点は、浸透性ないもので処理された時と比べ極めて長く害虫に対し抵抗性を持つことである(Dieckmann etal. 2010b)。
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは根や葉から植物に取り込まれ、篩部や木部を通し施用部位とは異なる遠位組織に運ばれる(Nauen et al. 2001; Dieckmann et al.
2010a; Aajoud et al. 2008) 。 そ れ ら は 、 た と え ば 花(Bonmatin et al. 2003, 2005b)、花粉(Bonmatin et al. 2007;
Krupke et al. 2012)、花蜜(Stoner and Eitzer 2012; Paradis
et al. 2014)などに運ばれる。したがって害虫や非標的生物
が処理植物のどこを攻撃しようとも、これらの殺虫剤に接触する可能性がある。本章の目的は、植物体内におけるネ
オニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの環境運命とそれに続く非標的生物の曝露経路について概要を説明することである。

組織への収着性は、根中濃度(g/g)と溶液中濃度(g/mL)比である根濃縮係数(RCF)によって決まる。Briggs ら(1983)により RCF の Kow への依存性が経験的に推定された。クチクラの透過性が最大なのは中性の親油性化合物で(Trapp
2004)、log Kow はおよそ 1～2.5 である。log Kow が 0.1～5.4
であれば化合物は浸透性であると推測できる(Dieckmann
et al. 2010a) 。 一 部 の 専 門 家 は (ICPPR: International
Commission

forPlant-Pollinator

Relationships,

http://www.uoguelph.ca/icpbr/index.html) 、 あ る 分 子 の
log Kow が 4 未満であれば、水溶解性の観点から浸透性があると見なすことを提案した。根経由の殺虫剤取込みに影響を及ぼすと考えられる変数は、土壌による化学物質の収着である。しかし浸透性の最終判定は、不確実性を抑えるた
めに残留分析あるいは運命分析に基づく必要がある。
同様に、葉面散布を行った場合、log Kow は散布剤の濃度とともに葉経由の取込み量に影響を及ぼす。Buchholzと Nauen(2002)は、浸透性殺虫剤のクチクラ透過性に影響を及ぼすその他の 2 つの変数、すなわち分子量と温度について調べた。高分子量の化学物質の透過性は低温下で低くなる傾向がある(Baur et al. 1997)。しかし殺虫剤取込みの根および葉による取込み

決定的な要因は、やはりクチクラの特性だった。
殺虫剤の植物体内における移行を予測することは難しい。
植物の形態や生理にはかなりのばらつきがあり、殺虫剤の物理化学的性質は個々の化合物で異なるため移行過程の背後にあるメカニズムについてはほとんど知られていない(Trapp 2004)。本章では、処理植物体内におけるネオニ
コチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの施用後の移行を説明することを目標とし、これらの殺虫剤のいくつかの物理化学的特性に焦点を合わせる。
浸透性は、化学物質の水溶性、オクタノール/水分配係数(log Pow または Kow)、解離定数(pKa)などの物理化学的変数（パラメータ）によって決まる。問題の分子(ネオニコ
チノイド系殺虫剤とフィプロニル)のこれらの変数値を表2 に示す。ただし剤形に共重合体（コポリマー）を添加することでフィプロニルのような非浸透性の物質を浸透性にする方法もある(例、Dieckmann et al. 2010a, b; Ishaqueet al. 2012)オクタノール／水分配係数(log Kow)

酸解離定数(pKa)

この変数は希釈分子が弱酸か強酸かを示す。pKa＜4 は強酸を、pKa＞5 は弱酸を意味する。植物師部の pH 値はおよそ 8、木部 pH 値はおよそ 5.5 であることを注記しておくことが重要である。浸透性殺虫剤は、
そのほとんどが極めて弱い電解質である(Trapp 2004)。ネ
オニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル(多くは非解離型)の pKa を表 2 に示す。植物根は pH 値が低いと、高い取込み率を示す傾向があり(Rigitano et al. 1987)、取込み量は
pKa がおよそ 3、分配係数が 1～3 の間で増加する。
殺虫剤の有効成分によって発現する固有の浸透性は別として、浸透性、溶解性などを高めることによって取込み量を増やすために、多種多様な手段に特許が与えられているが、それらは主に共重合体の殺虫剤への配合である(例、
Dieckmann et al. 2010a, b; Ishaque et al. 2012)。殺虫剤の細胞壁透過性もまた共重合体の使用により上昇すると考えられる(Chamberlain 1992)。結果的に植物による取込みは、

この変数は生体膜

根または葉経由であろうとも共重合体の適用で増大する。
イミダクロプリドおよびアセタミプリドが取り込まれ50

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

表2植物体内での移行能を決定するネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの物理化学的因子

活性物質

分子量

水溶解度

オクタノール/水分配係数

酸解離定数（g/mol）（g/L）（Log POW）（pKa）

フィプロニル437.150.00378

3.75

解離しない

イミダクロプリド

255.7

0.61

0.57

解離しない

チアメトキサム291.71

4.1

-0.13

解離しない

チアクロプリド

252.72

0.184

1.26

解離しない

クロチアニジン

249.7

0.34

0.905

11.1

アセタミプリド

222.67

2.95

0.8

0.7

ニテンピラム270.72

590

-0.66

3.1

ジノテフラン

202.2139.83-0.54912.6

る能力は、それぞれキャベツ(1 日目の活性回収率 70～

ロニルを 2,000 g a.i./ha で土壌処理すると、6 か月後の活80％)とワタ(1 日目の浸透率 30～40%)で異なっていた。し

性回収率は根中（フィプロニル等量 0.06 mg/kg）より葉中

かし、いずれも葉面散布 12 日後において 100％の防除効（フィプロニル等量 0.66 mg/kg）で 10 倍高かった。根中果を示した(Buchholz and Nauen 2002)。吸収されなかっではフィプロニルスルホン（総放射性物質残留量(TRR)のた有効成分は葉面に留まるか、クチクラ外ワックス（蝋皮）

64％）が主成分で、フィプロニル(TRR の 14％)や、そのアと結びつく。これらの残留物はその水溶性を考慮すると、ミド誘導体(RPA200766)(TRR の 5％)がそれに次ぎ、葉中

溢液や朝露に再び溶け最終的には昆虫が利用（曝露）する

ではフィプロニルスルホン(TRR の 31％) が主成分で、次可能性がある。

に PRA105320(TRR の 18%) 、 よ り 程 度 は 少 な い がイミダクロプリドの根経由の取込みは、ナスの 1.6％か

MB45950、MB45897、アミド誘導体(0.03 µg/g 以下、TRR

らトウモロコシの 20％に及ぶことが証明されている(Surの 4％)が検出された(代謝産物の定義については

and Stork 2003)。施用した有効成分の残りは土壌中に残存

Simon-Delso et al. 2014 参照)。葉中のフィプロニルは少量するので、その環境運命を明確にするための調査を行う必だった。トウモロコシ(420 g a.i./ha)で行った実験でもフィ要がある。

プロニルの浸透性が確認され、処理後 42 日、98 日、1062001 年のチアメトキサム評価報告書草案(DAR)(EFSA日における回収率は、それぞれフィプロニル等量 0.16

2013b)には、トウモロコシ(種子処理)、ナシとキュウリ(葉ppm、0.18 ppm、3.93 ppm であった。検出された主成分

面散布)、レタス・バレイショ・タバコ・イネ(土壌およびは、フィプロニル、スルホン誘導体、およびアミド誘導体

葉面処理)における、14C-オキサジアジン標識チアメトキサであった(fipronil DAR from EFSA 2013d)。

ムおよび C-チアゾール標識チアメトキサムの分布・代謝14

試験の結果がある。チアメトキサムはすべての施用方法で植物体内での移動大量にかつ速やかに取り込まれ(たとえば、施用後一日以内の活性回収率は植物体内で 23％、28 時間後の葉中では浸透性物質は根によって取り込まれた後、木部樹液を経由

施用量の 27％を検出)、貯留層としての土壌から少なくとし求頂的に移行する。芽への移行は、木部樹液中濃度

も 100 日間は継続的に取り込まれた。チアメトキサムの代(g/mL) と 溶 液 中 濃 度 (g/mL) 比 で あ る 蒸 散 流 濃 度 係 数

謝は、植物体内でも葉面散布後でも非常に速く、光分解で(TSCF)で表される。Briggs ら(1983)によると、中性の化学は 12 時間の日光照射で 30％分解した。クロチアニジンは

物質は親油性が中程度の場合にもっとも効果的に移行しチアメトキサムの主要な代謝産物であった。

た。中程度の親油性をもつ化学物質は、木部に移動する傾野外実験の結果では、ネオニコチノイド系殺虫剤は良好向がある。このため、そうした化学物質は茎部細胞に蓄積な浸透性を示す傾向にあった (Maienfisch et al. 2001; Sur

しやすく、求頂的な勾配は小さくなる。しかし極性や親油

and Stork 2003)。フィプロニルはネオニコチノイド系殺虫性が増大すると、浸透性は低下しやすい(Briggs et al. 1983)。

剤よりも浸透性は低いと報告されることが多い。しかしテ若茎に比べて木質茎は、細胞中のリグニン含量が高いのでンサイへの顆粒剤の散布後に、有効成分の取込みおよび移化学物質をより効果的に保持する。

行が確認された(fipronil DAR from EFSA 2013d)。フィプ

イミダクロプリドの pKa (14)は、イミダクロプリドの大第3章

半が植物体内での pH の範囲で非解離型にとどまり、植物

環境運命と曝露51

曝露輸送系内を自由に拡散することを示す。その結果膜透過性に優れ、木部移動性が高いことが予測される(log Kow=0.57)。

Simon-Delso ら(2014, 本特集号)が示したように、ネオニ

イミダクロプリドは非解離性で蒸散流濃度係数(TSCF)がコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、その浸透性に0.6 であるため、師部ではなく木部で見つかると推測されより処理植物のすべての部位に殺虫剤が確実に取り込まる (Sur and Stork 2003)。木部への到達は、おもに根かられる。Fantke と Juraske (2013)の総説によると植物体内に植物上部への水流による。しかし、その極性と水溶性(0.61おける半減期には大きなばらつきがある。著者らは化学文g/L)のため、組織による保持力は限られ、イミダクロプリ

献 811 編を調べ、183 種の植物種で測定した 346 種の農薬

ドは根に蓄積しなかった(Alsayeda et al. 2008)。チアメトの 4,513 例の半減期を明らかにした。

キサムも、木部樹液を経由して、おもに求頂的に移行する傾向があった(Maienfisch et al. 2001)。

茎葉

理論上、葉から取り込まれる浸透性物質は、主に師部輸送を介して植物体の他の部分へと広がる。しかし、葉身透非標的生物のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロ

過的および求頂的な移動も観察され、葉面散布後に放射性ニルへの曝露は、非意図的に処理された葉や花などの植物標識したイミダクロプリドは葉頂と葉縁に向かって移動

部位の摂食を介して起こると推測される。施用法にもよる

した (data from DAR)。アブラムシの致死試験で、施用後が、汚染された茎葉を摂食することによる曝露が播種後あ1 日以内でイミダクロプリドとアセタミプリドの迅速な浸るいは噴霧散布後に起こる可能性があり、収穫期またはそ透移行性が確認された。チアメトキサムも、葉面散布後にの後まで曝露の可能性は持続しうる。この曝露の危険性は、葉頂に蓄積する傾向があった。このことが、葉縁から排出

作物タイプ（訳注：例えば果菜類や葉菜類の違い）と農薬される溢液で、ネオニコチノイド系殺虫剤の活性成分が濃施用方法によって異なる。農業生産において作物の地上部縮される理由かもしれない(Girolami et al. 2009)。

は、収穫後には主要な副産物やごみになることが多い。こ

師部移動は、親油性が中程度(log Kow 1～3)で弱酸性(pKa

うした産物は多くの場合販売され家畜の飼料、工業製品、

3～6)の化合物で起きる傾向がある(Rigitano et al. 1987;

バイオ燃料生産などさまざまな目的に利用されるが、収穫Trapp 2004)。イオントラップ理論が極性で非解離型の分後の畑の中や近くに放置されることもある。この場合もや子で提唱されており、このような分子は中程度の細胞壁透はり作物や施用方法により異なるが、非標的生物の曝露経過性を示し、散布直後に師部移動する。

路の一つとなりうる。たとえば、Bonmatin ら(2005b)は、イミダクロプリドは木部を移動するので、おもに芽と葉

トウモロコシの種子を 1 粒当たり 1 mg のイミダクロプリ

で見つかる。イミダクロプリドを葉面に噴霧散布した後、ー濃度は 4.1 µg/kg で、76％の試料は含有量が 1 µg/kg 以

果実での活性回収率は最高で 0.1％になる可能性がある上であった。

(Sur and Stork 2003)。師部経由では移動しないので、理論別の例はテンサイの茎葉で、これは収穫時に根部から切

上は、根、果実、貯蔵器官における残留量は最小限のはずり離されおそらくは畑に残される。Westwood ら(1998)は、である(imidacloprid DAR 2006)。しかし、6-クロロニコチ

テンサイの種子 1 粒当たり 0.9 mg のイミダクロプリドをン酸など代謝産物のいくつかは、求基的な移動の物理化学噴霧したところ、処理後 3 週間のテンサイ苗の葉にイミダ的条件を満たす。結果的にイミダクロプリドや同じ特徴を

クロプリドが平均 15.2 µg/kg 含まれることを見出した。

もつ他の殺虫剤は、植物体では施用部位とは異なる部位でRouchaud ら(1994)は、イミダクロプリド 90 g/ha を種子

見つかる可能性がある(Chamberlain et al. 1995)。

コーティングの形で施用した。播種後 1 週間のテンサイ葉

バレイショおよびキュウリへの土壌施用で、チアメトキ

からイミダクロプリドが最高濃度 12.4 mg/kg 生重量で検サムの浸透性と求頂的な移動が確認され、その取込みの程出され、播種後 80 日間は 1 mg/kg 以上の濃度を維持して度は施用方法および植物種に左右され、葉頂と葉縁に蓄積いた。しかし収穫期には根や葉でイミダクロプリドは検出しやすかった(thiamethoxam DAR)。葉面散布では、葉頂されなかった(LOD, 10 µg/kg)。同様に収穫期のブドウ葉で比較的高濃度になり求頂的に移行することが確認されでも検出されなかった(Mohapatra et al. 2010)。

た。小規模の求基的な移動も観察され、師部への移動も裏付けられた。

これらの結果は、処理した葉との接触を経由した非標的生物の親化合物への曝露が、作物、施用方法、処理後の経実際に師部に移動したイミダクロプリド、チアメトキサ

過時間に左右されることを示す。しかし代謝産物の濃度にム、クロチアニジン、あるいはそれらの活性のある代謝産

ついてはあまり考慮されない。Sur と Stork(2003)は、トウ

物の量は、アブラムシのような昆虫のほとんどが師部液をモロコシ、ナス、ワタ、バレイショ、イネなどの多種多様

吸汁することを考え合わせると、致死効果を得るには十分な作物において、イミダクロプリドの主要な代謝産物を検であると推測される(Nauen et al. 2003)。

出した。すなわちオレフィン誘導体（IMI-ole）やヒドロ

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Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

キシ化合物（IMI-5OH）で、それらはセイヨウミツバチにーダマツ(Pinus taeda L)の樹体全体に行き渡るのに 1 か月

対して親化合物と同等の毒性を持つことが知られている以上かかると推測された。著者らはフィプロニルがひとた(Suchail et al. 2001)。花蜜と花粉で認められる親化合物おび樹木組織に取り込まれるとかなり安定して残留するこよび代謝産物の概要に基づくと(前述参照)、処理茎葉とのとを示し、フィプロニルはこうした樹木を 1 年以上保護で接触あるいはその摂取は、現実に非標的生物の曝露経路のきるという仮説を立てた。他のネオニコチノイド系殺虫剤一つであると推測される。このことはフィプロニルで汚染の樹木処理への使用については議論がなかった。

された貯蔵牧草(トウモロコシ、乾燥材料)の場合にも確認され、フィプロニル 0.30 ng/g と代謝産物フィプロニルス

溢液とミツバチへの関連する危険性

ルホン 0.13 ng/g (フィプロニルスルフィド＜0.025 ng/g)が含まれていた。さらにこれが間接的に牛乳の汚染を引き起溢液(Burgerstein 1887)は、幅広い植物種で観察される自然

こし、フィプロニルスルホンが平均値 0.14±0.05 µg/L現象である(Bugbee and Koerner 2002; Singh and Singh（0.14±0.05 ppt）で牛乳から検出された (Le Faouder et al.

2013)。溢液とは、根圧や過剰水状態に反応して葉の縁沿

2007)。

いや先端にある特定の分泌組織(排水組織)から滲出する水滴のことである(Goatley and Lewis 1966; Koulman et al.

樹木の処理2007; Katsuhara et al. 2008; Duby and Boutry 2009)。この
水滴には、さまざまな有機および無機化合物が含まれていイ ミ ダ ク ロ プ リ ド は 、 現 在 ア オ ナ ガ タ マ ム シ (Agrilus

る(Singh et al. 2009a; Singh et al. 2009b)。この現象は、主

planipennis fairmare) や ツ ヤ ハ ダ ゴ マ ダ ラ カ ミ キ リに明け方に起こるが、環境条件によっては 1 日を通して起(Anoplophora glabripennis motschulsky)などの穿孔性害虫かこることもある。溢液は葉の膨張を調整する機構でもある

ら樹木を守るために使用されている。木の根元への土壌注(Curtis 1944; Knipfer et al. 2011)。

入(土壌灌注)あるいは樹幹注入による施用で、イミダクロ

Singh と Singh(2013)は、溢液に関する包括的な総説で、プリドの浸透性作用によって樹木全体が保護される

蜜腺、排水組織、トリコーム(毛状突起)といった異なる分(Cowles et al. 2006; Poland et al. 2006; Kreutzweiser et al.

泌器官が、溶質の処理、ホルモンおよび栄養素獲得の改善、

2009)。

誘引(授粉目的)や反発(防御目的)などさまざまな機能をもCowles ら(2006)は、土壌注入ならびに樹幹注入法で施つ分泌物を産生すると報告した。しかし、こうした液体分

用したアメリカツガ(Tsuga spp.)の針葉、小枝、および樹

泌を、ありふれた溢液現象と混同すべきではない。また成液におけるイミダクロプリド濃度を調べ、残留物を施用か熟した植物は不規則的に溢液を産生するが、若い植物は頻

ら 1 か月後と 3 年後まで検出した。針葉および小枝での検繁にそして大量に溢液を産生する。

出濃度は、施用後の 3 年間で安定していたが時には増加し溢液中に残留する殺虫剤の濃度は、成長しきった植物でた。これは土壌注入の場合にしばしば見られ、根を介するは噴霧剤を用いて処理するので、通常は有効成分濃度が継続的な取込みによると推測された。この結果はイミダク

ppb レベルあるいはそれ以下となる (Shawki et al. 2005)。

ロプリドがひとたび樹木によって吸収されると比較的安

一方、コーティングした種子から成長した苗の溢液は、殺定して残留することを示す。Tattar ら(1998)は、イミダク

虫剤の濃度が数百 ppm に達する可能性がある(Girolami

ロプリドの土壌および樹幹注入によるカナダツガ(Tsuga

et al. 2009; Tapparo et al. 2011)。穀物など殺虫剤処理した

canadensis)、ストローブマツ(Pinus strobus)、アメリカガシ

植物からの溢液の摂取や接触によるハチへの急性中毒のワ(Quercus palustris)への移行性を調べた。アメリカガシワ

危—険性を正確に推定するため、汚染した溢液による危険とカナダツガで土壌灌注後に継続的な濃度上昇が観察さ性をもたらす供給源が若い植物か成長しきった植物かをれたが、サンプル数(n=6)やサンプリング期間が限られて区別することは極めて重要と推測される。さらに穀類生産いたためイミダクロプリドの残留性に関して結論には至が優位を占める地域では、それらの作物のための土地面積らなかった。またストローブマツの針葉中濃度は処理後

は、他の非穀類よりも広いことが多い。結果として作物（す12 週間で低下し始め、樹木枝葉でのイミダクロプリドのなわちトウモロコシ）の溢液は、何百万ヘクタールにもわ

分解は種に依存することが示された。分解過程において、たって産生されると推測される(Girolami et al. 2009)。

光照射や温度差、樹木内部での移行効率など複数の要因が寄与するという仮説を立てることができる。

南欧のトウモロコシ苗で溢液産生が見られるのは、苗の出芽後最初の 3 週間である。産生量は正確には計量できな

Grosman と Upton(2006)は、フィプロニル、アセタミプ

いが、ある報告によると、1 本の苗による 1 日の溢液産生

リド、イミダクロプリドの樹木処理剤としての有効性を調量は、最初の高産生期で 0.1～0.3 mL、現象の発生末期でべた。イミダクロプリドとは対照的に、フィプロニルはテ

は 0.1 mL 以下と初めて試算された(Girolami et al. 2009)。

第3章

環境運命と曝露53

2005 年以降、溢液は昆虫汚染の原因の一つとしては捉

チノイド濃度を数 ppm の範囲内に収めようとするものでえられてこなかった。Shawki ら (2005)は、有機リン系殺ある(Stoner and Eitzer 2012; Hoffman and Castle 2012)。

虫剤を噴霧した成熟植物の溢液を評価し、液滴中に ppb

この施用法でも環境汚染は起こり得るが、コーティングし以下レベルの活性成分を検出した。初めてネオニコチノイた種子から育てた若い植物の溢液による汚染とは比べもド系殺虫剤がコーティングした種子から幼若植物の溢液のにならない。

に移行する(ppm レベル)ことがトウモロコシ苗で観察さトウモロコシの溢液が 1,000 ppm (mg/L)より高い殺虫

れたのは、2008 年春だった(Girolami et al. 2009)。ネオニ剤濃度を示す可能性があることは注目に値する。それらのコチノイド系殺虫剤が水溶性で隅々にまで行き渡るため、値は葉面散布処理に使用される水溶液中の殺虫剤含有量

残留物あるいは高濃度の活性成分を溢液中に検出するこ(約 1‰)に匹敵する。Girolami ら(2009)および Tapparo らとが可能だったと考えられる(Tapparo et al. 2011)。分析用(2011)は、溢液の汚染レベルは高いが有毒な溢液が春季の試料の採取時期が、溢液中でのネオニコチノイド検出に強ハチの減少に与える影響は限定的であると結論した。一般

い影響を及ぼしうる。たとえば同著者によると、播種後 1

的にハチはトウモロコシの発芽よりかなり前に野生の植か月で溢液中の殺虫剤濃度は数 ppb へと著しく低下した。

物から水を集め、トウモロコシ畑からの溢液を必要としな

一般に、トウモロコシ苗の溢液中ではネオニコチノイド

い。探検好きなハチがトウモロコシ畑から溢液を飲むこと

濃度は大きなばらつきを示し、種子表面の殺虫剤のコーテもあり得るが、そのハチは数分で死に至り(高い殺虫剤濃ィング量による影響は僅かに過ぎなかった(Tapparo et al.

度のため、接触によるだけでもハチにとっては致命的)、2011)。土壌中ならびに植物体内におけるネオニコチノイ

蜂群に水源の存在を伝える時間もないであろう。しかし土ド系殺虫剤の浸透性と化学安定性は、溢液中の濃度に強い中に巣を作るヒメハナバチ属(Andrena spp.)やアトジマコ

影響を及ぼす可能性がある。北欧では数 ppm の殺虫剤濃ハナバチ属(Halictus spp.)、あるいは気紛れな行動をする度が検出された(Reetz et al. 2011; Pistorius et al. 2012)が、マルハナバチ属(Bombus spp.)などミツバチのようにダンGirolami と共同研究者たちによると、イタリアでは 10～

スを介する情報交換能力をもたない他の授粉者にとって1,000 ppm の殺虫剤濃度が少なくとも 2 週間にわたり検出は、有毒な滴の拡大が問題となり得る。なぜなら、それらされた(Girolami et al. 2009; Tapparo et al. 2011)。

の種は汚染溢液への接触によって死んでしまうのだから。

その上、いくつかの気候変数がトウモロコシ苗の溢液中

その他の浸透性殺虫剤については関連文献がないためのネオニコチノイド濃度に作用する可能性がある。イタリ

確かな結論を出すことができない。予備的なデータとしてアでの予備試験で、多湿条件下（春の午前中に発生しやす

報告できることは、フィプロニルをコーティングした種子

い、湿度が飽和状態に近い場合）では、溢液中の殺虫剤濃から生育したトウモロコシ苗の溢液に含まれる殺虫剤濃度はその後の陽の降り注ぐ時間帯での濃度の 1/10 になり度(ppb レベル)は、ネオニコチノイドの種子コーティングうる。この違いは、とくにヨーロッパの温暖地域に当てはによって生じた濃度より低いことである。にもかかわらずまる。さらに低湿度条件[相対湿度(RH) 50～60%]下では、これらの溢液をハチに与えると(15％蜂蜜を含む溶液)数分

トウモロコシ苗による溢液産生が著しく減少する可能性

以内に死を招き、強い急性毒性をもつ代謝産物が存在するがある。降雨により溢液中の殺虫剤濃度が、降雨前日の濃可能性が示唆された(Girolami et al. 2009)。

度の l/10 に低下することがある。晴天と弱風は、水分蒸発を促進し溢液中の殺虫剤濃度に影響を及ぼす。反対に強風

樹脂(蜂蝋)は、葉から液滴を払い落とすので溢液中のネオニコチノイド濃度を散逸するように働く。土壌水分および組成は、溢

樹脂はセイヨウミツバチによって集められ、巣内部の穴を液中の殺虫剤濃度に及ぼす影響はわずかであり(APENET

ふさぎ、表面を平らにする蜂蝋(プロポリス)として使われ2011)、最終的に、大気湿度が溢液で考慮すべき重要な環る。蜂蝋の原料は木の芽や植物からの滲出液である。蜂蝋境要因であると示唆された。

中の残留農薬に関しては報告されているが、ネオニコチノ

高濃度のネオニコチノイド系殺虫剤で汚染された溢液

イド系殺虫剤やフィプロニルに関する情報はない。

は、他の施用法でも産生され得る。たとえば、クロチアニ

Pareja ら(2011)は、ヒマワリの樹脂をミツバチが使用す

ジンは、トウモロコシ播種時に顆粒状の剤形を土壌に直接る可能性があり、これが殺虫剤曝露の原因として考えられ施用することが可能である。この施用方法で生じる溢液中

るとの仮説を立てた。著者らはその地域でイミダクロプリの濃度は、コーティングした種子から生じた溢液中で検出ド処理が施された唯一の作物であるヒマワリの群生地のされる濃度と同じ桁数(もしくは若干小さい)(Pistorius et近くで生息数が減ったミツバチの巣箱から、蜂蝋 5 試料を

al. 2012)レベルであり、ハチの急性毒性値とほとんど等し採取した。2 試料からイミダクロプリドがそれぞれ 20 ng/g

い。別の興味深い事例は、大量の殺虫剤を灌漑用水と共にと 100 ng/g 検出され、ヒマワリ樹脂がミツバチやそれを土に直接施用(滴下施肥法)し、ウリ科の溢液中のネオニコ集める他の非標的生物への曝露経路として想定されると

54

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）の仮説を裏付けた。

処理後の花蜜および花粉の汚染はよく知られている。イミ
ダクロプリドで種子処理されたヒマワリでは平均で茎葉植物の生殖器官および果実における存在に 4.6 ng/g、花部に 8 ng/g、花粉に 3 ng/g 含まれていた(Bonmatin et al. 2003)。Bonmatin ら (2005b)によると、一果実や野菜中の残留物を介し浸透性殺虫剤を摂取するこ粒当たり 1 mg で種子コーティングされたトウモロコシでとは、無脊椎・脊椎動物双方にとって潜在的な危険性であは平均回収率が茎葉で 4.1 ng/g(最高 10 ppb)、雄花で 6.6る。人が食するのに適さない果実や野菜は山積みにして捨

ng/g(円錐花序、最高 33.6 ng/g)、花粉で 2.1 ng/g(最高 18

てられ、さまざまな生物にとって利用しやすくなる。その

ng/g)であった。オーストリアの監視調査で、花蜜あるい上不適切な保管方法は、このような殺虫剤へのさらなる曝は蜂蜜中のチアクロプリドの濃度は 11.1 ～ 81.2 ng/g で露経路を提供する。

あった(Tanner 2010)。以下に、花粉および花蜜汚染に関す

処理後の植物の生殖器官における残留濃度は、植物種おる広範囲にわたる総説を示す。

よび施用方法によって異なる。移行実験により、植物の生
殖器官中のイミダクロプリド残留物が、土壌散布した初期

花粉と花蜜量のそれぞれ 0.7～12％の範囲でイネとバレイショ中で検出された(Sur and Stork 2003)。土壌処理を介してフィプロ

花粉と花蜜は、ハチによって集められ餌の構成要素としてニル処理されたヒマワリでは、施用量の 0.2％が頭状花と不可欠である。経済的には重要でない多くの非標的昆虫の種子で検出された (EFSA 2013d, fipronil DAR)。

餌源でもある。花粉および花蜜の汚染は、主としてミツバ

ヒトの健康に関連する果実および野菜の汚染に対する

チとマルハナバチで測定されている。また一方そうした測懸念を論じることは本研究の範囲を超える。浸透性殺虫剤

定値は、他の非標的種の曝露の危険性評価のための貴重な残留物の果実への移行は、木部あるいは師部輸送のいずれ出発点でもある。

かにより可能である(Alsayeda et al. 2008)が、果実におけ花粉を採取する方法としては、直接花から、ハチの巣箱る蓄積の過程はまだ十分には理解されていない。Juraske(ハチが集めた花粉団子)から、蜂パン(ハチが花粉と花蜜をら(2009)はヒトが洗っていないトマトから摂取するイミダ

混ぜたもの)からなどさまざまな方法がある。花蜜はハチ

クロプリドの量を調べ、時期によって 100 分の 1～1000 分

によって新鮮な蜂蜜に変えられ、蜂パンの成分ともなる。

の(kg 摂取量/kg 施用量)とばらつきがあることを見出した。こ言うまでもなく、こうした基質(餌母体)の汚染は、花の中

れは、噴霧剤および化学溶液灌水の推奨用量で処理されたの 残 留 物 に 大 き く 左 右 さ れ る (Bonmatin et al. 2003;

トマトの場合であった。Sur と Stork(2003)によると、葉面Aajoud et al. 2008)が、ハチが環境中から直接見つけて集散布後のトマトおよびリンゴは施用殺虫剤の 21％およびめるもの（水や粉塵）の中の残留物にも左右される。残留28％の回収率を示し、回収された 2/3 以上は果実表面から物の定義は、作物に用いられた有効成分とその活性代謝産検出された。Zywitz ら(2004)は、さまざまな果物野菜群に物の両方またはいずれか一方である(Simon-Delso et al.

残留するネオニコチノイド系殺虫剤について、定性分析

2014, 本特集号)が、補助剤や殺虫剤用共力剤といった他の(検出下限、LOD＝3 ng/g)ならびに定量分析(定量下限、化合物も存在しうる。有効成分以外の化合物は一般に分析

LOQ=5 ng/g)を行った(表 3)。陽性試料数は、結実野菜類

や評価の対象にならないが、非標的種に対する毒性の観点のトマト・ペッパー・キュウリ・ズッキーニ・メロンでから重要である可能性がある(Mesnage et al. 2014)。しか

46.7%ともっとも高く、葉物野菜および香草類のレタス・

し多くの場合、測定されるのは有効成分のみである。花粉

クレソン・ホウレンソウ・ディル・ニラ・パセリで 10％、や花蜜に含まれる残留物は、巣内外でハチに取り込まれ代

核果類のモモ・ネクタリン・アプリコット・サクランボで謝されるが、その複雑な過程はよくわかっていない。その4.5％、仁果類のリンゴ・ナシで 2.9％、液果類のイチゴ・

上、こうした残留物は他の基質(ハチ、花粉、蜂パン、花ラズベリー・スグリ・ブルーベリー・ブドウで 2.2％であ

蜜、蝋、蜂蝋、ロイヤルゼリーなど)を二次汚染する恐れった。ネオニコチノイド系殺虫剤の施用法や施用量についがある(Rortais et al. 2005; Chauzat et al. 2006; Mullin et al.

ての情報は得られなかった。最近インドで試料採取した果2010)。ミツバチ、マルハナバチ、単独性ハチの曝露経路

物の 22％でイミダクロプリドの残留が検出され、2％は最は、欧州食品安全委員会(EFSA)によって確認され(2012a)、

大残留基準(MRL)を越えていた(Kapoor et al. 2013)。トル

0 (曝露経路ではない)～4 (大いに関連性がある曝露経路)

コでも同様の状況が報告されており、野菜から検出されたに順位付けされた。こうした経路の一部は新しい証拠が明アセタミプリドの濃度は MRL（最大残留基準値）以上でらかになれば再評価が必要であるとはいえ、花蜜と蜂蜜、あった(Sungur and Tunur 2012)。

花粉、および蜂パンはすべて最高スコアを有し、したがっ

ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルによるて、これらがハチにとってもっとも可能性の高い曝露経路

第3章

表3

環境運命と曝露55

複数の果物野菜群におけるネオニコチノイド系殺虫剤の陽性試料数

類

分析した生産物

標本数

陽性標本数

＞MRL の標本数

柑橘

レモン、オレンジ、ミカン、グレープフルーツ

177

2

0

核果

モモ、ネクタリン、アンズ、サクランボ

111

5 (4.5%)0

仁果

リンゴ、ナシ175

5 (2.9%)0

液果

イチゴ、ラズベリー、スグリ、ブルーベリー、ブドウ556

12 (2.2%)

3 (0.5%)

熱 帯 お よ び亜 熱 帯 果

パイナップル、キウィ、カキ、マンゴ、キンカン

101

1

1

レタス、クレソン、ホウレンソウ、ウィキョウ、ネギ、パ231

24 (10.4%)

3 (1.3%)

トマト、ピーマン、ナス、ズッキーニ、メロン、キウリ、 540

252

104

トウガラシ

(46.7%)(19.3%)

47

1

0

物
葉菜および香草セリ
果菜

アブラナ属野菜

カリフラワー、ハクサイ、芽キャベツ、コールラビ、キャベツ

根菜および塊茎野菜

ニンジン、ダイコン、カブ

39

0

0

穀物類

トウモロコシ、コムギ、挽き割りトウモロコシ、セモリナ

50

0

0

粉、フスマ、コメ、その他
豆果および茎菜

アスパラガス、ダイズ、グリーンピース、セロリ

33

0

0

その他

アブラナ、茶、乾燥果物、リーキ、ブドウ液、バレイショ、 64

00

濃縮果汁、その他であると推定される。

証明した(Suchail et al. 2001; Whitehorn etal. 2012)。正確なデータを用いたイミダクロプリドの評価は、2000 年代前

有効成分の生態リスク評価には、ハザード比

半に行われたばかりである(Rortais et al. 2005; Halm et al.

(HQ)計算を用いる。この方法では予測環境濃度(PEC)を予

2006)。この評価では、(1) 異なる曝露経路と (2) ミツバチ

測無影響濃度(PNEC)と比較することで、問題となる汚染のさまざまな階級(採餌蜂、育児蜂、幼虫、冬蜂など)におの有害性が環境中で生じるかどうかを推定する。HQ 計算

ける餌への相対的な必要性が共に考慮された。

評価

では、殺虫剤の施用形態、浸透性、曝露経路、残留性、代殺虫剤のハチへのリスク評価が EU において最近終了し謝などは考慮しない。歴史的に見て、花粉や花蜜のようなた。現在、マルハナバチと単独性ハチへの殺虫剤の危険性

基質中の残留物を計測する適切な分析法がなかったため、が考慮され(EFSA 2012a; EFSA 2013f)、(a) 摂取、(b) 接触、こうした計算法は不正確であった。これは 1990 年代のイ(c) 吸入といった異なる曝露形態が検討されている。さらミダクロプリドとフィプロニルに当てはまる。すなわち初に、(1) 巣箱内での食糧(おもに蜂蜜と蜂パン)・巣(蝋と蜂期のリスク評価では、ハチの LD50 に関して花の著しい汚蝋など)・他の蜂生産物などへの曝露、ならびに(2) 巣箱外

染はないと推定し PEC は登録時に過小評価された(Maxim

での水・植物(花蜜、花粉などいくつかの基質を食糧供給

and van der Sluijs 2007)。しかし、分析法の向上とともに、源と考える)・溢液・空気・粉塵・土などへの曝露に対す

花粉/蜂パンおよび花蜜/蜂蜜中の残留物の検出がより正確る評価がなされている。花粉や花蜜を餌にする他種に対しになり(Bonmatin et al. 2005a; Dively and Kamel 2012;ても同じ評価法を用いることができるであろう。

Paradis et al. 2014)、実際には PEC 値がはるかに高いことが分かった。その一方で曝露がハチに及ぼす慢性亜致死的

不均一性

影響についての新しい理解が PNEC 値を引き下げ、製品（花粉などの）曝露に関連する基質の中でのばらつくこと

登録時にこの数値が明らかに過大に見積もられたことをで、もともと処理用量および方法、調査作物、季節、場所、

主な問題点の一つは測定データが、こうした56

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

土壌、天候、時間、ハチの階級などにより大きなばらつき

ら明らかである。1990 年代前半、グラム当たりナノグラがある。作物品種が違えば、花粉や花蜜の残留含有量も違

ム(ppb)の範囲内で汚染濃度を測定できるほど分析技術はう可能性がある(Bonmatin et al. 2007)。さらにハチが収穫高くなかった。検出限界(LOD)と定量限界(LOQ)は現在よする汚染食糧と非汚染食糧の量の比率(例、処理花粉/全花

り 2 桁高かった。その当時、クロマトグラフに装着されて粉の比率、処理花蜜/全花蜜の比率)、採餌蜂と内勤蜂いた通常の検出装置(たとえば、タンデム質量分析計では(in-hive bees)間での代謝の相違、代替植物資源の入手可能なく紫外可視分光計)は現在使用されているものより感度性、ハチによる“ろ過”効果(付着した花粉は失踪しなかっが低く、分析結果はしばしば残留物が検出限界以下である

た採餌蜂によってのみ持ち帰られる)、処理作物とハチのという曖昧な事実を示すに過ぎなかった。その上、分析の巣間の距離、混合の効果(例、花蜜と花粉を混ぜて蜂パン

対象はたいてい茎と葉であって、花の分析は少なかった。

を作る)、濃縮効果(例、含水量を減少させ花蜜から蜂蜜を

花蜜と花粉のための抽出法と検出法は、効率性も感度も高作る)など、ばらつきの原因は枚挙にいとまがない。また

くないため、そうした基質はめったに分析されなかった。

測定が、いつも同じ基質で行われる訳ではないことや、実より高感度の方法が関係者によってもっと早く準備され験者による試料とその存在場所(実験区)の選択の影響も受るべきであった。

けることが、危険性の比較を困難にしている。このことは改良された抽出方法と高性能なクロマトグラフィー・タ

水質汚染でとくに重要で、水資源(地表水、一時的滞留水、ンデム質量分析法の使用により LOQ 値は、2000 年代前半

溢液など；EFSA 2013f)はもともと互いに組成が著しく異に 1 ng/g の範囲に達した。この方法の前記の基質に対すなり、地表水の汚染濃度は同じ採餌エリア内でも数る妥当性が確認され、LOD は数 ppb となった(Schmuck etng/L(ppt)～数 ng/mL(ppb)程度にばらつくのが普通であal. 2001; Laurent and Rathahao 2003; Bonmatin et al. 2003;

る(Starner and Goh 2012; Van Dijk et al. 2013; Goulson

Chauzat et al. 2006; Mullin et al. 2010;Wiest et al. 2011;2013;

Paradis et al. 2014)。分析法の改良は、分析の対象を単一

Main

et

al.

2014;

Bonmatin,personal

communication)。

の化合物あるいは一化合物質群中の限られた数の化合物

新鮮な貯蔵蜂蜜の汚染は、花蜜中の残留物に由来する。

に絞ることで可能である。そうすることにより、多数の活巣箱内の蜂蜜は花蜜より汚染度が低いことがある。この状

性成分を抽出するために設計された通常のスクリーニン

況は種子コーティングされたヒマワリで報告された

グ（ふるいわけ）法と比べて LOD と LOQ が大幅に下が(Schmuck et al. 2001)が、これは希釈効果による可能性がる。またスクリーニング法では、抽出収率が一部の化合物あり、処理蜂蜜と未処理花蜜の混合が、花粉混合の場合(上で相対的に低く結果が過小評価されがちで、実際公表デー

記参照)のように、汚染濃度を低下させる。逆の状況も土タでは通常、各化合物の抽出収率の補正を行っていないこ

壌施用したミカンの木で報告された(Byrne et al. 2014)。代とが多い。一般的のスクリーニング方法がリスク評価に適謝過程の多くはほとんど解明されないままであるが、働きしていないもうひとつの理由として、できるだけ多くの有蜂によって、輸送中に最初の代謝が起こり多種多様の化学

効成分を、それが農作業に関係するか否かにかかわらず特反応と化学処理が行われ、その間に花蜜中の水分量定し定量化することを目標としていることがある。これら(Winterlin et al. 1973)や経時的分解により濃縮係数が変化の理由から、リスク評価では常に特定の標的化合物を対象することが分かっている(Simon-Delso et al. 2014, 本特集とする方法を用いるべきだが、他方スクリーニング法は汚号)。こうした代謝過程には採餌蜂と内勤蜂が関与するた染の最初の証拠を得るのに適している(たとえば、不特定

め、花蜜が高度に汚染されると巣箱全体の機能が悪影響をの標的化合物を対象とするスクリーニング調査)。一定の受け、蜂蜜が巣内に効率良く貯蔵されなくなると考えられやや長い時間内で(中期に)、多種類の残留物を検出する方る(Bogdanov 2006; EFSA 2012a)。

法(およそ 10～100 種の有効成分を分析)が最近公開された

花粉については、作物から直接採取した試料とミツバチ

が、この方法は花蜜や花粉といった基質中でかなり広範囲が巣箱に持ち帰った花粉団子の間の汚染度の差が報告さの残留物を高感度に検出できる利点がある(Wiest et al.

れた。この差は主にハチが処理作物の花粉を非処理作物の2011; Paradis et al. 2014)。こうした方法は単一の殺虫剤の花粉と混ぜる際の著しい希釈効果に起因する(Bonmatin

リスク評価に比べて、ハチの複合曝露を検出するのにより

et al. 2003, 2005b)。さらに花粉が巣箱に蓄えられて蜂パン優れており、同一の殺虫剤群(ネオニコチノイド系)内あるの成分になると、さまざまな化学的・生化学的変化が起こ

いは種々の殺虫剤群(ニコチノイド系、フェニルピラゾー

り、花粉タイプ間の残留濃度に差が生じる。

ル系、ピレスロイド系など)間で殺虫剤数種の有無を決定

ばらつきの別の大きな要因は、試料採取手順および分析
方法に直接起因するものである。後者（分析方法）が統一されていないことは、過去の HQ（ハザード比）の計算かするのに非常に有用である。とくに相加的な毒性の可能性
や潜在的な相乗効果を検討する場合には便利である。
以上のような理由から関連する基質中での残留物の測第3章

環境運命と曝露57

定値が大きくばらつくことは当然で、データが不足していンとチアメトキサムでも同様な傾向が観察された。したがれば最悪の場合の状況に基づいて評価することが正当化って、花粉／蜂パンの平均汚染濃度をよりよく理解するたされる。しかし、花粉/蜂パンおよび花蜜/蜂蜜には多数の

めには、平均化したデータ、すなわちチアクロプリド 75

データが存在するので、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィ

ng/g, ジノテフラン 45 ng/g、チアメトキサム 29 ng/g、イプロニルによるこれらの基質の汚染範囲を明らかにでき

ミダクロプリド 20 ng/g、クロチアニジン 9 ng/g、アセタる。こうしたことはミツバチに限るわけではないので、本

ミプリド 3 ng/g、フィプロニル 1.6 ng/g も考慮に入れねば総説ではさまざまな種類の授粉昆虫に経口・接触毒性を引ならない(Sanchez-Bayo and Goka 2014)。結果として、後き起こす一般的な食糧供給源に焦点を絞る。

者の数値が非標的種の毒性研究にもっとも適していると考えられる。

花粉と蜂パン

最近の科学評論誌、科学論文、一部の関
EFSA(2012b)の調査によると、一般的に花連評価報告書草稿(DAR)、および関連報告書によって発表

花蜜と蜂蜜されたデータを表 4 に示す(Johnson et al. 2010; EFSA

蜜中のネオニコチノイド系殺虫剤の濃度は花粉中と比べ2012a; Thompson 2012; EFSA 2013a, c, e; Sanchez-Bayoて低かった(Goulson 2013 も参照)。科学誌、化学論文、一and Goka 2014)。こうした最近の総説は、ネオニコチノイ部の関連評価報告書草稿(DAR)で報告されたデータを表 5

ド系殺虫剤およびフィプロニルなどの残留レベルを評価に 示 す (Thompson 2012; EFSA 2012a, 2013a, b, d, e;

するために行われた。重複したデータ(引用文献を羅列しSanchez-Bayo and Goka 2014)。比較的最近の総説は、ネてまとめたデータなど)を除くため、表 4 および表 5 に原

オニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルを評価する目的

資料を示す。

で書かれた。Sanchez-Bayo と Goka(2014)が行った大域解Sanchez-Bayo と Goka (2014)が行った、曝露経路や作物

析によると、花蜜/蜂蜜試料中の検出率は、チアメトキサ

種、殺虫剤施用形態を区別しない大域解析によると、花粉

ムの 65％に続き、チアクロプリド 64％、アセタミプリド/蜂パン中の農薬の検出率は、アセタミプリド 24％、チア

51％、イミダクロプリド 21％、クロチアニジン 17％、フクロプリド 18％、イミダクロプリド 16％、チアメトキサィプロニル 6.5％であった。留意すべきは、Dively とム 13％、クロチアニジン 11％、フィプロニル 3％、ジノ

Kamel(2012)の研究で、2009 年にカボチャの花蜜試料中でテフラン 1％だった [Dively と Kamel(2012)による報告でジノテフランが常時(100％)検出されたことである。花粉/

は、ジノテフランは 100％であったが]。分析した試料中に蜂パンの場合とは違い、処理作物の花蜜/蜂蜜のほとんど

有効成分が検出や定量されないことが多いとはいえ、もっに 3 種のネオニコチノイド系殺虫剤が検出されたとも古い測定値で殺虫剤の検出率が最低だったことも示(Sanchez-Bayo and Goka 2014)。しかし、ネオニコチノイ

され、検出率は分析技術の感度の影響を受けることが裏付

ド系殺虫剤の比率が、花蜜/蜂蜜中の方が花粉/蜂パン中よけられた。

りも高いことは、使用した分析技術の感度が向上したこと

興味深いことに、表 4 中の残留濃度の最高値はそれぞれ、に起因する可能性がある。花蜜/蜂蜜に対する分析法を検

チアクロプリド 1,002 ng/g、イミダクロプリド 912 ng/g、証すると、概して花粉/蜂パンの場合よりも LOD 値と LOQ

ジノテフラン 168 ng/g、アセタミプリド 134 ng/g、チアメ

値が低かったが(Mullin et al. 2010; Lambert et al. 2013;

トキサム 127 ng/g、クロチアニジン 41 ng/g、フィプロニ

Thompson et al. 2013)、花粉/蜂パンは花粉の内包性や他のル 29 ng/g であった。それぞれの化合物ごとにこれらの数化合物による干渉効果のため、試料調製や分析が難しい基

値を毒性データに対応させて解釈しなければならない。し質である。

かし、これらの数値が示すのは最悪の場合である。曝露デ

Sanchez-Bayo と Goka(2014)による花蜜/蜂蜜中の最高

ータのさらなる調査から、さまざまな施用方法(土壌処理、値は、チアクロプリド 209 ng/g、イミダクロプリド 73 ng/g、注入、噴霧、種子コーティングなど)から得られたデータ

ジノテフラン 22 ng/g、チアメトキサム 17 ng/g、アセタ

による花粉／蜂パン中の平均濃度は、これらの最高値より

ミプリド 13 ng/g、クロチアニジン 10 ng/g であった。こ低いことが示された。たとえば、空中散布は種子処理よりれらのデータから、花蜜/蜂蜜の汚染度は花粉/蜂パンと比も有意に高い濃度の汚染源であるとの報告がある

べて、クロチアニジンの 1/4 からイミダクロプリドの l/12

(Thompson 2012; EFSA 2012a)。これが、濃度を十年単位とかなり低かった。最近報告された花蜜中の濃度の最高値

で順位づける時に結果が大きくばらつく説明となる。しかは、Paradis ら(2014)によるアセタミプリド 112.8 ng/g、し、イミダクロプリドが種子コーティングに使用された場

Larson ら(2013)によるクロチアニジン 319 ng/g、Paine ら合、平均残留濃度は大部分が 1～10 ng/g の範囲内にあり、(2011)らによるイミダクロプリド 660 ng/g、Pareja ら(2011)

農作物(ヒマワリ、トウモロコシ、ナタネ)間でのばらつき

によるフィプロニル 100 ng/g であったことは、注目に値は大きくなかったのに対して、噴霧や土壌施用では数値がする。フィプロニルはネオニコチノイド系殺虫剤よりも水1 桁高くなった。それほどではないにせよ、クロチアニジ

58

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

表4花粉または花粉由来マトリクス(花粉／蜂パン)における残留物(ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル)

殺虫剤 a
アセタミプリド

クロチアニジン

検出率 b

範囲 c

平均値 d または大きさ

最大値 f

（％）

（ng/g）

e,f（ng/g）（ng/g）

24.1

1–1,000

3

134

Sanchez-Bayo and Goka (2014)45

0.1–100

4.1

26.1

Pohorecka et al. (2012)

3.1

10–1,000

59.3

134

Mullin et al. (2010)

11

1–100

9.4

41.2

Sanchez-Bayo and Goka (2014)

0.1–100

0.1h to 17.1h

21.1h

Dively and Kamel (2012)

1–10

1i to 4i

7

Pilling et al. (2014)

1–10

1.8

3.7

Pohorecka et al. (2012)

1–100

3.9

10.7

Krupke et al. (2012)

7.38-

36.88

See estimate for maize

5.95-

19.04

See estimate for rape

3.29

See estimate for sunflower

15

See Schöning 2005 (DAR)

1–10

2.59

Cutler and Scott-Dupree (2007)

1–10

2.8

Scott-Dupree and Spivak (2001)

11

1–100

In EFSA (2013a):

1–10

In EFSA (2012a):
10.4

See Nikolakis et al. (2009) (DAR)

2.9

See Maus and Schöening (2001) (DAR)

4.1

See Schmuck and Schöening (2001a) (DAR)

3.3

See Schmuck and Schöening (2000b) (DAR)

2.5

See Maus and Schöening (2001c) (DAR)

3.1

See Schmuck and Schöening (2001d) (DAR)

5.4

See Maus and Schöening (2001e) (DAR)

3.3-

6.2

See Maus and Schöening (2001f, g) (DAR)

2.6-

ジノテフラン

イミダクロプリド

1

10-1,000

45.3

168.1

Sanchez-Bayo and Goka (2014)100

10-1,000

11.2 to 88.3+17.1j

147+21.1j

Dively and Kamel (2012)

1

1–10

4

7.6

Stoner and Eitzer (2013)

16.2

1–1,000

19.7

912

Sanchez-Bayo and Goka (2014)

0.1–1,000

0.1 to 80.2+19.1k

101+27.5k

Dively and Kamel (2012)

9.1

1–1,000

30.8

216

Rennich et al. (2012)

2.9

1–1,000

39

206+554l+152l

Mullin et al. (2010)40.5

0.1–100.9

5.7

Chauzat et al. (2011)

1–100

14

28

Stoner and Eitzer (2012)

1–100

5.2+5.6l

70+5.6l

Stoner and Eitzer (2013)

10–1001336Laurent and Rathahao (2003)

0.1–100

2.1

18

Bonmatin et al. (2005)

1–100

9.39

10.2

Byrne et al. (2014)

1–100

2.6

12

Wiest et al. (2011)

0.1–100

311

Bonmatin et al. (2003)

3-

15

See Stork (1999) (Germany 2005, DAR)

3.45-

4.6

See Germany 2005 (DAR)

1.56-

8.19

See Schmuck et al. (2001) (DAR)

1–10

4.4

3.3

See Stork (1999) (Germany 2005, DAR)

1–10

1.2

7.6

Scott-Dupree and Spivak (2001)

1–10

3.3-

3.9

Chauzat et al. (2006)

1–10

1.35

<12

Lambert et al. (2013)<0.5

Thompson et al. (2013)

12.1
87.2

83

1–100

In EFSA (2013c):

1–10

49.4
0.8

In EFSA (2012a):0.1–1
チアクロプリド

引用文献 g17.7

100–1,000

75.1

1,002.2

Sanchez-Bayo and Goka (2014)62

1–1,000

89.1

1,002.2

Pohorecka et al. (2012)2

1–1,000

187.6

326

Rennich et al. (2012)

5.4

1–1,000

23.8

115

Mullin et al. (2010)

第3章

環境運命と曝露表４（続き）
殺虫剤 a

検出率 b

範囲 c

平均値 d または大きさ

最大値 f

（％）

（ng/g）

e,f（ng/g）（ng/g）

1.3

1-100

22.3

68

150-

277

See Von der Ohe (DAR)9-36

See Schatz and Wallner (2009) (DAR)

1-100

10 to 3090

Skerl et al. (2009)

10-1,000

28.9

127

Sanchez-Bayo and Goka (2014)

0.1–1,000

0.1 to 95.2+26.8h

127+35.1h

Dively and Kamel (2012)

10–10053.3

53.3

Mullin et al. (2010)

1–100

12

35

Stoner and Eitzer (2012)

37

1-10

3.8

9.9

Pohorecka et al. (2012)

1

1-10

2.8

4.1

Stoner and Eitzer (2013)

1–100

3i to 7i

12

Pilling et al. (2014)

1–100

1.7

6.2 to 20.4

Krupke et al. (2012)13.41-

21.51

See estimate for maize

2.37-

3.02

See estimate for sunflower

4.59-

19.29

See estimate for rape

4-12

See Hecht-Rost (2007); Hargreaves

1-1,000

チアメトキサム

12.8
0.3 %

引用文献 gStoner and Eitzer (2013)
In EFSA (2012a):

1–100

In EFSA (2013b):(2007) (DAR)
1-10

2.3 to 2.7

Thompson et al. (2013)

0.1–10In EFSA (2012a):
2.5-

6-CNA

Fipronil

4.2

See Schuld (2001a) (DAR)

4.6

See Schuld (2001b) (DAR)

3.6

See Barth (2001) (DAR)

1.1

See Barth (2001) (DAR)

3.2

See Balluf (2001) (DAR)

9.3

Chauzat et al. (2011)33

0.1-101.2

57.3

0.1-101.2

44.3

0.1-10

1.2

1-100

1.6

29

Sanchez-Bayo and Goka (2014)

0.3

1-100

28.5

28.5

Mullin et al. (2010)

6.5

0.1-101.2+1.0+1.7m

0.3+1.5+3.7m

Chauzat et al. (2011)

0.6

1-10

2.8

3.5

Stoner and Eitzer (2013)

3.7m

1-10

2 to 2.3m

4Bernal et al. (2010)49m

0.1-100.8m

8.3m

Bonmatin et al. (2007)

12.4

0.1-101.2

1.2+1.7+1m

Chauzat et al. (2009)

1.9 and 6.4

In EFSA (2013d): see Kerl (2005) (DAR)

2.8

and

Chauzat et al. (2009)
Chauzat et al. (2006)

3.7m

1-10

6-CNA (6-クロロニコチン酸)
a 活性成分
b 陽性所見の割合 (本文参照)
c 年代により分類
d 陽性所見の中央値
e 定量データの最小値-最大値を次の行に示す.
f 定量データの最大値
g データの重複を避けるため、引用元はオリジナルの研究に限り、DAR(評価報告書)のデータは、EFSAの総説より入手できる。
h チアメトキサムから生じたクロチアニジン
I 中央値
J データが UF (1-methyl-3-(tetrahydro-3-furylmethyl)urea) 誘導体を含む時
K データがイミダクロプリドの誘導体 (olefin, 5-OH, urea, desnitro olefin, desnitro HCl, and 6-CNA)を含む時
l データがイミダクロプリドの誘導体(5-OH, olefin, or 6-CNA)を含む時
m データがフィプロニル誘導体(sulfone-, sufide-, or desulfynyl-fipronil) を含む時

59

60

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

表5花蜜または花蜜由来マトリクス(花蜜／蜂蜜)における残留物(ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル)

殺虫剤 a
アセタミプリド

検出率 b

範囲 c

平均値 d または大きさ

最大値 f

（％）

（ng/g）

e,f（ng/g）（ng/g）

51

0.1–100

2.4

13.3

引用文献 gSanchez-Bayo and Goka (2014); Pohorecka etal. (2012)

0.1–1,000
クロチアニジン

17
17

112.8

Paradis et al. (2014)

0.1–101.9

10.1

Sanchez-Bayo and Goka (2014)

0.1–100

0.1h to 4h

12.2h

Dively and Kamel (2012)

1-10

2.3

10.1

Pohorecka et al. (2012)

0.1-100.9-

2.2

Cutler and Scott-Dupree (2007); Johnson

0.1-1

1i

1

Pilling et al. (2014)

10–1,000

89-319

Larson et al. (2013)

0.1–100

5

16

Thompson et al. (2013)

0.1–101-3Wallner (2009)

1.2-

8.6

See Schmuk and Shöening (2000a) (DAR)

0.3-

1

See Maus and Schöening (2002a) (DAR)

2.8-

3

See Maus and Schöening (2001b) (DAR)

5.4

See Maus and Schöening (2001c) (DAR)

3.7

Scott-Dupree and Spivak (2001)

et al. (2010)100

0.1–100.1–100.9-

0.1–10

0.32

1-100

13.7

21.6

Sanchez-Bayo and Goka (2014)

100

1-100

2.1+0.1j to 9.2+4.1j

10.8+10.8j

Dively and kamel (2012)

21.4

1-100

6

72.8

Sanchez-Bayo and Goka (2014)10-10013.37 to 72.81

95.2

Byrne et al. (2014)

0.1-100

0.1 to 11.2+6.4k

13.7+9.4k

Dively and Kamel (2012)

0.1-100.7

1.8

Chauzat et al. (2011)

100–1,000

660j

Paine et al. (2011)

100–1,000

171

Larson et al. (2013)

ジノテフラン
イミダクロプリド

In EFSA (2012a):

21.8

EFSA (2013a) (estimate)

1-100

6.6+1.1+0.2l

16+2.4+0.5l

Krischik et al. (2007)

0.1-100

0.1 to 11.2+6.4k

13.7+9.4k

Dively and Kamel (2012)

1-100

10.3

14

Stoner and Eitzer (2012)

3.45-

4.6

See Stork (1999) (DAR)

1.59-

8.35

See Germany (2005) (DAR)

1-10

29.7
21
2.1

チアクロプリド

65

In EFSA (2012a):0.1-100.7+1.2l

0.1-101.9

0.1-100.6

2Pohorecka et al. (2012)

0.1-10

0.2l-

3.9l

Wiest et al. (2011)

0.1-10

0.14l

<3.9l

Lambert et al. (2013)

0.1-1

0.6-

0.8

Scott-Dupree and Spivak (2001)

0.1-1

0.45

0.5

Thompson et al. (2013)

0.1-100

6.5

208.8

Sanchez-Bayo and Goka (2014); Pohorecka et

1-100

1.8

36

Schatz and Wallner (2009)

1-100

33

Johnson et al. (2010)

1-100

11.6

Paradis et al. (2014)

Chauzat et al. (2009)
Schmuck et al. (2001)

al. (2012)

チアメトキサム6.5
65

0.1-100

6.4

17

Sanchez-Bayo and Goka (2014)

0.1-100

0.1 to 9.5+4h

12.2+6.4h

Dively and Kamel (2012)

0.1-100

4.2

12.9

Pohorecka et al. (2012)

0.1-100.7 to 2.4i+1i

4,7+1Pilling et al. (2014)

1-100

11

20

Stoner and Eitzer (2012)

0.1-10

0.59

4

EFSA (2013b): see Hecht-Rost (2007) (DAR)

1.5 and 3.9

Thompson et al. (2013)

0.1-10第3章

環境運命と曝露61

表 5 (続き )
殺虫剤 a

検出率 b

範囲 c

平均値 d または大きさ

最大値 f

（％）

（ng/g）

e,f（ng/g）（ng/g）

0.1-100.65

2.72

EFSA (2013e) (estimate)2

Paradis et al. (2014)

0.1-100.1-10

引用文献 gIn EFSA (2012a):
1.0

2.1

See Shuld (2001a) (DAR)

0.9

See Purdy (2000) (DAR)

1

See Balluf (2001) (DAR)

6-CNA

17.6

0.1-101.2

10.2

Chauzat et al. (2011)

フィプロニル

6.5

10-10070

100

Pareja et al. (2011)0.3

10-100

28.5

Mullin et al. (2010)

0.1-10In EFSA (2013d):
2.3

6.4

See Kerl (2005) (DAR)

3.3

See Bocksch (2009) (DAR)

6-CNA (6-クロロニコチン酸)
a 活性成分
b 陽性所見の割合 (本文参照)
c 年代により分類
d 陽性所見の中央値
e 定量データの最小値-最大値を次の行に示す.
f 定量データの最大値
g データの重複を避けるため、引用元はオリジナルの研究に限り、DAR(評価報告書)のデータは、EFSAの総説より入手できる。
h チアメトキサムから生じたクロチアニジン
I 中央値
J データが UF (1-methyl-3-(tetrahydro-3-furylmethyl)urea) 誘導体を含む時
K データがイミダクロプリドの誘導体 (olefin, 5-OH, urea, desnitro olefin, desnitro HCl, and 6-CNA)を含む時
l データがイミダクロプリドの誘導体(5-OH, olefin, or 6-CNA)を含む時

溶性が低いにもかかわらず、花蜜/蜂蜜中の数値は花粉/蜂大きなばらつきを説明できる。花粉/蜂パンの場合と同様、パン中の 3 倍と高かった。これらの濃度の解釈は、それぞ

種子コーティングに使用されたイミダクロプリドの残留れの化合物ごとに対応する毒性データについて行わねば濃度は概ね 1～10 ng/g の範囲内であった(ヒマワリ、ワタ、

ならないことは言うまでもない。Kasiotis ら(2014)が行っナタネ、EFSA 2013c)が、ユーカリへの土壌施用では数値

た別の研究では、イミダクロプリドが最高残留濃度 73.9

が 2 桁高かった(Paine et al. 2011)。これが、平均汚染度を

ng/g で検出されたが、これは、Byrne ら(2014)による検出

よりよく理解するために、平均化したデータ（ジノテフラ

値 95.2 ng/g と同程度であった。イミダクロプリドの最高

ン 13.7 ng/g、チアクロプリド 6.5 ng/g、チアメトキサム

値は、Kasiotis ら(2014)による 41,273 ng/g であった。しか6.4 ng/g、イミダクロプリド 6 ng/g、アセタミプリド 2.4

し、注目すべき点は、一部の試料採取は養蜂家がミツバチ

ng/g、クロチアニジン 1.9 ng/g）をここでも考慮せねばなの蜂群崩壊後に直接行なったので、外部汚染が起きた可能らない理由である。最高値と同様に、花蜜/蜂蜜の汚染度性もある(データは表 5 に含まれず)。花粉／蜂パン中の残は花粉/蜂パンと比べると、アセタミプリドの 1/1.2 からチ留濃度と同様、こうした数値は最悪の事態で得られたもの

アクロプリドの 1/11.5 までと低かった。これは、さらに、

で、一般的な汚染の度合いを示すものではない。

第一の基質の花蜜/蜂蜜は第二の基質の花粉/蜂パンよりネ

表 5 は、花蜜／蜂蜜中の平均残留濃度が上記の最高値にオニコチノイド汚染が低いことを裏付ける。Kasiotis ら

比べてかなり低いことを示しているが、これは、先述と同(2014)による研究の具体的な事例では、花蜜/蜂蜜中の平均様に施用方法(土壌灌注処理、注入、噴霧、種子コーティ

濃度はイミダクロプリドで 48.7 ng/g、クロチアニジンでングなど)がデータによりさまざまで異なることに由来す

3,285 ng/g だった。フィプロニルの具体的な事例を詳しくる。花蜜／蜂蜜中でも、やはり空中散布が種子処理よりも調べることが難しいのは、いまだにデータが不足し、既報

汚 染 源 と し て 寄 与 が 高 か っ た (Thompson 2012; EFSAのデータのばらつきが大きいためである。フィプロニルは、

2012a)。このことは、たとえばイミダクロプリドで認めら

花蜜/蜂蜜中の方が花粉/蜂パン中よりも高い濃度で検出されるように、濃度を十年単位で順位づけした場合の結果の

れた。

62

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

結論

花粉/蜂パンと花蜜/蜂蜜は、発生源・平均濃度・甘露とは、おもにアブラムシ(アブラムシ科)や他の異翅亜最高残留濃度の観点から、ネオニコチノイド系殺虫剤およ目昆虫が分泌するネトネトした甘い液である。とりわけアびフィプロニルの曝露経路として関連性がきわめて高い

リ(アリ類)は甘露を直接餌とする一方、セイヨウミツバチことが推測される。フィプロニルの少数の研究は、結果にとカリバチは甘露を採集する。処理作物での甘露の産生は、ばらつきが大きく、平均残留濃度は、花粉/蜂パンで 0.8～

それを分泌するアブラムシがそれらの作物には寄生しな28.5 ng/g、花蜜/蜂蜜で 2.3～70 ng/g であった。ネオニコ

いので、微々たるものであるという主張があるかもしれな

チノイド系殺虫剤では、Sanchez-Bayo と Goka(2014)によい。Van der Sluijs ら(2013)は、ハチの寿命が長めであるこる平均残留濃度は、花蜜/蜂蜜で 1.9～13.7 ng/g、花粉/蜂パとを考えれば、植物樹液中の濃度がアブラムシを殺すほどンで 3～75.1 ng/g の範囲内にあった。しかし、数件の研究高くなくても、反復的な曝露により最終的にはハチにとっによると、平均残留濃度はより高かった(表 4 と表 5)。ネて有害なものになると主張した。ただし、この仮説を立証

オニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの最高濃度

するデータは存在しない。EFSA(2013d)は、フィプロニル

は、花蜜/蜂蜜が 10.1～208.8 ng/g の範囲内、花粉/蜂パンの場合には、甘露をミツバチにとって想定される曝露経路が 29～1,002 ng/g の範囲内であった(Sanchez-Bayo andとして考慮しなければならないと結論した。

Goka 2014)。最高濃度のばらつきが大きいことは、花粉および花蜜の汚染は予測し防止することが難しいこと、およびに花粉と花蜜の両方で非常に高い残留濃度が検出されることを明確に示唆する。非標的種が花粉や花蜜を経由して複数の殺虫剤に曝露することは、注目に値する。このことは、最近、ミツバチが集めた花蜜中で、アセタミプリド、
チアクロプリド、チアメトキサム、タウフルバリネート、
デルタメトリンなどの殺虫剤が 3～4 種類同時に検出された(分析した 22 種類の殺虫剤の標準試料中)ことにより実証された(Paradis et al. 2014)。なお、後者の研究に関して、フィプロニルの農業使用ならびにイミダクロプリドのヒ
マワリとトウモロコシへの使用がフランスで数年前から保留されていることを留意すべきである。
最後に述べたいことは、非標的種は、同時にあるいは異なる時点で、花粉や花蜜など複数の経路を介して、複数の系列の農薬(殺虫剤、除草剤、殺菌剤)に曝露する可能性が非常に高いということである。これは、処理された果樹にとくに関わりがある。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプ
ロニルの場合、研究間や研究内で曝露データのばらつきが依然として高く、これは、(1) 施用方法 (2) 対象作物 (3)分析試料 (4) 測定法、のばらつきに起因する。ばらつきの改善や評価が難しいのは、野外試験では管理が難しいため
ロバスト（頑強）な試験手順が要請されることと、必要な高感度分析法の使用には費用が掛かり過ぎるためである。
したがって最近 10 年間の大きな方法論的進歩にもかかわらず、曝露の分析には本質的に不均一な結果が伴い、常に議論の余地がある。このばらつきは実際の場面では測定値の誤差を意味する訳ではないが、このデータのばらつきにもかかわらず、世界的な研究の結果により非標的種のこれ
らの殺虫剤への曝露が実証された。この曝露は、とくに花蜜と花粉を経由して、ハチや他の授粉生物に対して有害であることが立証された(Pisa et al. 2014, 本特集号)。

結論
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、その物理化学的特性により、野外における実際の使用量で環境中に蓄積する可能性がある (Bonmatin et al. 2007)。数か月あるいは数年にわたる残留性と水溶性が組み合わさることにより、土壌と底質(ppb～ppm の範囲)・水路(地下水と地表
水、ppt～ppb の範囲内)・処理・非処理植生(ppb～ppm の範囲)などの汚染、およびにそれらに蓄積する可能性がある(Goulson 2013)。
これらの環境試料に関する農薬のスクリーニング検査
は試験結果にばらつきがあり、行われた場合でも毒性代謝産物が含まれていないことが多い。しかし、スクリーニン
グ検査された場合、環境試料にはネオニコチノイド系殺虫剤やフィプロニルの混合物が、それらの毒性代謝産物および他の農薬と共に含まれていることが通例である。その上、水中の測定値については、生態毒性学的な許容限度を超える値が検出される傾向が世界中で認められる(例、
Gonzalez-Pradas et al. 2002; Kreuger et al. 2010; Starnerand Goh 2012; Masiá et al. 2013; Van Dijk et al. 2013)。
環境中にこれらの化合物が存在することは、あらゆる種類の非標的生物が曝露することを示唆する。播種期から開花期まで曝露されるミツバチはよい実例である。春、農作物に対する種子処理剤の使用は、播種機によって放出される粉塵に飛翔中のハチが直接曝露することにより、急性中
毒の危険をハチを始め他の授粉昆虫に及ぼす(Girolami etal. 2013)。噴霧器の使用も、花、とくに果樹の花で採餌する非標的生物を曝露させる。施用形態にかかわらず、ハチは汚染された花粉や花蜜を、そしておそらくは汚染水をも巣に持ち帰る。世界中でミツバチの蜂群の備蓄食糧中の残留物を分析すると、これらの化合物の物理化学的性質に基づいてわれわれが予測したことがまさに明らかに示される。こうした備蓄食糧には、ネオニコチノイド系殺虫剤や

甘露

第3章

フィプロニルの混合物が通常 1～100 ppb の範囲で含まれており、ミツバチがその生涯を通じて長期暴露していることを示す(Sanchez-Bayo and Goka 2014)。あまり調査が進んでいない授粉昆虫や無脊椎動物でも同様の曝露が予想され得る。そのような広範囲の汚染は、農地やその近くに、
あるいは農業地帯に近接する河川に生息する、水生および陸生の無脊椎動物(Pisa et al. 2014、本特集号)ならびに脊椎動物(Gibbons et al. 2014、本特集号)に影響を及ぼす。
この環境汚染は、代替物が開発されない限り(Furlan
and Kreutzweiser 2014,本特集号;Van der Sluijs et al. 2014,
本特集号)、さまざまな生態系機能や生態系サービスに影響を及ぼすことは疑いの余地がない(Chagnon et al. 2014,

環境運命と曝露63

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グロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、
レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆を得た。V.アマラル-ロジャース、P. ミノー、C. モ
リセー、B. サチエンヌの助力に感謝する。この仕事は、theTriodos Foundation’s Support Fund for Independent Research on
Bee Decline and Systemic Pesticides.により資金提供を受けた。
この支援基金は、Adessium Foundation (オランダ), アクト・ビ
ヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オランダ), Stichting
Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer
Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt
Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ),
Study

Association Storm (Student Association Environmental

Sciences Utrecht University), Deutscher Berufs- undErwerbsimkerbund e. V. (ドイツ), Gemeinschaft der europäischen
Buckfastimker e. V. (ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄
付者は、研究のデザイン、データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかった。

オープンアクセス

本稿は、原作者および発行元より与えられた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリ
エイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布されるものである。
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V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, Liess M, Long E,
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June 2014

著者名は責任著者を除きアルファベット順である。利益相
反はない。ほとんどの著者は公的機関や学術機関に勤務し

Van der Sluijs JP, Simon-Delso N, Goulson D,Maxim L, Bonmatin
J-M, Belzunces LP (2013) Neonicotinoids, bee disorders and thesustainability of pollinator services. Curr Opin Environ Sustain
5:1–13ているが、例外は、CARI(ベルギー政府から支援を受けていVan der Sluijs JP,Amaral-RogersV, Belzunces LP, Bonmatin JM,
Chagnon M, Downs C, Furlan L, Gibbons DW, Giorio C, Girolami
V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, Liess M, Long E,
McField M, Mineau P, Mitchell EAD, Morrissey CA, Noome DA,
Pisa L, Settele J, Simon-Delso N, Stark JD, Tapparo A, van Dyck
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る団体)の NSD と TFSP での独立した仕事について the
Stichting Triodos Foundation から資金援助を受けている DAN

第４章	
  非標的無脊椎動物への影響	
  71	
 

浸透性殺虫剤による生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書

  ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの非標的無脊椎動物への影響    L. W. Pisa・V. Amaral-Roger s・L. P. Belzunces・J. M. Bonmatin・C. A. Downs・D. Goulson・
D. P. Kreutzweiser ・C. Kr upke・M. Liess・M. McField・C. A. Morr issey・D. A. Noome・
J. Settele・N. Simon-Delso・J. D. Star k・J. P. Van der Sluijs・H. Van Dyck・M. Wiemer s

  受付：2014 年 5 月 8 日   採用：2014 年 8 月 15 日	
  オンライン出版：2014 年 9 月 17 日  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 DOI 10.1007/s11356-014-3471-x© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com  ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015年4月30日

  要約	  ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの大動物への影響に関する現時点の知見を評価した。評価の多く

規模な汚染による、陸生、淡水、および海生の非標的無脊椎をセイヨウミツバチ(Apis   mellifera)の亜致死作用に関する知見にあてた理由は、この重要な花粉媒介昆虫が非標的無脊椎Responsible editor: Philippe Garrigues
L. W. Pisa (corresponding author) : N. Simon-Delso : J. P. Van der
SluijsEnvironmental Sciences, Copernicus Institute, Utrecht University,
Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht, The Netherlands
e-mail: l.w.pisa@uu.nl
V. Amaral-Rogers
Buglife, Bug House, HamLane, OrtonWaterville, Peterborough PE2
5UU, UK

M. Liess
Department System-Ecotoxicology, Helmholtz Centre forEnvironmental Research, UFZ, Permoserstrasse 15, 04318 Leipzig,
Germany
M. McField
Healthy Reefs for Healthy People Initiative, Smithsonian
Institution, Belize City, Belize

L. P. Belzunces
Laboratoire de Toxicologie Environnementale, INRA, UR 406
Abeilles & Environnement, Site Agroparc, 84000 Avignon, France

C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment andSustainability, University of Saskatchewan, 112 Science Place,
Saskatoon, SK S7N 5E2, Canada

J. M. Bonmatin
Centre de Biophysique Moléculaire, UPR 4301 CNRS, affiliated to
Orléans University and to INSERM, 45071 Orléans cedex 02, France

D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, 46, Pertuis-du-Sault, 2000
Neuchâtel, Switzerland

C. A. Downs
Haereticus Environmental Laboratory, P.O. Box 92, Clifford,
VA 24533, USA

D. A. Noome
Kijani, Kasungu National Park, Private Bag 151, Lilongwe, Malawi
J. Settele : M. Wiemers Department of Community Ecology,
Helmholtz-Centre for Environmental Research, UFZ,
Theodor-Lieser-Str. 4, 06120 Halle, Germany

D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Sussex BN1 9RH,UK
D. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219 Queen
Street East, Sault Ste Marie, ON P6A 2E5, Canada
C. Krupke
Department of Entomology, Purdue University, West Lafayette, IN,
USA

  

  

J. Settele
German Centre for Integrative Biodiversity Research (iDiv),
Halle-Jena-Leipzig, Deutscher Platz 5e, 04103 Leipzig, Germany
Environ Sci Pollut Res DOI 10.1007/s11356-014-3471-x

72	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

  動物でもっとも研究されている種だからである。チョウ目(チキーワード	
  農薬・ネオニコチノイド系殺虫剤・フィプロニ

ョウおよびガ)、ツリミミズ科(ミミズ)、広義のミツバチ(マルル・非標的種・無脊椎動物・ミツバチ・ミミズ・チョウ・淡ハ ナ バ チ 、 単 独 性 ハ チ ) お よ び “ 他 の 無 脊 椎 動 物 (other  水環境・海洋環境  invertebrates)”については、既報の他の陸生種に関する研究

はじめにで再検討する。淡水および海生種については、現在のところ

  ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルが、広範な曝ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、作物に被露環境に生息する多様な淡水および海生無脊椎動物に及ぼす害を及ぼす昆虫を防除し植物を保護するためにつくられた、

影響についてほどんど分かっていない。陸生および水生無脊

比較的新しい、広範に使用されている浸透性殺虫剤である。

椎種では、ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルにまた、家畜のノミ、ダニ、蠕虫(worms)などの寄生虫を防除

関し、生物の行動や毒性への影響に始まり、集団レベルに及する動物用医薬品や、農業以外の分野の害虫駆除剤としてもぼす影響まで報告されている。ミミズ類については、淡水性使われている。この特集の他の報文によると、ネオニコチノおよび海洋性の種で、研究成果と規制のための危険性評価とイド系殺虫剤とフィプロニルは大規模に使用され(例、の関係を記した。ネオニコチノイド系殺虫剤はさまざまな無Simon-­‐‑Delso  et  al.  2014、本特集号)、
土壌残留性が非常に高く、脊椎動物、とくに昆虫に対し非常に強い毒性を示し、実際の土壌・底質に蓄積しやすく、地表水および地下水への流出や

野外レベルの曝露は致死的および非常に広範かつ重要な亜致

浸透度が高く、地球上のすべての環境で頻繁に検出されてい死的影響を及ぼすと思われる。大多数の無脊椎動物は、そのる(Bonmatin  et  al.  2014,   本特集号)。これらの神経毒の大規模

多くが生態系が健全に機能するよう重要な役割を果たしてい汚染による曝露が非標的昆虫やその他の無脊椎動物に及ぼするが、それに及ぶ影響については知見に大きなばらつきがみ

影響は、他の殺虫剤の検証から予測することがおそらく可能られる。  である。しかし、農業生態系や(半)自然生態系でネオニコチ圃場試験による少数の非標的種に関するデータは、試験手順

ノイド系殺虫剤やフィプロニルに曝露されるとみられる、大が旧式で欠陥があり十分とはいえない。知見には食い違いや半の昆虫や他の無脊椎動物種について、これらの殺虫剤が生

不確定要素があるとはいえ、多くの知見から導き出された結物に及ぼす影響に関する情報はほとんどあるいはまったくな論によれば、現在認可されている用途でのネオニコチノイド

い。本稿では、陸生および水生無脊椎動物への影響について

系殺虫剤とフィプロニルの現行の汚染レベルは、多くの場合、の現時点の知見を評価する。  

最小作用濃度をはるかに超えており、陸生・水生・海生・底  生環境に生息する広範囲の非標的無脊椎動物に、生物および  生態系に大規模かつ広範な負の影響を及ぼす。  

陸生無脊椎動物    N. Simon-Delso

ミツバチ

Beekeeping Research and Information Centre (CARI), Place Croix

  du Sud 4, 1348 Louvain-la-Neuve, Belgium

多くの研究がネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル
のセイヨウミツバチ(Apis   mellifera)に対する影響を集中的にJ. D. Stark
Puyallup Research and Extension Centre, Washington State
University, Puyallup, WA 98371, USA

ツバチは授粉生物としてもっとも扱いやすく、世界でも主要な作物の生産に欠くことのできない位置を占めている(Klein  J. P. Van der Sluijs

et  al.  2007;  Breeze  et  al.  2011)。ミツバチは、通常全国的あるいCentre for the Study of the Sciences and the Humanities, University

は地域的な規模で冬に減少するもので、さらには世界中いた

of Bergen, Postboks 7805, 5020 Bergen, Norway

る所でミツバチの大規模な減少の兆候が認められている

H. Van Dyck
Behavioural Ecology and Conservation Group, Biodiversity(Oldroyd  2007;  Stokstad  2007;  van  Engelsdorp  and  Meixner  2010;  Van  der  Zee  et  al.  2012a,  b)。大規模な減少について理由

Research Centre, Earth and Life Institute, Université Catholique deは何ひとつ確認されておらず、殺虫剤・生息地の減少・病害・Louvain (UCL), Croix du Sud 4-5, bte L7.07.04,

寄生虫・環境要因など、多様な原因との関連が指摘されてい1348 Louvain-la-Neuve, Belgium

  扱っている。その文化的および蜜生産の意義はさておき、ミ

第４章	
  非標的無脊椎動物への影響	
  73	
 

  
表 1	
  殺虫剤のミツバチに対する毒性、DDT との比較。表示単位は施用量－g/ha、半数致死量(LD50)－ng/個体(ハチ)。右端列に DDT を 1 としたときの毒性を表記。出典:  Bonmatin  (2011)  
殺虫剤

商品例

主な用途

通常使用量

急性 LD50

DDT に対する（g/ha）（ng/ハチ）LD50 の比

DDT

ジノサイド

殺虫剤

200-600

27,0001

チアクロプリド

プロテウス

殺虫剤

62.5

12,600

2.1

アミトラズ

アピバル

殺ダニ剤

-

12,0002.3

アセタミプリド

スプリーム

殺虫剤

30-150

7,100

3.8

クマホス

ペリジン

殺ダニ剤

-

3,000

9

メチオカルブ

メスロール

殺虫剤

150-2,200

230

117

タウ−フルバリネー

アピスタン

殺ダニ剤

-

200

135

カルボフラン

キュラテール

殺虫剤

600

160

169

A-シハロトリン

カラテ

殺虫剤

150

38

711

チアメトキサム

クルーザー

殺虫剤

69

5

5,400

フィプロニルリージェント

殺虫剤

50

4.2

6,475

イミダクロプリド

ガウチョ

殺虫剤

75

3.7

7,297

クロチアニジン

ポンチョ

殺虫剤

50

2.5

10,800ジノテフラン

デシス

殺虫剤

7.5

2.5

10,800ト

  る(Decourtye   et   al.   2010;   Mani   et   al.   2010;   Neumann   and  2014)。  

Carreck  2010;  Kluser  et  al.  2011)。ミツバチの数は、直接的な	  ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは植物に浸生物的・非生物的要因とは別に、蜂蜜の経済的価値、ひいて透性に作用するため、ミツバチの経口致死量が広く研究されは人間の取組み方にも左右される(Aizen   and   Harder   2009;  ている。旧世代の多くの殺虫剤とは異なり、ネオニコチノイ

Mani  et  al.  2010)。ネオニコチノイド系殺虫剤は世界的にもっ  ド系殺虫剤は経口摂取すると毒性が強くなる傾向がみられる

とも大量使用されている殺虫剤で、ミツバチの大量減少との(Suchail  et  al.  2001;  Iwasa  et  al.  2004)。処理植物の花蜜や花粉関係が疑われる第一の研究対象である。  

に曝露したミツバチのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィ  プロニルの量は、非常にばらつきがあるが、処理方法に応じミツバチの急性・慢性致死毒性  た傾向がみられる。一般的に、土壌灌注および葉面散布は種  子処理より植物の活性物質の濃度が高くなるが、種子処理はネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、ミツバチ

穀類・綿花・油糧作物のような一年生作物の大規模な収穫シに対し高度な急性毒性を示す(表 1)。ネオニコチノイド系殺虫

ステムで使用されている。実際に、上記の殺虫剤によるミツ剤にはイミダクロプリド、クロチアニジン、および(植物・昆

バチの半数致死量(LD50)は、生物的および非生物的条件によ虫で代謝されクロチアニジンになる)チアメトキサムがある。

り大きく異なる。  

イミダクロプリド、クロチアニジン、チアメトキサムはニト	  例えば、イミダクロプリドのハチの LD50 は 3.7～40.9、40ロ基を持つネオニコチノイド系殺虫剤のグループであり、シ～60、49～102、490   ng/個体という報告がある(Nauen   et   al.  

アノ基を持つネオニコチノイド系殺虫剤のグループ(アセタ

2001;   Schmuck   et   al.   2001;   Suchail   et   al.   2001;   DEFRA   2007,  ミプリドおよびチアクロプリドを含む)と比べて通常ミツバ

2009)。これらのばらつき(5～500   ng/個体)は、係数を 100 とチにとって毒性が高い。ネオニコチノイド系殺虫剤は、ミツしたとき、蜂群間のみならず、同一の蜂群内のハチ同士でもバチへ直接曝露する危険がある葉面殺虫剤として用いられる認められる。このばらつきの要因は、接触毒性と経口毒性のが、多くは種子コーティングや根の浸漬剤に使用される。フ

違いにあると考えられ、一般的に、接触致死量は経口致死量

ィプロニルはフェニルピラゾール系殺虫剤で、ネオニコチノより高い。しかし、実際に訪花するハチは花の部分への接触

イド系殺虫剤と同様に、浸透性を示す(Simon-­‐‑Delso   et   al.  

回数が多くなり、実験室環境での局所施用とは異なる。  

  

74	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

  	  ばらつきの他の原因は、試験時の環境条件の違いのみなら

Maxim と Van  der  Sluijs  (2007,  2013)による詳細な検討がある。
  ず、試験対象のハチ自体の先天的差異にもあると考えられる。

しかしながら、曝露期間が長くなるとイミダクロプリドの毒

例えば、ハチの LD50 測定値は、温度(Medrzycki   et   al.   2011)

性が増すという主な知見は、圃場レベルでのネオニコチノイ

や、ハチの日齢(Schmuck  2004;  Medrzycki  et  al.  2011)、試験

ド系殺虫剤とフィプロニルの残留性とハチへの慢性的な曝露

用 ミ ツ バ チ の 亜 種 (Suchail   et   al.   2000) 、 曝 露 パ タ ー ンを考えると、標準的な 10 日間の慢性毒性試験では期間が短す(Illarionov   1991;   Belzunces   2006)、殺虫剤曝露歴(Belzunces  ぎるという、その後の知見とも矛盾しない。実際に、ミツバ

2006)により異なる。ミツバチの毒性データのばらつきが大きチにチアメトキサムを LC50 の 10-­‐‑1 濃度で給餌すると寿命がいことを考えると、LD50 は殺虫剤の環境曝露経由によるミツ41.2％短縮した(Oliveira  et  al.  2013)。最近の研究では、ネオニバチの死亡の危険性について結論を出すことより、殺虫剤間コチノイド系殺虫剤の慢性毒性を示すには、10 日間 LD50 よの毒性値の比較にのみ用いるべきと指摘されている

り 50％致死率に至る時間のほうが適切であることが分かっ(Belzunces  2006)。  

た(Sánchez-­‐‑Bayo   2009;   Maus   and   Nauen   2010;   Tennekes  	  イミダクロプリドとその 6 種の代謝産物の経口亜慢性曝露

2010;   Tennekes   2011;   Tennekes   and   Sánchez-­‐‑Bayo   2012;  は、0.1、1、10  ppb または ng/g 濃度で高度の毒性を示すが、Mason  et  al.  2013;  Rondeau  et  al.  2014)。一日あたりの用量と代謝産物オレフィン誘導体（IMI-­‐‑ole）と 5-­‐‑ヒドロキシイミダ

50 ％致死時間は、それぞれの対数には直線関係がある

クロプリド（IMI-­‐‑5-­‐‑OH）は急性曝露で毒性を示す。亜慢性曝(Tennekes   2010,   2011;   Tennekes   and   Sánchez-­‐‑Bayo   2012;  露のおもな特徴は明確な用量-­‐‑作用関係がみられないことで、

Tennekes   and   Sánchez-­‐‑Bayo   2013;   Rondeau   et   al.   2014)。

分子標的が多様なので最小作用濃度でも最大の作用が示されSanchez-­‐‑Bayo   と Goka(2014)は、実際の野外レベルでの花粉るためと説明される。これはミツバチでも証明された

中ネオニコチノイド系殺虫剤の残渣は、ミツバチやマルハナ(Déglise   et   al.   2002;   Thany   et   al.   2003;   Thany   and   Gauthier  バチに高い危険性があることを示した。その一方で、野外レ

2005;   Barbara   et   al.   2008;   Gauthier   2010;   Dupuis   et   al.   2011;  ベルでは殺菌剤を阻害するエルゴステロールとの相乗作用で、Bordereau-­‐‑Dubois  et  al.  2012)。明確な用量-­‐‑作用関係がないこ

さらに危険性は増すと思われる。イミダクロプリドはマルハとは、他の研究のより高い濃度でも観察された(Schmuck  ナバチに最大の危険性を示し(野外レベルの用量の花粉の 22004)。  

日間給餌で半数致死蓄積量に至る確率が 31.8～49％)、チアメ

	  用量-­‐‑反応関係が非直線的ということは、ネオニコチノイド

トキサムはミツバチに最大の危険性を示した(半数致死蓄積

系殺虫剤など、(非常に)低用量でも想定外の強力な作用を示量に至る確率が 3.7～29.6％)。ミツバチ群の試験で、1   ppm

す可能性があるということである。これらの非直線的、またジノテフランおよび 400  ppb クロチアニジンの 80～120 日間

しばしば想定から外れた様式は、これらの物質の受容体結合曝露で、同様の長期慢性作用がみられた(Yamada  et  al.  2012)。

および遺伝子再プログラミング作用の複合的相互作用によっ以上の試験は、野外の花粉および花蜜で認められた現時点のて、想定外の用量反応関係が生じるためと説明され、さらに報告値中の最大値に基づいた濃度で行われている。しかし、その多くが証明されつつある(Fagin   2012;   Charpentier   et   al.  

このようなデータは乏しく、数種の作物に限られているので、

2014)。このことが古典的な対数プロビットモデルに基づく危

この濃度が野外レベルではまれか、それとも普通なのか結論

険性評価にとって大きな課題である。  

を出すことはできない―“野外に相当する用量(field-­‐‑relevant  	  Van  der  Sluijs ら(2013)が以前に総説で取り上げたように、

dose)”の問題は十分には解決されていないし、空間および時

慢性致死作用を測る標準的な試験手順はない。従来の殺虫剤間に関する値に大きな幅がある可能性が高い(Van   der   Sluijs  の危険性評価では、通常次の 3 通りの方法で表わされる[半数et   al.   2013)。野外レベルの致死用量試験を試みた野外および致死量(LD50):   曝露したミツバチの 50％が死ぬ用量(通常 10実験室での研究にはばらつきがあり、相反する結果を示すこ日間以内)、無影響濃度(NOEC):   殺虫剤の影響が認められなとも多い。ある研究では、10～11 日間アセタミプリド 1   µμg/

い最大濃度、最小影響濃度(LOEC):   殺虫剤の影響が認められ

ハチ個体・チアメトキサム 1,000  µμg/個体の慢性経口・接触曝る最小濃度]。  

露で、働きバチに有意な死亡率は認められなかった(Aliouane  	  イミダクロプリドは、神経毒性代謝物も含めると、曝露がet  al.  2009)。逆に、イミダクロプリドの実験室での研究では、

長期の場合、致死毒性は最高で急性毒性の 10 万倍にもなるミツバチが汚染花粉(40   ppb)   (Decourtye   et   al.   2003,   2005)や(Suchail   et   al.   2001)。この研究所見は一部に異論があり、汚染砂糖液(0.1、1.0、
10  ppb)(Suchail  et  al.  2001)を摂餌すると、

  

第４章	
  非標的無脊椎動物への影響	
  75	
 

  
働きバチの死亡率が高くなることが分かった。以上の結果は、(Gross  2008;  Krupke  et  al.  2012;  Sgolastra  et  al.  2012;  Tapparo  イミダクロプリド 2.0～20   µμg/kg で曝露されたヒマワリ花蜜et   al.   2012)。こうした事象に対応する形で、規制の適正化にの被曝蜂群で働きバチの死亡率が上昇しなかったという、より種子コーティングの殺虫剤付着性が向上し、近年ヨーロ

Schmuck ら(2001)による野外研究とは異なっている。Faucon

ッ パ で は 改 良 播 種 法 が 義 務 化 さ れ て い る (European  ら(2005)によるイミダクロプリドの砂糖溶液で給餌したミツCommission  2010)。しかし、ドリルのそらせ板設置や種子コ

バチの圃場研究でも、働きバチは死ななかった。

ーティング方法の向上にも関わらず、相当量の排気が排出さ

Cresswell(2011)   によるメタ分析では、実際の野外レベルのイ

れたままで、ハチに急性毒性を示す粉塵雲の状況は変わって

ミダクロプリド経口曝露で働きバチは死ななかったが、そのいない(Biocca  et  al.  2011;  Marzaro  et  al.  2011;  Girolami  et  al.  

後のジノテフラン(1～10   ppm)およびクロチアニジン(0.4～4  2012;  Tapparo  et  al.  2012;  Sgolastra  et  al.  2012)。  

ppm)を給餌した Yamada ら(2012)   による研究では、
104 日以	  空中微粒子として放散されたネオニコチノイド系殺虫剤に

内に各例の蜂群崩壊が起き、蜂群レベルの影響を検出するによる急性致死作用は、環境中の湿度が高くなると、増強するは、より長期にわたる曝露後の観察が必要であることが示唆とみられる(Girolami  et  al.  2012)。ミツバチは自らの体表に毒された。  性粉塵粒子を付けて、巣にも持ち込む(Girolami   et   al.   2012)。

	  ハチの殺虫剤曝露を調査する圃場試験は大きな困難に直面

よく晴れた暖かな日も、活性物質の飛散が多くなるとみられしている。花粉、花蜜、ハチなどに含まれる非常に低濃度のる(Greatti  et  al.  2003)。  

物質分析については、定量分析の評価基準に合致した適切な

  方法を開発する必要がある。Pilling ら(2013)は、チアメトキ

ミツバチへの亜致死作用  サムで処理したトウモロコシとナタネにハチを曝露して分析

  

したが、定量下限の 1  ppb 未満では定量分析できなかったが、

生理活動、運動性、代謝、個体発生への作用	  	  イミダクロ

これは通常の農業現場の種子処理濃度より低濃度であったた

プリド、チアメトキサム、クロチアニジンを含む溢液に曝露めと考えた。処理群および対照群ともハチ群が比較的高い消されると、ミツバチの飛翔筋が急速に麻痺し、翅の運動が停失率を示し(女王蜂の産卵がほぼ雄に限定)、著者らは反復実止する(Girolami  et  al.  2009)。さらにイミダクロプリドにより験を行なっていないため統計学的分析は行えないにもかかわハチの運動性は障害され、走行や歩行の減少や曝露後のハチらず、処理トウモロコシやナタネに曝露されたミツバチの危の不動時間の延長がみられる(Medrzycki  et  al.  2003)。しかし、険性は低いと誤って結論した。  

亜慢性用量のネオニコチノイドでは、ミツバチやマルハナバ

	  また、生理活動や採餌行動についていうと、ハチは処理作

チの運動性は減少しないことを Cresswell ら(2012b)が確認し物と非処理作物とでは採蜜方法が(正確に)同じではないことている。  がある(Colin   et   al.   2004)。さらに、対照圃場は“清浄(clean)”	  個体発生段階は、成体の生理や機能性を決定する臨界期でではなく、殺虫剤や他の農薬で処理された可能性があるため、ある。したがって、ネオニコチノイド系殺虫剤は成虫への作処理および対照区域の完全な比較はできない。Pilling らによ

用だけでなく、幼虫期に作用すると成虫の発達にも影響が及る最近のチアメトキサムの研究(Pilling  et  al.  2013)では、対照ぶと考えられる。ミツバチは幼虫期にイミダクロプリドに曝プロットの処理状態についての情報が記載されず、この可能

露すると、成虫で嗅覚関連行動に障害が生じる(Yang   et   al.  

性の実例である。  

2012)。これは神経発達が障害されたためと考えられる。幼虫

	  トウモロコシのネオニコチノイド処理種子の春の播種期間期にイミダクロプリドに曝露した個体では、ハチ脳内のキノに、畑近隣のハチ集団を染色すると、1 匹 1 匹の因果関係がコ体発生および働きバチの歩行障害が認められる(Tomé  et  al.  

証明される。近隣の森(ハチミツ供給地)や花畑での採蜜飛行

2012)。幼虫期にイミダクロプリドに曝露したハチは、成虫に時に、圧縮空気式の播種機近くの粉塵雲に曝露することで急なると幼虫期の曝露による細胞死に誘導されたとみられる作性中毒を起こす(Apenet  2010;  Girolami  et  al.  2012;  Krupke  et  用が確認される(Gregorc  and  Ellis  2011)。成虫初期には、羽化al.  2012;  Pochi  et  al.  2012;  Tapparo  et  al.  2012)。こうした場合、後に、イミダクロプリドにより腺房のサイズが小さくなった

ほとんどの死亡個体の体内や体表に、高濃度の種子処理用ネ

り、hsp70 および hsp90 の表現が亢進して、下咽頭腺の発達

オニコチノイド系殺虫剤が認められる。このようなトウモロが障害される(Smodis  Skerl  et  al.  2009;  Hatjina  et  al.  2013)。  

コシ播種時の集団的な蜂群の消失が、イタリア、ドイツ、オ

Derecka ら(2013)は、野外の巣箱で 2   µμg/L イミダクロプリド

ーストリア、スロヴェニア、米国、カナダで報告されているの混合シロップを 15 日間与えた。この濃度は野外レベルの下

  

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  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

  限値であるが、働きバチの幼虫のエネルギー代謝に顕著な影

frequency  identification)を用いた革新的な野外試験で、亜致響がみられた。殺虫剤が代謝に影響すると、解毒や中間代謝・

死用量のイミダクロプリド(1.42  ng/ショ糖液 20  µμL)を与えたエネルギー代謝の経路に影響する。イミダクロプリドはミツ採餌バチに生じる定位障害を蜂群単位で測定した。二つの別

バチの脳代謝を障害し、キノコ体のチトクロム酸化酵素が上個の実験で、同じ開花植物での採餌行動を非処理群と比較す

昇する(Decourtye  et  al.  2004a,  b)。  

ると、
処理群は蜂群の 10.2 および 31.6％が帰巣できなかった。

  帰巣できない危険性の高さは、定位課題の障害と相関してい行動・学習・記憶への作用	  	  ミツバチでは神経系が十分にた。こうした採餌バチの消失率を用いて、影響を蜂群レベル

機能しなければ、個体や蜂群は機能しないというぐらい重要

でモデル化すると、標準的蜂群の成長率に有意で終始一貫しなものである(Desneux   et   al.   2007;   Thompson   and   Maus  た偏りがあり、一部に蜂群崩壊の危険性が認められた。次い

2007)。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの亜致で Cresswell と Thompson(2012)の指摘によると、処理種子作死性曝露がミツバチの神経系に及ぼす作用については、その物の開花期を反映するようにシミュレーションを変更すると、解明に一層の努力が傾注されてきた。亜致死性曝露はミツバ

蜂群崩壊の明らかな危険性はもう示されなかった。しかし、チの学習・記憶・定位に影響することが確認されている。  

Henry ら(2012a)が経験的に得たハチ群成長率推定値を組み

	  実験室でのイミダクロプリド単回投与試験で、学習能力に入れた、大きなデータ集合による追跡研究で計算すると、蜂変化が示され(Guez  et  al.  2001;  Lambin  et  al.  2001)、イミダク

群に重大な負の結果が示された当初の研究に比べ、正常値か

ロプリドおよびフィプロニルの亜致死量の慢性曝露は学習おらの偏りが大きいことが明らかになった。モデルによる想定

よび採餌行動を障害することが示された(Decourtye   et   al.  

に基づく結果にばらつきがあるのは、ミツバチ研究者を悩ま2003)。さらに、チアメトキサムは記憶容量を低下させること

せる不確実性を反映したためで、さらにモデルを確立し、一が分かった(Aliouane  et  al.  2009)。これらの実験室における試定のシナリオを担保することが一層重要になる。この研究の験は方法も用量もさまざまだが、いずれも濃度は 20  ppb 以上鍵となる成果は、亜致死量で蜂群レベルにおいて有意かつ負で、大半の野外条件での上限濃度に相当する。このような濃の結果を示す有害因子(即ち、非帰巣採餌バチ)があることを

度は種子処理後の花粉や花蜜にはみられないと考えられたが、示したことである。学習と記憶は個体とその生息環境の相互

土壌灌注施用後のウリ類の花には認められた(Dively   and  作用に関わる基本的機能で、ハチが蜂群の要求に応えるため

Hooks  2010)。野外試験は方法としては有効と考えられるが、には、一生を通し不可欠なものである。イミダクロプリドは

結果はまちまちで、多くはハチの採餌箇所への往復時の定位

急性・慢性曝露経路により学習・嗅覚を障害し、夏バチは冬に焦点が当てられている。複雑な迷路でショ糖液を報酬としバチより敏感とみられる(Decourtye  et  al.  2003)。こうした影て採餌バチを訓練した研究で、非曝露対照群が食餌源を発見

響は実験室のみならず、半野外条件でも認められ、ハチは曝できたのは 61％であったのに、チアメトキサム 3   ng/個体を露中止後も回復しない。アセタミプリドとチアメトキサムで摂取した群では 38％であった(Decourtye  and  Devillers  2010)。

得た結果から、ネオニコチノイド系殺虫剤の作用は曝露のレ採餌バチを砂糖の給餌器に向かうように訓練した一連の研究

ベルや程度に左右され、構造関連物質全体に一般化すること

では、イミダクロプリド濃度 100～1,000  ppb を摂取すると帰はできない。接触曝露とは異なり、アセタミプリドの経口曝巣できなくなった(Bortolotti   et   al.   2003;   Ramirez-­‐‑Romero   et  露は嗅覚学習の長期保持を障害する(El  Hassani  et  al.  2008)。

al.  2005;  Yang  et  al.  2008)。一方、別の半野外試験では、ネオ

逆に、チアメトキサムでは、急性曝露とは異なり、亜慢性曝ニコチノイド処理種子から育ったナタネ、トウモロコシ、ヒ露が嗅覚記憶の減衰と学習能力の障害を引き起こした(El  マワリへの曝露は採餌や生存に影響しないことが分かった

Hassani  et  al.  2008;  Aliouane  et  al.  2009)。  

(Schmuck  et  al.  2001;  Cutler  and  Scott-­‐‑Dupree  2007;  Nguyen  	  ネオニコチノイド系殺虫剤は、昆虫、とくにミツバチが特et   al.   2009)。以上のような相反する結果は、所定の採餌期間

異的な代謝経路をもち、学習および記憶過程に複雑に影響すではミツバチが殺虫剤を含む食餌源に向かう採餌回数が減っる。イミダクロプリドとチアメトキサムは有毒代謝物へと代たり(Mayer  and  Lunden  1997;  Colin  et  al.  2004)、ネオニコチ

謝され、ミツバチの種々のニコチン性アセチルコリン受容体

ノイド系殺虫剤がそのような曝露条件では蜂群に影響が出な(nAChR)と結合することがある(Nauen  et  al.  2001;  Suchail  et  いためと考えられる。  

al.   2001,   2004a;   Nauen   et   al.   2003;   Ford   and   Casida   2006;  	  近年、Henry ら(2012a,   b)は、無線発信器(RFID:   radio  Benzidane  et  al.  2010;  Casida  2011)。アセタミプリドの代謝で

  

第４章	
  非標的無脊椎動物への影響	
  77	
 

  
ミツバチには別の代謝物が生じる。その一つが 6-­‐‑クロロニコ

2008;  Aliouane  et  al.  2009)。  

チン酸（6-­‐‑CNA）で、急性曝露ではない毒性を慢性曝露で示	
  観察された影響の相違点は、ネオニコチノイド代謝によるし、少なくとも 72 時間、とくに頭部と胸部で安定（6-­‐‑CNA

毒性代謝物の誘発や(Suchail  et  al.  2004a,  b;  Brunet  et  al.  2005)、

が？）である(Suchail  et  al.  2001,  2004a;  Brunet  et  al.  2005)。時

特定のネオニコチノイド系殺虫剤に敏感で抵抗性のあるさま

間が経つと多様な活性代謝物が生じることを考えると、記憶

ざまな nAChR の存在(Déglise   et   al.   2002;   Thany   et   al.   2003;  過程(記銘、固定、想起)のどの段階がイミダクロプリド、アThany  and  Gauthier  2005;  Barbara  et  al.  2008;  Gauthier  2010;  セタミプリド、チアメトキサムやそれらの代謝物に影響されDupuis  et  al.  2011;  Bordereau-­‐‑Dubois  et  al.  2012)により部分

るか、確認するのは非常に困難である。  

的には説明されるかもしれない。イミダクロプリドや他のネ	  馴化とは“反復的または長期的刺激が原因となって生じる

オニコチノイド系殺虫剤の防虫効果は授粉用ハエや甲虫に認反応の強度または頻度を、段階的に、かつ比較的長い期間をめられているが、ミツバチでは検証されていない(Easton  and  かけて低下させる学習の一形態”と定義される(Braun   and  Goulson  2013)。  

Bicker  1992;  Epstein  et  al.  2011a,  b;  Belzunces  et  al.  2012)。
馴化	
  飛行の正確性は、効率的な採餌活動ひいては蜂群の健康やが重要な適応行動と考えられるのは、刺激があまり重要では生存に不可欠である。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロ

ない刺激になるよう、それぞれの反応、ひいてはそのエネルニルが飛行を障害する方法はさまざまである。ミツバチのクギー投資も最小化するからである。亜致死量のネオニコチノ

ロチアニジンおよびイミダクロプリドに対する亜致死性曝露

イド系殺虫剤イミダクロプリドに接触曝露すると、ミツバチ

は、採餌活動を低減させ、採餌飛行時間の延長を誘発するの馴化パターンが変化する(Guez   et   al.   2001;   Lambin   et   al.  

(Schneider  et  al.  2012)。
チアメトキサムにより採餌バチが帰巣

2001)。イミダクロプリドが誘発する馴化の変化は、ハチの日できず死亡率が上昇し、蜂群から大量の採餌バチが消失する

齢と曝露後の経過時間によって異なる。さらに、馴化のこう(Henry  et  al.  2012a,  b)。この作用はピレスロイド系殺虫剤のした変化を引き起こす要因としては、イミダクロプリドの

デルタメトリンでほぼ 20 年前に示されていたが(Vandame  et  種々の nAChR に特異な感受性や(Déglise   et   al.   2002;   Thany  al.   1995)、採餌バチの帰巣行動への影響は農薬登録の評価過et   al.   2003;   Thany   and   Gauthier   2005;   Barbara   et   al.   2008;  程では取り上げられていない。的確な採餌行動が個々のハチ

Gauthier   2010;   Dupuis   et   al.   2011;   Bordereau-­‐‑Dubois   et   al.  

にも蜂群全体にも必要不可欠であるのは、食物(貯蔵物)供給

2012;  Farooqui  2013)、または馴化をそれぞれ遅らせたり、亢を左右し、その結果蜂群の生存を決定するからである。イミ

進したりすることがある、オレフィン誘導体（IMI-­‐‑ole）およ

ダクロプリド、クロチアニジン、フィプロニルに曝露すると、び 5-­‐‑ヒドロキシイミダクロプリド（IMI-­‐‑5-­‐‑OH）のようなイミ巣内で活動するハチの比率が下がり、さらに採餌飛行の効率

ダクロプリド代謝産物の蓄積(Guez  et  al.  2001,  2003)などが挙が低下するような行動が始まる。例えば、曝露した個体の食げられる。  

餌源での滞在時間延長、訪花回数の減少、採餌行動の間隔延	  嗅覚と味覚はミツバチにとり非常に重要な生理的感覚であ長、採餌飛行時間の延長、飛行距離の短縮、同一採餌箇所へる(Detzel  and  Wink  1993;  Giurfa  1993;  Balderrama  et  al.  1996;  の再訪の困難、視覚学習能力低下などである(Nielsen   et   al.  

Goulson  et  al.  2001;  Reinhard  et  al.  2004;  Gawleta  et  al.  2005;  2000;   Morandin   andWinston   2003;   Colin   et   al.   2004;  Couvillon   et   al.   2010;Maisonnasse   et   al.   2010;   Kather   et   al.  

Ramirez-­‐‑Romero  et  al.  2005;  Yang  et  al.  2008;  Han  et  al.  2010;  2011)。ネオニコチノイド系殺虫剤の味覚への影響は、触覚にSchneider  et  al.  2012;  Teeters  et  al.  2012)。Fischer ら(2014)らは、塗布して摂餌反応を誘発するショ糖液の最低濃度として定義

ミツバチの成虫に亜致死量のイミダクロプリド(7.5 およびされる、味覚閾値の変化によって調べられる。さまざまな活

11.25  ng/個体)、クロチアニジン(2.5  ng/個体)、チアクロプリ

性物質がミツバチの味覚に異なる影響を誘発することが分か

ド(1.25  µμg/個体)を曝露させ、高調波レーダーで個体ごとに飛っている。例えば、フィプロニルは接触曝露を受けたハチの行経路を追跡した。曝露個体は帰巣率が有意に低く、特徴的味覚閾値を上昇させる(El  Hassani  et  al.  2005)。イミダクロプな地形での正確な方向転換の確率が低減し、帰巣時の直行飛リドでも同様の結果が得られているものの、アセタミプリド

行が減少した。こうした所見から亜致死量の上記 3 種のネオは経口曝露で閾値が減少するが、局所塗布では減少しない(El  ニコチノイド系殺虫剤は、探索飛行の記憶の想起を阻止した

Hassani  et  al.  2009)。チアメトキサムはショ糖に対するミツバ

り、変更したりすることがわかった。繁殖と蜂群の発達は殺チの反応性を低減し、アセタミプリド曝露は曝露経路に関わ虫剤のハチへの最終影響の総合的な評価項目とみなされる。

らず、ミツバチの水への反応性を亢進する(El   Hassani   et   al.  

いずれも社会的昆虫の生理的必須条件だからである。  

  

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  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

  	  チアクロプリド、チアメトキサム、イミダクロプリドなど調節されるミツバチの抗ウイルス防御に悪影響を与えることのネオニコチノイド系殺虫剤により、マルハナバチの同腹数、を示した。昆虫に特異的な NF-­‐‑κB 活性化の負の調節因子を同幼虫羽化、蜂群成長率、女王バチの養育数の減少がみられた

定した。クロチアニジン曝露は、この阻害因子の遺伝子コー(Tasei   et   al.   2000;   Mommaerts   et   al.   2010;   Whitehorn   et   al.  

ドの転写を増強することで、免疫防御を抑制し、ミツバチの2012)。同腹数減少は成虫による花粉とショ糖消費の減少との羽変形ウイルスの複製を促進する。同様の免疫抑制はイミダ

相関性が示唆された(Laycock  et  al.  2012a,  b)。高濃度の残留殺クロプリドによっても誘発される。この殺虫剤誘発性のウイ虫剤を含む同腹のハチの巣での養育は、幼虫の生育と羽化がルス増殖が、まず野外レベルの濃度内といえる亜致死量でみ遅れ、成虫の寿命が短縮した(Wu  et  al.  2011)。Wu らの研究られたことから、供試されたネオニコチノイド系殺虫剤は野では、同腹の巣に比較的高濃度の 5 種のネオニコチノイド類

外条件では負の影響を示すと考えられた。  

が含まれていたので、どれか 1 種、あるいは殺虫剤クラスと

  影響を関連付けることは困難だった。ヒルの基準(因果関係の他の生理活性物質との相乗効果  証拠を示す最小限の条件)を適用した疫学研究では、食餌中の  ネオニコチノイド量のミツバチ数減少への関与について相反

農業生態系において、ミツバチが単一の殺虫剤にのみ曝露さする結果が示され(Cresswell  et  al.  2012a)、ハチの減少とネオれることはほぼない。複合汚染が大きな懸念事項であるのは、

ニコチノイド使用率に因果関係は認められなかった。  

相乗作用や増強作用が生じる可能性があるからである。例え  ば、チアクロプリドの曝露は、実験室環境でハチにエルゴス

病原体との相互作用  テロール生合成阻害(EBI)殺菌剤との相乗作用を示すが、トン

  ネル被覆下では示さない(Schmuck  et  al.  2003)。  

殺虫剤の有害影響は、他の環境ストレス要因と組み合わさる	  ミツバチと蜂群内容物を分析すると、ミツバチは実際のとと増強されることがある(Mason  et  al.  2013)。特定の病原体ところ複数の生理活性物質に汚染されている(Mullin   et   al.  

寄生生物は(一部の)ミツバチと継代的に関係をもち、ヒトに2010;  Krupke  et  al.  2012;  Paradis  et  al.  2013)。しかし、生理活より寄生生物と病原体が偶発的に出会い、ミツバチと野生種性物質の複合汚染は研究が困難な分野で(Lydy  et  al.  2004)、ミのハチは外来の敵に曝露することで抵抗性が低減した(例

ツバチの複合汚染について文献から得られる情報はほとんど

Goulson   2003,   Graystock   et   al.   2013a,   b)。病原体ノゼマない。殺菌剤トリアゾールが蜂群から集められた花粉に検出(Nosema)種が誘発した死をイミダクロプリドが増加させるこされ(Krupke  et  al.  2012)、ネオニコチノイド系殺虫剤(チアクとで、ノゼマとの相乗作用が生じた(Alaux  et  al.  2010)。社会

ロプリドとアセタミプリド)には実験室で相乗作用によって的免疫にも影響し、ケージ研究では、曝露されたイミダクロ

最大 559 倍の毒性を示すものがあったが、半野外試験では同プリド被曝蜂群のハチの胃腸内ので、ノゼマの胞子数が増加

じ結果は得られなかった(Schmuck  et  al.  2003)。ピペロニルブ

した(Pettis  et  al.  2012)。ノゼマ原虫(Nosema  ceranae)に継続的

トキシド（殺虫剤用共力剤）も花粉に検出され、ネオニコチに曝露すると、増強作用によってハチがチアクロプリドに対ノイド系殺虫剤(チアクロプリドとアセタミプリド)には実験し感作され死亡率が上昇し、フィプロニルでも同様のことが室で相乗作用で最大 244 倍の毒性を示すものがあった(Iwasa  起きた(Vidau  et  al.  2011;  Aufauvre  et  al.  2012)。同じく、他のet   al.   2004)。この種の研究には避けられない課題であるもの

フィプロニルとノゼマ原虫の試験でも相互感作が示されたの、ミツバチが採餌飛行中や巣内でただ 1 種の生理活性物質(Aufauvre  et  al.  2012)。さらに胚および後胚発生期に曝露するにさらされることはまれであることを考えると、将来の研究と成蜂の病原体に対する感受性が変化する。高濃度の残留殺で補うべき課題といえる。  

虫剤（訳注：ネオニコチノイド系やフィプロニル以外の有機

  リン系やピレスロイド系など）を含む同腹の巣で生育したミ

マルハナバチと単独性ハチの毒性  ツバチではノゼマ原虫の感染の増加と大量のノゼマ胞子数が  認められた(Wu  et  al.  2012)。  

マルハナバチ(Bombus 属)は原初的な社会性ハチ類である。蜂	  Di   Prisco ら(2013)は、クロチアニジンが昆虫の免疫シグナ

群は越冬した女王から始まり、最大数百匹の働きバチによっルとなる活性化B 細胞の核因子κ 軽鎖エンハンサー(転写因子てつくりあげられ、新女王と雄バチが誕生すると崩壊する。

NF-­‐‑κB)を修飾して活性を負に調節して、この転写因子により少数のマルハナバチ種は授粉作業のため商業的に飼育されて

  

第４章	
  非標的無脊椎動物への影響	
  79	
 

  
いるが、管理を受けていない多くのマルハナバチも作物受粉

Valdovinos-­‐‑Núñez   et   al.   2009;   Gradish   et   al.   2010;  に大いに貢献している(Chagnon  et  al.  1993;  Bosch  and  Kemp  Mommaerts  et  al.  2010;  Tomé  et  al.  2012)。Cresswell ら(2012a,  2006;  Greenleaf  and  Kremen  2006;  Goulson  2010)。
同じく農業b)はマルハナバチが 10   ppb イミダクロプリドに亜致死性反環境で普通に管理されている単独性ハチには、アルファルフ

応を示すが、ミツバチはこの濃度では影響されないことを明ァハキリバチ(Megachile   rotundata)、アルカリバチ(Nomia  らかにした。Scott-­‐‑Dupree ら(2009)はルリツツハナバチはマ

melanderi)、ルリツツハナバチ(Osmia  lignaria)、コツノツツハ

ルハナバチ(Bombus   impatiens)よりクロチアニジンとイミダ

ナバチ(Osmia   cornifrons)がある。アルファルファハキリバチ

クロプリドに感受性が強く、アルファルファハキリバチはさは、北米において価値が高い家畜飼料であるアルファルファ

らに強いことを認めた。Stark ら(1995)により、ミツバチと単の主要な受粉媒介者である。よく飼育種と考えられているが、独性のアルファルファハキリバチおよびアルカリバチの間にほとんどは野生種であることが多い。2009 年には 52 億 6,000

24 時間接触 LD50 の違いがないことが分かった。Scott-­‐‑Dupree

万ドルのアルファルファヘイ(乾牧草)の生産に貢献している

ら(2009)は、マルハナバチはルリツツハナバチやアルファル(Calderone  2012)。管理されたハチのほかに、世界には 2 万種

ファハキリバチよりチアメトキサムとクロチアニジンに抵抗以上の野生のハチがおり、そのうちの多くは作物の授粉に、性があることを示した。しかし、果樹園で使用するルリツツ

またすべてが野生種の花授粉に役立っている。  

ハナバチは、30～300   µμg/kg のイミダクロプリドを混餌投与	  マルハナバチなどのハチについて集団レベルの長期研究はすると、孵化と発育に遅れが生じた(Abbott  et  al.  2008)。Arena

ほとんどなく、多くの場合、殺虫剤の曝露と用量の影響が明および Sgolastra(2014)は多数の殺虫剤の急性毒性を比較し、らかになっていない。これらの種とミツバチが異なるのは一Scaptotrigona   postica(ハリナシミツバチ属)とアルファルファ

般的に採餌場の範囲がより狭く、地中の巣を好むものが多い

ハキリバチはフィプロニルに対しミツバチより敏感だが、そという点である。したがって、営農場所近くに位置し、殺虫の一方でアルカリバチはより抵抗性が強い。要するに、以上剤が使用されているところでは、食餌や営巣地の選択肢は限の結果から、少なくともミツバチと比較すると、”それ以外られてくる。さらに、ミツバチとは違い、地中に営巣する種(other)”のハチはネオニコチノイド系殺虫剤に対し感受性がのハチのリスクは高くなるが(例、殺虫剤汚染土壌)、検証はより高いとは言えないまでも、同等であるということが示唆なされていない。最後に、マルハナバチの成体は大きめであされたが、さらなる研究が必要なのは明らかである。マルハ

るが、多くの単独性ハチはミツバチより小さい。したがって、

ナバチ(女王バチ不在で働きバチのみの極小の蜂群)を用いて、これらの種の曝露量はミツバチとは異なり、それぞれ体重に

野外条件下の現実的な低用量蓄積曝露による、  比例した量になる。  

	  ネオニコチノイド系殺虫剤の亜致死的な影響を調べた研究	  おそらく、野生種のハチの曝露濃度についてはほとんど分が多数ある。数件では検出されるような影響は認められなか

かっていない。その一方で、さまざまな収穫植物の花蜜や花った。例えば、Tasei ら(2000)は、セイヨウオオマルハナバチ

粉でネオニコチノイド系殺虫剤の濃度が測定されているが(Bombus   terrestris)の極小の蜂群を 6～25   ppb のイミダクロプ(Cresswell  2011;  Anon  2012)、どれぐらいの野生種のハチがこリドに曝露したが、有意な反応はなかった。同様に、Franklin

れらを食糧源としているか測定されていないし、さらにはこら(2004)は、最高 36  ppb のクロチアニジンにマルハナバチをれらの種の大部分について、LD50 や LC50 のような基本的な毒曝 露 し た が 、 影 響 は 認 め ら れ な か っ た (Morandin   and  性値が完全に把握されているわけでもない。現在のところ、Winston   2003 も参照)。最近では、Laycock ら(2012a,   b)が 0ある一連の方法を用いた数少ない研究の結果には整合性がな～125  µμg/L のイミダクロプリドにセイヨウオオマルハナバチ

く、したがって現段階で総括的な結論を導き出すことはむずの極小の蜂群を曝露すると、1  ppb でも繁殖力が 30％低減しかしい。さらに、これらの研究にはサンプルサイズが小さい

た。その他の種のハチの類似研究は 1 件のみで、Abbott らという批判があり、影響の検出や、自然とはまったく違う実(2008)は、最高 300   ppb のネオニコチノイド系殺虫剤をルリ

験室の条件には限界がみられる。  

ツツハナバチとアルファルファハキリバチの花粉の入った巣	  今までの検討で、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニ

房に注入したが、幼虫の生育に影響は認められなかった。  

ルは、ミツバチだけでなく、多様なマルハナバチ、数種の社

	
  興味深いことに、負の影響は、たとえ距離が短いとしても会性ハリナシバチ、単独性のルリツツハナバチやアルファル

採餌場所が少し離れていると、より頻繁かつ低濃度で認めらファハキリバチを含む、すべてのハチに対し、高度な毒性をれる。Mommaerts ら(2010)は、セイヨウオオマルハナバチの

示 す こ と が 明 ら か で あ る (Scott-­‐‑   Dupree   et   al.   2009;  極小の蜂群に、野外レベルの濃度のイミダクロプリドを巣に

  

80	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

  混餌投与しても、影響は認められなかったが、働きバチが餌

イミダクロプリドまたはクロチアニジンそれぞれの砂糖溶液を集めるため管をわずか 20  cm 下がると、採餌活動に有意な(50％)を給餌した(Scholer  and  Krischik  2014)。6 週目、女王バ

亜致死的影響が生じた。その半数影響濃度(EC50)はわずか 3.7  チの死亡率は 50 と 100   ppb で、11 週までには 20～100   ppb

ppb であった。同じ研究者が温室内で女王バチを含む蜂群ののネオニコチノイド処理の蜂群で有意に上昇した。20  ppb 以

巣から 3  m の所に給餌箇所を設けたところ、イミダクロプリ

上で、女王バチの生存(イミダクロプリド 37％、クロチアニ

ド 20  ppb 摂餌で、給餌器での死亡を含む働きバチの有意な死

ジン 56％)、働きバチの行動、蜂群の摂餌量、蜂群重量に非亡率が認められた。有意な死亡率は 10  ppb でも認められたが、曝露群に比して統計的有意な低下が認められた。10  ppb イミ

2   ppb ではなかった。このことから、一部の室内研究で影響

ダクロプリド群および 50  ppb クロチアニジン群で、雄の生産が確認されなかったことを説明できるかもしれない。  

が減少した(Scholer  and  Krischik  2014)。  

	  ハチが蜂群を離れざるを得ないような顕著な影響を与える	  Bryden ら(2013)は、各個体に対する既知の亜致死的効果がと、周辺一帯を何 km も移動するような、自然の採餌行動に

蜂群に及ぼす影響を評価するため、マルハナバチの蜂群発達及ぼす影響を明確に予測できるかもしれない(Knight   et   al.  

のシミュレーションモデルを作成した。生存可能な亜致死レ

2005;  Osborne  et  al.  2008)。ネオニコチノイド曝露の影響を自

ベルの農薬曝露を受けると、マルハナバチの蜂群は形成され然景観の中を自由飛行するミツバチ以外のハチで調べた研究ないことが分かった。これは蜂群の機能障害で説明される。

は 4 件しかない Tasei ら(2001)は、
マルハナバチの 1 種 Bombus  社会性ハチ類の蜂群には密度依存性があり、アリー効果の影

lucorum(マルハナバチ属)の蜂群を、ヒマワリのイミダクロプ

響を受けやすい。ストレスのわずかな増加が成否を分けるよ

リド処理の圃場、または対照圃場の近傍で、9 日間飼養した。

うな、蜂群成立の臨界点となるストレスレベルがある。  

この期間、10 のイミダクロプリド処理した蜂群の採餌バチは、

	  曝露されたハチは餌を示されると巣内では完全な採餌行動

同数の対照の蜂群より 54％以上多く帰巣できなかった。しかをとれるが、複雑な散在する花の花蜜や花粉を採るため、現し、この違いはサンプルサイズが非常に小さいため、統計的実的な距離を巡回飛行する必要が生じると、中毒作用が明ら有意とまではいえない。9 日後、蜂群を実験室へ移し、自由かになる。研究はおもにネオニコチノイド曝露直後の成蜂の給餌で飼養した。処理した蜂群の成長は遅かったが、有意差行動に及ぼす影響に焦点があてられてきたが、ミツバチはなかった。Gill ら(2012)は、セイヨウオオマルハナバチの蜂(Yang  et  al.  2012)とハリナシバチ(Tomé  et  al.  2012)とも、幼虫群に 10   ppb イミダクロプリドを混ぜた砂糖水を給餌器で与期の曝露が中枢神経系の発達を障害し、そのため蜂群の曝露

え、同時に巣外への採餌行動も自由にした。イミダクロプリ

数週間後に成虫の行動が抑制されることが立証された。したドに曝露されたハチは、対照より花粉を持ち帰る回数が少ながって、危険性評価が意味するところは明らかで、実験室、

く、運搬量も少ない傾向がみられた。Feltham ら(2014)は、女

また処理作物の直近に蜂群が設置された試験でも、これらの王バチのいるセイヨウオオマルハナバチの蜂群に、イミダク

影響を検出するには不適当である。同様に、ハチの健康に及ロプリド 0.7   ppb の砂糖水と 6   ppb の花粉を 2 週間給餌し、ぼす曝露の長期的影響を調べるには数週間という時間が必要

キャノーラの花に対するシミュレーション実験をした。曝露になる。  

中止後も最低 4 週観察を継続すると、蜂群に持ち帰る花粉塊	  現在の中毒学的データから、多様なハチ類に及ぶ影響は、は 57％減少した。野外条件下で、マルハナバチの蜂群単位の個々のハチのレベルでは大体似通っていることが示唆され、生育に及ぼすネオニコチノイド曝露の影響を調べた研究は今

マルハナバチや単独性のハチ類はミツバチより感受性が強いまで 1 件しかない。Whitehorn ら(2012)は、Feltham ら(2014)

ことを示す証拠もある。野外レベルの用量のネオニコチノイと同じ野外レベルの用量を用い、蜂群を野外で自然状態で飼ドは、幼虫の生育、成虫の繁殖力、成虫の採餌行動、社会性養した。巣の成長が有意に低下し、対照の蜂群に比べ、イミ種の蜂群の能力に、一連の有意な有害影響を及ぼす。しかし、ダクロプリド曝露コロニーの女王の誕生は 85％減少した。こハチの大部分の種でネオニコチノイドの影響は研究されておの減少は花粉運搬量の減少や(Gill  et  al.  2012 と Feltham  et  al.  

らず、社会性のハチから単独性のハチに外挿するには注意が2014 により検証)、おそらくは女王バチの繁殖力の障害必要である。野外条件下でネオニコチノイドが単独性のハチ(Laycock  et  al.  2012a,  b による)などの複合的な要因によるもに及ぼす影響を検討した研究はない。ミツバチや一部のハリのと考えられる。11 週の温室実験で、女王バチのいるマルハ

ナシバチでは蜂群のサイズが大きいと、採餌行動の低減や、ナバチの蜂群をケージで飼養し、0、10、20、50、100  ppb の働きバチの一部の方向感覚の誤りが実際より過小評価される

  

第４章	
  非標的無脊椎動物への影響	
  81	
 

  
というもっともな議論がある。しかし、これは最大でも働き

2003)。  

バチが数百匹というマルハナバチのハチ群や、子孫の形成に	  対照的に、チョウ類で有機農業と従来型農業を比較した同携わる雌バチはただ 1 匹という単独性のハチの場合にはあて様の研究では、チョウの数や種類に違いがないことが分かっ

はまらない。したがって、集団レベルの影響は社会性のレベ

た(Weibull  et  al.  2000  and  Brittain  et  al.  2010a)。以上の研究例

ルとは逆になるかもしれない。この可能性についてはさらに

では、局地的・地域規模での特定の草木(例、低木の生垣や花実験による検証が必要である。  

蜜源)の欠如のような周辺景観の特徴や、農薬の大規模施用が  研究結果に影響していた。農薬の非標的チョウ類に及ぼす直チョウおよびガ(チョウ目)  接的・間接的影響に関する生態学および生態毒性学的研究は

  ほとんどなされていないが、幼虫期には農業害虫とみなされ農業生産のなかで農薬施用がチョウとガに影響することは知るチョウとガに対する農薬の影響については多くの研究があられているが、野外観察データでは、農薬の影響と、肥料のる(Haynes  1988;  Davis  et  al.  1991a,  b,  1993;  Liang  et  al.  2003)。

施用や景観の整理(例、やぶの除去)といった他の農作業とを浸透性殺虫剤のチョウ目に及ぼす影響は、9 科に分類される

区別するのは困難である(Geiger  et  al.  2010)。農薬の空中散布

32 種のガで調査されている(表 2)。これは約 20 万種といわれ地域に近接する構造物を棲みかとするチョウやガの場合、農るチョウ目のほんの一部である。種々のチョウ目への浸透性薬散布の飛散の間接的影響により施用の最中や後にリスクが殺虫剤の影響は一様ではなかった。例えば、Doffou ら(2011a,  生じる(Sinha  et  al.  1990)。1980 年代には、例えばドイツのモb) は、ワタの害虫であるワタアカミムシガ(Pectinophora  ーゼル河谷のブドウ畑におけるヘリコプターの農薬散布は、

gossypiella)(キバガ科)のアセタミプリドに対する感受性は、コ

隣接する岩肌の斜面に棲むアポロウスバシロチョウ

ドリンガモドキ(Cryptophlebia   leucotreta)(ハマキガ科)のほぼ 3(Parnassius   apollo)の孤立集団を絶滅寸前まで追い込んだ

倍(LD50=  11,049 と 3,798  ppm)であることを認めた。コドリン(Kinkler  et  al.  1987;  Richarz  et  al.  1989;  Schmidt  1997)。北イタガ(Cydia  pomonella)(ハマキガ科)の初齢幼虫の感受性は 5 齢幼リアでは、自然の草地のチョウの群集が大量散布された果樹虫 の 100 倍 以 上 で 、 LC50/LC90 は そ れ ぞ れ 0.84/1.83 と園の風下で急激に減少し、もっとも一般的な種を除き絶滅し114.78/462.11  ppm であった(Stara  and  Kocourek  2007a,  b)。  

てしまった(Tarmann  2009)。さらに、農薬の噴霧施用は土壌	  当然のことながら、ネオニコチノイド系殺虫剤の毒性にはの質を変えるため(Freemark  and  Boutin  1995)、春に地表面のばらつきがある。例えばチアクロプリドとアセタミプリドは上層に棲むガの幼虫や蛹に間接的に影響することになる。  

他のすべてのネオニコチノイド系より、キンモンホソガ

	  他の非標的種(例、ハチ、鳥、クモ、オサムシ)と違いチョ(Phyllonorycter   ringoniella)の生存に強く影響することが認め

ウやガの農薬に対する感受性比較試験はごくわずかしか実施

られた(Funayama  and  Ohsumi  2007a,  b)。アセタミプリドはされていない。これらの昆虫の自然保護計画の中での重要な数件の研究で、チアクロプリドより毒性が強いことが示され役割を考えると驚くべきことである。そのような研究の一つたが、その強度については大きな差があった。例えば、Cichon

が Brittain ら(2010b)によるもので、多様なグループの受粉媒

ら(2013)の研究では、コドリンガに対する毒性はチアクロプ

介者に及ぼす農薬の影響が検証された。集約管理されたシス

リドの 2 倍量がアセタミプリドと同等で、LC99/LC50 はそれぞ

テム(高い農薬剤施用率)とあまり集約管理されていないシス

れ 1.55/0.17 と 0.71/0.08   ppm であったが 、 Magalhaes とテム(農薬施用は少量)を比較すると、著者らは集約管理されWalgenbach(2011)の対象が同様の研究では、感受性に 60 倍た生息地区画のほうがマルハナバチやチョウの数が少ないこの差があった(LC50=1.06 と 65.63  ppm)。  

とを示した。また野生のハチのほうがチョウより農薬に関連	
  多くの研究がチョウ類の浸透性殺虫剤に対する抵抗性につする危険性が高いことも明らかにした(Brittain  et  al.  2010b)。  

いて報告している。例えば、ジャガイモキバガ(Phthorimaea  	  さらに、Feber ら(1997)と Rundlöf ら(2008)は、殺虫剤がチ

operculella)はフィプロニルに抵抗性が認められ(Doğramacı  ョウに負の影響を与えることを示した。どちらもチョウ集団

and  Tingey  2007)、ハスモンヨトウ(Spodoptera  litura)はフィプに及ぼす影響を有機農業と従来型農業で比較検討している。

ロニルとイミダクロプリド両方に(Huang   et   al.   2006a,   b;  いずれの研究でも、有機農業のほうが集まるチョウの数も種

Ahmad  et  al.  2008;  Abbas  et  al.  2012)、コドリンガはアセタミ類も多かった。この反応は有機農業では、幼虫のみならず成

プリドとチアクロプリドに(Cichon   et   al.   2013;   Knight   2010;  虫の生存にも非常に重要な宿主植物や花蜜植物を減らす、除Stara  and  Kocourek  2007a,  b)、コナガ(Plutella  xylostella)はア

草剤の使用が少ないことも原因であると考えられた(Boggs  セタミプリドに(Ninsin  et  al.  2000a,  b)対し、それぞれ抵抗性  

  

ワタ

ジャガイモ

トチノキ

柑橘類

リンゴ

コーヒー

トウモロコシなど

様々な作物
ワタ

タバコ

リンゴなど

イネ

多食性

多食性

ニオイヒバとその他の観賞植物

ブルーベリー

ウチワサボテン

サトウキビ

イネ

貯蔵穀粒

貯蔵穀粒
イネ
ラズベリー

Pectinophora
gossypiella

Phthorimaea
operculella

Cameraria
ohridella

Phyllocnistis citrella

Phyllonorycter
ringoniella

Leucoptera coffeella

Agrotis ipsilon

Helicoverpa armigera
Helicoverpa zea

Heliothis virescens

Lacanobia subjuncta

Sesamia inferens

Spilarctia obliqua

Spodoptera litura

Thyridophteryx
ephemeraeformis

Acrobasis vaccinii

Cactoblastis cactorum

Chilo infuscatellus

Chilo suppressalis

Ostrinia nubilalis

Plodia interpunctella
Tryporyza incertulas
Pennisetia marginata

キバガ

キバガ

ホソガ

ドクガ

ヤガ

ミノガ

メイガ

スカシバガ

宿主

種

族

Yue et al. (2003)
Wang et al. (2005
McKern et al. (2007)

Yue et al. (2003)

Yu et al. (2007a, b)

Bloem et al. (2005)

Thuja and otherornamental plants

Abbas et al. (2012)

Ansari et al. (2012)

Ahmad et al. (2013)
Kilpatrick et al. (2005)

Villanueva-Jimenez
and Hoy (1998),
Setamou et al. (2010)
Funayama and Ohsumi(2007a, b)

Stygar et al. (2013)

Symington (2003)

イミダクロプリド

表２	  チョウ目における浸透性殺虫剤の影響に関する研究

Yue et al. (2003)

Yuetal.(2007a, b)

Bloem et al. (2005)

Brunner et al.
(2005)

Kilpatrick et al.
(2005)

Diez-Rodrijguez
et al. (2006)

Funayama andOhsumi (2007a, b)

チアメトキサム

Rhainds andSadof (2009)

Brunner et al.
(2005)

Kullik et al. (2011a)

Funayama an
Ohsumi (2007a, b)

クロチアニジン

Wise et al. (2010)

Brunner et al.
(2005)

Kilpatrick et al.
(2005)

Funayama andOhsumi (2007a, b)

Doffou et al.
(2011a, b)

アセタミプリド

Wise et al. (2010)

Funayama andOhsumi (2007a, b)

Saour (2008)

チアクロプリド

Rhainds and Sadof(2009)

Funayama andOhsumi (2007a, b)

ジノテフラン

Fang et al. (2008), He et al.
(2013), Chen and Klein(2012), Cheng et al. (2010),
He et al. (2007, 2008), Li etal. (2007)
Durham et al. (2001, 2002),
Siegfried et al. (1999)

Mann et al. (2009)

Ahmad et al. (2008), Huang
et al. (2006a, b)

Fang etPedibhotla et al. (1999)

Dogramaci and Tingey(2008)

フィプロニル

82	
 

リンゴ

ワタ

リンゴ

樹木

リンゴ

リンゴ

リンゴ

マツ

キャベツ

Choristoneura
rosaceana

Cryptophlebia
leucotreta

Cydia pomonella

Epiphyas postvittana

Grapholita
lobarzewskii

Grapholita molesta

Pandemis pyrusana

Rhyacionia frustrana

Plutella xylostella

ハマキガ

スガ

宿主

種

族

表２.(続き)Asaro and Creighton(2011a, b)
Hill and Foster (2000)

Charmillot et al. (2007)

Taverner et al. (2012)

イミダクロプリド

Brunner et al. (2005)

Jones et al. (2012)

Brunner et al.
(2005)

Brunner et al. (2005)

チアメトキサム

Brunner et al. (2005)

Brunner et al. (2005)

Brunner et al. (2005)

クロチアニジン

Ninsin et al. (2000a,b), Sayyed andCrickmore (2007),
Ninsin and Tanaka(2005), Ninsin(2004a, b), Ninsinand Miyata (2003)

Magalhaes andWalgenbach (2011),
Jones et al. (2010)
Brunner et al.
(2005),
Dunley et al. (2006)

Brunner et al.
(2005), Cichon et al.
(2013), Knight(2010), Magalhaes
and Walgenbach(2011),
Mota-Sanchez et al.
(2008)

Brunner et al.
(2005), Dunley et al.
(2006)
Doffou et al. (2011a,b)

アセタミプリド

Magalhaes andWalgenbach(2011)

Charmillot et al.
(2007)

Cichon et al.
(2013), Magalhaes
and Walgenbach(2011), Stara andKocourek (2007),
Voudouris et al.
(2011), Reyes etal. (2007)
Taverner et al.
(2011, 2012)

チアクロプリド

ジノテフランLi et al. (2006), Sayyed andWright (2004), Shi et al.
(2004), Zhou et al. (2011)

Asaro andCreighton (2011)

フィプロニル83	 84

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）が認められた。Ninsin らの日本の圃場研究では、同じ致死濃and Obrycki 2009; Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)。摂度に達するにはほぼ 10 倍の用量を要した(実験用の感受性コ

餌による直接曝露も植物を餌とする他の有益な無脊椎動物でロニーLC50/95=315/2,020 対 35.1/137 ppm)。このような高濃度は問題となる(Dilling et al. 2009; Girolami et al. 2009; Moserの施用は、非標的昆虫に対してもさらに大きな負の影響を与and Obrycki 2009; Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)。例

えると考えられる。低い亜致死量でもチョウ類に深刻な影響

えば、ハナアブや捕食寄生性のジガバチなど数種は農業害虫を与えることがある。Ahmad ら(2013)によるオオタバコガを攻撃するが、餌として花蜜も摂っている。したがって、こ(Helicoverpa armigera)の研究では、イミダクロプリド LC50(5.38

れらの昆虫は、処理作物の花蜜や花粉に転移しているネオニppm)の 16 分の 1 量で、LC50 量の施用と比べ、次世代の生存

コチノイド系殺虫剤の曝露を受けることになる(Stapel et al.

率が 4 倍上昇した(即ち、LC10 と等価)。亜致死的影響として、

2000; Krischik et al. 2007)。

生存と繁殖力に有意な低下が認められ、第一世代とその後のその他の曝露経路には処理作物表面への接触、噴霧による世代の死亡率が上昇した。Asaro と Creighton(2011a, b)は、曝露や溢液の消費が含まれる(Papachristos and Milonas

処理 1 年後のテーダマツでもシンクイムシ類のナンタケット

2008; Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)。例えば、ネオパ イ ン チ ッ プ ガ [Nantucket pine tip moth (Rhyacionia

ニコチノイド系殺虫剤の土壌灌注や注入は地中で蛹化するチ

frustrana)]が防除され、処理の作用は標的害虫に止まらず、非ョウ類の幼虫の生育に悪影響を与えることが分かったが標的昆虫にも及ぶことを認めた。

(Dilling et al. 2009)、さらに土壌灌注は総体的に昆虫の数や種

チョウおよびガに対する農薬の影響を調査しなければなら類を有意に減少させることが分かった。ある研究で、カナダないのは明らかで、農業害虫ではないが、管理農地景観内にツガ(Tsuga canadensis)に使われたイミダクロプリドはツガカ

通常生息する種についてはとくに研究が必要である。これら

サアブラムシ(Adelges tsugae)に防除効果を示した。しかし、非標的群に及ぼす農薬の直接・間接の影響について、さまざ

腐食性・菌食性・植食性の非標的無脊椎動物は、非処理の場

まな地理的条件や長期にわたる広範な研究が緊急に必要で合と比べると、土壌灌注や注入処理で有意に減少した(Dilling(Aebischer 1990)、チョウやガの全発生段階(即ち卵、幼虫、et al. 2009)。

蛹、成虫)を含まなければならない。農薬施用のさまざまな強Gonatocerus ashmeadi(ホソハネコバチ科)のような寄生バチ

度、抵抗性、生物的・非生物的要因との相互作用を網羅する

は、その宿主の卵から孵化するときにネオニコチノイド系殺ことがもっとも重要である(Longley and Sotherton 1997;

虫剤に接触することがある。その宿主の一つ、ヨコバイの 1

Brittain et al. 2010b)。

種Homalodisca vitripennis は多くの作物でよくみられる農業害虫で、葉の裏側の表皮層直下に産卵する。卵がネオニコチノ

その他の無脊椎動物

イド処理植物に産み付けられると、G. ashmeadi の幼虫は孵化し、葉を噛み破って表面に出るので被曝する(Byme and本項では、ネオニコチノイド系殺虫剤と非標的生物、とくにToscano 2007)。

天然の病害虫の捕食性無脊椎動物に関する過去の研究を検討

3 年間にわたる研究で、Peck(2009)はイミダクロプリドを芝する。生物学的害虫防除が総合的病害虫管理に果たす役割は処理剤としてコガネムシ類の新生幼虫(white grub)(コウチュ

重要で(Byrne and Toscano 2007; Peck and Olmstead 2010;

ウ目)を標的にして用いると、六脚類、トビムシ類、アザミウ

Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)、研究によると捕食動

マ類、甲虫類の成虫の数に累積的な有害影響が観察され、研物の作物生産に対する貢献度は、圃場の殺虫剤処理の有無に究期間を通じて全体で 54～62％の抑制がみられた。非標的生関わらず同様であることが示唆されている(Albajes et al.

物の総数も餌や宿主となる種が減少することで間接的に影響

2003; Seagraves and Lundgren 2012)。

を受ける(Byrne and Toscano 2007; Dilling et al. 2009)。

曝露経路

ハエ目

非標的生物のネオニコチノイド系殺虫剤への曝露経路はさま

ハエ目のうち、ショウジョウバエ属は毒性試験ではよく知らざまである。捕食性無脊椎動物は処理作物を食べるヨコバイ

れた使いやすい標準種である。イミダクロプリドやその代謝やアリマキのような害虫を餌とすることで汚染される物に対する抵抗性の機序は、キイロショウジョウバエ(Albajes et al. 2003; Papachristos and Milonas 2008; Moser(Drosophila melanogaster)で検討されてきた。とくに、カでみ第４章

非標的無脊椎動物への影響

85られるように(Riaz et al. 2013)、チトクロム P450 モノオキシ(Microplitis oroceipes)が、イミダクロプリド処理したワタゲナーゼ(CYP)が関与している。
Kalajdzic ら(2012)によると、(Gossypium hirsutum)の花外蜜腺の蜜を摂った後に採餌能力

イミダクロプリド抵抗性のハエでは、2R 染色体に位置する 3や寿命が有意に低下することを認めた。Prabhakerら(2007)

種の P450 遺伝子(Cyp4p2、Cyp6a2、Cyp6g1)が高度に過剰は、捕食寄生性のサバクツヤコバチ(Eretmocerus eremicus)、オ

発現されていた。しかし、イミダクロプリドは Cyp6g1 とンシツツヤコバチ(Encarsia formosa)、カイガラヤドリコバチ

Cyp6a2 の表現を誘発しなかった(Kalajdzic et al. 2013)。さら(Aphytis melinus)、G. ashmeadi(ホソハネコバチ科)で、2種の時に最近では、キイロショウジョウバエでイミダクロプリドが間別の急性毒性を示した(表3)。

代謝されると、8 種の誘導体が生成することが分かった。こ別の研究では、Anagyrus pseudococci(トビコバチ科; 花蜜をの過程において、P450 Cyp6g1 のみが in vivo で代謝を亢進し摂るジガバチ)に、土壌処理剤として表示量のイミダクロプリ

た(Hoi et al. 2014)。直接毒性(LC50)がキイロショウジョウバエ

ドを施用したソバ(Fagopyrum esculentum)の花を用いて摂餌のさまざまな系で測定された。例えば、数種のネオニコチノさせた。1日後の生存率はわずか38％だったが、未処理の花をイド系殺虫剤とフルフィプロール（fulfiprole、butene-fipronil）

摂った群は98％だった。処理群は7日後には0％まで減少したの毒性が検証され(Arain et al. 2014)、ネオニコチノイド系殺が、未処理群は57％だった(Krischik et al. 2007)。曝露経路に虫剤はフルフィプロールより毒性が低かった。成虫と幼虫に関 す る 項 に 記 し た 通 り 、 イ ミ ダ ク ロ プ リ ド 曝 露 は G.

も毒性に差があることが示唆された。2 件の研究で、急性 LC50

ashmeadi(寄生バチ)の宿主内での発生期の死亡率に影響はなと長期曝露後の慢性 LC50 が比較された。Frantzios ら(2008)

く、宿主の卵からの出現期間は感受性が高かった。羽化後48は、突然変異系統で、ハエの成虫は 2 分の 1(急性 LC50 対慢性時間以内の死亡率を評価すると、イミダクロプリドのLC50は

LC50)、幼虫は 3 分の 1 になることを認めた。ごく最近、

66 ng/cm2(葉)であった(Byrne and Toscano 2007)。ネオニコチ

Charpentier ら は 野 生 系 統 種 の ハ エ で 雌 雄 を 識 別 し た

ノイド系殺虫剤はアリ防除用の高濃度の毒餌として、家庭で(Charpentier et al. 2014)。慢性 LC50 は雄で急性 LC50 の 29 分

一般的に使用されている(Rust et al. 2004; Jeschke et al. 2010)。

の 1 であり、雌で 172 分の 1、幼虫で 52 分の 1 であった。さしかし、比較的低濃度の殺虫剤を標的ではないアリに使用すらに、本検討では、死亡率が雄で慢性 LC50 の 1,100 分の 1、るのは問題がある。ハキリアリの1種Acromyrmex subterraneus

また雌で 4,600 分の 1 という濃度で、V 字形を描く有意な上

subterraneusでは、Galvanhoら(2013)は、亜致死用量のイミダ

昇(27～28％)を示した。繁殖に重要なその他のパラメータを

クロプリド曝露でグルーミング(毛繕い行動)が減少すること試験した(交配と繁殖力)。急性 LC50 と比べると雌の LOEC はを認めた。このアリのグルーミングは糸状菌Beauveriaのよう

330 万分の 1、雄は 790 万分の 1 以下であった。以上のデータ

な病原菌類に対する防御行動である。Barbieriら(2013)は、近は、ハチの慢性曝露の最低濃度で観察される死亡率データと年種々のアリの間の相互作用が、亜致死用量のネオニコチノ

関連付けられる。

イド殺虫剤に悪影響を受けることを発見した。異種間の相互作用で、アリの在来種(ヒメアリ属Monomorium antarcticum)

ハチ目(ハナバチ類以外)が侵入してきた異種のアリ(アルゼンチンアリLinepithema
humile)に示す攻撃性が低減したが、生存には影響がなかった。

生物農薬として用いられる寄生バチに、ネオニコチノイド系

曝露を受けたアルゼンチンアリの攻撃性は亢進し、結果とし殺虫剤が及ぼす影響を調べる研究が数件行われている。

て生存率は低減した。

Stapel ら(2000) は捕食寄生性のオオタバコガコマユバチ

表 3 各種ハチ類のネオニコチノイド系殺虫剤による急性毒性 (Prabhaker et al. 2007)
48 時間曝露時間 mg (AI)/ml

24 時間曝露時間 mg (AI)/ml

アセタミプリド

チアメトキサムイミダクロプリド

Eretmocerus eremicus

108.271.01

1.93

Encarsia formosa

12.02

0.397

0.98

Gonatocerus ashmeadi

0.134

1.44

2.63

Aphytis melinus

0.005

0.105 (24 時間曝露)

0.246

種

86

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

カメムシ目削られたとしても、アブラムシ防除の殺虫剤を減らし節約できるため、損失を補って余りあることが分かった(Landis et al.
2000)。

多くのカメムシ類はやっかいな農業病害虫と認識され、多数は重要な害虫捕食者であるが、ネオニコチノイド処理された

これらの甲虫類の多くは急速に減少しつつある。英国では、

植物組織を餌としている(Prabhaker et al. 2011)。表4に数種のオサムシの4分の3の種で数が減り、そのうちの半分の種でカメムシ目のLC50を示す。

30％以上減少しているが、このような甚だしい減少の理由は分かっていない(Brooks et al. 2012)。この種類は、とくに農業

アミメカゲロウ目

環境の生息域変化に対する感受性のため、生物指標としてとりわけ有用である(Kromp 1999; Lee et al. 2001)。EUのイミダ

ネオニコチノイド系殺虫剤は殺虫剤というだけではなく、有クロプリド評価報告案では、オサムシの1種Poecilus cupreus(キ益な無脊椎動物にも影響する。ある研究では、イミダクロプ

ンナガゴミムシ属)の急性毒性試験で、幼虫がとくに感受性がリド含有の一般の花卉園芸用品、1％Gのマラソンを表示用量高いことが分かった。報告担当加盟国がテンサイへの施用はで使用すると、クサカゲロウ(Chrysopa種)に影響することが分オサムシのリスクにはならないと結論するには試験濃度が高かった。花が未処理であれば成虫の生存率は79％であったが、すぎると判断しているのに、さらなる研究が必要であること処理された花での10日間の生存率は14％であった(Rogers etは記されていない(EFSA 2006)。イミダクロプリド処理の芝地

al. 2007)。

に曝露すると、オサムシの1種Harpalus pennsylvanicus(ゴモクムシ属)は、麻痺、歩行障害、過剰な毛繕いなど一連の神経毒コウチュウ目性症状を示す。こうした異常行動で、アリからは捕食されやすくなる(Kunkel et al. 2001)。Mullinら(2010)の研究で、18種多数の研究がネオニコチノイド系殺虫剤の影響を、エンマムのオサムシに、野外レベルの用量のイミダクロプリド、チアシ(Kunkel et al. 1999)、オサムシ(Kunkel et al. 2001; Mullin et

メトキサム、クロチアニジンのいずれかで処理したトウモロ

al. 2010)、テントウムシ(Smith and Krischick 1999; Youn et al.

コシの苗を用いて曝露した。4日間で全種のほぼ100％が死ん

2003; Lucas et al. 2004; Papachristos and Milonas 2008; Moserだ。捕食者としてのテントウムシの一般的な害虫防除能力は、and Obrycki 2009; Eisenback et al. 2010; Khani et al. 2012)の農業環境でも家庭環境でもよく知られている。イミダクロプ

ような多様な科の甲虫類について調べている。

リドの土壌処理で、Coleomegilla maculataのような花粉を餌と甲虫の一部、とくにオサムシやハネカクシの仲間は、貪欲する種で運動性低下や繁殖遅延が認められたが(Smith andな捕食者で、総合的病害虫管理という局面で重要な役割を果

Krischick 1999)、ツマアカオオヒメテントウ(Cryptolaemus

たしている。例えば、コムギ(Triticum aestivum)畑では、営巣

montrouzieri)(Khani et al. 2012)や、Hippodamia undecimnotata

拠点としてのビートルバンク(訳注: 害虫の天敵の営巣場所(Papachristos and Milonas 2008)の卵産生や産卵の期間が有として畑の中に設ける土手状の草地)を設け作物生産用地が意に低減した。表5にテントウムシ数種の急性毒性を示した。

表 4 各種カメムシ類の LC50
種

化学物質

残留物質接触 LC50 (mg AI/l)
若虫

成虫

引用文献

Orius Laevigatus

イミダクロプリド

0.04

0.3

Delbeke et al. (1997)

Hyaliodes vitripennis

チアクロプリド

1.5

0.3

Bostanian et al. (2005)

Hyaliodes vitripennis

チアメトキサム

14.3

0.5

Bostanian et al. (2005)

Geocoris punctipes

イミダクロプリド

5,180

Prabhaker et al. (2011)

チアメトキサム2,170

イミダクロプリド

2,780

チアメトキサム1,670

Orius insidiosus

第４章

非標的無脊椎動物への影響

87

ナミテントウ(Harmonia axyridis)の幼虫を表示推奨量のチアされ、またダニ自体の繁殖力の亢進も相まって、ナミハダニ

メトキサムかクロチアニジンで処理したトウモロコシ種子が大発生した(Szczepaniec et al. 2011)。別の研究では、チアメの 苗に曝露した。幼虫の72%が震え、麻痺、協調運動失調なトキサムとイミダクロプリドの施用でナミハダニのワタにおど の神経毒性症状を示し、中毒症状から回復したのはわ

ける分布密度が、未処理の対照と比べ有意に上昇した(Smith

ずか7% であった(Moser and Obrycki 2009)。

et al. 2013)。この研究から、米国中南部全域の種々の作物で起きたナミハダニの大発生を説明できると考えられた。

クモ綱
ミミズ(ツリミミズ科)
作物保護に加え、動物用医薬品にもネオニコチノイド系殺虫剤の用途が広がっている。イミダクロプリドはイヌミミヒゼ

ミミズは土壌動物相、とくに全土壌動物バイオマスの最大ンダニ(Otodectes cynotis)用の滴下剤として家庭用ペットにも80％を占める、農地土壌で非常に重要な存在である(Luo et al.

使われている(Jeschke et al. 2010)。しかし、ダニ類の検討から1999)。土壌の物理学・化学・生物学的特性の発達と保全に重全個体数を増やす影響があることが分かった。Zeng と要な役割を果たす(Lee 1985)。ミミズの活動は、土壌間隙およ

Wang(2010)は、亜致死量[モモアカアブラムシ(Myzus persicae)

び通気の増加、団粒の形成促進、締固め強度の低減によって、で測定]のイミダクロプリドでニセナミハダニ(Tetranychus

土壌構造を改良する(Edwards and Bohlen 1996; Mostert et al.

cinnabarinus)の卵の孵化率や幼若成虫の生存率が有意に上昇

2000)。ミミズの生物地球化学的循環に及ぼす影響(Coleman

することを認めた。JamesとPrice(2002)も実験室でナミハダニ

and Ingham 1988; Bartlett et al. 2010)、微生物量と活動の改良(Tetranychus urticae)の産卵率が23～26％上昇したことを認め(Sheehan et al. 2008) 、落葉落枝（植物リター）の分解

た。別の研究では、この種の繁殖力がチアメトキサム処理で(Knollengberg et al. 1985)、落葉落枝と土壌の混合(Wang et al.

若干上昇した(Smith et al. 2013)。Szczepaniecら(2013)がネオ

2012a)によって、土壌肥沃度が向上する。

ニコチノイド系殺虫剤をワタとトマトに施用すると、植物防

ネオニコチノイド系殺虫剤などの浸透性殺虫剤は、ミミズ

御遺伝子表現が抑制された。これらの遺伝子が植物ホルモンの生存と行動に有害な危険性をもたらし、土壌の発達と保全の値に影響し、ナミハダニの植物抵抗性を抑制した。ダニをの過程を阻害する可能性がある。ネオニコチノイド系殺虫剤

作物に混入すると、ネオニコチノイド処理植物で、温室内でが無脊椎害虫に作用する神経経路(Elbert et al. 1991)は、同一は全個体数が30～100％以上、圃場実験では最大200％増加しのものがミミズにも存在する(Volkov et al. 2007)。したがって、た。この研究のきっかけとなったのは同著者による米国ニュ

農作物や園芸作物の保護のためネオニコチノイド系殺虫剤をーヨーク市でのナミハダニ大発生の調査で、その直後に実施

施用すると、ミミズは団粒や種子との直接接触により曝露すされた。セントラルパークのアオナガタマムシ(Agrillus

る。さらに、ミミズは採餌行動で汚染土壌や有機粒子を体内

planipennis)の根絶をめざし、イミダクロプリドの土壌灌注、に取り込む(例、Wang et al. 2012b)。土壌や植物への直接注入

また樹幹注入で樹木に施用された。この結果、ニレの木でイから浸透移行性に取込まれた落葉落枝内の葉面残渣も、汚染

ミダクロプリドに曝露した餌を摂取した天然の捕食者が汚染した落葉落枝を餌とするミミズに危険性をもたらす(例、

表 5 各種テントウムシ類のネオニコチノイドによる急性毒性種

化学物質

LD50（ng AI / beetle） LC50 (μg AI/ml)

引用文献

Sasajiscymnus tsugae

イミダクロプリド

0.71

Eisenback et al. (2010)

Harmonia axyridis

イミダクロプリド

364

Youn et al. (2003)

Harmonia variegata

チアメトキサム

788.55

Rahmani et al. (2013)

Cryptolaemus montrouzieri

イミダクロプリド

17.25-23.9

Khani et al. (2012)

Coccinella undecimpunctata

イミダクロプリド

34.2

Ahmad et al. (2011)

Coccinella undecimpunctata

アセタミプリド

93.5

Ahmad et al. (2011)

Coleomegilla maculata—adult

イミダクロプリド

0.074

Lucas et al. (2004)

Coleomegilla maculata—larvae

イミダクロプリド

0.034

Lucas et al. (2004)

地域

中国

フランス

フランス

英国

中国

中国

カナダ

ブラジル

中国

中国

英国

中国

中国

フランス

フランス

米国

フランス

フランス

フランス

殺虫剤

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

フィプロニルクロチアニジンチアクロプリド

チアクロプリド

アセタミプリド

ニテンピラムイミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド分類群

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Eisenia fetida

Lumbricus terrestris

Lumbricus terrestris

Lumbricus terrestris

Lumbricus terrestris

Lumbricus terrestris

Lumbricus terrestris

排泄物産生；体格変化

体格変化；排泄物産生

穴掘り

摂餌行動；忌避生存；体格生存；生化学（hsp70）；忌避

接触毒性生存；土壌毒性生存

接触毒性生存；土壌毒性生存

卵包形成；体重変化

接触毒性生存；土壌毒性生存

接触毒性生存；土壌毒性生存

生存；繁殖；忌避生存；体重減少

生存

生存

卵包形成；体重変化

生存；体格

生存；生化学（hsp70）；忌避

接触毒性生存；土壌毒性生存

計測のエンドポイント

−; −

−; −−

−

−; −

0; −

0; +; 0

−; −−

−; −−

−; −−

−; −−

−; −−

0; −; +

−; −−

−

−

−; −−

−; −

−; −; ++−; −影響

0.66; 0.66 ppm
1.89; 0.189 ppm

LC50=10.7 ppm

2 ppm

43 mg m−2

2 ppm

4 ppm

NA; EC50=0.84 ppm

LC50=0.22 µg cm−2; LC50=3.91 ppm

LC50=1.52 ppm

Capowiez et al. (2010)

Dittbrenner et al. (2010)

Dittbrenner et al. (2011b)

Tu et al. (2011)

Dittbrenner et al. (2011b)

Dittbrenner et al. (2012)

Wang et al. (2012a)

Wang et al. (2012a)

Gomez-Eyles et al. (2009)

EC50=0.968; EC50=19.0 ppm
LC50=0.0088 µg cm−2;

Wang et al. (2012a)

LC50=0.45 µg cm−2; LC50=10.96 ppm
0.291; 1.91 ppm

Wang et al. (2012b)

Alves et al. (2013)

Kreutzweiser et al. (2008b)

LC50=0.28 µg cm−2; LC50=6.06 ppm>1,000; 62; >10 ppm

25; 14 ppm

Luo et al. (1999)

LC50=2.30 ppm

1 ppm

Zang et al. (2000)

LC50=2.30 ppm

Dittbrenner et al. (2011a)

Dittbrenner et al. (2012)

Wang et al. (2012a)

引用文献

Gomez-Eyles et al. (2009)

0.66; 0.2 ppm

0.66; 0.66; 0.2 ppm

最小作用濃度

EC50=1.41; EC50=2.77 ppm

LC50=0.027 µg cm−2; LC50=2.82 ppm

LC/EC50

表 6	
  ミミズに及ぼすネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの影響。影響の評価尺度は以下のとおり。― 減少 大; －減少 中等度; 0 減少 小あるいは測定不可能な影響(大小とは変化の程度あるいは期間についていう); + 増加 中等度; ++ 増加 大。複数の評価項目設定時には測定項目をセミコロン(;)で区切って併記。最小影響濃度とは有意な影響が認められた最低濃度。数理的モデリングを実施していないものも含める。

88	
 

フランス

フランス

フランス

フランス

フランス

フランス

フランス

フランス

フランス

カナダ

カナダ

カナダ

ブラジル

南アフリカ

南アフリカ

米国

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

フィプロニルクロチアニジン

Aporrectodea caliginosa

Aporrectodea nocturna

Aporrectodea nocturna

Aporrectodea nocturna

Aporrectodea nocturna

Allolobophora icterica

Allolobophora icterica

Allolobophora icterica

Allolobophora icterica

Dendrobaena octaedra

Dendrobaena octaedra

Dendrobaena octaedra

Eisenia andrei

Pheretima group

Pheretima group

Apporectodea spp.

フランス

イミダクロプリド

Aporrectodea caliginosa

フランス

フランス

イミダクロプリド

イミダクロプリド

Aporrectodea caliginosa

Aporrectodea caliginosa

英国

イミダクロプリド・チ

Lumbricus rubellus

アクロプリド混合物

地域

殺虫剤

分類群

表 8. (続き)存在度；生物量；排泄物産生

生存

生存生存；繁殖；忌避生存；体重減少、繁殖；葉の分解

生存；体重減少、繁殖：葉の分解

生存；葉の分解

穴掘り

生存；体重減少

穴掘り

体重減少；忌避：穴掘り

穴掘り

生存；体重減少

穴掘り

体重減少；忌避：穴掘り

体格変化；排泄物産生

穴掘り

生存；体格

生存；生化学（hsp70）；忌避

生存；体重変化；卵包形成；代謝

計測のエンドポイント−; −; −

0−−; −−; ++0; −; 0; −−; −−; −; −

0; −

−

−; −−

−

−; +; −−

−

−; −

−

−; +; −

−; −−

−

−; −−

0; −; ++

0; −; −−; 0影響NA, field applications

LC50=3.0 ppm

LC50=25.53; EC50=4.07; EC50=0.11 mg/kg

LC50=5.7 ppm

LC50=2.81 ppm

LC50=3.74 ppm

NA; EC50=0.76 ppm

EC50 thiacloprid=1.28 ppm

EC50 imidacloprid=1.46 and

LC/EC50>300 ppm

25; 0.75; 0.13 ppm

11; 3.2 ppm

3; 3; 7; 7 ppm

31 ppm0.01 ppm

0.1 ppm

0.1 ppm

0.5; 0.01; 0.05 ppm

0.01 ppm

0.1 ppm

0.1 ppm

0.5; 0.1; 0.05 ppm

0.66; 0.66 ppm

0.2 ppm

2; 0.66 ppm

2; 2 ppm

最小作用濃度Larson et al. (2012)

Mostert et al. (2002)

Mostert et al. (2002)

Alves et al. (2013)

Kreutzweiser et al. (2008a)

Kreutzweiser et al. (2008b)

Kreutzweiser et al. (2009)

Capowiez et al. (2003)

Capowiez et al. (2006)

Capowiez et al. (2006)

Capowiez and Berard (2006)

Capowiez et al. (2003)

Capowiez et al. (2006)

Capowiez et al. (2006)

Capowiez and Berard (2006)

Dittbrenner et al. (2010)

Dittbrenner et al. (2011b)

Dittbrenner et al. (2011a)

Dittbrenner et al. (2012)

Baylay et al. (2012)

引用文献

89	
 

90	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
    Kreutzweiser  et  al.  2009)。  

的検定で、ネオニコチノイド系殺虫剤クロチアニジンがシマ	  ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌内で残留・移動するため、ミミズに対する毒性がもっとも強い殺虫剤であることを認め

ミミズが長期にわたり曝露されることになる。ネオニコチノ

た。Alvesら(2013)は3種の種子処理用殺虫剤を比較し、イミ

イド系殺虫剤の実験室・圃場試験により、土壌中半減期は土ダクロプリドがミミズに対する毒性がもっとも強いと報告し壌条件によりばらつきがあるが、数週間から数年と幅があた。Mostertら(2002)は、5種の殺虫剤の土壌生物学的検定で、る ことが分かった(Cox et al. 1997; Sarkar et al. 2001; Cox

イミダクロプリドがカルバリルに次ぎ2番目にミミズに対す

et al. 2004; Bonmatin et al. 2005; Fossen 2006; Gupta and

る毒性が強いことを認めた。別の一般的な浸透性農薬である

Gajbhiye 2007; Goulson 2003)。イミダクロプリドはもっフィプロニルの毒性試験はわずか2件しか報告されていないとも広範に使 用されているネオニコチノイド系殺虫剤で、が、どちらの試験でもミミズに対する致死性はネオニコチノ

その土壌への吸 着量は水分や有機物の量に応じて増加しイド系殺虫剤より大幅に低い(100分の1以下)ことが分かった(Broznic et al. 2012)、 低有機物土壌より高有機物土壌中の(Mostert et al. 2002; Alves et al. 2013)。

ほうがイミダクロプリド 濃度は高い(Knoepp et al. 2012)。
ミミズは一般的に湿った有 機物が多い土壌を好む。土壌中

繁殖への影響

有機炭素量が低値のとき、イ ミダクロプリドの溶解性は高いので、移動性が高くなり、土 壌中を容易に移動できるた

ネオニコチノイド系殺虫剤のミミズの繁殖への亜致死的影響

め(Broznic et al. 2012; Knoepp et al. 2012; Kurwadkar etに関する研究はわずか数件しかないが、低濃度で繁殖力が低al. 2013)、ミミズは直接施用されてい ない土壌でも殺虫剤下すると考えられる(表6)。Baylayら(2012)によると、アカミに曝露する可能性が高くなる。

ミズ(Lumbricus rubellus)の繭産生に対するEC50は、イミダ
クロプリド1.5 ppm、チアクロプリド1.3 ppmであったが、生存への影響

Gomez-Eylesら(2009)のシマミミズに対する同様の試験では、ネオニコチノイド系殺虫剤のミミズに対する毒性は非常にそれぞれ1.4 ppmと0.9 ppmであった。シマミミズの試験では、

強 い。しかし、報告された半数致死濃度(LC50)は殺虫剤のチアクロプリド0.3 ppmでの繭産生の抑制も測定された。

種類、 試験条件、曝露経路、持続期間によりばらつきがあ

Alves ら (2013) の 報 告 で は 、 ア ン ド レ イ ミ ミ ズ (Elsenia

る(表6)。 13件の研究で報告された半数致死濃度(LC50)はandrei)の繁殖への影響に関するEC50は4 ppmで、有害作用は

1.5~25.5 ppmで、平均値5.8 ppm、中央値3.7 ppmであった。

0.7 ppmで認められた。Kreutzweiserら(2008b)は、森林の落

生存への

葉落枝中のイミダクロプリドが、落葉落枝に生息するムラサ影響が測定できた最小濃度を報告した7件の研究で、生存にキツリミミズ(Dendrobaena octaedra)に及ぼす影響を調べ、関する最小影響濃度は0.7～25 ppmで、平均値4.7 ppm、中生存していた個体の繭産生が7 ppmで有意に低下したと報告

央値1.0 ppmであった。シマミミズ(Eisenia fetida)はこの生している。

存試験でもっとも一般的な試験種で、報告された致死濃度の範囲を示し、これらの研究で他の種のほうがシマミミズより行動への影響感受性が高いとする証拠はほとんど示されていない。他の一般的な殺虫剤と比較したとき、ネオニコチノイド系殺虫剤は多くの研究は、行動への影響は最終的には集団や群集にも影ミミズに示す毒性がもっとも強いとされる。

響を及ぼすという前提に立ち、行動指標(エンドポイント)に	  Wangら(2012a)は24種の殺虫剤のシマミミズに対する急重点を置いている(Little 1990; Dittbrenner et al. 2012)。こ性毒性を調べ、土壌生物学的検定（バイオアッセイ）でネオ

こで考察する行動的属性は、回避行動、穴掘り、糞排泄、体ニコチノイド系殺虫剤はもっとも毒性が強く、アセタミプリ

重変化(摂食行動の指標)である。行動への影響の31の報告値

ドとイミダクロプリドは殺虫剤全体を見てももっとも毒性がのうち、体重変化はもっとも一般的な指標で、次いで穴掘り、強い2種であることが示された。さらに接触毒性生物学的検

回避行動、糞排泄が続く(表6)。わずか数件の研究で示された定によると、ネオニコチノイド系殺虫剤は接触経路で非常に半数影響濃度(EC50)は0.1(回避)～19(体重変化)ppmで、平均毒性が強いと報告されたが(LC50 0.0088～0.45 µg cm−2)、接3.73 ppmおよび中央値は1.3 ppmであったこれらの行動の

触毒性濃度の単位を標準的致死濃度と比較するのは困難であEC50は平均致死濃度5.8 ppmのおよそ2/3と半数致死濃度3.7

った。Wangら(2012b)は、45種の広範な殺虫剤の土壌生物学

ppmのおよそ5/14であった。

第４章	
  非標的無脊椎動物への影響	
 

91	
 
	
 

	
 

	
  しかしより多くの研究報告では、行動への影響が検出され	  ミミズの死亡の危険性(接触曝露による高毒性のためと推た最小影響濃度は0.01～14 ppmで、平均は1.2 ppm、中央値

定)および亜致死的影響の危険性を示す濃度は、報告された野は0.5 ppmであった。したがって、可測的な行動への影響は外レベルの濃度でも最高濃度に相当する。Dittbrennerら

可測的な生存への影響より指標として感度が高かった。可測(2011b)は、農地のイミダクロプリドの予測環境濃度はおよそ的な行動への影響が認められた濃度は、生存に関する最小影

0.3～0.7 ppmで、少なくとも亜致死的影響でもミミズの危険

響濃度の平均値4.7 ppmと中央値1.0 ppmの1/2～1/4であっ性がきわめて高いことを示す。Bonmatinら(2005)の報告では、た。穴掘り(穴の径および長さの短縮・狭小化)はもっとも感

土壌のイミダクロプリドは処理種子播種直後に数百ppbに達度の高い行動指標(0.01～2 ppm、n=8)で、平均影響濃度0.3する。クロチアニジン処理した直後の茶園の土壌試料の平均ppm、半数影響濃度は0.07 ppmであった。回避行動(n=5)は濃度は、最大0.45 ppmであった(Chowdhury et al. 2012)。

それに次いで感度が高く、平均影響濃度0.5 ppm、半数影響

Donnarummaら(2011)の報告では、処理種子の播種後2週間

濃度は0.13 ppmであった。糞排泄(平均1.1 ppm、半数影響濃で、土壌のイミダクロプリド濃度はおよそ0.6～0.8 ppmであ度0.7 ppm、n=3)、体重変化(平均2.1 ppm、半数影響濃度0.7

った。Ramasubramanian(2013)の報告では、土壌のクロチ

ppm、n=13)と続いた。以上すべてのことから、ミミズの行

アニジン濃度は、単回施用の3日後まで0.27～0.44 ppm、水動に及ぼす可測的な有害影響は土壌のネオニコチノイド濃度

溶性粒剤2回施用3日後に0.51～0.88 ppmであった。以上の研が1 ppm未満でも認められると予測される。

究をまとめると、ネオニコチノイド系殺虫剤の運用的施用によって、ミミズの亜致死的影響の高リスクや致死影響の危険

ミミズに対する危険性性(とくに接触毒性)が生じるような土壌濃度になることが分かった。

ネオニコチノイド系殺虫剤がミミズの集団に及ぼす有害影響	  ネオニコチノイド曝露のミミズに対する危険性評価に関しの実質的な危険性は、曝露の濃度・期間・経路、取込み率、て、少なくとも2つの問題が文献で十分には取り上げられて種固有の感受性により変わってくる。本稿で検討した過去のいない。まず毒性試験での曝露期間と、自然土壌の持続的濃毒性試験から、一般的なミミズは、数日間土壌や有機粒子か度の曝露期間の比較である。大半の毒性試験は、数日から数ら約1 ppm以上のネオニコチノイド系殺虫剤を摂取すれば、週間と期間が短い。一方で、ネオニコチノイド残渣は土壌に種の区別なく死のリスクが生じるとみられた。濃度が約3

月から年単位で残留することがある(Bonmatin et al. 2014、ppm以上になると、最大50％に及ぶ多数のミミズに死の危険

本特集号)。大半の殺虫剤は曝露期間が長くなるにつれて致性が生じる。これらの曝露濃度を標準的な生物学的検定の濃

死・影響濃度が低くなり、これはネオニコチノイド系殺虫剤

度と比較するのは困難だが、表面接触曝露による死亡の危険にもあてはまるとみられる(Tennekes 2010; Tennekes and性は、汚染土壌の摂取による死亡の危険性の10倍以上とみら

Sánchez- Bayo 2012, 2013; Rondeau et al. 2014)。土壌中ネれる(Wang et al. 2012a)。一方、曝露経路はミミズへの致死

オニコチノイドの低濃度の長期曝露で、ミミズへの危険性は作用に影響することがある。ミミズがイミダクロプリド噴霧

既報の毒性試験から推測されるより高くなると考えられる。

樹林からの落ち葉の葉面残渣に曝露すると、有意な摂餌抑制

2番目の問題は、自然土壌におけるネオニコチノイド残渣の効果がみられ、葉摂取量が低下するが、約10 ppmでもミミズ不均質な分布という問題である。噴霧や粒剤堆積とか、落葉は死ななかった(Kreutzweiser et al. 2008a)。

によって地表に落ち、土壌に残渣が取り込まれると、深い箇

	  いくつかの重要な行動属性に関する亜致死的影響の危険性

所より地表やその近くのほうが土壌濃度は高くなりがちであは、個々の死亡の危険性より高い。穴掘りと回避行動に及ぼる。播いた種や汚染水から土壌に入る残渣は、ほかのどこよす殺虫剤の影響は、およそ0.1～0.5 ppm以上で生じるとみらり汚染源やその近くの濃度のほうが高くなりやすい。どちられる。さらに穴掘り行動の変化、とくに穴が浅くなる傾向はの状況も取込口地点近傍に汚染濃度の高い地帯“ホットスポ

土壌からの移行性をうかがわせるが(Capowiez et al. 2006;

ット”ができる。逆に、大半の毒性試験は試験濃度をppm単位

Dittbrenner et al. 2011b)、実際の野外条件での結果は不明で(または等量)で準備し、完全混合として想定する。したがっある。穴の数・大きさ・深さが低減すると、生態系全体に影て、自然土壌のホットスポットまたはその近傍でのミミズの響する土壌で空気・水・溶解物の移動が制限されるが、われ曝露濃度は、実験室や圃場試験系において連続体（バルクサ

われが知る限り、実験室・圃場環境でこれらについて検討しンプル）の残渣分析から得た予測値よ、結果的に高くなる。

た研究はない。

	  個々のミミズの死や行動への影響を、生態学的結果によっイミダクロプリド

Chironomus tentans andイミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

イミダクロプリド

Daphnia, Gammarus pulex

Mayflies

Ceriodaphnia dubia

D. magna

Aedes aegypti

イミダクロプリド

Macro-invertebrate

Aphidius ervi

陸生生物

イミダクロプリド+混合物（クロルピ

Chironomus diutus

イミダクロプリド+カドミウム

リフォス、ジメトエート）

イミダクロプリド

イミダクロプリド

Ostracoda, Daphnia magna

Chironomis ripartus

Caddisfly: Seriocostoma,

fossarum

aquaticus, Gammarus

Crustacean: Asellus

イミダクロプリド、アトラジン

イミダクロプリド、フィプロニル

Odonata, Libellulidae

community

イミダクロプリド

Mayflies, Oligochaetes

Aedes taeniorhynchus

ネオニコチノイドその他の殺虫剤

Mesocosm communities

Hyalella azteca

イミダクロプリド

Oligochaeta

水生生物

物質

実験室での毒性試験

実験室での毒性試験

実験室での毒性試験

標準毒性試験

標準毒性試験

ストリーム・メソコズム

野外

実験室での毒性試験

実験室での毒性試験

実験室での毒性試験

実験室での毒性試験

標準毒性試験

10日間の汚染沈降物曝露

研究デザイン

表 7	
  淡水性生物に及ぼすイミダクロプリドの影響に関する研究

個体数の増加率

生存

生存

穴掘り行動；対捕食者行動

生存、呼吸、電子伝達系

群落の多様性、葉リターの分解

幼虫と成虫の生存、出現

摂食抑制

致死率

致死率

致死率

致死率、個体数の増加率

虫の大きさ

若虫の存在度出現度パターンと成生存

ドリフト反応生存

生存、成長、行動、忌避影響

13 ppb44 ppb

10.4 mg/l

2.1 ppb

0.91 µg/l (28 days)

LC50/EC50<0.05 mg/kg

LOAEL

LeBlanc et al. (2012)

LeBlanc et al. (2012)

Sánchez-Bayo (2006)

Pestana et al. (2009)

Lukancic et al. (2010)

Pestana et al. (2009)

Jinguji et al. (2013)

Alexander et al. (2008)

Song et al. (1997)

Song et al. (1997)

Song et al. (1997)

Chen et al. (2010)

Alexander et al. (2008)

Ashauer et al. (2011)

Berghahn et al. (2012)

Stoughton et al. (2008)

Sardo and Soares (2010)

引用文献

92

第４章

非標的無脊椎動物への影響

93て集団への影響と解釈する必要はない。世代時間が長く分布(えらや気管)、摂餌、クチクラ・皮膚を問わず表皮を通して密度が低い種と比べ、世代時間が短期であったり(例、ミミズ

農薬を取込む。

の大半の種のように年間数世代)、分布密度が高い生物集団のネオニコチノイド系殺虫剤は、他の殺虫剤と比べ使用されほうが、殺虫剤の影響で集団規模が縮小しても回復しやすい

始めてからの期間はまだ短い。しかし淡水系で確認されるこ(Kreutzweiser and Sibley 2013)。しかし、ネオニコチノイドとが徐々に増えてきた。例えばカリフォルニア州地表水の農系殺虫剤の有機土壌への残留傾向から、次世代は親世代と同薬観測でイミダクロプリドが水質指針（ガイドライン）の1様の濃度に曝露することになるため、以上のような回復経路

ppbを頻繁に超えるようになってきた(Starner and Gohの可能性は低くなる。生活史戦略とその群集反応に及ぼす影2012)。米国ワシントン州の環境局や農政局は、鮭遡上河川

響と殺虫剤の影響からの回復が、他の非標的生物の集団モデの各種農薬観測を何年も行ってきたが、イミダクロプリドをルによって示され(Wang and Grimm 2010)、同様の原則がミ

頻 繁 に 検 出 し て い る (http://agr.wa.gov/PestFert/natre

ミズの集団と群集全体に対する危険性評価に適用される。識sources/SWM/)。

別的個体群統計と群集内の集団成長率を説明する集団モデル

しかしイミダクロプリドなどのネオニコチノイド系殺虫剤のほうが、従来の致死濃度推定値が提供するモデルより、殺が淡水系に混入しているとしても、野外条件で水生生物に影虫剤が集団や群集に及ぼす見込みの影響をより正確に評価で響するのはどの程度の濃度なのかという問題が残る。本稿できることが明らかになった(Stark and Banks 2003)。季節的はネオニコチノイド系殺虫剤の水生無脊椎動物に対する毒性変動、群集集合機序、殺虫剤の致死・亜致死的影響とその生を取扱う多くの研究について考察し、水域生態系に及ぼす潜物、集団、群集に対するリスクの影響など、一連の要素を組

在的影響についていくつか所見を述べる。

み込む生態学的モデルを使用することで、受容体／殺虫剤の相互作用への有益な識見が提供され、その結果として危険性

実験室での研究

評価が向上される(Bartlett et al. 2010)。生態学的集団モデル
を殺虫剤曝露モデルと事例に基づく(類似の化学品曝露に関甲殻類およびヨコエビ類

する過去の経験や情報に基づき立てた) 推論を組み合わせ、ぼすネオニコチノイド系殺虫剤イミダクロプリドの毒性につさらなる改良点を加えると、ミミズの集団とその生態学的機いて、数件の実験室研究が発表されている(表7)。Starkと能に対する危険性評価が向上する(van den Brink et al.

Banks(2003)は、チアメトキサム(商品名アクタラ)に曝露した

2002)。実際的野外レベルのネオニコチノイド濃度に対する、

ミジンコ(Daphnia pulex)の急性毒性データと集団レベルのミミズ集団の反応を扱った経験的圃場試験はないが、実施す毒性データを設定した。チアメトキサムはこの研究の対象とれば危険性評価の取組みが改善されることは間違いない。

した7種の殺虫剤のなかでもっとも毒性が弱く、LC50は41

さまざまな水生無脊椎動物に及ppmで、地表水系でのどの予測濃度よりかなり上回っていた。
Chen ら(2010) は、ニセネコゼミジンコ(Ceriodaphnia
水生無脊椎動物

dubia)のイミダクロプリドの急性毒性(LC50=2.1 ppb)と慢性毒性を推計した。補剤R-11の影響を単独使用とイミダクロプ

淡水生無脊椎動物

リド併用の両方で評価した。集団レベルの研究で、ニセネコ
ゼミジンコを0.3 ppbのイミダクロプリドに曝露すると、対照

淡水生無脊椎動物は水域生態系で非常に重要な位置を占めて集団サイズの19％まで減少した。この濃度は米国EPAの環境いる。分解者、草食動物、底質食者、寄生動物、捕食者とし濃度期待値17.4 ppbをはるかに下回るので、イミダクロプリての役割を担う。このような生態系と関わりがある脊椎動物

ドは野外条件で水生無脊椎動物に障害を引き起こすことになが摂る餌の大半の供給源でもある。ネオニコチノイド系殺虫る。

剤などの農薬はさまざまな経路、とくに各種の噴霧機施用に

Nyumａanら(2013)は、イミダクロプリドのヨコエビ類

よる大気中降下物(ドリフト)、表面流出、汚染地下水の浸透

Gammarus pulexに対する急性・慢性毒性について研究した。

を通じて、地表水に到達する。水生無脊椎動物はとくに農薬

G. pulexの摂餌量と体脂質量は15 ppbのイミダクロプリドにの影響を受けやすい。陸生生物とは違い、水生生物は一般的

常時曝露すると有意に減少した。さらに、G. pulexの個体はに、農薬が水溶性の場合はとくに、非汚染地域に移動して曝14日間の常時曝露で不動になり摂餌もできなくなり、死亡率露を回避することは容易ではない。水生無脊椎動物は、呼吸が上昇した。

94

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

興味深いことに、試験の標準種オオミジンコ(Daphnia

クロプリドのLOECは1.63 ppbと推計された。底生性群集のmagna) は と く に ネ オ ニ コ チ ノ イ ド の 影 響 を 受 け な い

有害影響として、無脊椎動物の個体数が5％低減することが(Beketov and Liess 2008)。急性LC50は7,000 ppb程度で、他

Pestanaら(2009)によって確認された。チアクロプリドでは、の数種の無脊椎動物でみられた影響濃度を数桁上回る。これ

これまで群集で観察された最小影響濃度0.1 ppbで間欠曝露はオオミジンコが多くの種を保護するための感受性試験の供すると、感受性の高い長命の昆虫に強い影響が認められた

試体には使えないことを意味している。

(Liess and Beketov 2011)。
Berghahnら(2012)は水系メソコズム試験を行い、イミダク

ネオニコチノイド系殺虫剤の水生昆虫に対する急

ロプリドの間欠的12時間試験(12 ppb)を1週間間隔で3回実施

性毒性推定値も発表されている。水生昆虫のLC50推定値は3した。その結果、昆虫とヨコエビ類Gammarus roeseliの群れ～13 ppbである。イミダクロプリドのLC50推定値は、カゲロ

は、イミダクロプリドの間欠的曝露で増加することが分かっ

ウの1種Baetis rhodani(コカゲロウ属)が8.5 ppb、ブユの1種た。以上の結果から、イミダクロプリドはG. roeseliに負の影

Simulium latigonium(ブユ属)が3.7 ppb(Beketov and Liess

響を与えることが示された。別の水系メソコズム試験では、

2008)、ヤブカの1種Aedes taeniorhynchus(ヤブカ属)が13

Böttger ら(2013) がイミダクロプリドの間欠的曝露を G.

ppb(Song et al. 1997)であった。チアクロプリドに対するroeseliで検証した。試験期間の最後の3週間で、イミダクロ

LC50推定値はB. rhodaniが4.6 ppb、S. latigoniumが3.7 ppb

プリド処理群の抱卵する雌の数が対照群より少なかった。

昆虫類であった(Beketov and Liess 2008)。キミドリユスリカ

水生無脊椎動物である、一般的なアカイエカ(Culex(Chironomus tentans)に対するイミダクロプリドの慢性pipiens)に数世代にわたり、ネオニコチノイド系殺虫剤チア

LC50は0.91 ppbであった(Stoughton et al. 2008)。イミダクロ

クロプリドを低濃度・間欠的に反復曝露すると、集団が継続

プリドと有機リン系殺虫剤ジメトエートおよびクロルピリホ的に減少し、感受性がより低い競合種のオオミジンコの共存

スの合剤のユスリカの1種Chironomus dilutus(ユスリカ属)

在下では回復しなかった。対照的に、競合種がいない場合、に対する影響を研究すると、イミダクロプリドはクロルピリ

感受性がより高いアカイエカに1桁高いレベルの濃度でしかホスとは相乗的に、ジメトエートとは拮抗的に作用すること

殺虫剤の影響は認められず、曝露後の回復は早かった。持続が分かった(LeBlanc et al. 2012)。

的な種間競合のなかで間欠的曝露を反復した結果は、低用量効果が何世代もかかってたどり着いた到達点であると結論さ

ミミズ類

SardoとSoares(2010)は、水生のオヨギミミズれた(Liess et al. 2013)。

(Lumbriculus variegatus)に及ぼすイミダクロプリドの影響を調査し、イミダクロプリド0.05～5.0 mg/kg底質に曝露した。

水生生態系への危険性

死亡率はそれなりに低いが(最高濃度で35％)、オヨギミミズ

コ類などの水生生物を含む、広範な種の急性毒性データに対はイミダクロプリドに汚染された底質は避けていた。さらに、する種の感受性分布(SSD)から、水中のイミダクロプリドに個体成長(バイオマス)は全濃度で対照より阻害されていた。

ついて水生種の5％に有害影響が出る濃度(HC5)は1.04～

貝虫類(ウミホタルなど)、ミジン

2.54 ppbと予測される(Sanchez- Bayo and Kouchi 2012)。

メソコズム(中間的な生態系、物質収支が計算可能な擬似生態

Van Dijkら(2013)は、オランダにおける、水生大型無脊椎Alexanderら(2008)は、12日間間欠

動物種の個体数と地表水系近傍イミダクロプリド濃度の回帰

的か、20日間継続的にヒラタカゲロウ(Epeorus)属とコカゲ分析法を開発した。8年にわたる全国的な観測で、7,380か所

ロウ(Baetis)属にイミダクロプリドを曝露した。若虫の生息の大型無脊椎動物試料と801か所のイミダクロプリド試料を

密度はどちらの期間でも減少した。亜致死的影響も観察され集積した。次に、生物試料(大型無脊椎動物個体数)と近傍(空た。成体は0.1 ppbという低値でも小型化し、頭部も胸部も小間・時間)化学物質試料(イミダクロプリド濃度)を組み合わせ、さくなった。しかし、これらの影響が認められたのは雄のみ

完 全 集 積 統 合 デ ー タ セ ッ ト (complete pooled combinedであった。群集試験系で、ネオニコチノイド系殺虫剤はとく

dataset)に関して統計分析を行った。大型無脊椎動物の個体に昆虫への影響が顕著であった(Hayasaka et al. 2012)。しか数は、集積データセットの近傍イミダクロプリド濃度中央値

し、われわれが知る限り、用量反応関係を調べたすべての実が増加するに従って減少した。このパターンは終始変わらず、

験の最低濃度で影響が認められた。したがって、NOECを設時期(年)にも場所にも依存しなかった。全般的に、集積され定することは困難である。屋外メソコズムの研究で、イミダた全種大型無脊椎動物数と近傍イミダクロプリド濃度の間に系モデル)による研究

第４章

非標的無脊椎動物への影響

95

有意な負の相関(P<0.001)がみられた。有意な負の相関は、ヨBeketov 2011)。より低い濃度は検証されていない。当然な

コエビ類、基眼類(モノアラガイなど)、ハエ類、カゲロウ類、がら、急性試験の結果に基づけば、安全濃度を割り出すには

ワラジムシ類の各目ごとの集積や複数種の個体数でも、それ評価係数は100以上でなければならない。急性致死濃度を基ぞれみられた。トンボ目は有意な閾値0.05に非常に高い負の準に算出されるHC5では、評価係数は10以上である必要があ

相関(P＝0.051)を示した。以前の研究とも一致して、ケダニる(Liess and Beketov 2012)。さらに、実験室での研究で、亜目でも個体数と近傍イミダクロプリド汚染との間に正の相イミダクロプリドにより感受性が高い昆虫種に慢性作用が生関が認められた。しかし、他の農薬はVan Dijkら(2013)の分

じたのは0.91 ppbの曝露後であった。評価係数を10とすると、

析には含まれていなかった。したがって、ネオニコチノイド

イミダクロプリドの安全濃度は約0.1 ppbである。しかし、こ系殺虫剤と他の汚染物質との共線性(一次関数的関係)や相乗の濃度は複合的な群集調査で得られた結果からすると安全と作用については、さらなる検討が必要である(Vijver and Van

はいえない。残念ながら、われわれの知る限りにおいて、公den Brink 2014)。

表された群集レベルの調査で0.1 ppb未満のイミダクロプリ

スピア近似法（SPEAR (Species At Risk) approach、種のドを用いたものはない。この種の研究があれば、イミダクロ

特性を基にした環境ストレスによる群集組成の危険性の近似

プリドのNOECの設定に役立つと考えられる。表された文献

的な評価方法）を用いて、農薬曝露により水系の無脊椎動物の結果を総合すると、特定のネオニコチノイド系殺虫剤は非危急種の量と種数が大きく減少することが確認された(Liess

常に低濃度でも水生無脊椎動物の個体と集団に負の影響を引and von der Ohe 2005)。この近似法はドイツからオーストラ

き起こすことで、水生生態系に深刻な被害をもたらす可能性

リア、デンマーク、フランス、フィンランドの水系へと応用があることが分かった。これらの製品の水系における保護濃され、無脊椎動物危急種に対して農薬曝露が同様の作用を示

度の特定が待たれる。

すことが明らかになった(Rasmussen et al. 2013; Liess et al.

海洋および沿岸の無脊椎動物

2008; Schäfer et al. 2012)。Beketovら(2013)は欧州(ドイツおよびフランス)とオーストラリアの水系で、無脊椎動物の種

海洋生態系における、環境毒性とネオニコチノイド汚染の評の多様性に対する農薬の影響を分析した。非汚染と重度の汚価に関する情報はごく限られている。標準化された環境毒性

染水系で種の多様性に、総体的に欧州では42％、オーストラの解釈は数種の標準種のみに重点が置かれ、海洋・沿岸生態

リアでは27％の減少が認められた。ネオニコチノイド系殺虫系の鍵となる生物の代表種を対象とすることはまれである剤の影響評価を全体としてみたとき、このような研究の限界(CCME 2007)。海洋・沿岸の生息環境のネオニコチノイド汚は、ネニコチノイド系殺虫剤の使用が増えてきたのが一般的

染に関する監視測定体制は存在しない。

にごく最近で、毒性は主としてネオニコチノイド以外の殺虫剤に由来するということである。

毒性

ネオニコチノイド系殺虫剤のごく初期の海洋生態毒

実験室と半野外(メソコズム)条件の研究結果から、水生無性研究は、海洋沿岸水域に分布するアミ(Mysidopsis bahia)

脊椎動物はネオニコチノイド系殺虫剤に非常に感受性が高いが対象であった(Ward 1990, 1991; Lintott 1992)。イミダク

ことが示された。しかし、われわれが文献で確認した研究のロプリド工業原体のLC50(96時間)は34.1 ppbで、致死-NOEC

大半はイミダクロプリドが対象であった。農薬危険性評価では13.3 ppbであった(Ward 1990)。イミダクロプリド製剤市

は、今日までの公表結果から、多段階水系効果評価計画と急販品(アドマイヤー)への曝露の96時間致死-NOECは21 ppb

性・慢性毒性データを用いた、群集レベルの効果予測は困難であった。アミのイミダクロプリドの最大許容毒性濃度は成であることが示された。急性・慢性単一種試験系から外挿す

長効果に対し23 ppt、生殖効果に対し643 pptであった(Ward

るとき、EUの関連法規(1107/2009)の統一方針により確認さ1991)。

れた評価係数では、多種の屋外メソコズムにおける安全濃度

他の海洋性節足動物では、アルテミア属(ホウネンエビモド

は予測しない。例えば、室内環境でチアクロプリドを感受性

キ科)、汽水性のヤブカの1種Aedes taeniorhynchus(ヤブカの高い昆虫種に曝露すると、急性作用が認められたのは3～属)の毒性が含まれる。アルテミア属の48時間LC50 は361

13 ppbの曝露後であった。したがって、評価係数100を適用

ppmで、早齢幼虫のヤブカ属の72時間LC50は21 ppb、48時間

すると、チアクロプリドの安全濃度は0.03～0.13 ppbになる。

LC50は13 ppbであった(Song et al. 1997; Song and Brown

しかし、屋外メソコズムの間欠曝露試験の結果によると、チ

1998) 。 Osterberg ら (2012) は 、 ワ タ リ ガ ニ (Callinectes

ア ク ロ プ リ ド の LOEC は 0.1 ppb 未 満 で あ る (Liess andsapidus)のメガロパ期はイミダクロプリドの致死作用に対し、

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幼生期より1桁異なるレベルで感受性が高いことを示した[24

大半の試験手順が、多様な化学的・毒性特性をもつ農薬のた

時間LC50: 10 ppb(メガロパ)vs 1,1 ppb(幼生)]。

めに認可された、旧式の方法論に基づくため、安全な環境濃節足動物以外の海洋性無脊椎動物について、OECD/EPA

度閾値を確定する妨げになっている。とりわけ、多様な陸生・パラメータに基づく研究は公表されていない。海洋性の二枚水生・海洋生物に対する非致死作用および相乗作用など、こ貝ムラサキイガイ(Mytilus galloprovincialis)については、イ

れら神経毒の特異な毒性を対象とする、改良された新方法論

ミダクロプリドおよびチアクロプリドの曝露反応として、トが必要とされている。公表された野外の生体内試験はわずか

ランスクリプトームとプロテオーム解析が行われているで、実験装置は(半)自然状況の変化に応じた調整ができない(Dondero et al. 2010)。この研究は、この2種のネオニコチノ

ことも多く、大規模で安定的な圃場実験は費用が高額で、統イドが明白な毒性動態反応を誘発し、同じ受容体を標的とす

計的な検定力も不十分である。現在認可されている用途による化合物の生態学的危険性評価の実施には注意を払う必要がるネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの現在の汚染レあると結論づけている。Rodrick(2008)は、イミダクロプリド

ベルは、最小毒性濃度(LOAEC)をしばしば超えていることががカキの血球免疫能力に影響し、カキが塩分の化合物ストレあり、生物および生態系に大規模で広範な負の影響を起こしスとイミダクロプリドに曝されると付加的な作用が加わるこやすいので、筆者らは、規制当局がより高度な予防原則を適とを示した。Tomizawaら(2008)は、腹足類ジャンボアメフ

用し、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルに関する規ラシ(Aplysia californica)を用いて、イミダクロプリドとチア則を強化するよう強く提言する。

クロプリドをアセチルコリン結合タンパク（AChBP）の作動剤であることを確認し、ネオニコチノイド系殺虫剤が海洋性

謝辞

腹足類にも影響していることを示した。

のバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モン

本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）

テグロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、

環境汚染

ネオニコチノイド系殺虫剤の海域環境汚染に関レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益なし、公表された研究はない。最近まで、陸の流出地からもた示唆を得た。最初の責任著者以外の著者名はアルファベット

らされるネオニコチノイド系殺虫剤による海洋環境の非点汚順である。ほとんどの著者は、公的機関か大学に勤務してい染源について、ほとんど関心は持たれていなかった。少なくるが、例外は、バグライフ（無脊椎動物保護に貢献する英国

とも米国内ではこの姿勢に変化が出始めている。2013年ワシの慈善団体）の V. Amaral-Rogers、TFSP での独立した仕事につントン州のウィラパ-グレイズ湾（Willapa-Grays Harbor）

いて the Stichting Triodos Foundation から資金援助を受けている

カキ養殖業者組合は、米国環境保護庁からウィラパ湾で甲殻

D.A. Noome、CARI(ベルギー政府から支援を受けている団体)の類 養 殖 場 の 脅 威 と な る 地 元 産 の ア ナ ジ ャ コ (burrowing

N. Simon-Delso である。J. Settele and M.と Wiemers は、

shrimp)の防除を目的に、イミダクロプリド使用の条件付き

www.legato-project.net (独教育研究省の BMBF により資金提供を認可(EPA Reg. no. 88867‐1)を受けた。ハワイでは大規模農受けている)として貢献した。この仕事は、the Triodos Foundation’s

業におけるネオニコチノイド系殺虫剤の使用に対し、それにSupport Fund for Independent Research on Bee Decline and Systemic

伴いサンゴ礁や海草藻場に悪影響が及ぶとして、公然と抗議

Pesticides により資金提供を受けた。この支援基金は、Adessiumと監視活動が行われてきた(Sergio 2013)。ハワイおよび米国

Foundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本), ユト

領ヴァージン諸島では、シロアリ対策としてのネオニコチノ

レヒト大学(オランダ), Stichting Triodos Foundation (オランダ),

イド使用が沿岸の資源を汚染し、影響を与えると懸念されてGesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ドイツ), M.A.O.C. Gravin van

いる。

Bylandt Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイ結論ツ), Study Association Storm (Student Association Environmental
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野外レベルの汚染では、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプ

e. V. (ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドロニルは一般的に陸生・水生・海生・底生の広範な非標的無イツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、

脊椎動物の生理および生存に負の影響を与えている。影響がデータ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかっ

最も多く確認されているのは、少数の実験動物種による試験

た。

管内試験である。これは要するに、大半の他の無脊椎動物の情報は把握されていないということになる。試験管内試験は、利益相反 なし。

第４章

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非標的無脊椎動物への影響

107

108

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

第５章	
  野生脊椎動物への影響	  109	
 浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書

野生脊椎動物へのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの直接的および間接的影響の検討
David  Gibbons・Christy  Morrissey・Pierre  Mineau  受付：2014 年 4 月 7 日	  採用：2014 年 6 月 6 日	  オンライン出版：2014 年 6 月 18 日
Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 DOI 10.1007/s11356-014-3180-5© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com

ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日

要約

野生脊椎動物の個体群に殺虫剤が与える影響につに対する危険有害性となり、ほんの数個の処理種子の摂食いて、近年、幅広い毒性を発揮する浸透性殺虫剤への懸念

が感受性の強い種類の鳥には死や生殖障害を引き起こすが集中している。世界的に最も高い成長率を示してきたネ可能性がある。対照的に淡水脊椎動物に対し、イミダクロ

オニコチノイド系殺虫剤を中心に、野生脊椎動物―哺乳類、

プリドとクロチアニジンの環境濃度は死に至らしめる濃鳥類、魚類、両生類、爬虫類―への直接的(毒性)および間度を下回っているようだが、亜致死的な影響は発生しうる。

接的(例、食物連鎖)影響に関する 150 件の研究を検討する。

フィプロニルの環境濃度は、しかし、魚への悪影響が考え

我々は 2 種のネオニコチノイド系殺虫剤イミダクロプリられるほど高いとの報告もある。間接影響は、リスク評価

ドとクロチアニジン、および同じく浸透性に作用する 3 つの過程で考慮されることは少なく、個体群レベルで影響を目の殺虫剤フィプロニルに注目した。イミダクロプリド、及ぼす可能性があるにもかかわらずデータは少ない。我々

フィプロニルは、それぞれ多くの鳥類、ほとんどの魚類にの調査で見出されたのは、2 件の野外事例研究で、1 件は対し有毒であることが確認された。3 種の殺虫剤はすべて、ある種の魚の成長障害がイミダクロプリドとフィプロニ

しばしば致死濃度を十分に下回る濃度で、遺伝毒性作用・ル両剤の施用による餌となる無脊椎動物の減少により引細胞毒性作用・免疫機能障害から、成長率と繁殖成功率のき起こされたというもので、もう 1 件は 2 種のトカゲの生低下まで広範な亜致死的影響を及ぼす。作物の種子処理へ

息数減少が、フィプロニルによる餌のシロアリへの影響にのイミダクロプリドとクロチアニジンの使用が、小型鳥類

関連していたというものである。ここに示された証拠は、浸透性殺虫剤ネオニコチノイドとフィプロニルが陸生・水Responsible editor: Philippe Garrigues
D. Gibbons (*)
RSPB Centre for Conservation Science, RSPB, The
Lodge, Sandy, Bedfordshire SG19 2DL, UK
e-mail: david.gibbons@rspb.org.uk
C. Morrissey
Department of Biology, University of Saskatchewan,
112 Science Place, Saskatoon, Saskatchewan S7N 5E2,
CanadaC. Morrissey
School of Environment and Sustainability, Universityof Saskatchewan, 117 Science Place, Saskatoon,
Saskatchewan S7N 5E2, Canada
P. Mineau
Pierre Mineau Consulting, 124 Creekside Drive, Salt
Spring Island V8K 2E4, Canada

生の野生脊椎動物に対し直接的および間接的影響力を有することがあり、これら殺虫剤の環境に対する安全性についてさらなる検討が必要であることを指し示している。

キーワード	
  殺虫剤・ネオニコチノイド・イミダクロプリ
ド・クロチアニジン・フィプロニル・脊椎動物・野生生物・哺乳類・鳥類・魚類・両生類・爬虫類・リスク評価

野生脊椎動物への殺虫剤の影響概観
脊椎動物は、市販農薬が対象とする標的の 2％を占めるにすぎないが、その個体群に対する殺虫剤の不測の影響が認110	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118

ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

識され論文で十分な証拠も示されている(例 Sánchez-­‐‑Bayo  ここで我々は数人の科学者の総説(例   Goulson  2013;  2011)。殺虫剤は脊椎動物に対し、毒性によって直接影響

Köhler  and  Triebskorn  2013;  Mineau  and  Palmer  2013)のを与えるか、あるいは例えば食物供給を減少させることに検討をもとに、浸透性の2つの一般的なネオニコチノイド

よって間接的にも影響を与えうる。

殺虫剤イミダクロプリドとクロチアニジン、およびフィプ	  直接的な影響   は、いくつかの異なる曝露経路の結果とロニルの、野生脊椎動物への直接的・間接的影響の証拠おして起こりうる。すなわち殺虫剤を含んだ製品の摂取(例、よび可能性を検証する。

殺虫剤でコーティングされた種子を食べる鳥類；Avery  et  al.  1997;  Prosser  and  Hart  2005)、散布後の皮膚からの吸収(Mineau  2011)、または汚染された餌の摂取である。おそ浸透性殺虫剤の作用機序

らく後者の曝露経路で最も顕著な例は、有機塩素系殺虫剤、ネオニコチノイド系殺虫剤は中枢神経系の神経伝達を撹

特にDDTとその代謝産物DDEが、猛禽類の個体群に与え乱することで作用する。この殺虫剤はシナプス後ニューロ

た劇的影響であった(Ratcliffe  1967;  Newton  1995)。殺虫剤

ンのニコチン性アセチルコリン受容体(nAChR)に結合し、の脊椎動物への直接的な影響は、中毒の度合いにより、即‘偽の神経伝達物質’(作動物質)として作用する。アセチル

座に死に至らしめるものから、亜急性の例えば成長や生殖コリンによる神経伝達物質シグナルの撹乱により、受容体などに影響を与えるものまで様々である(Sánchez-­‐‑Bayo  が持続的に活性化し、神経毒性症状を引き起こす。ネオニ

2011)。有機塩素化合物時代以降の進歩により開発され登コチノイド系殺虫剤は、哺乳類や他の脊椎動物の受容体よ録された化合物は、全般的に低残留性で食物網における生り、昆虫の受容体への親和性が高くより強力に結合するた物濃縮はおこりにくくなった。

め、哺乳類に対する毒性は昆虫の場合より低く、中毒から	  しかし最近になって、殺虫剤使用に伴う餌の量的・質的の回復力は高い(Tomizawa  and  Casida  2005;  Jeschke  et  al.  

低下、または生息環境の改変による間接的影響の可能性の2011)。フィプロニルも同様にγアミノ酪酸(GABA)受容体調査に関心が移っている(Sotherton  and  Holland  2002;  に結合し、同じく中枢神経系の持続的活性化をもたらす

Boatman  et  al.  2004;  Morris  et  al.  2005)。これは特に、高毒(Tingle  et  al.  2000,  2003)。ネオニコチノイド系殺虫剤同様、性の殺虫剤の使用が制限され、直接的影響の出る頻度が低

フィプロニルも無脊椎動物より脊椎動物の受容体への親減された管轄区域で問題となった(Mineau  et  al.  1999)。  

和性は低い(Grant  et  al.  1998)。これら殺虫剤の脊椎動物へ

過去20年にわたる新種の殺虫剤ネオニコチノイドの成の毒性は、無脊椎動物に対するより低い。とはいえ脊椎動長は、世界市場の5大主要化学殺虫剤の中で最重要かつ最物に毒性影響を与えるという証拠が、標的・非標的無脊椎大のものである(Jeschke  and  Nauen  2008;  Jeschke  et  al.  

動物に影響を与えるよりはるかに高い濃度においてでは

2011;  Tomizawa  and  Casida  2011;  Casida  and  Durkin  あるものの、十分に認められている(例   Tingle  et  al.  2000,  2013)。植物保護のために使用した場合、ネオニコチノイ

2003;  Cox  2001;  SERA  2005;  DeCant  and  Barrett  2010;  ドは種子または土壌への施用後、生長中の植物体内全体にMineau  and  Palmer  2013)。  

浸透することで効果をおよぼす。ネオニコチノイド系ではないがフェニルピラゾール(フィプロール)系の別の殺虫剤
フィプロニルもまた同様に作用し、同様の毒性および残留対象と方法性を有する(Grant  et  al.  1998)。そのため、ネオニコチノイ
ド系殺虫剤とフィプロニルは時にまとめて‘浸透性殺虫剤’と呼ばれるが、例えば有機リン系殺虫剤アセフェートや、
有機ヒ素化合物、メタンアルソン酸ナトリウムなど‘浸透性’と呼んでもよい古い薬剤もある。ネオニコチノイド系
殺虫剤は、特に種子処理によく用いられる。便利で効果的な施用法として、種子処理は農業界に広く受け入れられている。そのため浸透性殺虫剤による種子処理は今や世界中の農作物の多くに用いられている(Garthwaite  et  al.  2003;  Jeschke  et  al.  2011)。  

ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの脊椎動物への影響を評価するため、Web  of  ScienceおよびGoogle  Scholarを用い文献検索を行った。検索語は「製品」と「分類群」で、「製品」はネオニコチノイド・イミダクロプリ
ド・チアクロプリド・クロチアニジン・チアメトキサム・
アセタミプリド・ニテンピラム・ジノテフラン・フィプロ
ニルのいずれか、「分類群」は脊椎動物*・哺乳類*・鳥類*・爬虫類*・両生類*・魚類*のいずれかとした。さらに、2、3の一般的毒性試験に用いられる実験動物種(例えば   ラッ

第５章	  野生脊椎動物への影響	  111	 ト)に絞り込んで検索し、見つかった出版物の引用文献を

系殺虫剤に関し照合した情報が少ないため、本総説ではこ追跡調査した。総説では、ネオニコチノイド系殺虫剤の鳥

れら3製品に集中して取り組む。  

類への直接的・間接的毒性に関し最近発表されたMineau  and  Palmer  (2013)による報告を大幅に利用した。この中で、Mineau   とPalmerは、いくつかの企業研究のうち、過去に野生脊椎動物へのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの直接的影響

論文発表はされなかったが製品認可手続きの中で記載されたものを検討し記載している。企業研究は、監視官によ

脊椎動物への毒性って審査され一般の査読付きの雑誌と同等の査読を受けたと推量されるが、ここでは出版された報告書や一次資料を重視する。
以下の情報を各研究から抽出した：用いた製品、用量、および単回施用(急性)か一定期間にわたる施用か(慢性；例、30日間)；個々の生物への影響、具体的には、生存・生殖・成長・発達などへの影響、あるいは神経行動・遺伝毒性・
細胞毒性・免疫毒性などの他の亜致死的影響の有無；動物
集団への影響(例、地域個体群)；研究のタイプ、実験室・野外の分類；直接的毒性研究か、あるいは間接影響の調査
か(例、食物供給の変化をもたらす影響)。個々の研究が2つ以上の種を扱った事例については、それぞれを別々の種への影響調査として扱った。
研究の大半は実験室で行われたもので(139/152  =  91%)、
ほとんど(146、96%)が直接的な毒性研究であった。生態毒
性学では一般的なことであるが、野外試験の不足と実験室での直接的毒性試験への過信によって、野外の実際の状況下における知見の解釈能力には限界が生じる。野外実験は、
自然環境においてネオニコチノイドが個体群に与える影響に関しもっとも説得力のある証拠をいくつか提供しており(例   Whitehorn  et  al.  2012)、野外研究における生態学
的複雑性の維持が望ましいとする認識が高まっている(Suryanarayanan  2013)。  
研究事例の多い分類群は哺乳類(58)、鳥類(47)、魚類(32)で、両生類(12)および爬虫類(3)の研究はそれよりかなり少ない。各分類群のうち研究事例が多かったのは、哺乳類ではドブネズミ（ラット、Rattus  norvegicus）   (39)とハツカネズミ（マウス、Mus  musculus）   (9)、鳥類では北米規制当局の承認計画により要求された2つの試験種コリンウズラ(Colinus  virginianus)  (8)とマガモ(Anas  platyrhynchos)  (6)、魚類ではニジマス(Oncorhynchus  mykiss)  (6)とナイルティ
ラピア(Oreochromis  niloticus)(6)だった。
これらの研究で調査したのは、ほとんどがネオニコチノ
イド系殺虫剤の2種、イミダクロプリド(72)とクロチアニジ
ン(19)、およびフィプロニル(47)の影響であり、これら3種の殺虫剤が全研究の91%を占める。他のネオニコチノイド

陸生脊椎動物への殺虫剤の標準的毒性試験は、急性試験(<96  h)によるものである。試験生物には経管栄養(栄養チューブによる)あるいはさまざまな濃度の食餌を介して製品を投与し、試験対象の半数の死が認められた殺虫剤の推
定用量を記録し、体重に対する割合すなわち半数致死用量（LD50、体重１kg当たり殺虫剤mg）として表す。  
水生生物に対する毒性は、通常、半数致死濃度   (LC50)ある
いは試験生物に有毒な水中濃度(例   mg/L)として表す。脊椎動物に関して数々のLD50   および   LC50   試験が行われており、イミダクロプリド、クロチアニジン、およびフィプ
ロニルに関するものを表１に示す。見ての通り、これら製品の相対毒性は製品間でも種間でも様々に異なる。
米国環境保護庁(US  EPA)はLD50   および   LC50の評価に基づいて生態毒性分類法を開発した(US  EPA  2012)。US  EPAは特定の種に対するある製品の急性毒性を、致死用量域に基づき、事実上無毒、わずかな毒性、中等度の毒性、高度の毒性、非常に高度の毒性に分類する。この分類には
亜致死的影響や生殖への影響は含まれない。US  EPAの定義によると、イミダクロプリドは、評価した非常に限定的な範囲の種の中で、鳥類[中でもイエスズメ(Passer  domesticus)やカナリア(Serinus  canaria)などの特に小型の種]に対し‘中等度’から‘高度’の毒性を示し、ヨーロッパヤ
マウズラ(Perdix  perdix)に対しては‘非常に高度’にほぼ等しい毒性を示した。ラットやマウスに対しては‘中等度の毒性’を示すが、魚類(ニジマス、特に稚魚を除く)および両生類には‘事実上無毒’であった。クロチアニジンの毒性の幅は、鳥類および哺乳類に対する   ‘中等度’から‘事実上無毒’まで、魚類では‘わずかな毒性’から‘事実上無毒’までさ
まざまであった。対照的にフィプロニルは、試験した全魚
種に対して‘高度’の、または‘非常に高度’の毒性[例   ブルーギル(Lepomis  macrochirus)]のいずれかを示した。さらにフィプロニルは試験した3種の狩猟鳥類[アカアシイワシャ
コ(Alectoris  rufa)、コウライキジ(Phasianus  colchicus)、コリ
ンウズラ]には‘高度の毒性’を、マウスおよびラットには‘中等度の毒性’を示した。

112	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118

ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

表1	  イミダクロプリド、クロチアニジン、フィプロニルの単回(急性)投与のLD50  (哺乳類、鳥類、爬虫類、mg/kg)およびLC50  (魚、両生類、mg/L)  
分類群  

種  

イミダクロプリド  クロチアニジ

フィプロニル

ラット、Rattus norvegicus

425-­‐‑475  (MT)     5,000  (PNT)  i  97  (MT)  l  マウス、Mus musculus

131-­‐‑300  (MT)  a  >389(MT)  I  95  (MT)  m  マガモ、Anas platyrhynchos283  (MT)  b  >752  (ST)  j

2,150  (PNT)  l  

ン
哺乳類

鳥類

a

31  (HT)  l

コウライキジ、Phasianus colchicus
ヨーロッパヤマウズラ、Perdix perdix

13.9  (HT)  c
34  (HT)  l

アカアシイワシャコ、Alectoris rufa
コリンウズラ、Colinus virginianus

152  (MT)  a>2,000  (PNT)  k  ウズラ、Coturnix japonica

31  (HT)  a

423  (MT)  k

カワラバト、Columba livia

25-­‐‑50  (HT)  a

イエスズメ、Passer domesticus

41  (HT)  a>2000  (PNT)  l
1,120  (ST)  l  ヒメドリ、Spizella pusilla
カナリア、Serinus canaria

魚類11.3  (HT)  l

25-­‐‑50  (HT)  a

キンカチョウ、Taeniopygia guttata

310  (MT)  n

ブルーギル、Lepomis macrochirus  0.083  (VHT)  l

コイ、Cyprinus carpio>83-­‐‑211  (ST-­‐‑PNT)  a  ティラピア、Oreochromis niloticus

1.2  (MT)  d

ニジマス、Oncorhynchus mykiss

161  (PNT)  a  ニジマス（稚魚）

1.2  (MT)  d

Sheepshead minnow 、Cyprinodon

161  (PNT)  a  >105  (PNT)  i

0.246  (HT)  l>93.6  (ST)  i  0.13  (HT)  l>93.6  (ST)  i  0.13  (HT)  l

  30  (HT)  ovariegatus  両生類

ゼブラフィッシュ、Danio rerio

241  (PNT)  e

トノサマガエル、Rana nigromaculata

129-­‐‑219  (PNT)  a,f

ヌマガエル、Rana limnocharis

82-­‐‑366  (ST-­‐‑PNT)  a,f,,g  Pseudacris triseriata

194  (PNT)  h

アメリカヒキガエル、Bufo americanus234  (PNT)  h

Fringe-toed lizard, Acanthodactylus dumerili

  Western chorus frog,

爬虫類  毒性の分類は US  EPA  (2012)に従う：PNT   実際上無毒である   ST   毒性が弱い   MT   毒性が中等度である   HT   毒性が非常に強い   VHT   毒性がきわめて強い.   鳥類、哺乳類、爬虫類：PNT  >2,000,  MT  51-­‐‑500,  HT  10-­‐‑50,  VHT  <10.   水生動物、魚類、両生類：PNT  >100,  ST  >10-­‐‑100,  MT  >1-­‐‑10,  HT  0.1-­‐‑1,  VHT  <0.1.  LD50 の単位の kg は、計量した動物の体重である。
引用文献は以下のとおりである：a  SERA  2005,   b  Fossen  2006,   c  Grolleau  1991  in  Anon  2012,   d  Cox  2001,  e  Tisler  et  al.  
2009,   f   Feng   et   al.   2004,   g   Nian   2009,   h   Howard   et   al.   2003,   i   DeCant   and   Barrett   2010,   j   European   Commission   2005,  kMineau   and   Palmer   2013,   l   Tingle   et   al.   2003,   m   Connelly   2011,   nKitulagodage   et   al.   2008   (NB   :   a   formulation   of  fipronil   containing   the   dispersant   solvent   diacetone   alcohol   was   sevenfold   more   toxic   than   technical   grade   fipronil  itself),  o  Peveling  and  Demba  2003  (NB:  42  %,  rather  than  50  %,  mortality)

現在のリスク評価の重大な欠点の1つは、表1で明らかな殺虫剤への感受性に関する種間の相違の過小評価である。

無数の野生曝露種の感受性の真の相違を導き出すには、通常の試験種の数は余りにも少ない。MineauとPalmer  第５章	
  野生脊椎動物への影響	  113	    (2013)はネオニコチノイドに関してこのことを十分に考

イエスズメは協調運動障害となり飛べなくなる可能性が察し、種の感受性分布および予測‘危険用量’(HD5—感受性あり、ウズラとアカアシイワシャコではそれぞれDNA切

分布の裾5%の種のLD50の値)から得た閾値の改良案を提案

断と免疫反応低下が報告された。同様に、魚の研究では、した。  

胚および幼生に遺伝子転写の異変、赤血球損傷、生殖腺組

  織の崩壊、泳力障害、脊索の、および自発運動障害が報告

脊椎動物の成長、発達、生殖への影響された。ある事例では、実験用水田のメダカ(Oryzias    latipes)が市販品使用基準の1.5倍のイミダクロプリドに曝

イミダクロプリド、クロチアニジン、およびフィプロニル

露後、生理的ストレス(高血糖に至る嫌気性代謝の上昇をによる中毒は、必ずしも脊椎動物の成体に死をもたらすと特徴とする)を受け、原生動物の外部寄生虫である鞭毛虫は限らないが、個々の脊椎動物の成長、発達、および生殖の一種Cychlochaeta  (Trichodina)  domergueiに寄生されやす能を低減させる可能性がある(表2)。生殖への影響は哺乳類くなった(Sánchez-­‐‑Bayo  and  Goka  2005)。大多数の研究はに様々な形で出現しているが、特に精子数の低減、妊娠率

ネオニコチノイドまたはフィプロニル曝露による有害影低下、胚死亡率上昇、死産および早産などの受精・受胎の響を報告しているが、概して効果をおよぼす量は実際の野過程への悪影響、ならびに出生仔の体重減少として現れる。

外曝露で起きうる量よりはるかに多い。  

鳥類では、精巣の異常と受精成功数低減、卵殻厚と胚サイ	  これらの亜致死的影響の多くは、おそらく、より微妙でズの低減、孵化成功と雛生存率の低下、および雛鳥発育異とらえにくい影響   (表2)として、致死的影響(表1)よりはる常がすべて報告されている。体重減少や体重増加異常が、かに低い濃度で発生する。すなわちイミダクロプリドとク時に摂餌の低下や中断に伴い、調査したすべての分類群でロチアニジンはそれぞれ425～475および5,000  mg/kgの単発生した。  回経口投与でラットを死に至らしめるが、低用量の0.21～

	  確認できた研究の多くは、殺虫剤の登録のためになされ100および   18～66  mg/kg/日の毎日投与では、一貫して一たものである。鳥類ではコリンウズラやマガモなどの標準連の亜致死的影響を引き起こした。たとえばイミダクロプ

的試験種で生殖試験が頻繁に行われている。これは、一定

リドとクロチアニジンをそれぞれ10～19   または   31  濃度の殺虫剤を試験動物に与え卵を回収して人工的に孵

mg/kg/日を毎日投与すると、若年ラットに低成長を引き化させるという、自然現象の一部を省略した試験である。

起こし、クロチアニジンの場合は死産の回数が増加した。

したがって投与した鳥の抱卵、孵化あるいは雛鳥の養育能

イミダクロプリド0.21   および2.0  mg/kg/日という低用量

力を評価する項目は含まれていない。この試験は、生命のでも、それぞれに免疫毒性作用および精子産生の低減が認一段階の慢性毒性と真の生殖への影響を一緒に試験してめられた。同様に、イミダクロプリド41  mg/kgの単回投与

おり、解析と批評の対象となっている(Mineau  et  al.  1994,  がイエスズメを死に至らしめたが、かなり低い用量(6  1996;  Mineau  2005)。試験期間が比較的長く、時に交尾しmg/kg)で協調運動障害が誘発され、飛翔不能に陥った。

ないつがいもみられるため、見かけ上の分散が生じ、限定

イミダクロプリドはウズラに対しLD50   が   31  mg/kgと毒的なサンプルサイズで生殖障害の検出力低下を招いた。一性が高いが、毎日1  mg/kg/日のみでも長期投与すると、雄方、鳥は汚染食のみを提供され、他の選択肢がなかったたで精巣異常、DNA損傷が生じ、これらの雄と対照の雌とめ、野生における実際の曝露に対し過大見積もりが考えらの交尾により胚の大きさが低減した。トノサマガエルでは、れる。しかしこれが、野性鳥類で急性でなく危険有害性を

イミダクロプリドのLC50   は129～219  mg/Lだが、はるかにモデル化した入手できる唯一の試験である。  

低い濃度0.05  mg/LでもDNA損傷が生じる。魚類に対する  

フィプロニルの毒性の高さを考えると、この殺虫剤が脊椎

その他の脊椎動物への亜致死的影響

動物に影響を与えるとされた最低記録濃度が0.0002  mg/L    (0.2  µμg/L)、ナマズ目ヘプタプテルス科の一種(Rhamdia  生存、成長、および発達の他に、脊椎動物に対するこれら

quelen)への赤血球損傷であったことは驚くにあたらない。

の殺虫剤の一連の影響が記録されている(表2)。哺乳類、主このような生体内への影響を各個体および個体群レベルにラットとマウスでは、遺伝毒性と細胞毒性作用、出生仔の適応度へ外挿するのは困難であるが、直接的毒性の裏付の神経行動障害(子宮内曝露も含む)、甲状腺の病変、網膜けとなるメカニズムを洞察することはできる。  

萎縮、運動量低下、並びに不安と恐怖の増大が含まれる。  

	  色々な系の殺虫剤で、致死用量の1/10を下回る用量で亜  

影響

生殖

成長発達

遺伝子

細胞毒性

神経行動

分類群と種

哺乳類
ラット, Rattus norvegicus

ラット, Rattus norvegicus

ラット, Rattus norvegicus

ラット, Rattus norvegicus

ラット, Rattus norvegicus

24 mg/kg/dayb(NE)

300 mg/kga

337 mg/kga>2mMb18–66 mg/kg/dayc

31.2 mg/kg/daye
32 mg/kgf

10,17,25,100 mg/kg/daya,b,c,d<400 mg/kga
0.21,1,20,45 mg/kg/dayb,c,d,e

24, 31.2–36.8 mg/kg/dayd,eクロチアニジン2, 19, 90 mg/kg/daya,b,c

イミダクロプリド

表2	  イミダクロプリド、クロチアニジン、フィプロニルの脊椎動物への直接影響に関するその他の研究  <30,140-280dermal
mg/kgd,e

20 mg/kg/dayg

280 mg/kgf
26–28 mg/kg/dayg

フィプロニル

Balら. 2012; 精子産生減少.
Cox 2001; 仔の体重減少.
c
Gawadeら. 2013; 流産,軟部組織異常,骨格変化.
d
Balら. 2013; 精子の濃度,運動性,形態に変化はなかったが、精巣上体と精囊の重量が減少.
e
DeCant and Barrett 2010; 不妊と性成熟遅延.
f
Ohiら. 2004; 妊娠のレベルの低下.
gTingleら. 2003;妊孕性の低下と仔の大きさの減少などの影響がみられた.
a
Cox 2001; 体重増加の低下.
b
Cox 2001; 甲状腺病変.
c
Bhardwajら. 2010; 体重と運動能力の低下.
d
Cox 2001; 網膜萎縮.
e
DeCant and Barrett 2010; 仔の体重増加の低下.
fBalら. 2012; 体重低下と生殖器への影響.
gTingleら. 2003; 食欲低下と体重増加の低下.
aDemsiaら. 2007; 試験管レベルでラット赤血球の小核形成の有意な増加.
b
Balら. 2013; 精子のDNA断片化に影響なし.
a
Nelloreら. 2010; アセチルコリン関連酵素の抑制
bMohanyら. 2011; 酸化ストレスと肝毒性,すなわち肝臓の中心静脈と静脈洞の高度のうっ滞.
cDuzguner and Erdogan 2012; 抗酸化システムの変化による酸化ストレスと炎症.
dKapoorら. 2010; 酸化ストレス.
e
Toorら. 2013;肝毒性−肝臓の肝細胞の間の中心静脈と静脈洞の拡張.
a
Abou-Donia 2008; 胎内曝露による仔の神経行動異常.
bde Oliveiraら. 2010;ドーパミン分泌の増加.
c
Tanaka 2012; adverse 仔の神経行動影響.
dMartins 2009; 体動の低下.
b
de Oliveiraら. 2010; ドーパミン分泌増加.
c
Tanaka 2012; 仔の神経行動への悪影響.
dMartins 2009; 体動の低下.
e
Tercariol and Godinho 2011; 情動,不安の増加
ba

出典と影響の詳細

114	
 遺伝子毒性神経行動

免疫毒性

1 mg/kg/day
6 mg/kg

1 mg/kg/day

24 mg/kg/daya>52 mg/kg/day

31.9 mg/kg/day

生殖>35 mg/kg/day (NE)

1 mg/kg/day (NE)

>25 mg/kg/dayb

18–66 mg/kg/day (NE)

18–66 mg/kg/day (NE)b

クロチアニジン

31.9-53.4 mg/kg/day

53.4 mg/kg/day

16 mg/kg/day

72 mg/kg/daya

5 mM (NE)
10 mg/kg/day

5 mMa

0.21, 90 mg/kg/daya,b

イミダクロプリド

神経発達
生存

ウズラ Coturnix japonica
イエスズメ, Passer domesticus

生殖
成長発達

鳥類
カモ, Anas platyrhynchos
ニワトリ, Gallus gallus domesticus

生殖

成長発達
細胞毒性

ヒツジ, Ovis aries
ウシ, Bos primigenius

ウズラ, Coturnix japonica

生殖ラビット Sylvilagus sp.

成長発達

成長発達
遺伝子
免疫毒性

マウス, Mus musculus
マウス, Mus musculus

コリンウズラ,Colinus virginianus

生殖マウス, Mus musculus

生殖

免疫毒性

ラット, Rattus norvegicus

ニワトリ, Gallus gallus domesticus
アカアシイワシャコ, Alectorisrufa
アカアシイワシャコ, Alectorisrufa
アカアシイワシャコ, Alectorisrufa
コリンウズラ, Colinus virginianus

影響

分類群と種

表 2  (続き)

11 mg/kgb

37.5 mg/kg

37.5 mg/kg

0.5 mg/kg/day(NE)

フィプロニル

Mineau and Palmer(2013)*の図による; 様々な生殖影
響aMineau and Palmer(2013)*の図による; 様々な体重への影響b
Kitulagodageら. 2011a; 摂食の停止と体重減少
Tokumotoら. 2013; 精巣奇形; 雄が非曝露雌とつがった際の胎仔の体長低下.
Tokumotoら. 2013; 雄のDNAの破損の増加.
Cox 2001; 協調運動不能,飛行不能

Lopez-Antia ら. 2013; 免疫反応低下

MineauとPalmer (2013)*の図による; 様々な生殖影響.
Kitulagodageら. 2011b; 摂食と体の大きさの低下,雛の発達異常
Kitulagodageら. 2011b; 雛の行動異常
Lopez-Antiaら. 2013; 低用量で雛の生存率低下、高用量で成鳥の生存率低下
Lopez-Antiaら. 2013; 受精率と雛の生存率の低下

Mohanyら. 2011; 白血球数,免疫グロブリン,貪食作用の有意な低下.
bGawade ら. 2013; 免疫機能低下
aGuら. 2013; 精子の運動性には影響はないが,受精過程と受精卵に悪影響.
b
Tanaka 2012; 仔の数と体重に影響なし.
Tanaka 2012; 仔の数と体重に影響なし.
Gu ら. 2013; DNA の一貫性に影響無し.
Badgujarら. 2013; 細胞免疫反応の低下と脾臓,肝臓の顕著な病理組織学的変化.
a
Cox 2001; 流産の頻度上昇.
b
DeCant and Barrett 2010; 早産の増加.
Leghait ら. 2010; 甲状腺機能に影響なし。
Kaurら. 2006; 血漿生化学に軽度の影響がみられるも、他には変化なし.

a

出典と影響の詳細115	
 0.05 mg/L

Fengら. 2004; 非常に低濃度でDNAの損傷.

急性毒性試験は表１の通り。用量は急性または慢性投与で、後者は/日で示す。投与した量における有害事象をすべて記し、なかった場合は NE とした。REC は、野外実験で、農薬メ−カーの推奨回数で施用された殺虫剤の毒性を示す；その他はすべて実験室での直接投与である。’dermal’=経皮投与。用量に関する情報が得られる研究は*を付した。影響を生じる最小摂取量は、コリ
ンウズラおよびカモでそれぞれ、エサの実験室内１日平均摂取量を 21g、67g、平均体重を 210 g、100g として計算した。

遺伝子毒性

Ghisi ら. 2011; 赤血球の障害

0.0002 mg/L

細胞毒性

シルバーキャットフィッシュ,Rhamdia quelen
シルバーキャットフィッシュ,Rhamdia quelen
両生類Black-spotted pond frog, Rana
nigromaculata

0.03–0.24 mg/L(1.5*REC)
0.0002 mg/L (NE)

免疫毒性

メダカ, Oryzias latipes

0.134, <1.34 mg/La,b

遺伝子毒性

成長発達

Beggelら. 2010; うまく泳げない; 活性成分そのもの
より製品の方が毒性が高い.
aLauan and Ocampo 2013; 精巣組織の広範な崩壊.
b
Ocampo and Sagun 2007; 性腺の変化
Sanchez-Bayo and Goka 2005; 実験初期の高濃度が,稚魚のストレスによる外寄生者の侵入を引き起こす.
Ghisi ら. 2011; 遺伝子毒性なし.

0.14 mg/L

神経行動

20 mg/L

Clasenら. 2012; 成長,生存に影響はないが、生化学的変化がみられる.
Tisler ら. 2009; 胚への影響は見られない.

Kitulagodage et al. 2011b; 孵化成功の減少

出典と影響の詳細

Beggel ら. 2012; 遺伝子転写の変化.

成長発達
神経行動
成長発達

ゼブラフィッシュ, Danio rerio
ゼブラフィッシュ, Danio rerio
ファットヘッドミノー,
Pimephales promelas
ファットヘッドミノー,
Pimephales promelas
ファットヘッドミノー,
Pimephales promelas
ティラピア,Oreochromis niloticus

320 mg/L (NE)

REC (NE)>1 mg/kg

フィプロニル

0.03 mg/L

生殖ゼブラフィッシュ, Danio rerio

クロチアニジン

遺伝子毒性

成長発達

魚類
コイ, Cyprinus carpio

イミダクロプリド

Stehr ら. 2006;脊索変性.
Stehrら. 2006; 胚および幼生の運動低下.
DeCant and Barrett 2010; 体重,体長の低下.

生殖キンカチョウ, Taeniopygia guttata

0.33 mg/L
0.33 mg/L

影響

分類群と種

表 2  (続き)  

116	
 

第５章	
  野生脊椎動物への影響	
  	
 117	
 

致死的影響をもたらすことはまれである(Callahan  and  魚の生存への危険性はこちらの方が明白である。例えば赤Mineau  2008)。しかしイミダクロプリドの場合、致死用量

血球損傷や遺伝子転写の異変など、生体内への影響も明らの何十分の一かで激しい衰弱(例、運動失調)が観察された。

かである(表2)。  

入手できる実験室データを検討すると、さらに低い用量

  (1/1,000)でも検出できる影響があることが示唆される。これら殺虫剤のこのような明らかな特徴は、脊椎動物に関する毒性学上の懸念材料であり、野外の実際の曝露状況下で野生種が影響を受ける確率を増加させる。  

陸生脊椎動物への危険性    陸生脊椎動物への曝露の危険性の究明は、処理種子の摂取、作物や土壌における残渣、水の摂取、近くの植生や無脊椎動物、直接的スプレーの飛沫や処理表面への接触による皮膚曝露、吸入、毛づくろい・羽づくろいなどいくつかの曝

脊椎動物は自然環境中で危険にさらされているのか？

露経路があることから、水生種の場合より複雑である。陸  生の分類群が曝露する可能性のある濃度は、生息環境の要

水生脊椎動物への危険性  件や汚染区画と非汚染区画間の移動によって、これら異な

  る経路内または経路間で著しく異なる。  

水生環境におけるイミダクロプリド、クロチアニジン、およびフィプロニルの様々な環境濃度の測定値または推定値が入手可能である。イミダクロプリドでは、0～0.22  µμg/L  (Lamers  et  al.  2011);   平均値および最高値はそれぞれ  0.016   および0.27  µμg/L  (Main  et  al.  2014);  0.13～0.14  µμg/L  (Stoughton  et  al.  2008);  0～3.3  µμg/L(Starner  and  Goh  2012);  1～14  µμg/L  (Jemec  et  al.  2007);  <15  µμg/L  (Kreuger  et  al.  2010);  17～36  µμg/L  (Fossen  2006);   ～49  µμg/L  (Hayasaka  et  al.  2012)   などである。水生環境ではイミダク
ロプリドの高濃度の報告はまれだった。オランダのある研
究では、1,465の測定値の98％は0～8.1  µμg/Lで、残り2％は～320  µμg/Lであった(Van  Dijk  et  al.  2013)。同様に、実験用
水田での研究で、施用直後のイミダクロプリドの濃度は240  µμg/Lであったが、1週間以内に   5µμg/Lにまで低下した(Sánchez-­‐‑Bayo  and  Goka  2005)。クロチアニジンでは、
DeCant  and  Barrett  (2010)が2種の作物周辺の静水で、濃度0.5～3.0  µμg/Lと推定、一方Main   らの測定値は(2014)、キャノーラ畑の傍らの水塊で平均および最高濃度がそれぞれ0.14   および   3.1  µμg/Lであった。水生環境でのフィプロニルの測定値は、0.17  µμg/L  (Stark  and  Vargas  2005)；範囲
0.004～6.4、中央値   0.23  µμg/L  (Mize  et  al.  2008)；1  µμg/L  (Hayasaka  et  al.  2012)；および0.15～5  µμg/L  (Wirth  et  al.  
2004)と報告されている。  
	  魚類および両生類に対するイミダクロプリドLC50の測定値(表1)は1,200～366,000  µμg/L、クロチアニジンでは
94,000～117,000  µμg/L  (魚類のみ)である。このように、もっとも極端な場合を除いて、環境濃度は魚類および両生類に対するLC50より2～7桁低く、これらの分類群の死亡率が2つの殺虫剤への通常の曝露による直接的影響とは考えにくい。しかし、生理的ストレスやDNA損傷などの亜致死的影響の可能性も無視できない(表2)。フィプロニルに関しては、環境濃度の最高値が特にブルーギルやナイルティラ
ピアの場合のようにLC50   と同じ桁のものもある(表1)ため、

	  処理種子は最高濃度のネオニコチノイド系殺虫剤を含有しており、キャノーラ(ナタネ)、ビート、トウモロコシの種子1粒がそれぞれ0.17、   0.9、1  mgの活性成分を含有すると計算されている(Goulson  2013)。処理量は作物によって大幅に異なり、クロチアニジンで処理するキャノーラ
種子の場合、推奨処理量は4.0  g  a.i./kg種子だが、トウモロ
コシの場合はほぼ2倍の7.5  g  a.i./kg種子である。このように高濃度であることと多くの種子食の種は作物の種子も食べることから、陸生動物にとって最も考えられる曝露経路は恐らく処理種子の摂取であろう。  
	  作物や周囲の土壌への残留量はより低いと考えられる
が、処理種子を食糧としたり土壌を摂取したりする野生生物にとっては危険有害性となる。たとえばBonmatinら(2005)は、種子処理したトウモロコシ株に残留濃度2.1～6.6  µμg/Lのイミダクロプリドを検出した。種子処理したテンサ
イの葉には、1.0～12.4  mg/kgというかなり高濃度のイミダ
クロプリドを検出した(Rouchaud  et  al.  1994)。地上に生息する種もまた土壌を介して曝露する。Anon  (Goulson  2013に引用)は、冬小麦の種子処理に数年間反復適用後の土壌中に、濃度18～60  µμg/kgのイミダクロプリドを検出した。
Donnarummaら(2011)は、トウモロコシにコーティングした種子をまいた30日後、土壌中に濃度652  µμg/kgのイミダ
クロプリドを検出したが、収穫時には11  µμg/kgに低下していた。Cowlesら(2006)は、希釈殺虫剤を直接植物の根元に適用する土壌灌注後、濃度120～220  µμg/kgのイミダクロプ
リドをカナダツガ(Tsuga  canadensis)の組織に検出した。
CutlerとScott-­‐‑Dupree  (2007)は、種子処理したキャノーラの株に残留濃度0.5～2.6  µμg/kgのクロチアニジンを検出した。一方、Krupkeら(2012)は、種子処理したトウモロコシ
畑周辺の自然の植生に、残留濃度1～9  µμg/kgのクロチアニ
ジンを検出した。Krupke   ら(2012)は、さらにトウモロコ
シの処理種子をまいた畑の土壌で、濃度6.3  µμg/kgのクロチ
アニジンを検出した。  

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  US  EPAは、哺乳動物および鳥類が処理種子のみを摂食

1/4個未満でイエスズメに亜致死的影響を与える可能性がすると仮定し、クロチアニジンの推定1日摂取量のモデルある(表2;  Cox  2001)。de  Leeuwら   (1995)は、種まき後のを作成した(DeCant  and  Barrett  2010)。この危険有害性の土壌表面に残るビート種子は0.17  %にすぎないとしたが、モデル化によって、少なくともアブラナやワタの種子に使ヘクタール当たり種子13万個という最高の条播き率用されると、クロチアニジンは小型鳥類や哺乳類の生存率(Anon  2012)では、両種にとって十分に日々の採餌活動のを低下させる可能性があることが分かる(DeCant  and  範囲内であるそれぞれ約270および70  m2の区域で、土壌表

Barrett  2010)。  

面には6および1.5個の種子が存在すると考えられる。たま	  同様の手法が処理種子の摂取以外の曝露経路に関して

たま種子がこぼれた区域では、さらに高密度で認められるも開発された(例、SERA  2005;  US  EPA  2012)。例えば、イ

可能性がある。個々のヤマウズラやイエスズメのすべてがミダクロプリドの危険有害性モデルでは、植物、草、さら処理種子を摂取しないかもしれないが(明るい色彩の被覆には昆虫も食べる鳥類や哺乳動物への危険有害性が示唆

が新手の食料源ではないかと鳥を抑止するため)、これら

されている。特に、葉面散布が感受性の強い種類の鳥にかの計算からイミダクロプリド処理種子が感受性の強い鳥なりの死亡率をもたらすと予測した(SERA  2005)。US  EPA

種に影響を与える潜在的な危険有害性があることが示唆

は、2008年のイミダクロプリドに関する再評価で、芝生処され、DeCant  and  Barrett(2010)、   Mineau  and  Palmer  理後に地表に現れたコガネムシの幼虫によって、コマツグ(2013)、および   Goulson  (2013)の出した結論と一致する。

ミ(Turdus  migratorius)の若鳥が害を受けたとみられる事

最近ネオニコチノイド処理作物の種まきした畑で採餌活象を報告した。  

動するクロウタドリとスズメの事例的観察から、計算され	  ネオニコチノイド処理種子摂取後の鳥類の中毒の危険

た危険有害性がさらに妥当であることが示唆された

有害性に関するさらに詳細な評価が、Mineau  and  Palmer  (C.Morrissey   私信)。  

(2013)により行われた。彼らの分析によると、トウモロコ

  シ、油料種子類、または穀類に施用されたイミダクロプリ

  ドによる急性中毒の危険性は比較的高く、鳥は数個の処理

野生脊椎動物への農薬の間接影響

種子を摂取しただけで害を受けうる。クロチアニジンはト  ウモロコシで急性中毒の危険性が最も高く、油性種子類や生態学的リスク評価ではめったに考慮されないが、農薬

穀類では薬剤の処理量が少ないため、鳥はより多量に摂取（訳注：農業用の殺虫剤、殺菌剤、除草剤、殺鼠剤の総称）

しなければ中毒にならない。原則としてこの危険性は、例の使用が脊椎動物に及ぼす影響が懸念されるうえ、最近でえば地表面下に種子を埋めることで軽減できるが、こぼれは多岐にわたる間接影響の可能性に注目が集まっている

るため100％の効果を得るのはむずかしい(de  Leeuw  et  al.  

(Sotherton and Holland 2002; Boatman et al. 2004)。農地や草

1995;  Pascual  et  al.  1999)。鳥類による処理種子の摂取忌避地でみられる鳥類の減少および生息範囲の縮小という観の有無(Avery  et  al.  1998)、または種子の外皮廃棄による毒察結果は、農薬使用を含む農業の集約化とよく相関してい性物質除去の程度(Avery  et  al.  1997)が論議された。しかし、る(Chamberlain et al. 2000; Morris et al. 2005; Ghilain andイミダクロプリド処理種子による鳥類の中毒事象は実証

Bélisle 2008; Robillard et al. 2013; Mineau and Whiteside

されており(Berny  et  al.  1999)、計算上の危険性が現実的な2013)。Tennekes (2010)とMasonら(2012)は最近、裏付けとものであることが示唆された。  

なる証拠は少ないものの、ネオニコチノイド系殺虫剤がヨ	  ネオニコチノイド処理種子の摂取による鳥類への潜在ーロッパの食虫性鳥類、および世界中の魚類・両生類・コ

的な危険有害性に関しては、イミダクロプリド処理し、ウモリ・鳥類の減少の一因をなしている可能性をそれぞれ個々がイミダクロプリド0.9  mgを含有するビート種子を示唆した。Tennekes  (2010)は、ネオニコチノイドが鳥の餌まいた直後の畑で採餌する種子食の種、ヨーロッパヤマウとなる昆虫の個体数を減少させることで、鳥類の個体群にズラ(Perdix  perdix)  (体重～390  g)およびイエスズメ(体重間接的に影響を及ぼしているとの仮説を立てた。Mason～34  g)  (http://blx1.bto.org/birdfacts/results/bob3670.htm)

ら(2012)は、ネオニコチノイドが脊椎動物(および無脊椎動の相対危険有害性を計算した次例によって解説できる

物)の免疫系を抑制し、感染症および他のストレス要因に(Anon  2012)。イミダクロプリドは両種に対し毒性が高く、対する抵抗力を弱めることを示唆した。  

LD50はヤマウズラで13.9  mg/kg体重、イエスズメで41  	  脊椎動物への農薬の間接影響は、(1)除草剤施用後の種子

mg/kgである(表1)。結果的に、それぞれ6および1.5個の種

食者の餌となる植物種子の減少、(2)除草剤施用による昆虫子の摂取で、採餌活動する個々のヨーロッパヤマウズラおの宿主植物減少、および関連のある昆虫や昆虫食者への二よびイエスズメを死に至らしめる確率が50％となる。6  次的影響(例   Potts  1986)、あるいは(3)殺虫剤または殺虫性

mg/kgで飛翔能力を低下させるのに十分なことから、種子

殺菌剤施用後の昆虫食者の餌となる節足動物の減少(例、

第５章	
  野生脊椎動物への影響	
  	
 119	
 

表3	
  脊椎動物へのイミダクロプリドとフィプロニルの影響  分類群と種  影響  イミダクロプリド   フィプロニル  出典と影響の詳細  哺乳類  ヒメハリテンレック,
Echinops telfairi  

  
個体数  

  
  

  
REC  

  

ケープアレゲジリス,
Xerus inauris  

生殖  

  

0.7 mg/kg; REC(POS)  

鳥類  3新熱帯区の食虫渡り
鳥   

  
個体数  

  
REC (NE)  

  
  

  

REC (NE)  38 種、うち33種は食虫   個体数  

魚類  

  

  

  

メダカ,  Oryzias latipes  成長発達  

0.001 mg/L;REC  0.001–0.05 mg/L;
REC  Peveling et al. 2003; 餌のシロアリ
harvester termiteが激減したことが、テンレックの減少をもたらしたのかもしれない。
Hillegass et al. 2010; （フィプロニル
による）外寄生者の除去および内寄生者の除去により繁殖が成功しやすくなった; フィプロニルのみの影
響とは断定できない。  
  Falcone and DeWald 2010; 散布により餌の鱗翅目は減少したが、ノドグ
ロミドリアメリカムシクイ(Dendroica virens), ノドグロルリア
メリカムシクイ(D. caerulescens), モ
ズモドキ (Vireo solitarius)の個体数は減少しなかった。
Norelius and Lockwood 1999; バッタ
類は著明に減少したが, 鳥の密度は減っていない; 34 の鳥類を調べ、もっとも多いのはハマヒバリ
Eremophila alpestris, ニシマキバド
リ Sturnella neglecta, ヒバリヒメド
リ Chondestes grammacusだった。  
  Hayasaka et al. 2012;成魚と稚魚の成
長低下
コイ, Cyprinus carpus    成長と生存     REC (NE)  Clasen et al. 2012; コイの成長と生存に影響なし。  
爬虫類  
  
  
  
  
マダガスカルイグアナ, 個体数    REC7  
Peveling et al. 2003; 餌のシロアリのChalarodon
激減によりイグアナの個体数が減
madagascariensis  少した。        REC7  
Peveling et al. 2003; 餌のシロアリの激減によりイグアナの個体数が減少した。  
この他のすべての研究で有害事象が示された。REC   殺虫剤が製造メーカーの推奨回数で施用、NE   投与された量では影響なし、POS   投与された量で影響あり。  

Martin  et  al.  2000;  Morris  et  al.  2005;  Poulin  et  al.  2010)   の行われた研究に関するものである(Rands  1985)。その中で、いずれか1つを介する場合が最も一般的である。	
 個体群のモデリングにより、ヨーロッパヤマウズラ生息数

	
  間接影響は本来測定困難であり、相関性の推論には限界の減少は、除草剤によって引き起こされた餌の獲得量の減があることが多い。Boatmanら(2004)は、農薬と野生脊椎

少と、それに伴って起きた雛鳥の成長と生存率の低下によ動物に対するその間接作用との間の因果関係を確証的にって完全に説明できることが示された(Pottsによるレビュ

推論するため、以下の3点の基準を強調した。確証的な研ー   1986)。しかし、他の研究でもこれら3基準の1つ以上に究では、(1)食物の質と量、(2)消費者である脊椎動物の繁関する一貫した影響が明らかにされており、農薬の間接影

殖、状態または生存率、(3)同時期に発生する脊椎動物個体

響が文献での記録以上に広まっていることを示唆してい数の減少、についての悪影響が述べられていなくてはならる。  

ない。これらの基準に耐えうる、間接影響を明確に示した

  野外実験として唯一の事例研究は、英国での数十年に及ぶ食物減少による消費動物への影響を報告した研究

ヨーロッパヤマウズラの十分な反復実験により集中的に

  

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  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
  

温暖な地域での殺虫剤の使用時期は、無脊椎動物の発生時

者は2製品の作用を区別できないため、フィプロニルの作期および多くの脊椎動物の繁殖期と直接重なる。食物供給用の解釈は単純ではない。  

(すなわち食物の豊富さと入手しやすさ)は脊椎動物の生息	
  さらに2件の共に実験用水田における野外研究で、イミ

場所選択、繁殖成功、および生存に対し影響を与えると広ダクロプリドとフィプロニルのいずれかまたは両方が市く認められており、特に鳥類では膨大な証拠によって裏付

販品使用基準に従って施用された。一方の研究では、コイけられた(Simons  and  Martin  1990;  Johansson  and  (Cyprinus  carpio)の成長または生存に対するフィプロニル

Blomqvist  1996;  Brickle  et  al.  2000;  Moller  2001;  Hole  et  al.  

の影響は認められなかったが(Clasen  et  al.  2012)、もう一

2002;  Nagy  and  Holmes  2004,  2005;  Boatman  et  al.  2004;  方ではイミダクロプリドとフィプロニルの両方とも、施用Morris  et  al.  2005;  Britschgi  et  al.  2006;  Hart  et  al.  2006;  するとメダカ(Oryzias  latipes)の成魚と稚魚の両方で成長

Zanette  et  al.  2006;  Golawski  and  Meissner  2008;  Selås  et  率の低下が認められた(Hayasaka  et  al.  2012)。Hayasaka

al.  2008;  Dunn  et  al.  2010;  Poulin  et  al.  2010)。ヨーロッパら(  2012)は、これがおそらくはメダカの餌量を減少させる

および北米各地で、農地や湿地を生息地とする鳥の個体数ことによる間接影響であると結論した。メダカに直接毒性の劇的かつ広範囲の減少が認められ(Beauchamp  et  al.  

作用を及ぼすには濃度が低すぎた(ほぼ0.001～   0.05  1996;  Donald  et  al.  2001;  Benton  et  al.  2002;  Boatman  et  al.  

mg/L)のであろうが、餌となる無脊椎動物の量を減らすに

2004)、節足動物個体数も同様の傾向を示した(Benton  et  al.  

は十分高かったと考えられる。  

2002)。しかしカナダおよび米国では種の消滅が、農業区

	  脊椎動物に対するネオニコチノイド系殺虫剤およびフ域や集約的方法に相関したが、殺虫剤使用により強く相関ィプロニルの間接影響を調査した個体群レベルの研究はした(Gibbs  et  al.  2009;  Mineau  and  Whiteside  2013)。  

少ない。本総説で認められたのはわずか3件で、すべて国	  殺虫剤の施用が原因とされる無脊椎動物の食糧減少が、または広い地域単位ではなく、限定的な地域個体群に関し英国の農地の少なくとも4種のスズメ目の鳥、ハタホオジてである(表3)。すべてが野外研究であり、種子処理ではな

ロ(Miliaria  calandra)、キアオジ(Emberiza  citronella)、マミ

く噴霧または土壌灌注を用い、イミダクロプリドまたはフジロノビタキ(Saxicola  rubetra)、およびオオジュリンィプロニルのいずれかを市販品使用基準に従って適用し(Emberiza  schoeniclus)の繁殖成功率低下と関連したた。  

(Brickle  et  al.  2000;  Brickle  and  Peach  2004;  Morris  et  al.  

	  Falcone  and  DeWald(2010)は、外来害虫数減少作戦の一2005;  Hart  et  al.  2006;  Dunn  et  al.  2010;  but  see  Bradbury  部として、カナダツガ(Tsuga  Canadensis)への単回土壌灌注

et  al.  2000,  2003)。英国における鳥類の生息数の減少は、無によるイミダクロプリド施用の影響を調査した。意外にも脊椎動物の減少と同時に起きているが、無脊椎動物の発生

土壌灌注はツガカサアブラムシ[ドクニンジンを主食とす

量の変化のみではこれらの種の生息数の傾向を完全に説るアブラムシ(Adelges  tsugae)]に影響を与えなかったが、非明できない。事実これらの種の営巣成功率は生息数減少時

標的種のカメムシ目およびチョウ目の個体数に減少が認期に上昇していた(Siriwardena  et  al.  2000)。これに反し、められた。チョウ目の幼虫は新熱帯区を移動する3種の食

種子摂取生物の生息数減少は、越冬生存率の低下に関連し、虫性渡り鳥の食餌として重要ではあるが、次年度の鳥の数

種子の入手率低下の結果と考えられた(Siriwardena  et  al.  

には影響がなかった。NoreliusとLockwood  (1999)は、バ

2000;  Butler  et  al.  2010)。  

ッタの発生抑制のため、フィプロニルの噴霧による同様の

  研究を行った。バッタの数は著しく減少したが、噴霧1か

ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの間接影

月後、通常バッタを摂食する草原の昆虫食性鳥類の生息数

響には、有意ではないわずかな減少がみられたのみだった。

  両研究における明らかな個体群レベルの影響の欠如は、埋ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの野生脊椎動

め合わせに鳥が処理地域以外で食物を求めたこととも関物への間接影響を調査した研究は6件しか確認できなかっ

連すると考えられるが、少なくともNoreliusとLockwood  た(表3)。すべてが実験室ベースではなく野外ベースの研究(1999)の研究に関しては、研究対象の鳥の行動圏(数ヘクタであった。これらのうち、1件の研究が有益な間接影響をール)が処理地域全体(数百ヘクタール)と比較し小規模だ認めている。雌のケープアラゲジリス(Xerus  inauris)はフったため、そのようなことは考えにくい。別の考え方としィプロニルによる外部寄生虫駆除のお蔭で、4倍も高い繁て、鳥が周囲の非処理地域から処理区画に移動し、このよ

殖成功率を示した(Hillegass  et  al.  2010)。数々の研究が、うな小規模野外研究で個体群レベルの影響が隠されてし寄生虫による負担の軽減が脊椎動物の繁殖成功率を高めまった可能性はある。しかしいずれの研究も、成鳥の生存ることを示している(例   Hudson  et  al.  1992)。しかし、内より妥当と考えられる繁殖成功率やひな鳥生存への影響

部寄生虫がイベルメクチンで同時に除去されており、研究を評価していない。  

第５章	
  野生脊椎動物への影響	
  	
 121	
 

	
  対照的に、Pevelingら(2003)は、マダガスカルにおける

ミダクロプリドとクロチアニジンの濃度は、死をもたらす

トノサマバッタの大発生抑制のために噴霧したフィプロ

閾値よりかなり下回っているようであるが、亜致死的影響

ニルが、テングシロアリ亜科の一種(Coarctotermes  の大規模な研究はなされていない。  

clepsydra)の個体群を半減させたことを実証した。結果とし	  研究不足と因果関係決定のむずかしさはあるが、現代のて、シロアリを重要な餌とするトカゲ種の2種、ハユルミ
トカゲ(Chalarodon  madagascariensis)とスキンク(Mabuy  elegans)の個体数が減少し、一方でヒメハリテンレック(Echinops  telfairi)も影響を受けたと考えられる。今日まで、
これが脊椎動物集団に対し浸透性殺虫剤が及ぼす個体群

浸透性殺虫剤は、脊椎動物そのものより、餌となる無脊椎動物を死に至らしめるほうにより影響があるため、脊椎動
物にとって間接影響は、直接影響と同等、あるいはそれ以上に重要であると考えられる。本総説のデータから考える

レベルの影響を論証した唯一の研究であり、その影響は食と、ネオニコチノイドおよび他の浸透性殺虫剤に関する現物連鎖を介した間接的な作用である。Tingleら(2003)の報

在のリスク評価方法は、野生脊椎動物への直接および間接告によれば、マダガスカルでトノサマバッタのためのフィ

影響の双方から関連した危険有害性を考える必要がある。  

プロニル噴霧が、2種の鳥マダガスカルハチクイ(Merops    superciliosus)およびマダガスカルチョウケンボウ(Falco  謝辞	  	  本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）

newtoni)の個体数を減少させた可能性があるが、他の2種マのバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、

ダガスカルヤブヒバリ(Mirafra  hova)およびマダガスカル
セッカ(Cisticola  cherina)には影響なく、結論付けるにはサンプルサイズが小さすぎ、直接影響と間接影響の区別もできなかった。  

モンテグロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆を得た。TFSP のメンバーによる助言と	  実験室内の毒性研究を用いて脊椎動物の個体群への殺励まし、特にドミニク・ノーム、マルテン・ベイレフェル

虫剤の間接影響をモデル化することはできるが、そのよう

ト・ヴァン・レクスモンド、ヨルン・ファン・デル・スラ

なモデルには大量のデータが必要であるうえ、事例研究はイス、ノア・シモン・デルソ、ジャン−マルク・ボンマタ

非常に少ない(例   Watkinson   ら2000)。浸透性殺虫剤が無ンに深謝する。また、本稿の初校の査読を快く引き受けて脊椎動物の個体群に影響を与えることはわかっているが  下さったブリジット・プーリンとバーメット・ラットナー(例   Whitehorn  et  al.  2012;  Van  Dijk  et  al.  2013)、それにみにも深謝する。この仕事は、the Triodos Foundation’s Support

あった脊椎動物への間接影響については、証拠不足や確認の難しさにより生態毒性学における問題点となっている。
殺虫剤使用による餌の昆虫の減少と、脊椎動物の個体数減
少との因果関係究明は必要不可欠である。これは、ネオニ
コチノイドが大量かつ広範囲に使われている北米やヨー

Fund for Independent Research on Bee Decline and Systemic
Pesticides により資金提供を受けた。この支援基金は、AdessiumFoundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本), ユ
トレヒト大学(オランダ), Stichting Triodos Foundation (オランロッパで、特に言えることである。  

ダ), Gesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ドイツ), M.A.O.C.

  Gravin van Bylandt Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung

  Landwirtschaft (ドイツ), Study Association Storm (Student

結論

Association Environmental Sciences Utrecht University),

  Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V. (ドイツ),

ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、脊椎動物に対する明らかな毒性により、直接的に、あるいは食物供給量の減少などにより間接的に、影響を及ぼす可能性がある。急性毒性は、分類群や浸透性殺虫剤の相違によって著しく変化するが   (LD50   および   LC50で測定)、死をもたらす濃度より数桁低い濃度で、一連の亜致死的影響をひき起こす可能性がある。概して、種子処理による野外曝露に該当する濃度(鳥類)、あるいは水中濃度(魚類)で、イミダク
ロプリドとクロチアニジンは穀食鳥種にとって危険有害性をもつと考えられる一方、フィプロニルは感受性の強い魚種にとって同様の危険有害性をもつと考えられる。しかし、もっとも極端な例を除き、魚類と両生類が曝露するイ

Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかった。利益相反はない。  

  オープンアクセス	  本稿は、原作者および発行元より与えられた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するク
リエイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布されるものである。  
  
引用文献

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Chemosphere 76:907–914

  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  

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  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
  

  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  

第６章	
  生態系機能および生態系サービスに対する危険性	  127	
   

浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書

浸透性殺虫剤の大量使用による生態系機能および生態系サービスに対する危険性    Madeleine Chagnon・David Kreutzweiser・Edward A.D. Mitchell・
Christy A. Morrisey・Dominique A. Noome・Jeroen P. Van der Sluijs

  受付：2014 年 4 月 29 日	
  採用：2014 年 6 月 1 日	  オンライン出版：2014 年 7 月 19 日  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134  DOI  10.1007/s11356-­‐‑014-­‐‑3277-­‐‑x     © The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com

ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日  要約 残留性があり強力な殺虫剤であるネオニコチノイ

系機能やサービス（土壌や淡水の機能、漁業、生物学的害

ド系およびフィプロニルの使用が大規模になるにつれ、多虫防除、送粉サービスなど）に対して、これらの殺虫剤が様な生物種と環境によって提供されている生態系機能へ与える潜在的な影響について、既に得られている情報の概の危険性が懸念されるようになった。生態系サービスとい観を示す。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの生う概念は、政策決定の場で、生態系がうまく機能すること

態系サービスに対する特定の影響を検討する実証的研究

により、人と生物圏にもたらされるサービスの潜在力、恩の重点は、おもに有用な昆虫(ミツバチ)への悪影響と食用

恵、利用価値を評価する言葉として、また化学物質の生態

作物の送粉への影響に置かれてきた。しかし、われわれは系リスク評価の際の評価指標(エンドポイント)として、幅

土壌と水質、有害生物防除、送粉、生態系の復元力、群集

広く利用されている。ネオニコチノイド系殺虫剤は、土壌の多様性を調節する生体系機能への影響について幅広いや水からしばしば検出され、また作物の播種時の粉塵粒子証拠をあげて立証する。とくに、微生物、無脊椎動物、魚や散布中のエアロゾルとして空気中にも見出される。これ類は、分解者、送粉者、消費者、捕食者として重要な役割

らの環境媒体は、生物多様性を維持する最も重要な資源でを担い、健全な群集と生態系の完全性を維持している。本あるが、ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルに総説中のいくつかの例は、人間にとって大切な分解、栄養よって長期あるいは反復汚染されるおそれがある。ここで循環、土壌呼吸、人間に有用な無脊椎動物個体群に対するは、陸上生態系および水界生態系によりもたらされる生態

浸透性殺虫剤の悪影響を明示するものである。無脊椎動物、

Responsible editor: Philippe Garrigues
M. Chagnon (*)
Département des sciences biologiques, Université du Québec àMontréal, Case Postale 8888, Succursale Centre-Ville,
Montréal, Québec H3C 3P8, Canadae-mail: chagnon.madeleine@uqam.ca
D. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen St. East, Sault Ste. Marie, Ontario P6A 2E5, Canada
E. A. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchâtel,Rue Emile Argand 11, 2000 Neuchâtel, Switzerland
E. A. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin du Perthuis-du-Sault58, 2000 Neuchâtel, Switzerland

C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment andSustainability, University of Saskatchewan, 112 Science
Place, Saskatoon, Saskatchewan S7N 5E2, Canada

  D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, 46, Pertuis-du-Sault,
2000 Neuchâtel, Switzerland
D. A. Noome
Kasungu National Park, c/o Lifupa Conservation Lodge,
Private Bag 151, Lilongwe, Malawi
J. P. Van der Sluijs
Environmental Sciences, Utrecht University, Heidelberglaan 2,3584 CS Utrecht, The Netherlands
J. P. Van der Sluijs
Centre for the Study of the Sciences and the Humanities,
University of Bergen, Postboks 7805, N-5020 Bergen, Norway
Environ Sci Pollut Res
DOI 10.1007/s11356-014-3277-x  
  

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  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
    とくに土壌生成過程に重要なミミズ、植物や作物の生産に生息環境、生態系秩序、人間の福利に貢献するサービスを重要な野生および飼養された送粉昆虫、水界の栄養循環に提供する一連の作用から成る(Costanza  et  al.  1997)。とく関与する複数の淡水性生物群は、どれもが環境中濃度におに MEA（ミレニアム生態系評価）の枠組みにおいて、生いてネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルまたはそ態系サービスは、供給(例、食糧、木材、繊維、上水)、調のどちらかの、致死的および亜致死的影響を受けやすいこ

整(例、気候調整、無毒化、水の浄化、送粉、種子散布、とが分かった。一方で、多くの微生物や魚類は、通常の曝有害生物や病気の抑制、植食と有害植物の抑制)、基盤(例、露状況ではそのように反応しないが、魚類への影響は漁土壌形成、栄養循環、送粉、土壌の質、食物網の維持、生業・稲作複合型営農法や食物連鎖を通じた影響など特定の物遺体や糞の処理、修復)、文化(例、レクリエーション、領域で重要と考えられる。ここで注目するのは、農業や水

美学的価値、精神的価値)に分類されている。  

産養殖生産を取り巻く経済・文化的な関心、さらに食糧安	  広範な浸透性ネオニコチノイド系殺虫剤の使用と、土壌

全保障への脅威という意味でこれらの農薬が果たす役割

中および水中への残留性、作物や野生植物に取り込まれるである。結論として、われわれは、浸透性農薬の使用を制可能性により、貴重な生態系サービスの供給において重要限し、人間が根底で依存する数々の生態系サービスを維持

なさまざまな生物種が曝露されることになる。本稿では、継続することで、持続可能な農業を推進することを推奨す

生態系機能と生態系サービスが、農業環境や都市部での浸る。  

透性ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの使用増

  加のより被る危険性を取り上げる。ここでは、陸上土壌生

キーワード	
  生態系サービス・土壌生態系・ネオニコチノ

態系機能、淡水生態系機能、漁業、有害生物の生物的防除、

イド・送粉者・淡水・水田  送粉などによって供給される生態系サービスに焦点を当  て、加えて、これらの浸透性殺虫剤の脅威を検討する。  

  

  

はじめに

  

  

陸上土壌生態系機能

本特集の他の章は、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロ

  ニルが、現在も大量使用されていること(例、Simon-­‐‑Delso  土壌生態系サービスと生物多様性

et  al.  2014,本特集号)、高度の残留性があること、反復して  使用すると土壌中の環境濃度を上昇させうることを示している。それらは、地表水と地下水への流出および浸出能が高く、地球環境中で頻繁に検出されている(Bonmatin  et  al.  2014,   本特集号)。これらの殺虫剤が、野外での実際の環境濃度で、幅広い非標的生物種、それは無脊椎動物(Pisa  et  al.  2014,   本特集号)ばかりでなく脊椎動物(Gibbons  et  al.  
2014,   本特集号)に対しても、直接間接に影響を与える証拠が増加している。生態系機能と生態系サービスへの影響を直接評価する研究は限られているが、ここでわれわれは、
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルがもたらす可能性のあるリスクについて、現在得られている知見を検討する。  
	  生態系サービスという概念は、政策決定の場で、生態系がうまく機能することにより、人と生物圏にもたらされる
サービスの潜在力、恩恵、利用価値を評価する言葉として、幅広く用いられている(Spangenberg  et  al.  2014a,  b)。生態系サービスは、当初は“人が生態系から得る利益”と定義され、国連環境計画   (UNEP  2003)とミレニアム生態系評
価(Millennium  Ecosystem  Assessment)  (MEA  2003,  2005)
によって一般に広められた。これは、地球の生命維持装置の機能として欠くことのできないものであると考えられ、

  陸上生態系は、複合的な領域にわたる、もっとも重要な生態系サービスを提供することが分かっていて、土壌によって制御される物理学的・生物学的プロセスを含む。土壌は、水質や水安定供給に関わる物理学的プロセスとしての土壌構造や組成(例、孔隙率)により、水が植物、地下水の帯
水層、地表水の給水源へと移動することを可能にしている。
汚染物質や細粒堆積物を除去する清浄な土壌の濾過作用で、水質は改善される。水が土壌中を流れるにつれ、さま
ざまな土壌マトリクスと相互作用し、養分や他の生命維持元素を含む溶解した粒子状物質を吸収し植物や微生物に輸送する。さらに土壌は過剰水を吸収して、放出すること
により川の流量を調整し洪水が起きないようにする。  
	  多くの土壌生態系サービス、すなわち水や養分の調整と循環、栄養の輸送や移行の促進、生物遺体や糞などの有機物の分解による栄養の再生、基本的な変質、土壌形成、植物への栄養の保持と配送などには、生物が関与している。
(Swift  et  al.  2004;  Dominati  et  al.  2010;  Robinson  et  al.  
2013)。植物は、また、食糧、木材、繊維の恵みにより、人の社会基盤と自然の生息地を与えるとともに、土壌の保持および浸食の制御を行う。大昔から、植物は、燃料用泥炭、園芸用培地、装飾用花卉などの消費用原料も提供して第６章	
  生態系機能および生態系サービスに対する危険性	  129	   いる。他のサービスとして、土壌条件を整え、生息環境の	  この他の生態系サービスの例として、生物を介する土壌を提供することで、害虫の天敵に病害虫の生物的防除を行

中の窒素循環がある。窒素(N)は、植物の生長に欠くこと

わせ、植物の生長とバイオマスの貯蔵を通じて炭素の隔離のできないもので、植物は土壌から得られるいろいろなサと貯蔵を行い、さらに収着、土壌有機化、分解作用を通じービスを伝達する。大型・中型の無脊椎動物が、土壌有機て汚染物質の解毒を行う。  

物の分解を細片化、消化、排泄によって行うと、有機態窒	  上記にあげた生物が関与する土壌の生態系サービスの素が放出され、非常に特化した微生物群によって無機化さ

多くは、相互作用する多様で機能的な生物群集の存在と活れ植物の利用可能な無機態窒素となる。土壌中の利用可能動を必要とする(Swift  et  al.  2004;  Lavelle  et  al.  2006;  な窒素貯留もまた、窒素固定微生物の働きで大いに高めら

Barrios  2007)。生物多様性が保全されることそのものが重れ、植物の中でもとくにマメ科植物は、根粒共生を通して、要な生態系サービスと捉えることができ(Dale  and  大気中の窒素を植物の利用可能な窒素に変換する。また無Polasky  2007;  Eigenbrod  et  al.  2010)、生物多様性が、種の機態窒素は、土壌微生物によっても吸い上げられ、バイオ

冗長性（複数の生物が類似の機能を担っていること）によ

マス中に吸収され、土壌有機態窒素貯留に取り込まれ(固り特定の種の喪失やそれらが担っている生態学的機能の定)、   さらに循環に利用される(Brady  and  Weil  1996;  喪失に対する保険となる(Naeem  and  Li  1997;  Yachi  Brussaard  et  al.1997;  Barrios  2007)。過剰な窒素は、土壌とandLoreau  1999)。生物多様性は、生態系サービスを保全

水の富栄養化のおもな原因で、結果として生物多様性に影する生態系機能と明らかに関連していることが分かって響を与えるので(Vitousek  et  al.  1997)、脱窒による窒素減いる(Benayas  et  al.  2009)。土壌生態系の安定性は、生物多量は、湿地帯と氾濫原森林の土壌が提供するもう一つの貴様性と関連し、特にキーストーン種や機能群の相対的な豊重な生態系サービスである(Shrestha  et  al.  2012)。  

かさは、土壌の食物網構造を支え、特化した土壌生成過程

  を促進する。(de  Ruiter  et  al.  1995;  Brussaard  et  al.  2007;  土壌生態系サービスに対するネオニコチノイド系殺虫剤

Nielsen  et  al.  2011)。  
	  自然土壌は、多様で複雑な生物群集の宝庫である。そこの影響にある生命体は、ミリ単位の大きさのもの(大型動物相、

  

大型植物相)から、細胞やミクロ単位のもの(中型動物、小土壌生態系サービスの多くの恵みが生物学的な関係性に型動物、微生物)まで、様々である。重要な分類群は、大基づいており、農薬が土壌中の非標的生物群集の喪失や崩型節足動物(オサムシ・ゴミムシ類、アリ、シロアリなど)、

壊を引き起こすとすれば、農薬には土壌生態系プロセスと

ミミズ、ダニ、トビムシ、原生生物、線虫、細菌、菌類なサービスに危険をもたらす可能性があるということになどである。これらすべての生物の活動と相互作用が、多くる。土壌中の農薬の影響は、生物への直接の急性および慢の生態系サービスが依存する生態系プロセスを調整して性毒性から、行動、機能的役割、捕食者・被食者関係、食いる(Barrios  2007)。例えば、ミミズは有機物の動態、栄養物網動態などへの亜致死的または間接的な影響にまで及

循環、土壌の特性に大きな影響を持っている。ミミズは、

ぶことがある。その影響のいずれかまたは全てが、生物

他の消費者のために植物リター   (落葉落枝)を分解して栄体・個体群・群集レベルで起こることがあるので、土壌の養豊富な有機物に変え、土壌中有機物の混合に役立つ。彼

生物多様性や生態系の安定に影響を与えることが考えら

らは、糞、粘液、その他栄養豊富な排泄物を産生し、土壌れる(Edwards  2002)。土壌の生物多様性は、生態系サービを肥沃にし、生物地球化学的循環に貢献する(Beare  et  al.  

スを支える生態系機能に関連しているために(Benayas  et  1995)。ミミズの穴掘り作業は、土壌の孔隙率と通気性をal.  2009)、農薬に起因する生物多様性と生態系機能の混乱

上げ、水と栄養の移動を促進し、土壌の圧密化を減少させは、土壌による生態系サービスを損なうことがある

る(Edwards  and  Bohlen  1996)。ミミズが土壌の有機物動(Goulson  2013)。土壌の生物多様性とそれに密接に関係す態において主要な役割を果たす一方、有機物の分解と無機る生態系機能が影響を受けることは、他の農薬による微生化は複雑なプロセスで、他の無脊椎動物、原生生物、細菌、物(Johnsen  et  al.  2001)や無脊椎動物(Jansch  et  al.  2006)の菌類など多様な生物の活動と群集の相互作用によって促群集で証明されており、土壌中のネオニコチノイド系殺虫

進される(Swift  et  al.  2004)。これら生物相による土壌生成剤によっても同様の危険が生じることが考えられる。ネオ過程は、個体または個体群によって数センチメートルから

ニコチノイド系殺虫剤は土壌中に数年間残留し(Goulson  数十センチメートルの単位で起こり、これらの過程が空間

2013;  Bonmatin  et  al.  2014,   本特集号)、現実的な環境中濃的、時間的に累積して連続的なプロセスを創り出し、土質

度で、主要な土壌生物に強い悪影響を与えることがありや土壌サービスが、地域や地方の景観となって現れるので(Pisa  et  al.  2014,   本特集号)、結果として、土壌生態系サーある(Lavelle  et  al.  2006)。  

ビスに危険を及ぼす可能性がある。  
	  生物への悪影響と土壌生態系機能またはサービスとの

  

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  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
    関連性の存在は理論的に正しいが、大量使用の開始からわ響を処理種子施用後の農業用土壌において評価している。

ずか 10 年であり、ネオニコチノイド系殺虫剤の土壌生態

Singh と Singh  (2005a)は、個体群レベルの影響指標として

系サービスへの影響に関する実証的証拠はわずかである。

微生物の酵素活性を測定し、種子処理後の土壌中イミダク

我々は、文献を調査したが、生態系サービスに関して、土ロプリドは、最高で 60 日間微生物の酵素活性を促進する

壌生物の機能へのネオニコチノイド系殺虫剤の影響を報影響を与えることを認めた。同じ試験で、土壌中の利用可告したものはわずかしかない。Peck(2009a,  b)は、ネオニ

能な形態の窒素を測定し、数値の上昇を報告している

コチノイドのイミダクロプリドを芝生へコガネムシ防除(Singh  and  Singh  2005b)。同じ現場でのさらなる試験で用に施用した場合の影響を評価し、節足動物への直接・間Singh と Singh  (2006)は、硝酸性窒素の上昇とアンモニウ

接的な長期影響を認め、土壌の栄養循環および自然により

ム、亜硝酸性窒素、硝酸還元酵素活性の低下を、イミダク

害虫の制御への悪影響の可能性(実証試験なし)を示唆した。

ロプリド処理種子を撒布した土壌で見いだした。Tu  (1995)

実験的微小生態系（マイクロコズム）においては、イミダクロプリドを砂質土に加え、菌類の個体数減少

Kreutzweiser   ら(2008a,  2009)   は、イミダクプリドを、樹とホスファターゼ活性の短期的低下を報告しているが、硝木の葉に浸透させる処理をした場合に、リター(落葉落枝)化速度や脱窒速度に測定できるほどの影響はなかった。

に棲むミミズによる落葉分解量に与える影響を、35 日間

Ingram   ら   (2005)は、芝草が根を張った土と芝に含まれるの曝露期間で調査した。野外の現実的な濃度で、葉に含まイミダクロプリドによって、微生物ウレアーゼ活性は抑制

れる残留イミダクロプリドは、ミミズに直接的な毒性を示されないと報告した。同様に、Jaffer-­‐‑Mohiddin   ら   (2010)

さなかったが、摂食を抑制し落葉分解量が大きく減少した。

は、実験室条件下で土壌中のアミラーゼとセルラーゼ活性

さらに、これは亜致死毒性によるもので、回避行動ではなは抑制されず、ある程度の活性化があることを認めた。

いことも実証された(Kreutzweiser  et  al.  2009)。イミダク

Ahemad   と   Khan(2012)   は、土壌中でイミダクロプリド

ロプリドを土壌マイクロコズムに直接加えて、樹木に処方曝露したエンドウマメの根粒から分離した窒素固定菌するための土壌注入法をシミュレーションすると、同様のRhizobium  sp.の活性低下と植物の生長促進作用を確認し影響が確認され、落葉落枝中濃度が 7  mg/kg 以上でミミズたが、（推奨量では有意な影響は認められず、）施用推奨の落葉落枝分解量が減少した(Kreutzweiser  et  al.  2008b)。

量の 3 倍が必要であった。これらの調査から、ネオニコチ

総合すると、イミダクプリドを浸透性殺虫剤として樹木穿ノイド系殺虫剤は土壌微生物活性に重大な変化をもたら孔性の昆虫防除に施用すると、落葉に含まれる残留分がミ

すが、多くの場合その影響は活性化をおこし、短期的で、ミズの摂食量を抑制し、リター分解量の減少という危険性

土壌栄養循環には大きな結果がほとんどみられないに等を与え、土壌生物の動態にマイナス要因となることが、こしいことが明らかになった。報告された微生物反応は、微れらの調査で実証された。農地など他の土壌でも、イミダ

生物群がイミダクロプリド分子の成分を同化または無機

クロプリドを含む植物落葉落枝の分解量に同様の影響が化する誘導的な適応と考えられ(Singh  and  Singh  2005a)、

現れると考えられるが、分かっている範囲では、これまで

本質的には生分解過程であると考えられてきた(Anhalt  et  実際に調査は行われていない。その他、ネオニコチノイド

al.  2007;  Liu  et  al.  2011;  Zhou  et  al.  2013;  Wang  et  al.  2013)。  

系殺虫剤が、ミミズの行動に影響を与え、土壌中の生態学

	  一方で、その他に少なくとも 2 例の調査で、土壌微生物的プロセスを変える可能性(例、穴掘り行動)が、Pisa   ら  群集とその機能に対するネオニコチノイド系殺虫剤の影(2014,   本特集号)によって検討されている。  

響について、有害影響または悪影響が報告されている。

	
  土壌微生物群もまたイミダクロプリドの悪影響を受け

Yao ら(2006)は、野外の実際的濃度のアセタミプリドで、ており、落葉落枝分解に悪い影響が及ぶ可能性がある。イ

土壌呼吸がかなり抑制されたと報告している。Cycon ら

ミダクロプリドにより、トネリコ(Fraxinus  spp.)の落葉の(2013)は、土壌中の群集構造と多様性に測定可能な変化を微生物分解量は抑制されなかったが(Kreutzweiser  et  al.  

認めたが、通常これは野外の実際的な濃度、またはそれに

2008b)、サトウカエデ(Acer  saccharum)では木材穿孔性昆虫

近い濃度のイミダクロプリドによる土壌代謝作用低下に防除の浸透処理で施用する濃度でかなり抑制された

関連して認められるものだった。ネオニコチノイド曝露に(Kreutzweiser  et  al.  2008a)。樹木種ごとに観察された結果伴う群集レベルの変化が、上記の機能の指標に見られる適が違うことについて、以下は著者らの見解である。調査ご

応反応を促進している可能性がある。  

とに結果が違ってもデータが示しているのは、葉の残留イ

  ミダクロプリドが落葉の微生物分解を妨げる可能性であ

生態系サービスとしての土壌に関する結論

り、それは有機物分解と栄養循環を妨げることを意味するものである。  
	  他の調査では、イミダクロプリドの生物活性に対する影

様々な生態系サービスが土壌生物に依存すること、ネオニ
コチノイド系殺虫剤が土壌中にしばしば存在し残留する

  

第６章	
  生態系機能および生態系サービスに対する危険性	  131	   こと、その残留物が複数の土壌無脊椎動物の主要な種に危

界生態系の一次生産者から高次の栄養段階にエネルギー

険有害性をもたらすことから、ネオニコチノイド系殺虫剤と栄養を移送するための重要な中継者となっている。したが土壌の生態系サービスに悪影響を引き起こす可能性ががって、無脊椎動物の個体数、生理機能、および生活史なある。よりよく研究されている農薬に関する研究結果に基どが農薬により変化すると、淡水生態系が供給するサービ

づいて理論的に考えると、土壌生態系サービスへネオニコスに深刻な影響を及ぼすことが考えられる。同時に、有機

チノイド系殺虫剤が影響を及ぼす可能性は高くみえるが、物の分解と栄養循環により人間の消費や水生生物の維持

この影響を調査した実証研究はほとんどない。入手可能なに供する水の浄化という不可欠なサービスを提供していいくつかの調査結果によると、無脊椎動物が介在する土壌る。  

生成過程は、微生物が介在する土壌生成過程と比べて、残	  Peters ら(2013)は、淡水生態系機能すなわち植物落葉落

留ネオニコチノイド系殺虫剤による悪影響を受けやすい

枝分解、一次生産、群集呼吸量などへの毒物の影響についように見える。  

て検討した。46 篇の研究論文が彼らの採用基準(例えば、

	  一つの未解決の問題は、土壌生物群集が生態系機能の作影響の規模、対照群の設定)を満たしていた。重要な成果

用の前に、農薬影響を和らげる能力がどのくらいで、最終として、調査結果の三分の一以上で、生態系保護のため規的に、局所的または地域的規模で計測しうる程度に生態系

制当局が定めた最小濃度より低い濃度で生態系機能の低サービスの供給に障害がおこるかどうかということであ下が認められたことが挙げられる。これらの下限値は、リる。機能的冗長性、土壌に本来備わる復元力、多様性に富

スク評価の手順にそって、オオミジンコ(Daphnia  magna)

む他の生物群集などに関連して、調査結果は統一的なものなど通常の試験種の 50％致死濃度 LC50 を用いて設定され、ではない。Swift ら(2004)は、生物多様性と生態系機能のより感受性の高い種や生態系機能維持に必須な種の試験関係に及ぼす、殺虫剤使用などの農法の影響を検討し、生は含まれないことが多かった。Peters ら(2013)のレビュー

物群集の変化のいくつかは生態系機能に有害となりうるの不足な点は、査読した多くの論文に、有機リン系・ピレが、その他は機能としてどちらともいえないことを明らか

スロイド系・カーバメート系殺虫剤の影響は含まれているにした。微生物群集には、高度の機能的冗長性と、土壌有が、ネオニコチノイド系やフィプロニルなどの新しい殺虫機物処理において担う機能的役割への影響に対し復元力剤に関する情報がないことである。  

があることも示した。一方、重要な生態系機能の中で、分	  淡水系の生態系サービスに対するネオニコチノイド系

解や栄養循環など固有の決定的な役割を担う高度に特殊殺虫剤やフィプロニル殺虫剤の影響を公式に調査したも化した分類群の減少は、明らかに生態系サービスの供給にのは比較的少ない。Agatz ら(2014)の最近の調査では、ネ

影響を与える(Barrios  2007)。ミミズは、そのようなものに

オニコチノイド、イミダクロプリドの、植物リター分解に分類され、土壌や植物落葉落枝中の現実的なネオニコチノ

重要な役割を担う、一般的な淡水ヨコエビ目である甲殻類

イドの濃度でミミズに悪影響があると報告されているこ

ヨコエビ科の一種 Gammarus  pulex の摂食行動に対する影とは、ネオニコチノイド系殺虫剤の使用で土壌生態系サー響を検討した。いくつかの水生環境中で測定されたイミダ

ビスに障害が起こりうることを示す理論的証拠である。こクロプリド濃度(0.8～30  µμg/L)での曝露により、長期の摂の悪影響の妥当性と規模を調査する、生態学的なモデル化

食抑制が認められた。チアクロプリド濃度 1～4  µμg/L で、を今後の実証的研究が必要である。  

同じような破砕食者である甲殻類ヨコエビ科の一種

  Gammarus  fossarum の葉の摂食量低下と捕食・被食相互作

  用の変化が報告されている(Englert  et  al.  2012)。同様の調

淡水生態系機能  査結果は、その他の破砕食者でも認められ、葉や水に含まれるイミダクロプリドに曝露したカワゲラ(Pteronarcidae)やガガンボ(Tipulidae)の幼虫などでは、水栄養循環と水質に直接施用した場合 130  µμg/L で致死性、12  µμg/L で摂食抑  制が認められ、葉を通して曝露した場合は耐性がさらに高農薬による汚染は、世界中の淡水生態系に対する大きな脅かった(Kreutzweiser  et  al.  2009)。著者らは、第二の調査

威として広く認識されている(Gleick  et  al.  2001;  MEA  で、濃度 18～30  µμg/L で引き起こされた摂食抑制が落葉リ

2005)。淡水生態系は、清潔な飲料水から、灌漑用水、工ター分解速度の低下に重要であることを実証した

業用水、貯水、レクリエーション用水、魚や他の重要な食(Kreutzweiser  et  al.  2009)。  

糧の基盤となる生命体のための環境に至るまで、貴重な生	
  長期曝露や複数物質への曝露は、この破砕食者やその他

態系サービスを供給する。無脊椎動物群は、淡水中の食物の破砕食者の個体群に影響を及ぼすと考えられる。広範囲

連鎖の多様な生物の大部分を構成し、陸上生態系および水の測定ではないが、この摂食機能群が抑制されると、大き

  

132	
  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
    な陸上由来の物質（落葉落枝など）を他の種が消費しやす

物群集に負の影響を与え、無数の水辺の鳥や他の野生生物

い微粒子物質へ転換することに関して、負の影響を与えるが依存している昆虫の発生を低下させる可能性がある。

可能性がある。次にこれが、水生無脊椎動物群、分解速度、Hallmann らの最近の調査(2014)によれば、水中の低濃度

栄養循環を変え、最終的に水質および重要な生態系サービ

ネオニコチノイドが食虫性の鳥類にカスケード効果(雪だスである生物多様性の支持基盤に影響を与える。ヨコエビるま式影響)をを与える可能性が初めて実証された。今後の一種 G.  pulex は、ミジンコ属（Daphnia）の種よりイミの調査では、群集レベルでの農薬影響の重要性を、栄養連

ダクロプリドに感受性が高いこと、どちらも昆虫ではなく鎖における複雑な種間相互作用、および人間の消費、レク

甲殻類であることは注目すべきである。数種の昆虫は、リエーション、美学的価値から重要とみなされる複数の種

G.  pulex よりイミダクロプリドに対する感受性が高いため、に対する間接的影響を考慮すべきである。  

分解プロセスへのリスクは G.  pulex の調査で示された評

  価より大きいことがあり、影響を受ける種が生態系機能内

淡水生態系機能の結論で担う役割と、その群集内での機能的冗長性に依存する

  (Beketov  and  Liess  2008;  Ashauer  et  al.  2011)。  
  多数の水生種は、水中でネオニコチノイド系やフィプロニ
ル殺虫剤に直接曝露されるが、これは長期にわたることが水中食物連鎖の影響多い。Van  Dijk ら(2013)による長期の大規模な野外モニタ

  リング調査のデータでは、無脊椎動物に対するイミダクロ

分解と食物連鎖に関連する生態系サービスは水質に重要

プリドの負の影響が実証されている。このグループが一次であるが、さらなる懸念として殺虫剤の間接的影響による生産者から消費者への栄養とエネルギーの伝達を結ぶ要エサとなる重要な無脊椎動物の減少がある。これは、食糧であると考えると、そのような好ましくない影響は、水中として(例、魚類、ザリガニ)また生態学的理由で(両生類、食物網の基盤にマイナスとなる可能性がある。淡水生物、

水鳥)価値のある淡水種の数々に、危機的な意味をもつととくに水生昆虫や甲殻類の生存・成長・繁殖が低下すると、考えられる。調査例は少ないものの、淡水系で食物連鎖へ

分解と栄養循環に関わりのある生態系機能を変化させるの間接的影響が報告されている。例えば Hayasaka らことがある。これらのプロセスは、清浄な淡水や生物多様(2012a)は、実験水田メソコスム試験を、浸透性殺虫剤イミ性の維持など生態系サービス提供の中核をなしている。同

ダクロプリドとフィプロニルを推奨濃度で施用して実施

様に重要なのは栄養構造への作用であり、これは水界生態した。イミダクロプリド処理した水田のプランクトン、底系の安定性、復元力、食物網動態のみでなく、多数の水生生群集、水表生物群集では、対照群より種個体数がかなり昆虫が水中から出て成虫期を過ごすことを考えると、陸上少なかった。さらに Hayasaka ら(2012a,  b)は、年間 2 回の生態系にも影響を及ぼす。  

イミダクロプリドとフィプロニル処理が水生節足動物被  食者の減少に大きく影響して、これがメダカ(Oryzias    latipes)の成長を減退させることを明らかにした。

漁業と水産養殖

Sánchez-­‐‑Bayo   と Goka  (2005,  2006)は、耕作期間を通してイミダクロプリド処理した実験水田の生態学的変化も調査した。計 88 種を観察、その内 54 種が水生生物であった。
イミダクロプリド処理した野外のプランクトン、水表生物、
底生生物・陸上生物それぞれの群集は、対照群と比較して、生物の豊富さが著しく少なかった。殺虫剤、とくにその水中の残量物質に対する、水生生物群集の反応や回復力についての情報は不十分である(Sánchez-­‐‑Bayo  and  Goka  2005,  2006)。  
	  十分に実証されていないが、多種の食虫性の鳥類の減少
が、これらの殺虫剤を使用する農業地域と一致してみられ、殺虫剤使用による餌となる無脊椎動物発生数の減少が最近の個体群減少を招いたとする推論には、関連する証拠が存在すれば説得力があると考えられる(Benton  et  al.  2002;  Boatman  et  al.  2004;  Mason  et  al.  2012)。ネオニコチノイド
系殺虫剤は、最新世代の殺虫剤で、淡水域に入り無脊椎動    持続可能な漁業と水産養殖が、水生動物性蛋白源への需要の高まりを解決するかもしれない。アフリカ、アジア、中南米諸国では、内陸の淡水漁業により数千万の人々に食糧が提供され(Dugan  et  al.  2010)、同時にとくに女性の雇用の確保に役立っている(BNP  2008)。もし殺虫剤が漁業に負の影響を与えるとすると、その使用は世界規模の漁業と同じく小規模な内陸漁業、水産養殖、米作と魚養殖を組み合わせた営農法などの好調な発展を妨げることになる。  
	  ネオニコチノイド系殺虫剤は、魚類への急性毒性が比較的低く、吸血性の寄生生物や有害生物に有効なので、養魚業、および水産養殖業の環境での使用が増加している。例
えば、水稲－アメリカザリガニ(Procambarus  clarkii)輪換体系においてまん延するイネミズゾウムシ(Lissorhoptrus  oryzophilus  Kuscel)駆除用ピレスロイド系(Barbee  and  第６章	
  生態系機能および生態系サービスに対する危険性	  133	
   Stout  2009)や、ワシントン(米国)のカキ養殖場で在来種の貝類の水産養殖の調査で、ネオニコチノイド系殺虫剤およ

アナジャコ防除用のカーバメート系(カルバリル)   殺虫剤

びフィプロニルの施用に関するものは、ほとんどない。

など(Felsot  and  Ruppert  2002)の、旧世代の殺虫剤に替え

Dondero ら(2010)の報告では、イミダクロプリドとチアクて、イミダクロプリド(ネオニコチノイド)が利用されていロプリドの亜致死的影響を、海生二枚貝のムラサキイガイ

る。どちらの例でも、イミダクロプリドが目的とする漁業(Mytilus  galloprovinciali)について、転写レベルとプロテオ以外に与える非標的への影響が示されている。ネオニコチームのレベルでは認められなかった。Willapa 湾(米国ワシ

ノイド系殺虫剤による水質低下ならびに水生生物への生ントン州)は、イミダクロプリドを、カキ養殖に好ましく

態毒性学的影響をリスクとして取り上げ、ここで検討する。  

ない在来種のアナジャコ(Callianassa  sp.;  Upogebia  sp.)対策

  のため、潮が退いて露出した底質に直接施用するが、非標養殖漁業資源に対する脅威

的生物への影響は分かっていない。Felsot と

  
殺虫剤の大半は、養殖魚の生産や水田の他の非標的動物に影響を及ぼしうる。水田や隣接した用水路には多種類の野生の魚類が生息し(Heckman  1979)、日常的に施用される
殺虫剤の影響にさらされると考えられる。食物資源とくに
水生無脊椎動物が減少すれば、魚は間接的に影響を受ける(Sánchez-­‐‑Bayo  and  Goka  2005,  2006;  Hayasaka  et  al.  
2012a,  b)。魚はネオニコチノイドへの耐容度が高いことが分かっているが、その非致死的濃度と同時に界面活性剤にも被曝すると、有害影響が引き起こされることになる。イ
ミダクロプリドは、メダカ(medaka)の幼魚にストレス症
候群を引き起こすことが明らかになっている。ストレスにさらされた魚で多くみられるように、イミダクロプリド処
理した日本産のメダカの幼魚に寄生生物である Trichodina  属の繊毛虫の大規模なまん延が認められた(Sánchez-­‐‑Bayo  and  Goka  2005)。Desai  and  Parikh  (2013)の最近の調査では、淡水性硬骨魚類カワスズメ(モザンビークティラピ
ア)(Oreochromis  mossambicus)とコイ科の一種(Labeo  rohita)

Ruppert(2002)によれば、イミダクロプリドは水中から急速に消失し、それは潮流によって大きく希釈されるためかもしれない。しかし、さらに広範な河口生態系における挙動についての調査が、まだ行われていないと指摘した。カ
キ養殖場の殺虫剤処理に伴うサケ科魚類の曝露を評価するための環境モニタリングプログラムが必要である。マスノスケ(Oncorhynchus  tshawytscha)やカットスロートトラ
ウト(Oncorhynchus  clarki)の幼魚など、湾内に棲む非標的種が曝露による悪影響を受けた可能性については不明である。ネオニコチノイド系殺虫剤は、湾内でカキ養殖場が設置された河口域の汚染物質の中から、たびたび検出されている。わずかな報告のなかのいくつかの事例によれば、ネ
オニコチノイド系殺虫剤は河口環境に存在し、養殖される貝類や他の幅広い生態系に影響を与える恐れがあることを示唆しているものの、全体としてそれを実証する調査は不足している。  
  
水田-養魚生態系におけるネオニコチノイド系殺虫剤のイミダクロプリド亜致死的濃度(LC50/10 と LC50/20)21 日間

  曝露で、多数の生化学パラメータ(ALT、AST、ALP、GDH)

稲作と魚の養殖を組み合わせた営農法の開発は、地方の発に重大な変化が認められた。組織の酵素活性上昇は肝障害

展、食糧安全保障、貧困緩和のための持続可能な選択肢とを意味しており、これはイミダクロプリド曝露に関連する考えられている。総合的病害虫管理(IPM)実践指針は、農ものであると著者らは判断した。  

薬の使用や魚類へのその悪影響を減らすように勧告して	  ネオニコチノイド系殺虫剤によって魚が短時間で死亡いるが、稲作と魚の養殖を組み合わせた営農法では、吸汁することはめったにないが、Rajput らの報告(2012)では、性の害虫（ウンカやヨコバイなど）から米を保護するため

イミダクロプリド 21 日間曝露で淡水ナマズ・ウォーキンにいまだに殺虫剤に頼りがちである。イミダクロプリドがグキャットフィッシュ(別名クララ)(Clarias  batrachus)に、施用後の水田の水中に残留することが分かっており、この高濃度の場合に限り毒性が認められた。後に致死原因とな

水環境では完全に分解しないことは明らかで、実際にるような高濃度曝露での蛋白質の損失が報告されている。

Tišler ら(2009)も水田でイミダクロプリド濃度が上昇した

このナマズは、ある地域では特別に有害で侵略的な種になと報告している。農薬は、施用した水田の水から自然の水る可能性があるが、同時に、インドのほぼ全土で人々の食塊に移行する(Heong  et  al.  1995;  Scientific  &  Technical  糧になっているという経済的価値から、水産養殖で最も重Review  Panel  2012)。フィリピンでの Elfmann ら(2011)の要なナマズの一種と考えられている。  

調査で、下流河川でたびたび農薬が検出されることが明ら

  かになっている(Scientific  &  Technical  Review  Panel  貝類の水産養殖2012)。ネオニコチノイド系殺虫剤には残留性があるため、    

水田に施用されたものが自然水や下流河川の領域に移行する可能性も考えられる。  

134	  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
    養殖漁業へのリスクの結論増加により分かったのは、ネオニコチノイド系殺虫剤が使

  用されると、捕食性種とその生態系サービスが危険にさら魚の消費によって得られる栄養面での恩恵は、食糧安全保障の向上と発展途上国の貧困率低下と明確に結びついている。食糧にする魚の入手量が減少すると、十分な食糧を入手できない発展途上国の人々に特別の影響を及ぼす恐れがある。一部の国々では、漁業が生み出す高たんぱくの
魚肉が、貴重な低価格の副食物資源となっている。他の自然および管理された水生生態系を脅す汚染物質と同じく、ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、養殖漁業生産にさらなる脅威となる可能性がある。長期の持続可能性と漁業による食糧安全保障を確かなものとするためされることである(Desneux  et  al.  2007  and  Hopwood  et  al.  
2013 参照)。Hopwood ら(2013)は、有害性履の生物的防除に利用される種においての 40 例を超える毒性試験に基づき、ネオニコチノイド系殺虫剤の広範な使用が、作物の有害生物の生物的防除に必要性の高い捕食性の種や捕食寄生性の種に対し、悪影響を与えるとの結論に達した。Loseyと Vaughan(2006)によると、北米在来の有害生物に対する自然の防除資材としての価値は、約 136 億ドルに相当すると見積もられるが、その価値には、有害生物の捕食者のほか気候の機能や病原体なども含まれている。  

には(Pauly  et  al.  2002,  2005)、残留性で毒性のある殺虫剤の使用は、魚と餌に対する農薬の危険性が明らかになった
場合は、水産養殖システム内や周辺で最小限に抑えるべき送粉である。魚はネオニコチノイド系殺虫剤の毒性閾値が比較

  的高いとみられるが、環境に関連した濃度でのフィプロニ
ル・イミダクロプリド・チアクロプリド曝露によって、間生態系サービスとしての送粉接的で亜致死的な影響が認められている。魚の集約型養殖

  は貴重な食糧資源を提供するが、ネオニコチノイド系殺虫

送粉は、もっとも重要で貢献度の高い生態系サービスの一剤を含む多様な汚染物質が、複合的あるいは相乗的な毒性

つと考えられ(Kremen  et  al.  2007;  De  Groot  et  al.  2010;  影響を与え、養殖魚や他の水産養殖産品を脅かす可能性がVanbergen  and  the  Insect  Pollinator  Initiative,  2013)   、まある。  

た文化的な生態系サービス（美学）ともみなされる。生物

  的媒介による送粉とは、無脊椎動物、哺乳類、鳥類などの

  媒介生物による、同一の花もしくは花から花への能動的ま

有害生物の生物的防除

たは受動的な花粉の移動である。これは、果物、野菜、木の実、ワタ、その他多くの農作物のうち作物種子の生産に

  とって重要なサービスであり、さらに野生植物群落の繁殖

天然の有害生物制御としての捕食者を支えている(Allen-­‐‑Wardell  et  al.  1998;  Aguilar  et  al.  

  2006;  UNEP  2010;  Ollerton  et  al.  2011;  Lautenbach  et  al.  

無脊椎動物の捕食者・被食者関係は、多くの自然生態系と農業生態系において、重要な要素である。種の多様性と相互依存性は、食物網の形態と複雑性に強い影響を与えている。食物網の複雑性および捕食者の存在は、自然による無脊椎動物の“害虫”の調節機能を考えると、とくに人間にとっては重要である。多種多様な無脊椎動物や脊椎動物捕食者による、有害生物の捕食(寄生を含む)は、重要な生態系サービスであると認められ、農業システムでは、しばしば“生物学的防除”と呼ばれる(Schlapfer  et  al.  1999;  Wilby  and  Thomas  2002;  Bradley  et  al.  2003)。殺虫剤の有害生物のみを標的としているものの、有害生物とともに天然の捕食者がともにその影響を受けることがある。有害生物は、
しばしば生活史戦略により、その捕食者より速く回復することがある。有害生物の捕食者の多くは昆虫であり、したがってネオニコチノイド系殺虫剤への感受性が高い。Pisa
ら(2014,   本特集号)は、影響を受けた数種の捕食性昆虫を挙げているが、この調査は決して完全ではない。調査数の

  2012;  Vanbergen  and  the  Insect  Pollinator  Initiative,  2013)。  
	  送粉がないと、植物の繁殖力に影響が及び、栽培作物の収率損失、野生植物の遺伝的多様性の減少または局所的絶滅などに至ることもある。農作物の送粉には、動物媒、風媒、自家受粉またはそれらの組み合わせがある。送粉は、人間の食糧となる多数の農作物では、果実や種子ができる
ために不可欠だが、その他の植物においても、結実や種子生産にさまざまな度合いで関与する。したがって、送粉による農産物の増産の度合いは、さまざまで、送粉によって収量が増えないものから、送粉なしには果実や種子が実らないものまである(Richards  2001;  Klein  et  al.  2007)。  
	  虫媒植物種と送粉サービスの将来について、世界的に懸念が高まっている(Potts  et  al.  2010;  Van  der  Sluijs  et  al.  
2013;  Vanbergen  and  the  Insect  Pollinator  Initiative,  2013;  Pisa  et  al.  2014,   本特集号)。現在、世界中で起こっている
さまざまな環境変化が、野生および飼養された送粉生物群に影響を与えている。有毒化学物質への曝露、生息環境の第６章	
  生態系機能および生態系サービスに対する危険性	  135	
   喪失と分断、気候変化、病原体、土地利用の強化、寄生生

多くても約三分の一であることがわかった(Breeze  et  al.  

物、侵入生物種と疾病のまん延などが挙げられる

2011)。論争はあるものの、非常に多くの野生種のハナバ(Steffan-­‐‑Dewenter  et  al.  2002;  Tylianakis  et  al.  2005;  チ類が、さまざまな作物の送粉の品質と信頼性に大きく貢Biesmeijer  et  al.  2006;  Kuldna  et  al.  2009;  Potts  et  al.  2010;  献しているという証拠がある(例、Chagnon  et  al.  1993;  Vanbergen  and  the  Insect  Pollinator  Initiative,  2013)。  

Bosch  et  al.  2006;  Greenleaf  and  Kremen  2006;  Hoehn  et  al.  

	  Sánchez-­‐‑Bayo と Goka  (2014)は、花粉に含まれる現実に

2008;  Lye  et  al.  2011)。野生の送粉昆虫種は、果実類のもっ即した野外濃度のネオニコチノイド殺虫剤残留物が、ミツとも効率的な送粉者とされているが、ミツバチよりずっと

バチとマルハナバチにとって大きな危険となることを証

殺虫剤への感受性が高いようである(Cresswell  et  al.  2012;  明したが、野外でのエルゴステロール生合成阻害作用のあ

Laycock  et  al.  2012)。EU(欧州連合)諸国における、作物がる殺菌剤との相乗効果が、この危険をさらに増幅するとし昆虫によって送粉される経済的利益について、野生ハナバ

た。かれらは、イミダクロプリドが、マルハナバチに最もチ類の種が多いほど、経済的利益も多くなることが示され危険で(花粉に含まれる現実に即した野外濃度で 2 日間飼ている(Leonhardt  et  al.  2013)。またマルハナバチ(Bombus  育後の蓄積量で半数致死量(median  lethal  cumulative  spp.)は、多数の野生植物種にとって重要なあるいは唯一

dose)に達する確率 31.8～49%)、チアメトキサムが、ミツの送粉者である(Goulson  2003)。  

バチに最も危険である(同 3.7～29.6%)   ことを確認した。

  他の送粉者については、そのリスク評価には含まれていな

野生植物の送粉い。ミツバチの AChE(アセチルコリンエステラーゼ)活性の上昇は、ネオニコチノイド種子処理圃場内のトウモロコ
シの花粉への曝露に関連していた(Boily  et  al.  2013)。ネオ
ニコチノイド系殺虫剤は、土壌中や水中で残留性があり、浸透性農薬として使用されるので、野生植物や農作物に取り込まれやすく、送粉昆虫はどれも複数の曝露経路から致
死的または亜致死的濃度で曝露される可能性がある(Van  der  Sluijs  et  al.  2013)。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、飼育下と野生の送粉昆虫群に対し、しばしば一兆分の一(ppt)レベルと報告される極めて低い濃度で致死的および亜致死的影響をおよぼすことが分かっている(Pisa  et  al.  2014,   本特集号)。  
  
作物の送粉

  
世界中で全顕花植物のなかでは、0.1％以下に過ぎない作
物に加えて、野生の被子植物（顕花植物）の 60～85  %が動物による送粉を必要としている(Kearns  and  Inouye  1997;  Ashman  et  al.  2004)。Ollerton ら(2011)は、世界中で被子植物の 299,200 種(85%)が送粉者に依存していると推定した。しかしこの見積もりは、緯度ごとの被子植物の平均分布率を示しているのではなく、温帯では種の 78％、熱帯地域では最大で 94％と緯度ごとに異なっている。
Vanbergen   および   the  Insect  Pollinator  Initiative  (2013)
は、地球全体で最大 94％の野生の顕花植物が、昆虫類によって繁殖が成り立っていると推定した。野生植物への送粉は、間接的に人間の福祉に寄与していて、例えば、美的景観を作り、満開の花畑をマルハナバチが蜜を求めて飛び  回る様子や、野生生物が草を食むのを眺める喜びを与える  送粉サービスは、飼養されたセイヨウミツバチ(Apis  (Jacobs  et  al.  2009)。送粉は、植物種の遺伝的多様性を増加

mellifera)によって提供されるが、単独行動のハリナシミツさせることにも役立っている(Benadi  et  al.  2013)。  

バチやマルハナバチなど野生種によることもある。さらに、

	  送粉昆虫の消失が生態系機能に与える影響については、

ハエ、チョウ、カリバチ、ガ、甲虫、他の無脊椎動物群、いくつかの事例が報告されているが、よく分かっていない。

時には脊椎動物群(コウモリ、リス、鳥類、一部の霊長類

わずかだが重要な相互作用として、野生種とミツバチの例など)で、野生植物や作物の送粉が行われることも分かっが挙げられる。Greenleaf   と Kremen  (2006)は、ヒマワリている(Buchmann  1997;  Klein  et  al.  2007;  De  Luca  and  においてミツバチの送粉効率について調査し、野生のハナ

Vallejo-­‐‑Marín  2013;  Ghanem  and  Voigt  2012;  Vanbergen  バチ類が存在すると効率が 5 倍増になることを確認した。

and  the  Insect  Pollinator  Initiative,  2013)。世界中の送粉サ

そのような現象は自然環境でも発生し、ある 1 種類の消失

ービスの大部分を担っているものとして(Danforth  et  al.  

が、影響を受けた群落での野生植物の送粉動態を根本的に2006;  Breeze  et  al.  2011)、25,000 種を超えるハチが特定さ変えてしまうことがある。さらに、宿主植物が生き延びるれている(FAO  2013a)。ヨーロッパだけでも、2,500 種を上ことがその送粉種の生存に直接関連すると分かっており回るハチが送粉者であることが確認されている(Vaissiere  (Kim  1993)、このことが、生物群集内に波及効果をもたら

et  al.  2005)。  

すことがある。例えば、Kearns と Inouye  (1997)は、ある	  一般に考えられているのとは異なり、英国での見積もり

1 種の特異的なコバチの送粉に依存することの多い 750 種

により、飼養されたセイヨウミツバチによる作物の送粉は、を数えるイチジク属樹木のようなキーストーン種(中枢種)

  

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  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
    が、どのように多数の熱帯野生脊椎動物群集に主要な餌を接依存するのはその一部のみである(Klein  et  al.  2007)。  

提供しているか説明している。このコバチの消失が、その	  Roubik(1995,  in  Klein  et  al.  2007)は、熱帯作物 1,330 種

地域の生物群集の構造を完全に変化させる可能性がある。

のリストを示し、その約 70％に、動物の送粉によって生南アフリカのように、特定の送粉者－植物相互作用のある産性が向上する 1 種類以上の変種がみられるとしている。

地域でも、同じことが観察されている(Ollerton  et  al.  2011)。  

とりわけヨーロッパでは、生産された作物種の 84％	  野生植物は風媒も利用することがあるが、複数の送粉者(Williams  1994)、全農耕地の合計 12％が送粉に依存していに依存し、生態系食物網の中で送粉昆虫が決定的な役割をる(Schulp  et  al.  2014)。  

遂げることを理解がすることが重要である。送粉種の喪失

	  生態系サービスとしての作物の送粉の相対的重要性がは、他のネットワークにも影響を与え、生態系機能全体を世界中で高まっている。2006 年には、1961 年と比較して、損なうことになる(Bartomeus  et  al.  2013;Burkle  et  al.  

送粉者に依存する作物の全農作物生産量に占める割合が2013;  Labar  et  al.  2013)。  

先進国で 16.7％、発展途上国で 9.4%増加している(Aizen  et  al.  2008;  Aizen  and  Harder  2009)。その後、油ヤシ、ヒマ

送粉昆虫と他の有用な昆虫による生態系サービスに関す

ワリ、キャノーラなど送粉者に依存する作物生産は予測通る結論

り継続的に増加しており(FAO  2013b;  Schulp  et  al.  2014)、

  生態系の中で消費者、捕食者、送粉者、分解者としての昆虫の役割は、生態系機能にとって極めて重要なものである。

この割合は今後さらに上昇すると考えられる。  
  送粉の経済価値

多数の送粉・捕食昆虫のキーストーン種が、ネオニコチノ

  イド系殺虫剤への高い感受性を有し、曝露リスクも高いこ

送粉サービスの経済価値は、植物の生産を、送粉により限とがから、この物質の(長期的)影響が懸念される。広範囲

界まで増加させることで得られるとされ(Kremen  et  al.  

の送粉・捕食昆虫の消失による悪影響として、生物群集内

2007)、   人間に対し市場価値または生存のための価値をものカスケード効果があり、これは最終的に人間集団に影響

つ植物で考慮される。例えば、食糧や飼料、木材、繊維にを及ぼすものである。人間にとっては、生態系の送粉サー利用される作物などである。したがって、送粉昆虫の消失

ビスと生物学的防除は、2005 年の概算で、全世界で 2,150は、作物生産高の低下として、人間の食糧生産に大きく影

万米ドル相当の価値があるとされる(Vanbergen  and  the  響を与える可能性がある。Richards(2001)は、不十分な送Insect  Pollinator  Initiative,  2013)。環境の健全性の生物指粉サービスが作物生産高に与える影響について、適切な全標であるハチが、地球規模で消失いることは、生物多様性

体像を示している。2008 年に地球的規模で送粉者の減少と、最終的には人間の福祉が世界的に脅威にさらされていが作物生産高に影響を与えたという記録はみあたらないることを、いち早く警告している。  

が(Aizen  et  al.  2008)、地域規模で送粉者(多様性)の減少が

  

果物の着果と種子の生産に影響したという証拠が存在す

  る(Brittain  et  al.  2013)。したがって送粉者の不在は、EU

食糧安全保障  内の作物物生産高の 7％下落と言い換えることができる(Schulp  et  al.  2014)。これらの作物は、少なくとも、文明
社会に多様な食物と生活の質をもたらすものである

送粉者依存作物(Klein  et  al.  2007)。送粉者消失による第二の影響は、作物

  の生産低下であり、そのため消費者の評価が低くなり、商

人間の食糧が、ハチにより送粉される作物に依存する推定

品化できないこともある。例えばキュウリやリンゴでは、

割合は、比較的低く 15～30  %であるが(O’Toole  1993,  in  適切な送粉なしに市場規格の収穫は得られない。不十分な

Kearns  and  Inouye  1997;  Greenleaf  and  Kremen  2006)、食送粉により、それらは評価が低下したり価値を失ったりす

糧の生産、多様性、安全保障、安定性などの重要な部分をる(曲ったキュウリ、歪なリンゴなど)  (Morse  and  送粉動物に頼っている(Steffan-­‐‑Dewenter  et  al.  2002,  2005)。

Calderone  2000)。  

人間が直接的に摂取する主要 124 農産物のうち、87 品目

	  送粉者消失の第三の影響は、生産コストの上昇である。

(70％)で種子、果物、野菜などの生産促進を送粉に依存し米国のアーモンド生産農家は養蜂業者の送粉サービスにている。この 87 品目は人間の生活の質に不可欠で、食糧完全に依存しており、2005 年以降は送粉者不足により作とする野菜や果物の品質と多様性を提供し、世界の食糧生物送粉サービスの価格急騰に見舞われている(Sumner  産量のうちの 23×108   メガトン(35%)に達するが、送粉に直and  Boriss  2006;  Carman  2011)。多数の動物送粉作物が、特定の場所における地域経済にとって重要である。例えば

  

第６章	
  生態系機能および生態系サービスに対する危険性	  137	   オリーブ、ヒマワリ、ワタなどは、送粉者に全面的に依存

他の方法で繁殖し、送粉サービスには頼っていない。これするものではないが、生産が増加する。全てを送粉に依存

ら作物は必要なカロリー摂取量を提供するが、ほとんどのしている数種の作物は、バニラのように、しばしば特産品

微量栄養素の含有レベルはかなり低い。世界で 20 億人以で、大量に売られるのではないが(Richards  2001)、特定地

上が、食事の多様性不足がもたらす微量栄養素欠如という域に不可欠な財源となっている。  

“隠れた飢餓”に見舞われている(Welch  and  Graham  	  いくつもの全国調査で(例、USA:  Morse  and  Calderone  1999;  Muthayya  et  al.  2013)。特に多量の微量栄養素を供給

2000;  Losey  and  Vaughan  2006)、作物タイプごとに、送粉する植物では、送粉者消失は食事の多様性低下をもたらし、者のない状態での作物生産に対する実際の影響を計算し、特定地域で健康および経済発展に及ぼす負の影響を深刻

依存比率を用いている。これは便利な手段だが、その比率なものとすることが考えられる。  

は、調査間や地域間では大きく異なっていた。したがって

  Gallai   ら(2009)は、地域ごとの経済的弱点を含む、徹底し種子の安全性と種子処理た世界的な送粉昆虫消失の経済的評価を試みた。著者らによる算定では、2005 年には、世界で直接的に人の食糧になる作物総生産額の 9.5％、1,530 億ユーロを占めていた。
EU では、送粉者に依存する作物は,今や EU の作物生産による収益の 31％を占めている。そのうち、昆虫の送粉サービスを金銭価値に置き換えた総計は、10～12％である(Leonhardt  et  al.  2013;  Schulp  et  al.  2014)。  
  食糧供給と食品品質

  種子の安全性は、食糧安全保障の要とみなされている(Sperling  and  McGuire  2012)。収穫高、早熟性、特定のス
トレスへの抵抗性、栄養の特徴など、食糧生産の作物学的特質は、種子安全性の多様な目的とみなされる(Sperling  and  McGuire  2012)。最貧困社会であっても農業生態系は、
環境保全型の農業と IPM(総合的病害虫管理)のおかげで、在来農法により従来と同等またはさらにそれを上回る生産量を達成し、発展途上諸国の地域において国内外の市場

  への供給を可能にしている(IAASTD  2009)。  

今後 10 年間の人口増加を想定し、持続可能な方法で食糧	  ネオニコチノイド処理交配種子の使用増加および広く供給量増加の需要に応えることが、これからの大きな課題

普及した予防的使用は、送粉者、土壌微生物類、水生無脊である。農業システム集約化が環境に与える影響は、将来

椎動物類への前述の危険有害性を考えると、虫害からの持の十分な食糧供給の途に脅威を及ぼすと考えられる

続可能な作物保護の方法と捉えることはできない。種子処(Matson  et  al.  1997)。全ての人に十分な食糧の入手を保障

理は、害虫が引き起こす問題を予想して処理することで、するばかりでなく、バランスの良い食生活実現のため安全

作物保護の保険のように機能するという安易な動機を農で栄養的に質の高い食糧供給を実現することは、知的障害業従事者に与えている。しかし、このテクニックを生態学や身体障害などの健康への影響を避けるために考慮すべ的、経済的、社会的に実行可能にするためには、収穫の面

き重要な問題となっている。多様な青果物が手に入ること

で生態系の健全性へのリスクを相殺するほどの相当な利もまた、上質な食材と食文化の楽しみに貢献していて、社益が見込めなくてはならない。他の国と同様に英国でも、会的・文化的アイデンティティー全体に寄与している。  

過去 10 年間に農作業でネオニコチノイド処理種子の使用

	  世界保健機構によれば、現在の人々の栄養必要量に応えが急速に増えた。ところが、その期間ほとんど、またはまることはかなり難しい(WHO  2006)。とくに発展途上国でったく作物生産高の増加は認められないか、種子処理費用

は、人口の 3 人に 1 人がエネルギーや微量栄養素(ビタミを相殺するほどの増加が得られなかった(Goulson  2013)。

ンやミネラル)の慢性的な栄養不足に苦しみ、ビタミンや

例えばカナダのプレーリー地区(Prairie  region)では、キャミネラルの欠乏症に陥る人が多い。Eilers   ら(2011)は、世ノーラが 850 万ヘクタールの農耕地に広がり、キャノーラ

界の主要な作物 150 種以上から抽出した栄養素の割合を

種子の 95％がネオニコチノイド処理されている(Main  et  検討し、ミネラルは作物タイプ全体でかなり均等に分布しal.  2014)。著者らの控え目な見積りでは、プレーリー地区てみられるが、特定のビタミンは送粉者に依存しない作物

でのネオニコチノイド使用量は 1 年間に農耕地の 44％にのほうが少ないことを確認した。例えばカロテノイド群における 215,000  kg であった。浸透性殺虫剤による種子処理

ついては、送粉者依存作物でβ-­‐‑クリプトキサンチンがは、現代の農業においてネオニコチノイド系殺虫剤の長期

99.33％、リコピンが 100％であった。

で幅広い使用を促進し、農業生物多様性と食糧安全保障に	  対照的に、世界的な農業の進化によって、この 25 年間

対する脅威を象徴するものである。

でジャガイモ、キャッサバ、トウモロコシ、コメ、コムギなど、主食の生産量が大きく増加した(FAO  2013b)。このような主要食糧は、おもに風媒、自家受粉、あるいはその    殺虫剤抵抗性138	
  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
    数種の作物害虫は、ネオニコチノイド系殺虫剤への抵抗性

どの多様な作物を生産する農作業の帰結である、と考えるを発達させている(Jeschke  et  al.  2011)。ワタアブラムシことができる。これからの農業は、総生産量の増加に限定(Aphis  gossypii)にイミダクロプリドやアセタミプリドへのせず、貴重な農業形質を供給する作物の遺伝的多様性維持

抵抗性が認められた(Herron  and  Wilson  2011)。ネオニコにも配慮することに焦点をおくべきである(Sperling  and  チノイド抵抗性を示す他の作物害虫には、オンシツコナジ

McGuire  2012)。農業生物多様性と種子安全性の保全は、ラミ(Trialeurodes  vaporariorum)  (Karatolos  et  al.  2010)やコ

地域ですでに知られている作物の品種の普及を促進し、地

ロラドハムシ(Leptinotarsa  decemlineata)  (Szendrei  et  al.  

元の伝統的な栄養価の高い品種を入手しやすくすること2012)がある。  

で実現されると考えられる。このような作物の多くは、昆	  ベトナム、中国、日本など東アジア諸国に生息するトビ虫による送粉に依存しているため、送粉者に悪影響を及ぼ

イロウンカ(Nilaparvata  lugens)でも、殺虫剤抵抗性の発達

す殺虫剤が広く持続的に利用されるというリスクにさらが報告されている(Wang  et  al.  2008)。トビイロウンカのイされている。ネオニコチノイド殺虫剤の利用は、この点でミダクロプリド抵抗性が、最新の調査で再確認された

食糧安全保障と持続可能な農業の発展を脅かす可能性が(Azzam  et  al.  2011)。Zhang ら(2014)は、中国の中央部・ある。

東部・南部で 9 野外個体群のトビイロウンカを観察し、

  2009～2012 年まで殺虫剤抵抗性を測定した。2012 年に採結論取された 9 野外個体群のすべてが、イミダクロプリドに対

  し抵抗比 209.3～616.6 の著しく高い抵抗性を発達させて

本稿では、とくにネオニコチノイド系殺虫剤だけでなくフいた。ネオニコチノイドへの抵抗性は、2009 年より 2012ィプロニルについても、浸透性農薬が多数の生態系機能や年にさらに高くなった。2012 年、チアメトキサムへの抵

サービスに与える潜在的影響を検討した。土壌機能および抗比は 17.4～47.1、ニテンピラムは 1.4～3.7 と大きく異な

食糧生産システムに組み込まれた無脊椎動物の役割と脆っていた。野外個体 9 群のうち 6 群は、ニテンピラムに対弱性、ならびに養殖漁業を支える水生生物多様性への脅威

して 2012 年に 2011 年より高い抵抗性を示した。総合的にについても調査した。健全な生態系機能と食糧生産を保全

みてこれらの報告は、ネオニコチノイ系殺虫剤の利用が広するための、消費者、捕食者、送粉者、分解者としての微がると、標的害虫の抵抗性の発達速度が増すことを証明し

生物、昆虫、他の無脊椎動物の重要な役割に関する明らかている。害虫抵抗性は、殺虫剤の施肥量や施用頻度を次々な証拠を提示した。これらのかけがえのない生物についてに増し、経済コストや環境コストの増加を招くことになる。  

調査すると、その浸透性農薬に対する脆弱性が明確になっ  た。多くのネオニコチノイド殺虫剤は、土壌・水中で残留

食糧安全保障の結論
  性があり、処理種子の播種時に粉塵粒子に含まれることか
ら、生態系サービスを提供する多数の生物有機体がそれを浴びて、ときに影響を受ける可能性が高い。  

国連の枠組みにおける食糧安全保障の定義には、食糧の物	  ネオニコチノイドとフィプロニル殺虫剤は、陸生、水生、

理的な入手しやすさと長期にわたるその安定性が含まれ土壌の有用な微生物種、無脊椎動物、脊椎動物など広範囲ている(FAO  2008)。食糧の品質と多様性、食糧生産の生態に致死的・亜致死的影響を与えるレベルで、環境中に存在

学的、社会的な持続可能性もまた食糧安全保障の重要な部している。これらの有用な生物種は、健全な生態系機能・分である。送粉者依存作物の消費量が増加したことにより、サービスの鍵である多様な特性(例、窒素固定細菌、送粉

農業の送粉者依存度が高くなっている(Aizen  et  al.  2008)。

者、栄養再循環者)を具えている(Perrings  et  al.  2010)。ネ

ネオニコチノイド殺虫剤はミツバチなどの飼養送粉昆虫

オニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの広範な利への脅威とみなされているが、多数の野生送粉昆虫にとっ用が有用な生物種に危害を及ぼしている証拠はつぎつぎても同様である。理論的な可能性のみで未だ実証されていに得られており、その影響が消費材(食糧、燃料など)でも、ないが、送粉の低下により、作物生産量と果物や野菜の多非消費材(健康など)でも、生態系サービスの低下を招く可様性が地球規模で低下していることの証拠が、地域規模で能性がある。

存在している。広く利用されている種子処理は、必ずしも	  世界人口を十分に養うため、作物を保護する方法や製品

作物生産量を増やすとは限らず、送粉者と土壌健全性を脅には、害虫による生産量損失を減らすことが常に求められかし、害虫の抵抗性を助長しているようにみえる。どのよる。しかし、食糧安全保障、生態系サービス、環境の全シ

うな殺虫剤でも、ひとつの種類を広範囲で大規模に利用す

ステムの十分な機能性などに対する潜在的有害性を軽減

ると農業生物多様性への脅威になりうることが、立証されするためには、持続可能な害虫防除の方法と製品の選択をている。

するべきである。殺虫剤耐性と生態系の各コミュニテイー

	
  農業生物多様性とは、必須微量栄養素を供給する作物なにおける抵抗性形質およびまたは機能的回復力の選択

  

第６章	
  生態系機能および生態系サービスに対する危険性	  139	
   (Köhler  and  Triebskorn  2013)の両方、またはいずれか一方を、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの広範でときには予防的な利用の継続を正当化する理由とするのは、生態系サービスの保全にとって危険性の高い戦略である。
すでに発表されている文献では、これら浸透性殺虫剤の標的以外への影響と生態系サービスへの効果との関連は必ずしも明らかではないが、広範囲に及ぶ使用、残留性、さまざまな有用な生物種への毒性などは、これらの生物種に依存している生態系サービスが危険にさらされていることを強く示唆するものである。  
謝辞	  	  本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）のバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、
モンテグロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆を得た。最初の責任著者以外の著者名はアルファベット順である。ほとんどの著者は、公的機関か大学に勤務しているが、例外は D.A. Noome で、TFSP での独立した仕事について the Stichting Triodos Foundation から資金援助を受けている。この仕事は、the Triodos Foundation’s
Support Fund for Independent Research on Bee Decline andSystemic Pesticides により資金提供を受けた。この支援基金は、Adessium Foundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オランダ), Stichting Triodos
Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting (オランダ),
Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study Association
Storm (Student Association Environmental Sciences Utrecht
University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V. (ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイツ)と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、
データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかった。  

  オープンアクセス	  本稿は、原作者および発行元より与えられた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリ
エイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布されるものである。  
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第６章	
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  Environ  Sci  Pollut  Res  (2015)  22:119–134	  ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）	
  

  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  
  

  

  

第７章

害虫駆除のための代替案

145

浸透性殺虫剤による生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書

害虫駆除のためのネオニコチノイド系殺虫剤の代替案：
農業および林業における事例研究
Lorenzo Furlan・ David Kreutzweiser
受付：2014 年 4 月 14 日

採用：2014 年 9 月 16 日

オンライン出版：2014 年 10 月 3 日

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 DOI 10.1007/s11356-014-3628-7©The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com

ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日

要約 ネオニコチノイド系殺虫剤は、病害虫防除のため

キーワードに世界中で広範囲に使用され、特に農業における病害

虫管理・農業・トウモロコシの病害虫・林業虫管理のため広く行き渡っている。ネオニコチノイド

はじめに

ネオニコチノイド系殺虫剤・総合的病害

系殺虫剤のこの広範囲にわたる予防的な施用が、有益
生物とその生態学的機能に重大なリスクをもたらすことを示す証拠が相次いでいる。これが害虫防除のため
ネオニコチノイド殺虫剤に代わる代替案探索のきっかけである。総合的病害虫管理(IPM)戦略にのっとったネ
オニコチノイド系殺虫剤の代替案適用の原則を解説するため、イタリアのトウモロコシ生産およびカナダの森林における害虫防除の代替策を例に引く。IPM の取
組みは、入手可能なあらゆる関連情報を考慮に入れた
うえで確かな情報に基づいて管理決断し、実際の必要に基づく害虫防除策を提供する。我々は、輪作の多様化、植付け・耕作・灌漑時期の変更、害虫生息地域での病害虫に強い作物の採用、生物農薬の利用、低有害
危険性の代替殺虫剤への取組みなど、トウモロコシ害
虫 3 種の管理策および数種の森林侵入害虫の管理策の利点と欠点を調査する。代替案の調査研究を継続するのは当然として、同時に、情報の伝達、農業従事者と害虫管理者の訓練の必要性と IPM 戦略およびその害
虫防除代替策の採用促進のための方針と規制の必要性を強調する。

浸透性殺虫剤は様々な作物を保護するために使用される。ネオニコチノイド系殺虫剤は多くの病害虫防除に対する有効性と、その浸透作用に基づき農業に広範囲に使われているため、2008 年までには世界の殺虫剤市場の 4 分の 1 を占めるに至り(Jeschke et al. 2011)、この割合は上昇しつつある(Simon-Delso et al. 2014)。農業へのネオニコチノイド系殺虫剤の大規模な使用は、農業システムの簡略化と害虫防除への多量の殺虫剤使用によって有効性と利益を最大限に高めるといった、技
術上および経済上の目標に見合うことは疑いない。しかし、この大規模な使用により、ネオニコチノイド系
殺虫剤の高度で広範な殺虫活性が、非常に低い用量で、環境への影響という深刻な危険有害性につながることを示す証拠が増えている(Henry et al. 2012; Goulson
2013; van der Sluijs et al. 2013, 2014; Whitehorn et al.
2012)。ネオニコチノイド殺虫剤の大規模でしばしば防除的な使用(Goulson 2013)は、殺虫剤処理が必要か否かを判断するための経済的に重要な病害虫個体数の評価を含む、総合的病害虫管理(IPM)方法の主原則とは対照的である。IPM の原則は多年にわたる現地実験や科学研究から導き出されたものであり(Baur et al. 2011)、欧Responsible editor: Philippe Garrigues
L. Furlan (*)
Veneto Agricoltura, Legnaro, PD, Italye-mail: lorenzo.furlan@venetoagricoltura.org

州連合では指令 2009/128/CE によって要約され、義務化された。農業環境に関する手順を以下に示す。
1． 害虫防除の決断以前に、可能な場所で十分な方法と手段によって有害生物を監視しなければならな

D. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen
Street East, Sault Ste Marie, ON P6A 2E5, Canadaい。手段には、野外観察、科学的に正当な警告、予測、および早期診断システムが含まれる必要が
ある。

146

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

2． 評価によって、作物保護に関する規定の要防除水を占め、使用される種子の大半がネオニコチノイド系

準を超えた水準であることが判明した時と場所に殺虫剤でコーティングされた(USDA-NASS 2013)。欧州

限り、処置を施す。

連合のトウモロコシ生産は年間約 1,400 万ヘクタール

3． 要防除水準を超えている場合、耕作に関する時期

で、フランス、ルーマニア、ドイツ、ハンガリー、イなどの修正、種まき日の選択と修正、輪作順序のタリアがそれぞれ年間 100 万ヘクタールを超える変更などによって、新たに認識された害虫集団を(Meissle et al. 2010)。ネオニコチノイド系殺虫剤はトウ

忌避するなど、トウモロコシへの被害を避けるた

モロコシに主として種子コーティングにより使用されめ輪作を主とする農業措置を考慮する必要がある。

ており、種子、幼苗、および若木を初期生育段階で守4． 要防除水準を超え、農業的な解決策が利用できなることを目的としている。トウモロコシへの施用を含い場合、化学的処理の代わりに生物学的防除や物むネオニコチノイド系殺虫剤の使用量の増加は、ハチ

理的処理など、他の非化学的害虫防除策を考慮しの障害や蜂群崩壊など環境への深刻な曝露および影響

なくてはならない。

となり、それによって授粉などの生態系サービスに影

5． 要防除水準を超え、農業的解決法、生物学的防除

響を与えている(Goulson 2013; van der Sluijs et al.

など非化学的害虫防除策を利用できない場合、環2013, 2014; Bonmatin et al. 2014; Chagnon et al. 2014;

境衛生やヒトの健康への危険有害性の低い化学的Pisa et al. 2014)。

処理法の中から選択し、施用する空間および時間

ヨーロッパにおける殺虫剤全般、特にネオニコチノを制限し、害虫の抵抗性の有害危険性を最低に抑イドの使用を低減させる第一の方法は、殺虫剤の持続える方法で用いる必要がある。

可能な使用に関する欧州指令 128/2009/EC によって提唱された IPM 戦略の適正な実施である。本指令は 2014

病害虫駆除に関しネオニコチノイド系殺虫剤の代替

年 1 月以来欧州連合におけるすべての作物への IPM の品の入手および使用が可能であることを示すため、2適用を義務としている。IPM 戦略は果樹園やブドウ園

件の事例研究を解説する：(i)トウモロコシへの処理などのプランテーションで通常用いられるが(Baur et(Girolami et al. 2012)。この場合、ネオニコチノイド系

al. 2011)、ヨーロッパではトウモロコシなど他の栽培作

殺虫剤とミツバチへの悪影響との間に関連があった。

物には広範に導入されてはいない(Furlan et al. 2013)。

(ii) 侵入病害虫防除のための樹木への処理。農業の事例

耕作農場はしばしば収入、労働力および技術の点で限研究が重要であるのは、イタリアで広大な土地単位で界があるため、指令を確実に成功させるのに特別な努行われ[25 年間にわたり数千ヘクタール(Furlan 1989;

力が必要である。このことは、IPM を栽培作物に導入

Furlan et al. 2002, 2007b, 2009a, 2011; Ferro and Furlan

するのであれば、(a)低価格戦略、（b）時間効率の良い2012)]、環境への副作用の可能性のある開墾および病害手段、(c)経済的・環境的に持続可能な殺虫剤またはそ虫防除方法に関連するためである。カナダでは、森林の他の病害虫防除方法が必要、ということである。

の事例研究は固有の病害虫問題と、カナダ自身の環境問題や解決策を明らかにするため意義深い。

これらの目標を達成する 1 つの方法は、作物処理のオプションに関するオンライン情報を提供し、技術基準を解説できる近代的助言制度の開設である。この制度はイタリアで新たな Bollettino delle Colture Erbacee

トウモロコシの病害虫管理代替策の事例研究(“農作物年次報告書”)(http://www.venetoagricoltura.org/subindex.php?IDS

2010 年までに、ネオニコチノイド系殺虫剤は世界の殺X=120)によって実証されている。この報告書は、いつ虫剤総使用量の 27％に達し(Casida and Durkin 2013)、

どこで病害虫集団が耕作地に経済的リスクとなるかを

トウモロコシの病害虫管理への適用は農業における殺立証する、低費用で地域全体に及ぶ害虫および病気の虫剤使用量で最も高い水準にある。例えば、米国では監視システムに基づいている。危険有害性が実際に発2009～2011 年に 1,800 万ヘクタールを超すトウモロコ

生した場所では、実地評価を如何に行うべきかを助言

シが、ネオニコチノイド系殺虫剤によって処理されたする。地域全体に及ぶ監視が低費用であるのは、(a) 使(Brassard 2012)。その内訳は、クロチアニジン 810 トン

い勝手が良く低価格のフェロモン罠、(b) 気象情報を用

超およびチアメトキサム 570 トン超が米国で 1 年間にいた病害虫生息モデル[例、タマナヤガ(BCW: Black使用され、ほとんどがトウモロコシに使用された

Cutworm)の監視および予報プログラム(Furlan et al.

(Simon-Delso et al. 2014)。食物、飼料、バイオ燃料の2001c)]、西洋ネキリムシ(WCR: Western Corn

ためのトウモロコシ生産は、米国の耕作地の最大面積

Rootworm)の卵孵化に関する Davis モデル(Davis et al.

第７章

害虫駆除のための代替案

1471996)、(c) 地理情報システム GIS マッピングに基づくである(Goulson 2013)。このような場合、少ない害虫個空間解析(例、地球統計学、De Luigi et al. 2011)、(d) 多体数が監視と現場評価で確認されれば、IPM の実践を数の地域からの作物栽培に関する情報、などに基づい成功させるための情報になると考えられる。このようているからである。IPM が信頼され、手ごろな価格でに一般的に危険有害性が低水準であることから、害虫

栽培作物に適用されるためには、必要な場所であればによる収量低下に対する金銭的補償には、生産者が自地域・地方を問わず農場レベルで監視と評価を行わな

己負担で保険に加入する農作物保険計画のほうが、予くてはならない。

防的な土壌殺虫剤施用より適しているであろう。再度

地方農場に関しては、地域レベルで特定の昆虫によの種まきの必要性、および種まきの遅れまたは生育株

る重大な作物被害の危険性のある地域が確認された時、の減少による収益の損失など、トウモロコシの被害に

監視には現地の検体を入手する必要がある(Furlan etよる総費用は、植えつけた農場全体の防除の総費用よ

al. 2013)。作物発育の監視によってもさまざまな感受性り低い場合が多く(Furlan et al. 2014)、しかもネオニコの水準が明らかになるため、それに応じて介入方法がチノイド系殺虫剤の環境への副作用を考慮する必要が調整されねばならない。

ない(van der Sluijs et al. 2014)。

農業従事者などの実践者は、これらの事項について
随時情報を与えられ、生産コストに競争力があり環境

コメツキムシ群の正確な監視および被害予想への影響が少なく成功した IPM プランに基づく正しい
情報の使い方を訓練される。以下で、ネオニコチノイ

効果的で持続可能なトウモロコシ生産策は、被害を受

ド系殺虫剤の予防的使用に依存しない、イタリア(ヨーけやすい作物を有害なコメツキムシのいない地域に植ロッパの他の地域にも適用できる)におけるトウモロ

えることである。現在では、コメツキムシの生息水準

コシへの一般的害虫管理の IPM の選択肢をいくつか簡が、フェロモン罠で確実かつコスト効率よく予想でき略に述べる。

(Furlan et al. 2001a; Gomboc et al. 2001; Karabatsas etal. 2001; Tóth et al. 2001, 2003)、これがヨーロッパの主なアグリオテス Agriotes 属すべて[ヨツボシマグソコガ

コメツキムシ類(Agriotes spp.)の防除

ネ(Agriotes sordidus Illiger), Agriotes brevis Candèze,
アグリオテスリネアツス(Agriotes lineatus L.), アグリ

長期のデータによれば、イタリアのトウモロコシ農場

オテス・スプタトール(Agriotes sputator L.), アグリオテの大半は、種まき時に殺虫剤による防除の必要はない

ス・オブスクルス(Agriotes obscurus L.), Agriotes

ことが示唆された(Furlan 1989; Furlan et al. 2002,

rufipalpis Brullè, Agriotes proximus Schwarz, Agriotes

2007b, 2009a, 2011, 2014; Ferro and Furlan 2012)。実際、

litigiosus Rossi, Agriotes ustulatus Schäller]の監視に適

トウモロコシ農場の主な土壌害虫であるコメツキムシしている。過去数年間に、調査研究によりフェロモン

が、多数生息する土地の割合は非常に低いことが多い

罠捕獲の生物学的重要性についての有益な情報が提示[例:トウモロコシ大規模生産地域である Veneto 地区でされ、その誘引範囲が明らかにされた(Sufyan et al.

5％以下(Furlan 1989; Furlan et al. 2002, 2007b, 2009a,2011)。

2011; Ferro and Furlan 2012)]。欧州レベルでは、同様

フェロモン罠に捕獲された成虫(コメツキムシ)で、少の結果が欧州プロジェクト PURE(枠組み VII)から報告

なくともヨツボシマグソコガネ、A. brevis Candèze、されている。監視の最初の 3 年後、フランス、ハンガ

A. ustulatus Schäller という主な 3 種に関しては、土壌

リー、スロヴェニア、ドイツ、およびイタリアの他地中の幼虫の個体数と相関すると考えられる(Burgio et

域の実験農場では深刻なコメツキムシによる被害は検al. 2005, 2012; Furlan et al. 2001b, 2007a; Pozzati et al.

出されなかった(Furlan, 未公表データ)。何百区画もの2006)。しかし、この関連性はアグリオテス・オブスク

土地が調査されたイタリアからの調査研究では、コメ

ルス 、 アグリオテス・リネアツス 、 アグリオテス・ス

ツキムシ被害がなかったことや作物自体の補償能力のプタトールなど他の主要なヨーロッパ種に関してはそ

ため、収穫高においても生育株においてもネオニコチ

れほど確かではない(Benefer et al. 2012; Blackshaw

ノイド処理したトウモロコシと未処理の区画に大半のand Hicks 2013)。イタリアでは空間モデル(例、地球統実験で統計学的有意差はなかった(Balconi et al. 2011;

計学的解析)を用いることができ、大規模農場や生態域

Boicelli 2007; Ferro and Furlan 2012; Furlan et al. 2002,

地方など異なる空間規模でアグリオテス群の動態を予

2007b, 2009a, 2011)。

測する。これを農業および地理的変数と連動させるこ

これらのデータから、殺虫剤がしばしば不要であり、生産高の上昇に必ずしも効果的ではないことが明らかとで、より正確な危険有害性の分析と、監視費用の最適化がもたらされた(Burgio et al. 2005)。

148

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

フェロモン罠監視で得られた情報は、各昆虫種の生影響を与える最重要因子が作物の輪作であることを示

物学的・生態学的情報とともに、現場の農業と気候のしており(Furlan and Talon 1997; Furlan et al. 2000)、こ

特徴評価に基づく生息数および実際の作物被害の有害のことは東欧のハンガリーなど他の地域でも同様とみ

危険性予測を、改善することができる(Furlan 1996,

られる(例、Szarukàn 1977)。理由は、牧草地や輪作周1998, 2004); Masler 1982; Rusek 1972; Kosmacevskij

期内の二毛作は、成虫として越冬する能力を持つ種の1955)。主な危険因子は、(i) 土壌の有機物含有量が 5％

個体数増加につながるからである(Furlan 2005)。したを超す(Furlan 1989, 2005, 未発表データ; Furlan et al.

がってこれらの要因のいかなる変更もコメツキムシ集

2011)、(ii) 牧草地や二毛作(オオムギとダイズ、ライグ

団の動態を妨害することになる。

ラスとトウモロコシなど)で過去 2 年間継続して土壌が植物で覆われている、の 2 点である(Furlan

1989, 2005,

輪作の変更、すなわちコメツキムシの生育に最適な
作物の一時的撤去が群の防除にとって主要な農業戦略

未発表データ; Furlan and Talon 1997; Furlan et al.

である。耕作時期の変更、すなわちコメツキムシのラ2011)。作物栽培に関する危険因子がみられない場合、

イフサイクルの最も重大な局面(ほとんどの産卵が終対策は必要ない。フェロモン罠によってコメツキムシ

わり、初齢幼虫が土壌にいる時期)で土壌耕作ができるの高い生息密度や栽培作物に関する危険因子の存在が輪作を選択することも、コメツキムシの個体数を減少確認された場合、コメツキムシの個体数が要防除水準させる(Furlan 1998, 2004)。耕作時期は主なアグリオテ

を超える地域を正確に見極めるため、幼虫向けの餌付

ス種のさまざまなライフサイクルに従って変更するのき罠(Chabert and Blot 1992; Parker 1994, 1996; Parkerが良い。灌漑時期を変えて、産卵直後に土壌の最上層

et al. 1994)を使用することができる。しかし、アグリオ

部を確実に乾燥させるのも、アグリオテス群防除の効

テス各種の餌付き罠への反応はさまざまに異なってお果的手段になりうる(Furlan 1998, 2004)。感受性の強いり、結果的に閾値を別々に評価しなくてはならない

植物に害を与える害虫の能力が季節により異なること(Furlan 2011)。したがって種の確認が重要であり、目を考慮すると、植付け時期の変更も効果的である。例

下ポリメラーゼ連鎖反応(PCR)および DNA 塩基配列決えば、晩春まで幼虫はほとんどが非摂食期であるため、定法を利用できるが(Staudacher et al. 2010)、より実用非常に高密度の A. ustulatus 群でもトウモロコシに害的かつ実現可能な他の確認方法が各地域で開発されるを与えない(Furlan 1998)。したがって、少ない害虫個必要がある。過去 20 年を超すイタリアのトウモロコシ

体数あるいは害を与えない生活史段階と時期を合わせ農場からのデータにより、研究者らは、1 平方メートル

た植付け時期の調整も効果がある。個体群防除の別の当たりの幼虫数、あるいは餌付き罠あたりの平均幼虫

作物栽培関連ツールには、主な実用作物から害虫を引数と A. brevis、ヨツボシマグソコガネ、および A.

き離す防除作戦として、冬小麦などの罠作物を農場に

ustulatus の被害を受けたトウモロコシの本数との間に混植する混作がある(Furlan and Toffanin 1994; Vernon

密接な相関関係を確認することができた(Furlan 2014)。

et al. 2000)。

コメツキムシの生息数が閾値を超える場合、化学的処理に訴える前に、農学的および生物学的処理を考慮す

コメツキムシ群防除のための生物学的手段の適用る必要がある。
感受性の強い作物を害虫被害のない農場に植える場合
コメツキムシ群防除のための農業戦略を除き、有害なコメツキムシ群の被害を受けた農場に対し、他の一連の有望な選択肢が利用できる(Furlan

輪作、食糧資源、気象および農業状況(主に有機物含有2007)。これらさまざまな防除策の一部の作用機構と有量)、さらに土壌の他の特性などが、幼虫生息密度に影

効性が管理条件下で正確に評価され(Furlan and

響を与える主要因である(Furlan 2005)。全般に、被害

Toffanin 1998; Furlan and Campagna 2002)、現在ではを受けないあるいは受けにくい作物(例、ダイズ)の大半

殺生物性植物および種子ミールのみが実質的選択肢では、害虫の生息が確認された農地に植え、残りの耕土あることが分かっている(Furlan et al. 2009b, 2010)。こにはトウモロコシなどの被害を受けやすい別の作物をれらの潜在力は、単に種まき時またはその直前にコメ植えることができる(Furlan and Toffanin 1996)。作物

ツキムシ個体数を減少させるためだけでなく、特に個に対する経済的損害防止には、特定の防除手段を使わ

体数の増加抑止のための施用の場合(Furlan et al.

ず、輪作および作物の適切な配分で十分である(Furlan

2009b, 2010)、ネオニコチノイド系殺虫剤およびそれに

et al. 2011)。

代わりうる他の化学殺虫剤に匹敵すると考えられる

イタリアの研究からのデータは、コメツキムシ群に(Ferro and Furlan 2012)。

第７章

コメツキムシ群防除への化学殺虫剤の適用

害虫駆除のための代替案

149(Blandino et al. 2014; Boriani 2006; Hein and Tollefson
1985; Kos et al. 2014)。米国の著者らの記述によれば、

コメツキムシ生息数が要防除水準を超え、農業的生物

前年 8 月最後の 3 週間内の一時期(7 日間位)に捕獲され学的選択肢が役に立たない現場では、ピレスロイド系

た甲虫が PhAM 罠あたり 40 匹以上であれば、経済閾

や有機リン系などネオニコチノイド系に代わる殺虫剤

値を超えたと考えられる(Hein and Tollefson 1985)。イを利用できる(Wilde et al. 2004; Ferro and Furlan 2012)。

タリアでは、成虫の飛翔開始後 6 週間にわたり、閾値これらは殺虫剤施用の最良の慣行に従い控えめに施用は平均成虫 42 匹/PhAM 罠/日であった(Boriani 2006;する。土壌殺虫剤の有効性は、土壌および天候の状況

Blandino et al. 2014)。クロアチアでは、31 週目の閾値(例、豪雨は殺虫剤の活性成分を除去する)によって影響

は成虫 41 匹/PhAM 罠と推定された(Kos et al. 2014)。

を受け、ネオニコチノイド系でも代替殺虫剤でも防除

経済閾値は気候や農業の状況、およびトウモロコシとの失敗につながる可能性がある(Ferro and Furlan

殺虫剤の値段により大幅に異なる(Oleson et al. 2005)。

2012; Furlan et al. 2011, 2014)。Wilde らによれば(2004)、

ストレスが低い場合(十分な水と肥料補給された適切

コメツキムシの防除ではネオニコチノイド系といくつな土壌)、WCR 集団の攻撃が引き起こす根の被害が 0かの代替殺虫剤との間に重大な相違は認められず、イ～3 段階の 1 であっても、トウモロコシ生産高はそれほ

タリアで 10 年にわたって行われた試験では、代替殺虫

ど減少しないようである(Oleson et al. 2005)。逆に、ト剤のほうが失敗の可能性が高い場合もあることが示唆

ウモロコシ栽培へのストレスが高いと、根の損傷率がされる(Ferro and Furlan 2012; Furlan et al. 2011, 2014)。

低くても生産高が減少することがある(Oleson et al.
2005)。ともあれ WCR 集団による攻撃が非常に少なけ

西洋ネキリムシ（ウェスターンコーンルートワーム、れば(根の損傷スコアは 0～3 段階で<0.3、Furlan et al.

Diabrotica virgifera virgifera）の防除

2014)、生産高が減少する可能性は非常に低いのである。
罠監視ネットワークデータに基づき、革新的統計手段

ヨーロッパにおける西洋ネキリムシ(WCR)によるトウ(De Luigi et al. 2011)によって生産高減少につながるほ

モロコシへの被害は、トウモロコシの連作が採用され

ど生息密度の高い地域を確実に確認または予測できる。

ている場所で、特に作付が数年間延長される場合におこりうる有害危険性である(Furlan et al. 2014; Kiss et

WCR 群防除のための農業戦略

al. 2005; Sivčev et al. 2009)。ただし経済的損害は WCRの個体数が多い地域でのみ発生する。トウモロコシを輪作が主流の南部ヴェネト州への WCR の侵入は 6 年

輪作で栽培する場合、WCR 個体数は通常経済的に重要以上も前であるが(De Luigi et al. 2011)、近隣の連作トな閾値未満に抑えられ、重大な作物被害のリスクはほウモロコシ農場でさえも生息レベルは低いままで、経

とんどない(Kiss et al. 2005; Meinke et al. 2009; Sivčev

済的損害は認められていない(Furlan et al. 2014)。輪作

et al. 2009)。したがって、WCR に対する IPM は作物のが一般的ではないヴェネト地域では、WCR の平均生息

組織的輪作を基本とし、指令 2009/128/EC によって言レベルは高く、根の被害の危険有害性は少なくない。

明され、[D. virgifera virgifera Le Conte(WCR)の存在が連作栽培のトウモロコシは、その他のいかなる種類の確認されている EU での防除方法に関する]委員会勧告

作物とも輪作することができる。トウモロコシと関係

2014/63/EU によって確認されたように、害虫発育およが深いイネ科の植物を、冬作物後の最初あるいは 2 番

び個体数レベルに関する情報によって裏付けられる必目の作物として使ってもよい(例、冬コムギ+ソルガム

要がある。

またはライグラス+ソルガム)。WCR のサイクルを断ち切るため、トウモロコシそのものも WCR 卵の孵化後

正確な WCR 個体数の監視と被害予測にまかれるのであれば 2 番目の作物(例、冬コムギ+ト
ウモロコシ)として使用してもよい(Davis et al. 1996)。

WCR 個体数レベルの監視には餌付きおよび餌無しの

前述の結果から、長期間連作のトウモロコシ農場を罠が利用できる(Schaub et al. 2011)。もっとも広く使わ毎年監視し、WCR 生息閾値を超えた場合はトウモロコ

れている餌無し罠には黄色粘着罠があり、さまざまなシと他の作物を 1 年だけ交代させ、次のトウモロコシ

製造業者の製品が容易に入手できる。閾値評価のため栽培で監視を行うのが適切な IPM の方法であることがに一般的に用いられている粘着罠はフェロコン

分かる。定期的な輪作は WCR の生活環を断ち切り、AM®(PhAM)である。米国および欧州の著者らは、黄個体数を要防除水準以下に保ち、殺虫剤の必要性を排

色粘着罠(PhAM)で捕獲される成虫数と次の年に被害除する。実際、トウモロコシはさまざまな頻度で輪作を受ける植物は相関していることを証明したが可能で、数年間の連作後でも、監視により WCR 生

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Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

息レベルの上昇が判明した場合のみでも可能である。

および植付け時の畝間処理としての土壌への施用は、作物の輪作は昆虫個体数の管理に加え、他の農業上のそれほど WCR 群の防除にはならないことがわかる

利益をももたらすため(Furlan et al. 2014; Saladini et al.

(Furlan et al. 2006)。IPM 処理でも作物被害の防除には

2009)、ますます奨励されている。

不十分で、殺虫剤の援護が必要なトウモロコシ農場もIPM 方策のひとつとしての柔軟な輪作の成功は、地ある場合、ネオニコチノイド系に代わる殺虫剤も利用

域全体のシミュレーション(メタモデル)によっても確できる。例えば、ピレスロイド系や有機リン系殺虫剤

認されている。これらのモデルでは、例えば 3 年後にの WCR に対する効力は、ネオニコチノイド系殺虫剤

トウモロコシの連作を中断すると、WCR をトウモロコと同程度 (Agosti et al. 2011; AA.VV. 2012; Blandino et

シ農場の 60％未満にうまく管理するための輪作の必要

al. 2013; Furlan et al. 2006; Waldron et al. 2002;性が低減するなど、地域の WCR 個体数を要防除水準

Whitworth and Davis 2008)か、あるいはそれ以上であ未満に抑えるのに、トウモロコシの 100％の輪作は必要る(Oleson 2003; Oleson and Tollefson 2005)。殺虫剤にないことが示された(Szalai et al. 2014)。 米国で実証さよる WCR への防除は輪作による場合より効果は低く、れたように、“変異 WCA”が輪作に順応し、経済的に重殺虫剤の効力は土壌および気象状況さらには WCR 群

大なレベルの卵をトウモロコシの外部に産み付けたたの圧力から影響を受ける可能性があり、結果として防め、単純なトウモロコシ-大豆の輪作でトウモロコシに除の失敗につながりうる(Boriani 2008, Furlan 未発表

被害が発生したというような場合には、さまざまな回

データ)。

数で多様な作物を輪作することも重要と考えられる(Levine et al. 2002)。

WCR の成虫に対する茎葉の殺虫剤処理(例、ピレス
ロイド系および有機リン系殺虫剤による)は、時に、(i)認可されている国々では、作物栽培関連の別の重要

開花前に用いれば成虫が噛み砕く被害からトウモロコ

な代替策に遺伝子組み換えトウモロコシがある。これ

シの絹糸(けんし)を保護するが、これは WCR の生息水はこのトウモロコシに発現する土壌細菌バチルス・チ

準が非常に高く(Furlan 未発表データ)、IPM 戦略を実ューリンゲンシス(Bacillus thuringiensis)のタンパク質施すべきではない場合に限り必要である、(ii) 実際にが WCR 幼虫に有毒であるため、WCR の被害を防止す

WCR 生息水準と、続く雌による産卵数を低減させる。

るからであり(Meissle et al. 2011; Vaughn et al. 2005)、

発育モデル(Nowatzki et al. 2002)の利用も、茎葉の殺虫

有効性はネオニコチノイド系殺虫剤より優れているこ剤処理が雌による産卵数を大幅に低減させうる時期をとが分かっている(Oleson and Tollefson 2005, 2006)。

特定するのに役立つ。さらに、この発育モデルは、ア遺伝子組み換えトウモロコシは害虫抵抗性管理対策に

ワノメイガ(Austria nubilalis)の幼虫の防除によって、基づいて用い(Onstad et al. 2001)、個体数を“遺伝子組WCR 成虫数が翌年の非経済的生息水準に達するのをみ換えでない”トウモロコシに対する要防除水準未満も低減させられるか否かを明らかにする。しかし、茎に抑えておくための他の農業関連の方策と統合する必葉の処理は慎重に用いるべきで、IPM の他の方法が成要がある。

功しない場合、あるいは殺虫剤の広範囲の使用が(i) す
でに WCR 幼虫(Ball and Weekman 1962)および成虫

WCR 群防除のための生物学的手段の適用(Meinke et al. 1998)で証明された抵抗性、(ii)ハダニな
どの二次的害虫の発生、(iii) 環境影響の可能性、など

WCR 生息数を要防除水準未満に抑えておくためにはを引き起こすことがあるために施行できない場合に限輪作が最適な方法であるが、昆虫病原性線虫によってり用いるべきである。

圃場条件下で WCR 個体数を抑える有効な方法が得ら

IPM の原則および上述のイタリアでの数々の実地試れるなど、効果的な生物学的防除策も化学殺虫剤の代験から得た証拠に基づくと、トウモロコシの WCR 被替として利用できる(Kurtz et al. 2007; Toepfer et al.

害の効果的な管理にネオニコチノイド系殺虫剤は必要

2010, 2013)。逆に、捕食寄生性のヤドリバエ Celatoria

ないという強力な証拠となる。米国では、トウモロコ

compressa は今のところ実用には適さないようである

シ農場におけるネキリムシ防除のための地域全体の害(Toepfer and Kuhlmann 2004; Kuhlmann et al. 2005;

虫管理計画のもと、これらの原則および代替策が適用

Zhang et al. 2003)。

され、成功している(French et al. 2007)。

WCR 群防除のための化学殺虫剤の適用

タマナヤガ(Agrotis ipsilon)の防除調査研究から、ネオニコチノイド系殺虫剤の種子処理

イタリア北部におけるトウモロコシへの攻撃の大半は、

第７章

害虫駆除のための代替案

151

侵入種であるタマナヤガ(BCW)、学名 A. ipsilon によっす主な害虫への IPM 戦略は、他の重要度の低い害虫がて引き起こされる(Furlan et al. 2001c)。この種は北イタいる場合はその状況に合わせたうえで、他の国々のトリアなど北部地域の状況下では通常越冬できないがウモロコシ生産にも応用できる。我々が詳述した 3 種(Zangheri et al. 1998)、発生はむしろ南部地域からの集の主要害虫に関する全体的な過程は、以下のように要団飛来による侵入が原因である。種まき時の殺虫剤投約できる：トウモロコシの種まき時には予防的化学処

入が推奨できないのは、BCW がこの時期には検出され理はしない；タマナヤガ防除については、必要とされず、植付け時に使用した殺虫剤の多くが時と共に効力る時と場所の探索で補足した警報プログラムに基づき、を失う一方で、種まき後幾日もしてから発生をみる結閾値を超えればその場所で施行；WCR は主に農学的戦果(Furlan et al. 2001c; Zangheri and Ciampolini 1971;

略によって防除；コメツキムシに対する処置は、上述

Zangheri et al. 1984)、防除が不十分になるためである

したモニタリング手段で検出した閾値を超える個体数(Furlan 1989; Shaw et al. 1998)。しかしながら、非ネオを認める圃場の小区画に限定される。IPM 法の費用とニコチノイド系殺虫剤を使った救済処置(発芽してか作物被害の危険有害性は、すべての場合に確実に農業ら成熟するまでの間に適用)が非常に有効であること

収入を保証する投資信託システム(農民組合が直接管が、米国で証明されている(100％近い防除、Shaw et al.

理する特別型の農作物保険)によって効果的に最小に1998)。

抑えることができる。

BCW を管理する IPM 方法は、生息レベルを探知するための大規模なフェロモン罠監視、飛翔する蛾を運んでくる南風の分析、および発育モデル(タマナヤガ警

カナダの森林における害虫管理代替策の事例研究

報プログラム、Furlan et al. 2001c; Showers 1997)からなる組み合わせに基づいている。地域全体の監視によ

アオナガタマムシ(Agrilus planipennis) (コウチュウ目

り危険有害性の存在が確認された場合に限り、さらにタマムシ科)は木に穴をあける外来侵入害虫で、北アメ徹底した地方レベルの生息数監視(例、圃場の巡回)を行

リカ東部の広大な地域でトネリコ(Fraxinus spp.)の木

う。トラップ監視と風の分析で、蛾の存在の有無およの健康と生存にとって増大する脅威となっているび存在する場所が特定されると、ディグリー・デイの(Poland and McCullough 2006; McCullough and

累積値を、出来れば土壌温度と共に計算する[1 日当た

Siegert 2007)。全北米のトネリコ種はアオナガタマムシ

りのディグリー・デイ：(最高気温＋最低気温)/2－10.4℃の被害を受けやすく、侵襲されると急速に枯渇する。

発達閾温度], Luckmann et al. 1976]。予測危険日に到達

トネリコは都会の森の重要な樹木であるうえ、農業用

した場合(現場における第 4 齢幼虫が 50％に達した時の水路や渓谷、一時的水たまりや湿地帯、源流や水源地

累積ディグリー・デイ 176°)、BCW 幼虫に関し危険地域に沿った水辺緩衝帯などの、水と関連した風景を特域を監視し、平均被害作物量が 5％閾値を超えるようで色付けている。この点で、トネリコは要となる森林種

あれば、危険を適切に低減する殺虫剤を発芽から成熟で、河畔林や水界生態系の動態、および林冠の覆いやまで使用できる。これによって必要とされる殺虫剤の落ち葉の林床・水塊への投入による栄養循環などに影総量が低減され、米国とイタリアでは数年間この方法

響を与え、調整する(Ellison et al. 2005; Gandhi andが試されて成功することが証明された(Furlan et al.

Herms 2010; Flower et al. 2013)。したがって、これら

2001c; Showers 1997)。

生態学的に影響を受けやすい地域からのトネリコの急

トウモロコシに発現させたバチルス・チューリンゲ

速な消失は、必要不可欠な生息環境や生物多様性、おンシス(B. thuringiensis)のたんぱく質が BCW にとってよびいくつかの重要な生態系サービスにとって危険有有毒であるため、遺伝子組み換えトウモロコシには害性となる可能性がある。

BCW に対する防除力を持つものもあるという証拠がアオナガタマムシの個体数が増加し始めた場合、被あるが、適正な殺虫剤による救済措置ほど効果はない

害管理に向けての最初の段階として、この昆虫の拡散と推量される(Kullik et al. 2011)。加えて、BCW 防除のと侵襲を遅らせるため提案されている 3 つの管理策をための遺伝子組み換えトウモロコシの使用は、WCR 防

以下に示す。(i) 生存するトネリコの木を侵襲前に切除で示されたように、要防除水準個体数の BCW が実在、断・除去する、(ii) 侵襲の最先端のトネリコに保護資材

あるいは成長しているか否かを知ることができない場を巻く、(iii) 効果的な浸透性殺虫剤を施用する

合に決断されるべきである。この制約のため、BCW に(McCullough and Poland 2010; Mercader et al. 2011)。

対する IPM 方法において遺伝子組み換えトウモロコシ

侵襲前あるいは初期に、生存するトネリコの一部を意の使用は限定的である。

図的に除去することで、幼虫の発育に利用できる師部

我々がヨーロッパのトウモロコシ生産システムで示を減少させる。この方法は、自然再生や戦略的疎植に

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よって他の樹木種による林冠の再形成の機会をも提供

ガタマムシの幼虫や卵に寄生するのが認められ、米国

し、アオナガタマムシの侵襲によるトネリコの突然のにおいて将来の生物農薬として飼育されている(Lyons

消失の影響を最小に抑える(Streit et al. 2012)。侵襲の最2013)。外来寄生昆虫の発見、輸入、生育において重要先端のトネリコに保護資材を巻くと、おそらくは魅力視されたのは、高度に宿主特定性を示す種の選択であ的な揮発物質の増加や視覚的刺激のため、ストレスをる。コマユバチ科(Braconidae)の Spathius agrili、ヒメ

受けた木は産卵する雌を多数ひきつける罠の木の役割

コバチ科(Eulophidae)の Tetrastichus planipennisi、トビを果たす(McCullough et al. 2009)。これらの罠の木はコバチ科(Encyrtidae)の Oobius agrili の 3 種が、2007 年

幼虫の生育前に破壊されるため、アオナガタマムシの以来米国北東部で生物学的防除の規制のもと毎年放さ将来の群は特定のエリアに集中され、地域の個体数はれて(Gould et al. 2012)、その個体数が監視されている。

減少する。

初期の兆しとしては、少なくとも 1 種(T. planipennisi)

木の枯渇を低減させアオナガタマムシの拡散を遅らがかなりの数からなる群の設立に成功しており、アオ

せる第 3 の策は、浸透性殺虫剤の使用である。損害をナガタマムシ防除開始の可能性がある(Duan et al.

与えるアオナガタマムシのライフステージが師部を食2013)。T. planipennisi は 2012 年にカナダの 2 か所で放べる幼虫期であるため、浸透性殺虫剤はこの害虫防除

され、群の設立成功確認の監視が進行しているに適している。浸透性殺虫剤でアオナガタマムシに対（B.Lyons、私信)。

する効果が証明されたのは、ネオニコチノイド系のイ
ミダクロプリドである(Poland et al. 2006)。樹木への施在来の寄生昆虫

用法は、個々の樹木の基底部周辺の土壌への灌注、あるいは幹への直接の注入による。しかし、カナダにお在来の捕食寄生種の侵入害虫に対する働きかけや関与

ける野外と実験室での研究によれば、イミダクロプリを確認するため、カナダのアオナガタマムシの被害をド処理した木からの秋の落葉には、亜致死性の摂餌抑受けた地域で調査が行われた。この調査で数種の膜翅制作用によって水生・陸生の分解生物に危険有害性を類の捕食寄生虫が認められ、捕獲・生育されて、各種与える残渣が含まれている可能性がある(Kreutzweiser

に関しアオナガタマムシへの寄生率が測定された。こet al. 2007, 2008a, 2009)。さらに、野外での土壌中およの中で、数種のみが[例、アシブトコバチ科

び水中の実際のイミダクロプリド濃度は、ミミズ(Chalcididae): Phasgonophora sulcata, コマユコバチ科:(Kreutzweiser et al. 2008b)および水生無脊椎動物

Atanycolus hicoriae]]アオナガタマムシに対し比較的高(Kreutzweiser et al. 2008c)に対し悪影響の直接的な有い寄生率を示しており、在来の生物農薬としてある程

害危険性を与えることが明らかにされた。これらの結度期待できる(Lyons 2010)。在来の捕食寄生昆虫が寄生

果は、アオナガタマムシ問題に対する IPM 法採用の方蜂を用いた生物学的防除策の補助となりうるか、確認

針と相まって、アオナガタマムシ防除のためのイミダの努力が進んでいる。この中には、有望な在来の寄生クロプリド代替物質の試験を促した。

昆虫の育成、放出、あるいは補強のための技術開発も森林害虫の場合、IPM 法は、すべての入手可能な情含まれている。外来および在来の捕食寄生昆虫の組み報を考慮に入れて情報に基づく管理決定をし、一組の合わせを生物農薬として使用すると、結果的にアオナ管理方法を調査・適用する。カナダでアオナガタマム

ガタマムシ群管理に役立つが、これらはまだ開発の初シ防除に現在用いられているこの方法には、生物学的期段階にある。

防除を容易にするための害虫の生態・行動の調査研究(Lelito et al. 2013)、侵襲監視のため、動きの激しい成

在来の菌類病原体虫に対する効果的・実用的な罠(Grant et al. 2010; Ryall
et al. 2013)、初期の侵襲および潜在的ホットスポット確

カナダでアオナガタマムシに対する生物農薬として在認用に改良した検出方法(Ryall et al. 2011)、および代替

来の昆虫病原性糸状菌の使用が調査されている。定着

害虫管理策などが含まれる。以下に、カナダでアオナしたアオナガタマムシの群で、蛹になる前と成虫の死ガタマムシ防除のため開発された、イミダクロプリド

体をスクリーニングしたところ、アオナガタマムシにの代替手段を手短に解説する。

対し最も優れた在来の昆虫病原性糸状菌はビューベリア(Beauveria)種であった(Kyei-Poku and Johny 2013)。

外来寄生昆虫続いてこれらを単離し特性を明らかにしたところ、ビューベリア属の一種 Beauveria bassiana 分離株 L49-1AA

中国で 3 種のハチ目の捕食寄生昆虫(寄生蜂)がアオナ

がアオナガタマムシに対する毒性では最も優れている

第７章

害虫駆除のための代替案

153

ことが確認された(Johny et al. 2012)。昆虫病原性糸状農業および林業におけるこれらの事例研究から、害虫菌を有効に使用するには、感受性の高い宿主である害防除のためネオニコチノイド系殺虫剤に代わる妥当か

虫群に効率よく糸状菌を広める播種システムが必要でつ実行可能な代替策が得られる。農業に関しては、ネある。Lyons ら(2012)は、中でアオナガタマムシの成虫

オニコチノイド系殺虫剤による予防的な処理は必要なが B. bassiana に汚染するような自動汚染罠装置を開発い場合が多く、結果として不要な環境汚染につながるしたところ、この装置が昆虫病原性糸状菌の成虫へのことで非標的生物へのリスクが増大し(van der Sluijs

水平伝播を促進する証拠を認めた。

et al. 2014)、害虫の抵抗性増強の公算が高まる

昆虫病原菌は生物農薬として若干の将来性を示し、(Szendrei et al. 2012)ことが次第に明らかになりつつあ

この菌のスクリーニング、特性分析、および播種の方る。代替策として IPM 方法が、妥当で利用できるあら法が開発された。しかし、アオナガタマムシに対するゆる情報を考慮に入れて情報に基づく管理決定を下し、広範囲の防除としては、この方法には依然として限界

実際の必要に基づく害虫防除策を提供すべきである。

がある。昆虫病原菌は一般にアオナガタマムシ群を管必要が確認されると、ネオニコチノイド系殺虫剤の使理する有効な要素とは考えられず(Liu et al. 2003)、当用以外の害虫防除策の選択肢として、輪作・播種日・該害虫の生態および行動が菌の効率的伝播に役立つこ耕作・灌漑などの多様化や変更、被害地域への害を受とはない。そのうえ、B. bassiana を含む多くの昆虫病原

けにくい作物種の使用、生物農薬の使用、別の危険有菌は、特に宿主特定的ではなく、生物農薬として播種害性の低い殺虫剤への転換、などが考慮される。これされれば非標的昆虫に対しリスクとなる可能性がある。

らの選択肢は、IPM 戦略全体の中で組み合わせて用いると最も効果的であることが多い。

非残留性浸透性の代替殺虫剤

IPM 方法を害虫管理に大幅に取り入れるには、教育および管理者や実施者による支持が必要である。一例

数種の浸透性殺虫剤が、アオナガタマムシに対する有として、イタリアでの IPM 実践に対する特に有望な奨

効性、トネリコにおける移行性、および環境安全性に

励精度は、農家に対する生産高保険制度(投資信託)であついて検証された。中でも最も優れていたのはアザジ

り、必要な保険料は通常殺虫剤費用よりも低い(Furlan

ラクチンであった。アザジラクチンはニーム樹(インド

et al. 2014)。IPM 実践により損害を受ける可能性を相センダン) (Azadirachta indica)の種子から抽出した天然

殺するこの種の作物保険制度への人々の初期の資金拠化合物で、一連の病害虫に対し摂食阻害性、避妊性、出が、IPM 戦略のより幅広い普及を促すであろう。

成長制御殺虫性を有することが証明された

我々は、ネオニコチノイド系殺虫剤に対する代替策(Schmutterer 1990)。カナダのある森林地での過去の研を採用し農業の手法を IPM に移行することは、大規模究では、アザジラクチンは環境中(水、土壌、樹木の枝で費用効率の高い農業活動が大勢を占めている場所で葉)での残留性はなく、予想される環境濃度ではほとんは特に困難であると認識する。過去 20 年にわたり、大どの非標的無脊椎動物に対し重大な危険有害性を持た規模で営利目的の農作業への傾倒によって、規模の経ない(Thompson and Kreutzweiser 2007)ため、アオナ

済や効率に焦点が絞られ(Morrison Paul et al. 2004)、害ガタマムシ防除の強力な候補と考えられた。侵襲を受虫の危険有害性低減のためのネオニコチノイド系殺虫

けたトネリコの木の幹にアザジラクチンを注入すると、剤による予防的な作物保護が推し進められてきた。農幼虫の発育と成虫出現の阻止に非常に効果が認められ、業生産を、予防殺虫剤への依存から IPM モデルと害虫

キクイムシからのトネリコの保護に効果があった

防除代替策へ移行するには時間がかかり、経済的に競(McKenzie et al. 2010)。続く圃場試験で、アザジラクチ

争力を有し持続可能な農業システムを促進するためのンはトネリコに注入されると容易に吸収されて樹木全研究と一般への普及に対する投資が必要とされる体に急速に行き渡り、通常秋の落葉では検出限界近く(Meissle et al. 2010)。しかしネオニコチノイドの広範囲まで消散している(Grimalt et al. 2011)。我々はイミダク

な予防的使用に執着すると深刻な環境境害の危険を増

ロプリドの作用評価に用いた手順に従って一連の非標大させ(van der Sluijs et al. 2014)、最終的に食糧安全保的試験を行い、意図的に高率での施用後にも、秋の落障を支える重要な生態系機能および生態系サービスを

ち葉の中のアザジラクチンが陸生・水生の分解者であ脅かす(Chagnon et al. 2014)。地域規模で持続可能な農る無脊椎動物に対し目立った危害のリスクを与えない業活動を実施すれば、景観眺望、ならびにインセンテ

ことを明らかにした(Kreutzweiser et al. 2011)。

ィブや規制に基づく景観デザイン原則の採用から得る
ところがあると考えられる(Dale et al. 2013)。
我々がこれら事例研究で解説した代替害虫防除策に

結論

は、証明されたものや圃場試験に成功したものがあり、

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開発途上にあるものもある。代替策への研究継続が必要であるのは勿論だが、農家や他の実施者への公的機
関による IPM 技術の伝達と訓練ならびに IPM 戦略とその害虫防除策の採用を促すための方針および規則も緊急に必要である。
謝辞

本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）のバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モンテグロット、パドバ（2012）、ルーヴ
ァン=ラ=ヌーブ（2013）、レニャーロ、パドバ（2013）
での総会での議論により有益な示唆を得た。TFSP のメ
ンバーによる助言と励ましに深謝する。特に本稿を査読して下さったジャン-マルク・ボンマタン博士とブル
ジオ・ジョバンニ博士には深くお礼申し上げる。こ の仕事は、the Triodos Foundation’s Support Fund forIndependent Research on Bee Decline and Systemic Pesticides
により資金提供を受けた。この支援基金は、AdessiumFoundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本),
ユトレヒト大学(オランダ), Stichting Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting (オランダ),
Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study Association
Storm (Student Association Environmental Sciences Utrecht
University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V.
(ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V.
(ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかった。

利益相反 なし。
オープンアクセス

本稿は、原作者および発行元より与えられた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリエイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布されるものである。

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Noome D, Pisa L, Settele J, Stark J, Tapparo A, van Dyck H,
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Lexmond M, Bonmatin J-M., Chagnon M, Downs C, Furlan L,
Gibbons D, Giorio C, Girolami V, Goulson D, Kreutzweiser D,
Krupke C, Liess M, Long E,McFieldM,Mineau P,Mitchell
E,Morrissey C, Noome D, Pisa L, Settele J, Simon-Delso N,
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160

Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

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第８章	
  結論	
  161	
 論説

ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルが生物多様性および生態機能に与える危険に関する世界的な総合評価書の結論
  J. P. van der Sluijs・ V. Amaral-Rogers・L. P. Belzunces・ M. F. I. J. Bijleveld van Lexmond・
J-M. Bonmatin・ M. Chagnon・ C. A. Downs・L. Furlan・D. W. Gibbons・C. Giorio・
V. Girolami・D. Goulson・ D. P. Kreutzweiser ・ C. Krupke・M. Liess・ E. Long・M. McField・
P. Mineau・E. A. D. Mitchell・ C. A. Morrissey・ D. A. Noome・L. Pisa・ J. Settele・
N. Simon-Delso・ J. D. Stark・ A. Tapparo・H. Van Dyck・J. van Praagh・P. R. Whitehorn・
M. Wiemers
受付：2014年6月11日	
  採用：2014年6月17日	
  オンライン出版：2014年10月10日
Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 DOI 10.1007/s11356-014-3229-5©The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015年4月30日

はじめに

学物質群の 1 つである、浸透性殺虫剤のフィプロニルおよ  びネオニコチノイド系殺虫剤に焦点を当てる。世界的に、現在の農薬の世界的使用による野生生物への影響、特に高次の生物学的組織、すなわち個体群、群集および生態系に対する影響はほとんど知られていない(Köhler  and  Triebskorn  2013)。ここでは、問題となっている農業用化
Responsible editor: Philippe Garrigues
J. P. van der Sluijs ( ) : L. Pisa : N. Simon-Delso
Department of Environmental Sciences, Copernicus Institute,
Utrecht University, Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht,
The Netherlands
e-mail: jeroen@jvds.nl
V. Amaral-Rogers
Buglife, Bug House, HamLane, OrtonWaterville, PeterboroughPE2 5UU, UK
L. P. Belzunces
INRA, UR 406 Abeilles and Environnement, Laboratoire de
Toxicologie Environnementale, Site Agroparc, 84000 Avignon,
FranceM. F. I. J. Bijleveld van Lexmond
46 Pertuis-du-Sault, 2000 Neuchâtel, Switzerland
J. M. Bonmatin
Centre National de la Recherche Scientifique, Centre de
Biophysique Moléculaire, Rue Charles Sadron, 45071 Orléans
Cedex 02, France
M. Chagnon
Département des Sciences Biologiques, Université du Québec
À Montréal, Case Postale 8888, Succursale Centre-Ville,
Montreal, Québec, Canada H3C 3P8

残留性で強力な神経毒であるこれらの浸透性殺虫剤を、一部で予防的に施用することへの依存度が高まり、広範な種や環境が影響を受けることにより、生物多様性、生態系機
能、ならびに本来提供されるはずの生態系サービスに有害な影響がおよぶことが懸念されている。これらの殺虫剤は、
C. A. Downs
Haereticus Environmental Laboratory, P.O. Box 92, Clifford,
VA 24533, USA
L. Furlan
Veneto Agricoltura, Legnaro, PD, Italy
D. W. Gibbons
RSPB Centre for Conservation Science, RSPB, The Lodge,
Sandy, Bedfordshire SG19 2DL, UK
C. Giorio
Department of Chemistry, University of Cambridge, Lensfield
Road, CB2 1EW Cambridge, UK
V. Girolami
Dipartimento di Agronomia Animali Alimenti Risorse NaturalieAmbiente, Università degli Studi di Padova, Agripolis, vialedell’Università 16, 35020 Legnaro, Padova, Italy
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Brighton BN1
9RH, UK

162	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

現在の大規模な使用と、その性質が相まって、農業用土壌、点に典型的にみられる持続的なネオニコチノイドへ曝露

淡水資源、湿地、非標的の植生、および河口と海岸の海洋の実態と長期にわたる影響は評価はなされていない(Liess  生態系を広範囲に汚染し、その結果、そこに生息する多く

et  al.  2013)。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル、の生物が、有効濃度の殺虫剤に慢性的、反復的に曝露しておよび他の殺虫剤の活性成分の相互作用の可能性はいずいる。  

れも検討されていないが、毒性作用機序が相加的および相	  ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、現在の世乗的であるという報告はある(Satchivi  and  Schmitzer  界の殺虫剤市場のほぼ 3 分の 1(2010 年の金額ベースで)を

2011;  Gewehr  2012;  Iwasa  et  al.  2004)。  

占めている(Simon-­‐‑Delso  et  al.  2014)。これらの殺虫剤は、

	  今回の特集の世界的な総合評価書(WIA)の論文の数々

種子コーティング、浸漬、葉面散布、土壌灌注、および樹は、世界的なネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの幹注入など多くの方法で、農業・園芸・林業の数百の作物

広範な施用によってもたらされる、生物多様性および生態への害虫管理に使用される。さらに、ペット・家畜・水産系機能への危険有害性について、既知の知識を総合する最養殖の害虫および病気を媒介する動物の管理、都市および初の試みである。WIA は、過去 20 年間に公表された 800

家庭の病害虫防除、木材保存にも使用される(Simon-­‐‑Delso  の査読を経た学術論文の結果に基づいている。我々が評価

et  al.  2014)。  

したのは、動向・使用状況・作用機序・代謝産物

	  これら浸透性殺虫剤の販売許可に際し、所定の生態学的(Simon-­‐‑Delso  et  al.  2014)、環境運命および環境曝露

リスク評価は行われているが、規制の枠組みでは、剤形も(Bonmatin  et  al.  2014)、非標的無脊椎動物への影響(Pisa  et  作用機序も多様な種々の製品の広範な同時使用の結果生al.  2014)、野生脊椎動物への直接および間接影響(Gibbons  じる、個々のあるいは統合的な生態学的リスクの評価はで

et  al.  2014)、生態系の機能および生態系サービスに対するきない。これら殺虫剤は、世界中の主要農産物を含む何百リスク(Chagnon  et  al.  2014)であり、最後にネオニコチノ

もの栽培体系、さらには数多くの家畜種、ペットなどにもイドとフィプロニル使用の代替となりうる持続可能な害同時に使われている。また、生態学的リスク評価では、他虫管理業務の調査研究を行った(Furlan  and  Kreutzweiser  の環境ストレス因子とのさまざまな相互作用は考慮され2014)。  

ていない。いったん販売許可が下りると、認可をうけた使  用法ごとに 1 回あたりの用量と施用回数の限度が定めら

作用機序、環境運命、および曝露れるが、活性成分の総使用量に制限はなく、影響を受けた

  生態系の回復力低下をひきおこす。加えて、渚および潮汐

その浸透性のため、ネオニコチノイド系殺虫剤と、やや程D. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219 Queen
Street East, Sault Ste Marie, ON, Canada P6A 2E5
C. Krupke : E. Long
Department of Entomology, Purdue University, West Lafayette,
IN 47907-2089, USA
M. Liess
Department of System Ecotoxicology, Helmholtz Centre forEnvironmental Research - UFZ, 04318 Leipzig, Germany
M. McField
Healthy Reefs for Healthy People Initiative, Smithsonian
Institution, Belize City, Belize
P. Mineau
Pierre Mineau Consulting, 124 Creekside Drive, Salt Spring
Island V8K 2E4, Canada
E. A. D. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchatel, Rue Emile
Argand 11, 2000 Neuchatel, Switzerland
E. A. D. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin du Perthuis-du-Sault 58,
2000 Neuchâtel, Switzerland

C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment andSustainability, University of Saskatchewan, 112 Science Place,
Saskatoon, SK S7N 5E2, Canada
D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, Pertuis-du-Sault,
2000 Neuchâtel, Switzerland
D. A. Noome
Kijani, Kasungu National Park, Private Bag 151, Lilongwe,
MalawiJ. Settele : M. Wiemers
Department of Community Ecology, Helmholtz Centre forEnvironmental Research - UFZ, Theodor-Lieser-Str. 4, 06120
Halle,
Germany
J. Settele
iDiv, German Centre for Integrative Biodiversity Research,Halle-Jena-Leipzig, Deutscher Platz 5e, 04103 Leipzig, Germany
N. Simon-Delso
Beekeeping Research and Information Centre (CARI), Place
Croix du Sud 4, 1348 Louvain la Neuve, Belgium

第８章	
  結論	
  163	
 度は低くなるがフィプロニル、そしてそれらの毒性代謝産

り、土壌および底質(ppb から ppm の範囲)、水路(地下水物のいくつかは、根や葉から吸収されて植物全体に移行すおよび地表水（ppt から ppb の範囲）、処理および非処理る。そのため、処理された植物は、作物被害を引き起こすの植生(ppb から ppm 範囲)に大規模な汚染が生じ、蓄積可能性があるとされる昆虫に対し毒性効果を持つことにの可能性も生じる。これらの殺虫剤およびその代謝産物になる。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、生物

ついて、体系的かつ適切な方法により調査することや、低の中枢神経系の神経伝達を撹乱することにより影響を及

濃度の長期曝露と高濃度への非定期的な短期曝露の両者

ぼす。ネオニコチノイド系殺虫剤はニコチン性アセチルコを確認することは行われていない。  

リン受容体に結合し、フィプロニルは GABA 受容体を阻	  しかし、環境試料の調査が行われた場所では、ごく一般害する。両殺虫剤は致死性および広範な非致死性の影響を、的に、ネオニコチノイド系殺虫剤またはフィプロニルおよ

無脊椎動物のみならず少数の脊椎動物に対して与える

びそれらの有毒な代謝産物を含む複数の殺虫剤が検出さ(Simon-­‐‑Delso  et  al.  2014  and  Gibbons  et  al.  2014)。特記すれた。それに加えて、地下水および地表水から採取した試べきは、ネオニコチノイド系殺虫剤が極めて高い親和性で料では、北米と欧州の国々で規制当局が設定した生態学的

ニコチン性アセチルコリン受容体(nAChR)に作動性に結閾値に基づく上限値を超えているのが確認された。総じて合するため、低用量の曝露でも長期間にわたればかなりの農村および都市環境とその下流の地域では、さまざまな環

影響を引き起しうることである(Pisa  et  al.  2014 による総境濃度のネオニコチノイド系殺虫剤またはフィプロニル、説参照)。  

およびそれらの代謝産物の混合物が、土壌・水路・植物を	  これらの物質が広範囲に使用された結果、土壌、水、大汚染しているという強力な証拠がある(Bonmatin  et  al.  

気などあらゆる媒体から検出される。ネオニコチノイド系

2014)。  

殺虫剤の環境汚染は、数々の異なる経路を介して発生する。

	  このような環境中の運命の特徴により、非標的生物に対

具体的には、コーティングした種子を条播き時に発生する

して、様々な経路から、慢性曝露と繰り返す急性曝露がも粉塵；反復施用後の耕地土壌および土壌水の汚染および濃たらされる。例えば、授粉昆虫（ハチを含む）は、少なく度上昇；地表水および地下水への流出；非標的植物によるとも、条播き作業中の直接的接触、種子処理作物の花粉・

殺虫剤の根からの吸収と花粉・花蜜・溢液などへの移行；

花蜜・溢液・花外蜜腺と甘露の摂取、水、そして処理作物

粉塵および散布による飛散の葉への沈着；風や動物を介しまたは汚染した水塊近くで生育することで汚染された野

た処理植物の汚染された花粉・花蜜の拡散などである。土

生の花・樹木の花粉・花蜜の摂取から曝露を受けることに

壌、河川、および非標的植物への残留性は様々だが、長期なる。ミツバチのコロニー（群）の貯蔵食糧を、さまざまにわたる可能性がある。例えば、土壌中のネオニコチノイな環境で世界的に調査したところ、蜂群は、日常的かつ慢ドの半減期は 1,000 日を超すことがある。同様に、樹木で性的に、ネオニコチノイド系殺虫剤、フィプロニル、およは 1 年以上残留することがある。分解により毒性のある代

びそれらの代謝産物(通常 1 から 100  ppb の範囲)、そして謝産物が生じるが、これらの環境中濃度はめったに測定さネオニコチノイド系と相乗的に作用することがある他のれることはない(Bonmatin  et  al.  2014)。  

殺虫剤と共に曝露されていることがわかった。他の非標的

	  残留性(数か月あるいは数年)と水溶性の組み合わせによ

生物、特に土壌中および水中に生息するもの、および農場の非作物植物を食べる草食性昆虫の曝露も避けられない

J. D. Stark
Puyallup Research and Extension Centre, Washington State
University, Puyallup, WA 98371, USAと考えられるが、こうした集団のデータはほとんど見当た

A. Tapparo
Dipartimento di Scienze Chimiche, Università degli Studi di
Padova, via Marzolo 1, 35131 Padova, Italy

  らない(Bonmatin  et  al.  2014)。  
  非標的生物への影響
  H. Van Dyck
Behavioural Ecology and Conservation Group, Biodiversity
Research Centre, Université Catholique de Louvain (UCL),
Croix du Sud 4-5 bte L7.07.04, 1348 Louvain-la-Neuve,
Belgium

浸透性殺虫剤の授粉昆虫への影響は、特に関心が高く、こJ. van Praagh
Scientific Advisor, Hassellstr. 23, 29223 Celle, Germany

殖能力などに悪影響を受けることが明らかにされている。

P. R. Whitehorn
School of Natural Sciences, University of Stirling, Stirling FK9
4LA, UKの分野で多数の研究がなされている。ハチについては、管理された状況下での野外の現実的濃度での曝露によって、個体の方向感覚、学習、採餌、寿命、病気への抵抗性、生マルハナバチでは、蜂群レベルでの影響がはっきり証明されており、曝露した蜂群の成長遅滞や、女王バチ産生の著しい減少が認められた(Whitehorn  et  al.  2012)。野生の状態

164	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）のミツバチの蜂群の現地調査は限られていて、結果は一定

まいた畑での野外曝露シナリオでみられる濃度では、イミの傾向が認められず、実施困難であることが判明した。理ダクロプリドおよびクロチアニジンが小型鳥類に危険有

由は、対照群の蜂群も必ずネオニコチノイド系殺虫剤に汚害性をもたらし、ほんの数個の処理種子を摂取しても、感染されること、あるいは同一の研究デザインでの反復調査

受性の強い種類の鳥には死や生殖障害を引き起こす可能ができないことであり、自然環境における研究実施に共通性があることが示された(Gibbons  et  al.レビューの研究する困難である(Maxim  and  Van  der  Sluijs  2013;  Pisa  et  al.  

2014参照)。フィプロニルの環境濃度はいくつかの記録で、2014)。  

魚類に害を与えるうるほど高かった(Gibbons  et  al.  2014)。

	  他の無脊椎動物群はこれほど注目されていない。ほとん

3種の殺虫剤すべてが、遺伝毒性・細胞毒性作用から免疫どすべての昆虫に対し、これらの殺虫剤の毒性は非常に高機能不全・発育不全・繁殖率低下にわたる亜致死性の影響

く、生物農薬として重要な多くの種も例外ではない。非昆を示した。最近、ネオニコチノイドは分子レベルで免疫反虫種の毒性影響への感受性はさらに不明確である。ミミズ

応を阻害するため、隠れた疾患や寄生虫の被害を受けやすなどの環形動物にとって、多くのネオニコチノイド系殺虫

くなるという、決定的な証拠が示された(Di Prisco et al.

剤の LC50 は、数 ppb 以下である。甲殻類の感受性は通常

2013)。さらに、これらの作用は、直接死に結び付く濃度

それほど高くないが、種や発達段階に大いに左右される。

を十分に下回っていてもしばしば発生する(Gibbons  et  al.  

例えば、ワタリガニのメガロパ幼生は幼若期よりも 1 ケタ2014)。これは、多くの動物類において精査した文献に一感受性が高い。  

貫して認められる傾向であり、短期間の生存は、長期にわ	  野外の実際の環境濃度では、ネオニコチノイドとフィプ

たり測定した死亡率や、影響を受けた生物の生態系機能・ロニルは、陸・水中・湿地・海洋・水底に生息する広範囲サービスへの障害に関する妥当な予測因子とはならない。  

の非標的無脊椎動物の生理機能と生存に悪影響を及ぼす	  もっとも極端な事例を除くと、魚類および両生類が曝露可能性がある(2014 年 Pisa  et  al.の総説参照)。影響についしているイミダクロプリドとクロチアニジンの濃度は、死ての報告は、実験室での毒性試験が圧倒的に多く、使用さを引き起こす閾値をかなり下回っているようであるが、亜れた試験種の数も限定的である。このような試験は短期間致死性影響は十分に研究されていない。調査不足と因果関(48 または 96 時間試験)の致死的影響のみを調べるのが一係確立のむずかしさはあるが、脊椎動物に対する間接影響

般的で、飛行、方向感覚、採餌能力、および成長などに対は、直接的有害作用と同程度か、それ以上に重要である可する障害といった生態に関連した亜致死的影響について能性がある。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、の調査研究は少ない。試験の多くが、感受性の低い試験種

脊椎動物そのものより、脊椎動物の餌である無脊椎動物を(例、オオミジンコ)を使用し、曝露期間が慢性というにはより効果的に死に至らしめる。間接影響は、個体群レベル十分でないなど、実際の環境には適用できないことが明らの影響をもたらす可能性があるにもかかわらず、リスク評かにされた。安全な環境濃度閾値を設定するための実験室

価の過程で考慮されることは少なく、データも不足していでの試験は、ほとんどの殺虫剤毒性試験が古い手順に基づる。発表された文献の中に、2 件の間接影響を扱った野外

いているという事実により目的を達していない。これらの事例研究が見つかった。1 件目によると、イミダクロプリ

浸透性殺虫剤類は、多くの新しい特性があるが、試験方法

ドとフィプロニルの施用によりエサとなる無脊椎動物がの大半が旧態依然としており、結果的に生態学的安全性に減少し、ある種の魚類の発達障害がもたらされた。もう 1

関する結論は不完全である(Maxim  and  Van  der  Sluijs  件によると、2 種のトカゲの生息数減少が、餌であるシロ

2013)。新しく進歩した方法論により、各化学物質に固有

アリへのフィプロニルの影響と関連していた(Gibbons  et  の毒性学的特徴を、蓄積の可能性や遅発性の致死的、非致al.レビューの研究 2014 参照)。  

死的影響を含めて、陸生・水生・海洋性生物それぞれにつ  いて明確に示す必要がある。とは言え、我々の総説は、こ  れらの浸透性殺虫剤が、しばしば予想を下回る環境濃度で、生態系機能および生態系サービスへの影響

広範囲な非標的無脊椎動物類に重大な悪影響がおよぶ危  険があることを示す。結果として、これらの生物が支える

生態系サービスの概念は、十分に機能している生態系が人多くの食物連鎖への影響が予想される。  

間および生物圏に提供するサービスの可能性、利益、およ	  我々は、150近くの、野生脊椎動物-­‐‑哺乳類、鳥類、魚類、

び利用価値を評価する際の意思決定に(e.g.  Spangenberg  両生類、爬虫類に対するフィプロニルとネオニコチノイド

et  al.  2014)、さらには化学物質の生態学的リスク評価の評

系のイミダクロプリドとクロチアニジンの直接的影響（毒価項目(保護すべき価値)として幅広く使われている。ネオ性）および間接的影響（たとえば食物連鎖）に関する研究

ニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、害虫管理にを精密に調査した。全体として、コーティングした種子をよる恩恵もなく期待もされないところにある環境媒体(土

第８章	
  結論	
  165	 壌、水、空気)で頻繁に検出されている。しかし、これらによる反復処理後に顕花樹木に蓄積するかについて、の媒体は生物多様性を支える基本的資源を提供する一方、ほとんどわかっていない。分解産物(それは強毒性で長期または反復汚染の脅威にさらされていることが分か

残留性が高い可能性がある)の、さまざまな媒体（植っている。この総合評価書にまとめられた文献により、こ物、土壌、底質、水、食物連鎖など）における挙動はれらの殺虫剤の地球環境における高度な生物学的利用能

ほとんど分かっていない。  

が、広範囲の陸生(土壌を含む)および水生の微生物・無脊・	  最も感受性の強い生物に対する長期毒性は調査され椎動物と脊椎動物に致死的および亜致死的影響を引き起ていない。例えば毒性試験は、世界的に知られたほぼこすとされるレベルであることが明らかになった。授粉昆

2 万 5000 種のハチのうち 4 種に関してのみ行われ、虫、土壌中の無脊椎動物、および水生無脊椎動物に関し、

ハナアブ類、チョウ類、およびガ類など他の授粉昆虫

野外で観察された環境濃度で、個体群レベルの影響がありグループに対する毒性の試験は非常に少ない。同じく、うることが証明された。これらの影響が生態系機能、復元

ミミズより上位の土壌生物はほとんど注目されてい力、および陸生・水生生態系によって提供されるサービス

ない。土壌生物は、土壌形成や土壌肥沃度の維持に多と機能に対し危険をおよぼすことを示す証拠が相次いで大な役割を果たす。脊椎動物(処理種子を食べる可能出ている。このようなサービスと機能とは、供給、調節、性のある穀食哺乳動物や鳥類など)への毒性は、少数文化または基盤であり、その他、土壌形成、土壌の質、栄の種でしか調べられていない。  

養循環、廃棄物の処理と適正化、授粉、食物網の保全、浄・	  施行された毒性研究では、圧倒的に急性毒性試験が注

水、病害虫管理、播種、食植性生物と雑草の防除、食物供

目され、急性および慢性曝露の長期間の影響は、農業

給(魚を含む)、芸術およびレクリエーションなどが含まれおよび水生環境のあらゆる生物にとって最も関連のる。  

深い状況であるにもかかわらず、ほとんどわかってい  ない。現実の環境状況下での長期の曝露による影響は

  調査されていないのである。  

情報の欠如

・	
  ネオニコチノイド系殺虫剤はすべて、神経系の  nAChR(ニコチン性アセチルコリン受容体)に結合す

本評価書は相次ぎ発表された証拠に基づいたものだが、不るため、毒性の累積(相加作用)が予想される。現在、足している情報もある。これらの化合物は数々の国の規制

イミダクロプリド、クロチアニジン、チアメトキサム、

当局による安全性試験の対象になっている。しかし今日の

ジノテフラン、チアクロプリド、アセタミプリド、ス

世界規模の使用に伴ういくつかの危険有害性の可能性に

ルホキサフロール、ニテンピラム、イミダクロチズ、

ついては、依然として不完全な理解しか得られていない。

パイコンジン、シクロキサプリドなど、ネオニコチノ

ここでは現在情報が欠けている主な点を示す。  

イド系の多数の化合物への同時曝露の累積あるいは  相乗的影響を、例えば“イミダクロプリド”に換算した・	  ほとんどの国々では、浸透性殺虫剤の使用量に関して総用量として取り組んだ研究はない。目下、リスク評

も施用場所に関しても、公に利用できる情報源は少な

価は個々の化学物質に対し別々に行われているが、授いかまったくない。使用量についての信頼できるデー

粉昆虫など多くの非標的種は、多数のネオニコチノイ

タは、生態学的影響および危険有害性の現実的評価に

ド系殺虫剤と他の殺虫剤およびストレス因子に同時必要な条件である。  

に暴露している。その結果、危険有害性は一貫して過・	  環境媒体(土壌、水、作物組織、非標的植物、底質、小評価されている。一連の同時に存在する殺虫剤の定

水辺の植物、湾岸の水と底質)におけるネオニコチノ

量化は多分に扱いにくい問題であるが、あらゆるネオ

イドとフィプロニル残留物の調査はきわめて限られニコチノイド系殺虫剤への曝露を代表的な分類群にている。これらは水溶性で移動傾向があるとされてい統合する単一の定量システムが貴重な出発点になる

るが、海洋生態系に関するデータも又非常に少ない。  

と思われる。  

・	  さらに情報が大幅に欠如しているのは、生態毒性があ・	  連続および同時に曝露した際の累積毒性は、規制当局って残留性のあるネオニコチノイド系殺虫剤とフィの評価および化学物質リスク管理においても調査さプロニルの様々な代謝産物の環境中の運命である。したがって、大半の生物が受けると考えられる複合的な曝露を正確に評価することはできない。  

れていない。  
・	  亜致死的な影響は実際の環境中でしばしば致死的な結果をもたらすにもかかわらず、ほとんどの生物で調・	  これらの化合物の環境中での運命および、どのように、査されていない。しかし、ハチではこうした影響が深例えば、土壌の質が残留性に関わるかとか、親化合物

刻であることが分かっており、調査研究が行われた他

166	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）の少数の種にとって、これら神経毒性物質の亜致死的くの動物群が影響を受ける一方、これらの化合物が最も集用量が即死を引き起こす用量より十分に低くても、行

中的に施用される栽培体系では、恩恵は明確に証明されて動に悪影響を与えると報告されている。浸透性殺虫剤

いないことが分かる。  

と、他の殺虫剤・病気・食物によるストレスなど他の  ストレス因子との相互作用は、ほんの一握りのハチの  研究で調査されただけであるが、これらの研究では重結論

要な相乗作用が判明している。例えば、ミツバチでは

  

低用量のネオニコチノイド系殺虫剤がウイルス性疾総じて、今ある文献から明らかなことは、公認された施用

患への感受性を大幅に増強させた。ハチ以外の生物に法(表示の比率に従い表示通りの化合物使用)がもたらした

おける浸透性殺虫剤と他のストレス因子との相互作

ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルによる今日の用は、まったくと言っていいほど調査されていない。

汚染水準は、さまざまな非標的種にとって最小毒性濃度を野外の場合、生物は多数の殺虫剤と他のストレス因子超える場合が多く、したがって広範囲の生物学的・生態学にほぼ間違いなく同時曝露する。故に、これらの相互的悪影響をもたらすと考えられることである。  

作用の結果によっておこってくることへの理解(ある  いはこの分野で将来研究を行うのに適切な手法の考

予防的使用、残留性、移動性、浸透性、および慢性毒性が案)が充分でないことが、主たる情報の欠如である。  

組み合わさると、生物の多様性および生態系機能にかなり・	  広範囲の生態系サービスの受け渡しに対する浸透性の影響を与えると予測される。この世界的な総合評価書で殺虫剤の影響はいまだ不明である。土壌および底質へ検討された一群の証拠は、ネオニコチノイド系殺虫剤とフの蓄積により、ミミズやトビムシ(トビムシ目

ィプロニルの現行規模の使用が持続可能な害虫管理手段

Collembola)などの地中生物群への影響が予測され、ではなく、生物多様性を維持し支える多くの生物の活動をこのことが土壌の健全性、土壌の構造と浸透性、およ障害し、結果的にさまざまな生物による生態系機能および

び栄養循環への悪影響をもたらす可能性がある。粉塵、生態系サービスを危機に陥れることを示している。  

地下水、地表水を介しての周辺植物の汚染から、美的	  現在の農業状況を見ると、ネオニコチノイド系殺虫剤と観点で評価される動物群(例、チョウ類)への影響が予

フィプロニルでの殺虫処理―そして最も著しくはその予想され、授粉や害虫防除に役立つ重要な益虫群(例、防的施用―は、総合的病害虫管理(IPM)の原則を成立に導ハナアブ類、捕食性甲虫類)への影響も考えられる。

いた当初の考え方と矛盾することがますます明らかにな

農地や水中の昆虫生息数の全般的な減少は、鳥類やコっている。IPM の方法には常に殺虫剤が道具として含まれウモリ類などの食虫種に影響を与えると考えられる。

てはいるが、他の方法も効果的に組み込まれていて、化学

淡水の汚染は魚類の餌となる無脊椎動物を減少させ、物質は、最初に適用すべき望ましい一連の行為の最後の拠

漁業への影響も推測される。  

り所として捉えられている。ここで留意すべきは、現行の

これは沿岸海洋生態系にも当てはまり、サンゴ礁や塩

種子処理はその対極にあり、化学物質を最後の拠り所では沼の河口にとって重大な脅威となる可能性がある。こなく、最初に用いる手段として利用していることである。

れらのシナリオで調査されたものは皆無である。  

望ましい手段として、有機農業、作物と輪作の多様化と変・	  ネオニコチノイド類およびフィプロニルによる農業

更、畝間への植え付け、植え付けのタイミング、耕作と灌上の短期および長期の利益は不明である。これら殺虫

漑、被害地域への低感受性作物種の使用、捕獲作物の利用、剤の使用率から考えると、収穫高や費用対効果により生物農薬の適用、危険有害性を減じた代替殺虫剤の選択的利益を評価した研究発表数の少なさは驚くほどで、最施用、などがある。フィプロニルとネオニコチノイド系殺近では、純益はなく、若干の作物では純損失さえ認め

虫剤は、残留性で浸透性という性質(および累積影響とこられることを示唆する研究(Furlan  and  Kreutzweiser  うした特性に伴う環境負荷)のため、IPM とは相いれない。

2014 参照)もある。これらの浸透性殺虫剤が施用され

IPM の手法が完全ではなく常に改良の余地があることはない場合や、施用量の低減が農業に与える影響は(EU否めない。しかし、害虫管理を必要とする多くの組織には、における最近の部分的使用中止は、これを調査する機学ぶべき豊富な知識のデータベースと成功例がある。事実、会でもあるが)、今のところ分かっていない。  

欧州では、2014 年 1 月以降 EU 指令 2009/128/EC に従い、

  

IPM の方法があらゆる作物に関して義務付けられた。しか	  こうした論点を考慮すると、浸透性殺虫剤の現行の施用

し、ほとんどの加盟国では、いまだこの新しい規制を運用に関連した危険性の全貌を適切に評価するのは不可能で可能にし実行に移す途中で、また IPM そのものが明確にあり、本特集で検討した証拠から、危険有害性によって多定義されていない場合もある。  

第８章	
  結論	
  167	
 提言  Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt

  Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ),

著者らは、規制当局が予防と警戒の原則を適用し、ネオニ

Study	  Association Storm (Student Association Environmental

コチノイド系殺虫剤およびフィプロニルに対する規制のSciences Utrecht University), Deutscher Berufs- und

さらなる強化、ならびに両殺虫剤の世界的規模での使用のErwerbsimkerbund e. V. (ドイツ), Gemeinschaft der europäischen

大幅な低減に向けての計画策定について検討することをBuckfastimker e. V. (ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄

提言する。代替農薬の探索は、継続する必要があるが、同付者は、研究のデザイン、データ収集、分析、出版の決定、時に農業従事者および他の現場担当者に対する教育と、病原稿の作成に一切関与しなかった。

害虫管理の代替農業戦略（IPM、有機農業など）採用を促す政策と規制を行うことは緊急に必要である。さらに、制利益相反	
  なし。  

度その他の障壁からより良き理解を得るための徹底したオープンアクセス	  本稿は、原作者および発行元より与え調査が必要である。なぜなら、制度その他の障壁は、他のられた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリ

多くの殺虫剤と同様に、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィエイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布されプロニルの使用に代わりうる、実証済みの持続可能な農業るものである。  

慣行の大規模な採用の妨げとなるからである。  

  	  多くの国々の規制当局による殺虫剤認可プロセスの妥

引用文献

当性を綿密に検討し、過去の誤りを認めなくてはならない。
生体内蓄積性、および生態系機能への破壊的影響が認識さ

Bonmatin J-M, Giorio C, Girolami V, Goulson D, Kreutzweiser
D,Krupke C, Liess M, Long E, Marzaro M, Mitchell E, Noome
D,Simon-Delso N, Tapparo A (2014) Environmental fateandexposure; neonicotinoids and fipronil. Environ Sci PollutRes.

れる前は世界中で使用されていたが、結果的に大半の国々(this issue)	
 	
 例えば、DDT などの有機塩素系殺虫剤は、その残留性、で使用禁止となった。有機リン剤は、ヒトおよび野生生物の健康に与える大規模な危険有害性が遅ればせながら認識され、大幅に施用が減少した。浸透性殺虫剤のネオニコ
チノイド系殺虫剤およびフィプロニルにより、広範囲に効く殺虫剤の大規模な施用の危険有害性を十分に顧みていないという規制当局による殺虫剤の審査と認可の過程の欠陥が、新たに提示された。  
  謝辞

本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォースのバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モンテ
グロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、
レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆を得た。最初 2 名の責任著者以外の著者名はアルファベット順である。ほとんどの著者は、公的機関か大学に勤務しているが、例外は、バグライフ（無脊椎動物保護に貢献する英国の慈善団体）の V. Amaral-Rogers、RSPB (英国の野生動物保護慈善団体)の D.W. Gibbons、TFSP での独立した仕事について the Stichting Triodos Foundation から資金援助を受けている D.A. Noome、CARI(ベルギー政府から支援を受けている団体)の N. Simon-Delso である。J. Settele and M.とWiemers は、www.legato-project.net (独教育研究省の BMBF により資金提供を受けている)として貢献した。この仕事は、theTriodos Foundation’s Support Fund for Independent Research on
Bee Decline and Systemic Pesticides.により資金提供を受けた。
この支援基金は、Adessium Foundation (オランダ), アクト・ビ
ヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オランダ), Stichting
Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer

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insecticides for pest control: case studies in agriculture and forestry.
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168	
  Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）

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附録２
2012 年 9 月 15 日、大韓民国、済州島での IUCN の総会で採択された IUCN 決議
WCC-2012-Res-137-EN：国際自然保護連合（IUCN）の種の保存委員会（SSC）と生態系管理委員会（CEM）の合同タスクフォースによる、浸透性殺虫剤の地球規模の生物多様性への影響に関する包括的な科学的レビューを支援する

IUCN 設立以来の使命、”生物多様性の保護の推進”を認識しつつ；ネオニコチノイド系殺虫剤が、1990 年代の市場への導入以来、過去 10 年にわたって世界中で最も広範囲に用いられ最も急速に成長する殺虫剤となり、今や世界の殺虫剤市場の 3 分の１を占め、主に種子処理に施用され、現在 120 カ国以上で使用が認可されていることに気づき；

高度の残留性があり浸透性かつ累積的に作用する神経毒のオニコチノイド系殺虫剤が、根から吸収されて植物の液汁に入り、植物全体を益虫である授粉昆虫を含めた昆虫に対して恒久的に有毒にし、独特の施用方法と亜致死性の慢性曝露により昆虫や他の無脊椎動物に影響を与えることを思い起こし；

ネオニコチノイド系殺虫剤および他の浸透性殺虫剤が、多くの科学者により、世界的なミツバチの崩壊、野生の授粉昆虫の減少および観測された昆虫相の減少に寄与する一つの因子と疑われていること、これらの殺虫剤の使用に伴う生態系の危険性についてより鋭い洞察が早急に求められていることを指摘し；

生物多様性が、種、生態系、遺伝子などすべての構成要素において次から次へと失われつつあることに警鐘を鳴らし；2011 年 3 月に、IUCN の種の保存委員会（SSC）と生態系管理委員会（CEM）のもとで浸透性殺虫剤タス
クフォース（TFSP）が設立されたことを歓迎し；

そして、TFSP が、生物多様性に関する浸透性殺虫剤の影響について、統括的、客観的、かつ科学的に論文を見直し評価し、その結果に基づき、危機管理の手続きの観点から政府の新しい農薬の認可、その他政策決定者や政策立案者、および一般社会の注意を惹くべきあらゆる問題について、必要な勧告を行うことを歓迎する。

世界自然保護会議、大韓民国、済州島、2012 年 9 月 6‒15 日：

1. すべての IUCN のメンバーに、TFSP が適切な時間内にその見直しと勧告を完了できるように、その企てを支えることを呼び掛け；

2. 事務局長に、TFSP の任務が 2013-2016 の 4 年間に完了できるように、SSC と CEM が資金を集める
ことに力を貸すことを要請し；

3. 事務局長に、TFSP の科学的評価の結果に基づき、IUCN の環境法委員会(CEL)と IUCN の環境法センターとの協調と協力により、TFSP からの勧告の実行に関して起こりうる法的および規制の結果について、CEM と SSC および他の利害関係者に必要な支援を行なうことを要請し；そして、

4. さらに事務局長に、各国政府に浸透性殺虫剤の使用量と利用動向について国レベルでの情報をとりまとめるよう要請する文書を送ることを要請する。

以上