Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
度のこれらの殺虫成分に暴露されると予想される。このような生物への農薬の暴露プロセスを考えた場合に、サブテーマ1でも議論されているような特定の薬剤に高い感受性を有する個体群は、大きい負のインパクトをおう可能性が高い。水田生物群集の水田へのコロナイゼーションも水田における生活史の多様性とも呼ぶべき生物多様性を維持する主要な要因であり、代掻き直後や薬剤処理を伴う移植直後に本田に移住あるいは水田そのものから発生する種なども存在する。前者には、トンボ類で成虫が春から初夏に水田の田面水に産卵を行う種群や、ため池などの恒常的水域から移住してくる種群が想定される $ ^{1} $ 。また、トンボ類の中には、前年の秋に水田に産卵し卵越冬したまま、翌年水田に注水が始まると孵化し粋で初期の水田で発生する年一化の種類で、アキアカネやナツアカネなどもよく知られている。実際に、栽培初期の実水田におけるこれらの種群に着目して、どのような個体群の推移が認められるかについて検討を行ってみたところ、前述のアカネ属以外にも、マツモムシ、コマツモムシといった水生昆虫の仲間で、無処理の対照区に比べ密度の低減現象が認められている（図(3)-12）。

指標種としては、広域に移動しながら水田に産卵し、水田注水後に発生するトンボ類やコマツモムシ、マツモムシといった半翅目が苗箱農薬指標種の候補としてあげられた。このような農薬影響評価の指標候補種についての結果のうち半翅目については、Watanabe et al. (2013) $ ^{4)} $ と小路ら（2015） $ ^{5)} $ が今回の研究調査拠点の一つの候補である北陸の奥能登地域で行った傾向とも類似した点もあった。また農村現地における野外水田の調査結果から、農薬の水田生物多様性への影響評価を行う場合には、必ず事前の農薬利用履歴を個別生産者スケールから農村地域スケールで調べ、使用薬剤の連用にも気を配ることは忘れてはならない。

図(3)-12 各処理区におけるコマツモムシの密度推移

## 【3年間の研究成果のまとめ】

## 1 ）水田での苗箱使用殺虫剤の実態把握調査

今回実験に供試した殺虫剤成分、フィプロニル、クロラントリニリプロール、クロチアニジンにイミダクロプリドを加えた薬剤が苗箱農薬の主成分として全国の水稲栽培で使用されているこ
と、そして、どの薬剤成分を使用するかは、地域や生産農家の病害虫防除の意思決定などによって多様性があることが認められた。

## 2 ）全国調査体制の構築と農村フィールド影響評価法の開発

平成25年度は、瀬戸内拠点として愛媛県内3か所、広島県内1か所の野外実験系を現地設営しながら、影響評価手法の試行錯誤を進め、各種生物の密度が推定できる枠すくい取り法を発案し生物群集組成の調査を行った。その結果、愛媛県内3か所の水田から60種前後が採集でき、時系列の生物群集の動態から影響評価のための調査は、移植後1か月内外の期間を中心に行う妥当性が見出された。平成26年度以降は、研究拠点でより簡便で効率的で全国一斉調査に資することのできる実際的な調査手法を確立し、その傍らで、関東、北陸、南九州、最終年度には東北・北海道を加えた全国調査の初期研究基盤をつくった。

これらの全国調査から、各地域ごとの生物群集の種組成に多様性が認められることと、その一方で全国の野外水田に共通する出現種には、ナツアカネなどのアカネ属などが示された。各地域ごとに使用されている苗箱農薬の種類の多様性と生物種の多様性の複雑な関係性が予想された。

## 3 ）野外水田の生物群集と薬剤濃度の関係性

サブチーム1の水田メソコズムと同様の、3年間の各種薬剤連用実験は、瀬戸内拠点の2地域の水田地帯で行うことができた。開始2年目の平成26年度までは、両地域とも対照区と他の薬剤処理区間で、生物群集組成や特定種群の密度動態にとりわけ明瞭な差異は認められなかった。しかしながら、各種薬剤を3年連用した平成27年度では、2つの地域ともフィプロニル区ではトンボ類のヤゴ類の密度は調査上ゼロとなり、水田メソコズムと同様のフィプロニル連用処理によると思われるトンボ類への負のインパクトが認められた。野外実験を行った2地域におけるトンボ類の種組成は、水田メソコズムと同じなのはシオカラトンボのみであり、2地域の現地水田では、ウスバキトンボ、ナツアカネ、アキアカネ、マコタテアハネ、アオモンイトトンボ、カトリヤンマ、ギンヤンマの発生が3年間を通して確認されているが、3年目のフィプロニル連用水田ではヤゴ類の生息が枠すくい取り、ならびに夜間見取り法においても確認できなかった。フィプロニルおよび他の薬剤のインパクトについて、他の種群についても対照区との密度差異の検討を行ったが、ミジンコ類などヤゴ類の餌となる種群の密度に薬剤の負のインパクトは認められなかった。

さらにそれぞれの処理区について、田面水中と土壌中の薬剤成分濃度について調べた。サブチーム1、2での水田濃度予測と同様、各実験水田の実測値は連用によって高まる傾向にあり、とくにヤゴ類に負のインパクトを与えたフィプロニルの場合には、代掻き時、移植直後から1か月の土壌中濃度は、年々高まる傾向にあり、サブチーム1で得られた結果が野外水田でも再現されたと示唆された。さらに、念のために2地域の慣行苗箱農薬の主殺虫成分として10年間は連用されてきているイミダクリプリドについても、注水代掻き前や代掻き後薬剤処理前の土壌や田面水実測濃度を調べたところ、どの水田でもイミダクロプリドの濃度が処理水田と同等のオーダーで検出された。以上から、野外水田における農薬の影響は、単に連用した薬剤成分の生物群へのインパクトだけではなく、残留か流入かは現在不明であるが、その水田地帯の履歴として使用されてきた薬剤のインパクトも加わり、水田生物多様性に影響を与えているという新しい農薬影響の実態が初めて明らかとなった。
今回の農村現地における野外水田の調査結果から、農薬の水田生物多様性への影響評価を行う場合には、必ず事前の農薬利用履歴を個別生産者スケールから農村地域スケールで調べ、使用薬剤の連用にも気を配ることが重要であることが示された。また、指標種としては広域に移動しながら水田に産卵し、水田注水後に発生するトンボ類やコマツモムシ、マツモムシといった半翅目が苗箱農薬指標種の候補としてあげられた。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

野外水田における農薬の影響は、単に連用した薬剤成分の生物群へのインパクトだけではなく、残留か流入かは現在不明であるが、その水田地帯の履歴として使用されてきた薬剤のインパクトも加わり、水田生物多様性に影響を与えているという新しい農薬影響の実態が初めて明らかとなった。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

特に記載すべき事項はない。

### 6. 国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（查読あり）>

1）小路晋作、伊藤浩二、日鷹一雅、中村浩二：日本生態学会誌、65（3）：279-290（2015）「省力型農法としての「不耕起V溝直播農法」が水田の節足動物と植物の多様性に及ぼす影響」

## くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない。

## （2） 口頭発表（学会等）

1）日鷹一雅：第61回日本生態学会大会、企画集会T08 ネオニコチノイド系農薬と生物多様性：何がどこまで分かっているか？今後の課題は何か？（2015）「水田における農生物多様性とネオニコチノイド系農薬：影響指標を求めて」企画者：林岳彦 第61回日本生態学会大会、鹿児島、3月20日

2) 日鷹一雅：国立環境研究所公開シンポジウム「ネオニコチノイド系農薬と生物多様性～何がどこまで分かっているか？今後の課題は何か？」（2015）「ネオニコチノイド系農薬の水
田生物多様性影響の実態」．大山ホール国立環境研 7月15日

3) 日鷹一雅：第63回日本生態学会（2016）「里地の減る種・増える種・変わらない種：発生変動の逆問題を解くには？」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

## （４）「国民との科学・技術対話」の実施

特に記載すべき事項はない。

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない。

## (6) その他

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

1）日鷹一雅. 1998. 水田における生物多様性保全と環境修復型農法. 日本生態学会誌 第48 巻 第2号：167-178.

2）日鷹一雅．嶺田拓也・大澤啓志 2008 水田生物多様性の成因に関する総合的考察と自然再生ストラテジ、農村計画学会誌、27 巻：20-25

3）日鷹一雅．2010 農生態系における生物多様性保全． 自然再生ハンドブック 日本生態学会生態管理全国委員会編 173-180

4) Watanabe K, Koji S, Hidaka K, Nakamura K (2013) Abundance, diversity and seasonal population dynamics of aquatic Coleoptera and Heteroptera in rice fields of direct seeding management. Environ. Entomol. 42(5):841-850

5）小路晋作、伊藤浩二、日鷹一雅、中村浩二 2015 省力型農法としての「不耕起Ⅴ溝直播農法」が水田の節足動物と植物の多様性に及ぼす影響．：日本生態学会誌 第65巻 第3号：279-290
## （４）水田生物多様性の影響評価システムの開発

国立研究開発法人国立環境研究所

環境リスク研究センター 環境リスク研究推進室 林 岳彦

平成25～27年度累計予算額：6,898千円（うち平成27年度：2,271千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

本サブテーマは本研究課題の統括として、サブテーマ1～3からの知見を集約し、水田生物多様性の総合的影響評価システムの開発を行った。具体的には、サブテーマ1からの複数年にわたる水田メソコズム試験データの多変量解析を行い、各薬剤の群集に対する影響の基本的な特徴を抽出した。そして、群集における個々の生物種の増減データを集約し、影響評価における指標種候補の抽出を行った。さらに、生物種の生態学的特性や重要性、およびサブテーマ3からの野外の実圧場からの実験・観察データの情報と照らし合わせることにより、地域における指標種候補の決定を行った。また、各薬剤の影響を半定量的に評価するためのスコアリング法を開発し、地域ごとのリスク評価を行った。最後に、施用シナリオごとのリスク予測とリスク削減のための施策の方向性の提言を行った。総合的なリスク評価の結果、現時点でもっともリスクが懸念される薬剤としてフィプロニルが挙げられた。

[キーワード]

リスク評価、影響評価、曝露評価、総合評価、リスク管理

### 1. はじめに

現在、ネオニコチノイド系農薬等が水田生物多様性に与える影響が懸念されている。その一方で、農薬の水田生物多様性への影響の評価方法は殆ど確立していない。現状の農薬の水生生物に対する影響の評価法は、藻類・甲殻類（オオミジンコ等）・魚類に対する室内毒性影響試験から得られる毒性値データに基づいた簡易的なものに留まっている。この評価方法は農薬登録時の行政的な評価方法としては一定の意義を持つものである。しかしながら、実際に特定の農薬（例：ネオニコチノイド系農薬）について特定の状況（例：水田圃場）で特定の生態系（例：地域Aにおける主要トンボ類を含む水田生態系）に対する現実的な懸念が存在する場合に、上記のような（曝露環境の面でも試験生物の面でも）水田生態系との関連性に乏しい室内毒性試験の結果から実際の水田生態系における影響を評価することには明らかな限界がある。そのため、現在水田で広く用いられているネオニコチノイド系農薬等による水田生物多様性への影響評価を行うためには、より実際の水田圃場に近い生物群集や生態系を用いた影響評価や曝露評価に基づいた、農薬の影響をより総合的に評価するためのシステムの開発が必要である。
## 2 ．研究開発目的

本サブテーマの主な目的は、本研究課題の統括としてサブテーマ1～3からの知見を集約し、水田生物多様性の総合的影響評価システムの開発を行うことである。具体的な目標は、(1)他サブテーマのデータから薬剤ごとの影響の特性をまとめ指標候補となる生物種を決定する、(2)決定した指標候補種に基づく水田生態系への影響評価法を開発する、(3)開発した評価法を用いて現状の知見から各薬剤に対するリスク評価を行いリスク管理施策の方向性を提言する、である。

## 3 ．研究開発方法

サブテーマ1の水田メソコズムデータに基づく各薬剤の指標種候補の抽出においては、以下の手法を用いた。

## （１）諸要因が生物群集組成に与える影響の主成分分析による解析

水田メソコズムデータにおける各圃場区画における群集組成は、農薬の施用だけではなく、実験操作では統制しきれない偶然的な変動の影響も強く受けている。特に、それぞれの年による環境要因の違いは人為的な統制の困難な要因である。実際に、複数年データの予備的な整理からは薬剤の無施用区（対照区）であっても年度ごとに群集組成が大きく異なる傾向が示唆された。そのため、薬剤の影響とその他の要因の複数の影響の大きさを同時かつ定量的に把握するために、薬剤以外の諸要因による影響を視野に含めた多変量解析を行う必要があった。本解析では、本推進費で得られた2013-2015年度の水田メソコズムおよび既往（2011-2012年度）の水田メソコズムの群集組成データに対して主成分分析を行い、各圃場区画において群集組成がどのような要因（薬剤、年の違い等）と関連を持つかを分析した。解析の際の群集組成データとしては、各圃場区画における各生物種の年間総力ウント数を用いた（つまり、各圃場区画による群集組成は構成生物種のカウント数を要素としたベクトルとして表現され主成分分析が行われた）。カウント数は指数的な変動およびバラツキを持つため、対数変換（ln(10xカウント数+1)）された後に解析された。

## （２）個々の生物種における相対変化率の算出

水田メソコズムデータからの指標種候補の抽出のために、2013-2015年の水田メソコズムデータおよび既往の水田メソコズムデータから、生物種ごとの相対変化率の集計を行った。相対変化率の集計は、各圃場の生物種別のカウントデータを基に、「年×薬剤×種」の組み合わせごとに行った（同一条件に対して2反復の試験設計のため、同条件で2つの値が算出される）。ここで、「相対変化率」は次の式により算出された：

相对变化率

$$ \begin{aligned}=&\quad( 薬剤処理圃場における年間カウント数 \quad-\quad 対照区における年間カウント数 )\\&\quad\not\sim( 対照区における年間カウント数 )\end{aligned} $$

上記の相対変化率が低い（＝負の変化率が大きい）ことを指標種候補の選択における一つの条件として考慮した。尚、相対変化率等の算出においては（主成分分析で行ったように）個体数を対
数変換したのちに重回帰分析を行う等の統計学的方法もありうるが、年度によるサンプル間変動や生態学的な考察を踏まえた上で圃場ごとの各生物と各薬剤の反応をより仔細に吟味するために、対数変換を行わず上記のような比較的単純な方法を採用した。

また、「方法」に属するものではあるが、その方法論自体の開発が目的となっている事項（スコアリング方法など）に関しては、本項ではなく「結果及び考察」の項にその開発における論拠とともに記載した。

## 4 ．結果及び考察

## （１）各殺虫剤およびその他要因が生物群集組成に与える影響の解析

## 1 ）水田メソコズム実験からの群集組成データに対する主成分プロットによる分析

各圃場区画における群集組成を主成分プロットしたところ、各圃場における群集組成は、薬剤の施用による違いよりも年ごとの違いに大きく依存していることが示された（図(4)-1）。例えば、開始年度となる2011年のデータは、対照群（CONT11A，B）・イミダクロプリド施用群（IMID11A，B）・フィプロニル施用群（FIPR11A，B）の全てが主成分プロット上の左上側に位置している。同じ年の群集組成が近い傾向については2012年以降においても同様であり、2012年のデータは主成分プロット上の左から左上側、2013年と2015年のデータは主成分プロットの中央下側、2014年のデータは右上側に集中して位置する傾向が見られた。これは、薬剤の施用条件に関わらず、同じ年に各圃場でみられた群集組成は相対的に類似していることを示している。

このことは、これらの水田メソコズム実験系が開放系であり、各圃場区画における群集組成の基本形が主に外部からの移入によって決定されていることを素直に反映しているものと考えられる。外部からの移入元となる群集（国立環境研究所敷地内および敷地外の周辺生態系）はもちろん全ての圃場で共通であり、また、年によって移入元となる群集の状況は異なってくる。例えば、2014年の群集組成は主成分プロットの右上側にやや離れた特徴的な位置を占めている（図(4)-1）。これは、国立環境研究所内の池の池干しという2014年にのみに生じたイベントにより、2014年のショウジョウトンボやシオカラトンボの実験圃場への移入量が減少したことを反映したものである可能性が高い。これらの結果は、水田生物群集の基本的な組成は、より広い範囲の周辺生態系の状況やイベントを強く反映しうることを示すものである。

上記の結果は、薬剤の施用が水田生物群集へ与える影響を見るためには、単年の調査では年ごとの変動と薬剤の変動を見分けることが困難であり、薬剤の影響を明らかにするためには本研究課題で実施したような複数年にわたる調査が必要であることを意味するものである。

## 2 ）水田メソコズム実験からの「対応する年の対照区画との群集組成の差分データ」に対する主成分プロットによる分析

図(4)-1の主成分プロットでは、主成分軸における年による違いが大きく、薬剤による影響の違いが不明瞭であった。そのため、年による違いの影響を補正するために、群集組成の要素である各生物種のカウント数について、それぞれの年の対照区と薬剤施用区とのカウント数の差分
図(4)-1 水田メソコズムデータにおける各群集の種組成の主成分プロット

CONTXXA, B: 20XX 年の対照区の群集（XX は実験の実施年を表す 11, 12, 13, 14, 15 のいずれかの数値が入る。A, B は同一条件による処理区の反復を表す。以下についても同様）、IMIDXXA, B: 20XX 年のイミダクロプリド施用区の群集、FIPRXXA, B: 20XX 年のフィプロニル施用区 A, B の群集、CLOTXXA, B: 20XX 年のクロチアニジン施用区の群集、CHLOXXA, B: 20XX 年のクロラントラニリプロールの施用区 A, B の群集。第一・第二主成分に対する貢献度（主成分スコア）の高い種については図中に種名を付記した。主成分プロットにおいてある群集 Z とある種 Y が同じ方向に位置するとき、種 Y は群集 Z の組成を特徴づける種の一つであると解釈できる。
群集構造の主成分プロット（毎の対照区からの差分；2013-2015）

図(4)-2 水田メソコズム実験における、対応する年の対照区と薬剤施用区との群集組成の差分データに対する主成分プロット

CONTXXA, B: 20XX 年の対照区の群集（XX は実験の実施年を表す 11, 12, 13, 14, 15 のいずれかの数値が入る。A, B は同一条件による処理区の反復を表す。以下についても同様）、IMIDXXA, B: 20XX 年のイミダクロプリド施用区の群集、FIPRXXA, B: 20XX 年のフィプロニル施用区 A, B の群集、CLOTXXA, B: 20XX 年のクロチアニジン施用区の群集、CHLOXXA, B: 20XX 年のクロラントラニリプロールの施用区 A, B の群集。第一・第二主成分に対する貢献度（主成分スコア）の高い種については図中に種名を付記した。主成分プロットにおいてある群集 Z とある種 Y が同じ方向に位置するとき、種 Y は群集 Z の組成を特徴づける種の一つであると解釈できる。
（対数変換後に差分をとったので、常数では比をとったことに対応する）を取ることにより、年による変動の影響を補正したデータに対しての主成分プロットを作成した（図(4)-2）。図(4)-2からは、年による影響を補正したことにより、薬剤の違いによる影響がより明確に現れた。まず、主要な傾向として主成分軸1に沿って、右側にフィプロニル施用区が、左側にクロラントラニリプロール施用区が位置し、その間にクロチアニジン施用区が位置するという基本的な傾向が見られた。また、左側のクロラントラニリプロール施用区が位置する群集の特徴づけに寄与する種（第一主成分において大きな負の値の主成分スコアを持つ種）は、シオカラトンボ、ショウジョウトンボなどであることが示された。これは、クロラントラニリプロール区の群集にはそれらのトンボの個体数が相対的に多いことを示すものである。また、それらのトンボ種と逆側にはフィプロニル施用区が位置しており、フィプロニル施用区の群集ではそれらのトンボ種が総体的に少ないことが示唆される。逆に、フィプロニル施用区が位置する右上側の群集の特徴づけに寄与する種としては、ギンヤンマやアオモンイトトンボ、ウスバキトンボ、ヒメモノアラガイ、イトミミズなどが示された。これらのことは、フィプロニル施用区におけるトンボ類の減少は全ての種によって起こるのではなく、種によってはフィプロニル施用区の群集を特徴づける種となりうることを示している。フィプロニル施用区におけるギンヤンマの増加については、さらなる調査が必要であるものの、水田環境中内で競争関係となりうるショウジョウトンボやシオカラトンボが減少したことによる間接効果により増加が生じた可能性も考えられる。

図(4)-2における対照区の群集は第一・第二主成分ともに（対照区との差分データを用いているため）ゼロの位置を占める。ゼロから遠い位置を占める種ほど対照区の群集におけるカウント数との隔たりが大きい種であるため、ゼロ点から遠い位置にある種が農薬影響を調査する上での指標候補種となりうる。図(4)-2からは、そのような指標候補種として、シオカラトンボ、ショウジョウトンボ、ナメラカハシミジンコ、ギンヤンマ、チビゲンゴロウ、イトミミズ、ヒメモノアラガイ、ウスバキトンボ、アオモンイトトンボ、ホソタマミジンコ、などが挙げられる。しかしながら、これらの種の幾つかは（そもそもの個体密度が小さいこともあり）対照区におけるカウント数が安定的でないものもあり、実際に指標種とするには調査結果の安定性に不安が残るものも存在した。そのため、実際の指標種の選定にあたっては、薬剤ごとに各年の各圃場における実際の増減のデータをより仔細に見た上で選出することが望ましいと考えられた。

## （２）総合評価に用いるための指標種の選出

サブテーマ1での水田メソコズム調査における各生物種に対する相対変化率を表(4)-1～4にまとめ、農薬影響に対する生物調査における指標種の検討と選定を以下のように行なった。

## 1 ）フィプロニルの影響に対する指標種候補の抽出

フィプロニル施用区ではシオカラトンボおよびショウジョウトンボのヤゴにおいて非常に強い負の影響が見られた（表(4)-1）。また、イトミミズでも多くの場合において中程度の影響が見られている。ナメラカハシミジンコ、コミズムシ、キベリヒラタガムシ、ケンミジンコ、ホソタマミジンコ、ユスリカ幼虫においても平均的には中程度の影響が見られているが、減っている年もあれば増えている年もあり、その影響は必ずしも一貫していない。これらのことから、フィプロニルの影響に対する指標種候補としては先ずシオカラトンボ、ショウジョウトンボが挙げられる。
次点としてはイトミミズが挙げられ、必ずしも影響が一貫していないものの平均的には影響がありうる種としては、ナメラカハシミジンコ、コミズムシ、キベリヒラタガムシ、ケンミジンコ、ホソタマミジンコ、ユスリカ幼虫が挙げられる。尚、トンボ類ではあるもののアオモンイトトンボに対しては平均すると正の影響が見られており、フィプロニルの影響は必ずしもトンボ類全てに強い影響を持つわけではないことが示唆された。

表(4)-1 フィプロニル施用区における種ごとの相対変化率

生物種	平均	2011年	2011年	2012年	2012年	2013年	2013年	2014年	2014年	2015年	2015年	標準偏差
シオカラトンボ若虫	-0.96	-0.93	-0.71	-1.00	-1.00	-0.91	-1.00	-1.00	-1.00	-1.00	-1.00	0.09
ショウジョウトンボ若虫	-0.89	-1.00	-0.98	-0.95	-0.99	-0.81	-0.75	-0.47	-1.00	-0.95	-1.00	0.17
イトミミズ	-0.60	-0.29	-0.63	-0.95	-0.72	-1.00	0.03	-0.89	-1.00	-1.00	0.43	0.35
ナメラカハシミジンコ	-0.36	1.00	0.06	1.00	-1.00	-0.62	-0.97	-0.38	-0.87	-0.86	-0.99	0.76
コミズムシsp成虫	-0.30	-0.60	-0.20	0.55	1.00	-0.33	0.00	-0.96	-0.43	-1.00	-1.00	0.62
キベリヒラタガムシ成虫	-0.29	-0.58	-0.68	0.90	0.02	0.20	-0.33	-0.88	-0.92	-0.33	-0.33	0.55
ケンミジンコsp.1	-0.29	-0.62	1.00	0.37	-0.62	-0.42	0.30	-0.69	-0.79	-0.61	-0.84	0.59
ホソタマミジンコ	-0.28	-0.67	-0.48	0.78	-0.28	0.21	-0.69	-1.00	-1.00	0.32	0.00	0.59
ユスリカ幼虫	-0.21	-0.88	-0.63	1.00	-0.82	-0.65	-0.42	0.02	-0.63	0.76	0.17	0.65
ゴミマルカイミジンコ属	-0.07	-0.46	-0.36	0.93	0.25	-0.95	-0.28	0.90	-0.92	0.05	0.12	0.65
イポカイミジンコ属	0.05	-0.65	-0.03	1.00	-0.43	0.16	1.00	1.00	0.10	-0.72	-0.92	0.66
ホソナガカイミジンコ属	0.10	0.25	1.00	0.12	0.13	-0.44	1.00	0.03	-0.60	-0.52	0.03	0.56
コカゲロウsp若虫	0.11	0.79	1.00	-0.51	-0.66	-0.61	-0.43	0.18	0.40	1.00	-0.02	0.66
アオモンイトトンボ若虫	0.13	0.25	1.00	-0.82	-0.74	-0.49	-0.49	0.67	0.34	0.63	1.00	0.64
ミギワバエ幼虫	0.32	1.00	0.27	0.94	1.00	0.14	0.80	-0.73	-0.44	1.00	-0.74	0.63
チビゲンゴロウ成虫	0.39	0.57	1.00	1.00	0.68	0.71	0.71	-0.46	-0.46	1.00	-0.79	0.55
シカクカイミジンコ属	0.48	1.00	-0.70	1.00	0.00	1.00	0.20	1.00	0.08	1.00	0.16	0.60

## 2 ）クロチアニジンの影響に対する指標種候補の抽出

クロチアニジン施用区ではコカダロウspp若虫に一貫した中程度の影響が見られた（表(4)-2）。また、シオカラトンボとアオモンイトトンボについては増加している場合もあるものの、多くの区で中程度の負の相対変化率が見られた。また、ナメラカハシミジンコ、ホソナガカイミジンコ、イボカイミジンコにおいても増加した場合や影響が見られない場合があるものの、中程度の影響が見られた。これらのことから、クロチアニジンの影響に対してはコカゲロウspp若虫が良い指標であると考えられる。また、次点としてはシオカラトンボ、アオモンイトトンボ、ナメラカハシミジンコ、ホソナガカイミジンコ、イボカイミジンコが指標として挙げられる。ただしこれらの影響は必ずしも一貫したものが得られているわけではないことには注意が必要である。
表(4)-2 クロチアニジン施用区における種ごとの相対変化率

生物種	平均	2013年	2013年	2014年	2014年	2015年	2015年	標準偏差
コカゲロウspp若虫	-0.48	-0.78	-0.39	-0.27	-0.73	-0.46	-0.26	0.21
シオカラトンボ若虫	-0.44	-0.73	-0.50	-1.00	-1.00	1.00	-0.43	0.68
アオモンイトトンボ若虫	-0.39	-0.85	-0.78	0.00	-0.80	0.26	-0.14	0.44
ナメラカハシミジンコ	-0.37	-0.99	-0.18	-0.61	-0.84	-0.60	1.00	0.66
ホソナガカイミジンコ属	-0.32	-0.89	0.03	-0.42	-0.64	-0.05	0.04	0.36
イボカイミジンコ属	-0.26	-0.41	0.16	-0.51	0.22	-0.67	-0.34	0.33
ショウジョウトンボ若虫	-0.22	-0.08	0.12	-1.00	1.00	-0.84	-0.50	0.67
ミギワバエ幼虫	-0.21	0.66	1.00	-0.69	-0.65	-0.72	-0.87	0.75
ホソタマミジンコ	-0.15	-0.69	0.03	-1.00	1.00	0.18	-0.43	0.65
ユスリカ幼虫	-0.14	-0.79	-0.32	-0.06	-0.34	1.00	-0.34	0.55
シカクカイミジンコ属	-0.11	-0.21	-0.17	0.04	0.04	-0.61	0.23	0.26
チビゲンゴロウ成虫	-0.01	0.66	0.66	-1.00	1.00	-0.89	-0.47	0.81
イトミミズ	0.00	-1.00	1.00	-1.00	1.00	-1.00	1.00	1.00
コミズムシsp成虫	0.03	0.40	1.00	-0.23	-1.00	1.00	-1.00	0.84
ゴミマルカイミジンコ属	0.18	-0.80	1.00	-0.69	0.41	0.14	1.00	0.72
ケンミジンコsp.1	0.25	0.04	1.00	-0.82	1.00	-0.70	1.00	0.79
キベリヒラタガムシ成虫	0.38	1.00	-0.33	-0.40	1.00	0.00	1.00	0.63

## 3 ）クロラントラニリプロールの影響に対する指標種候補の抽出

クロラントラニリプロール施用区では、イトミミズに対して一貫して非常に大きい影響が見られた（表(4)-3）。ただし、イトミミズに関しては全体でのカウント数は少なく、イトミミズについては対照区でのカウント数が極端に少ない場合もあるなど、指標としての安定性に欠ける可能性がある。また、キベリヒラタガムシについては全ての区において中〜高程度の負の影響が見られた。また、コミズムシ、イボカイミジンコでは一区画を除いて全て負の影響が見られている。ナメラカハシミジンコ、チビゲンゴロウ、シカクカイミジンコ、ユスリカ幼虫においては平均して中程度の影響が見られているものの、区画によっては増えている区画もあり、その影響は必ずしも一貫しているとは言えない。これらのことから、クロラントラニリプロールの影響に対する指標種候補としては、キベリヒラタガムシが挙げられる。次点としては、イトミミズ、コミズムシ、イボカイミジンコが候補になると考えられる。
表(4)-3 クロラントラニリプロール施用区における種ごとの相対変化率

生物種	平均	2013年	2013年	2014年	2014年	2015年	2015年	標準偏差
イトミミズ	-0.98	-1.00	-1.00	-1.00	-1.00	-0.87	-1.00	0.05
キベリヒラタガムシ成虫	-0.76	-0.33	-0.78	-0.68	-0.96	-0.80	-1.00	0.22
コミズムシsp成虫	-0.60	0.20	-1.00	-0.93	-0.96	-0.71	-0.20	0.45
イポカイミジンコ属	-0.39	-0.68	0.03	-0.63	-0.38	-0.04	-0.63	0.29
ナメラカハシミジンコ	-0.39	-1.00	-0.22	-0.77	-0.21	-0.60	0.49	0.48
チビゲンゴロウ成虫	-0.34	-0.68	1.00	-1.00	-1.00	0.41	-0.79	0.77
シカクカイミジンコ属	-0.30	-0.47	-0.16	0.37	0.10	-0.80	-0.82	0.44
ユスリカ幼虫	-0.22	-0.48	-0.60	-0.58	1.00	0.06	-0.72	0.60
シオカラトンボ若虫	-0.17	-0.14	-0.77	0.21	1.00	-0.58	-0.71	0.62
ショウジョウトンボ若虫	-0.05	1.00	-0.26	-0.33	0.19	-0.33	-0.58	0.52
ホソナガカイミジンコ属	-0.03	-0.95	-0.41	1.00	0.10	-0.90	1.00	0.81
ケンミジンコsp.1	0.02	0.27	0.89	-0.72	-0.65	0.20	0.12	0.55
ミギワバエ幼虫	0.03	-0.46	0.84	1.00	-0.88	0.14	-0.45	0.69
コカゲロウsp若虫	0.08	-0.66	-0.61	0.73	1.00	0.14	-0.14	0.63
ゴミマルカイミジンコ属	0.10	-0.88	-0.13	0.44	1.00	0.38	-0.22	0.59
アオモンイトトンボ若虫	0.12	-0.85	-0.64	1.00	0.47	0.59	0.12	0.66
ホソタマミジンコ	0.26	1.00	0.62	0.10	-0.43	-0.75	1.00	0.68

## 4 ）イミダクロプリドの影響に対する指標種候補の抽出

イミダクロプリド施用区では、イトミミズに対して一貫して非常に大きい影響が見られた（表(4)-4）。ただし、イトミミズについては対照区でのカウント数が極端に少ない場合もあるなど、指標としての安定性に欠ける可能性がある。また、ショウジョウトンボについても一貫した中～高程度の負の影響が見られた。シカクカイミジンコについても概ね一貫した中程度の負の影響が見られていた。コカゲロウ、イボカイミジンコについては中程度の負の影響が見られているが、区によっては増加している場合もあるなど必ずしも一貫した結果が得られているわけではない。これらのことから、イミダクロプリドに対する影響の指標としては、ショウジョウトンボが挙げられる。次点として、イトミミズ、イボカイミジンコが候補となると考えられる。
表(4)-4 イミダクロプリド施用区における種ごとの相対変化率

平均	2011年	2011年	2012年	2012年	標準偏差
イトミミズ	-0.85	-0.74	-0.95	-0.83	-0.86	0.09
ショウジョウトンボ若虫	-0.60	-0.71	-0.77	-0.61	-0.32	0.20
シカクカイミジンコ属	-0.48	-0.79	-0.74	0.01	-0.40	0.37
コカゲロウsp若虫	-0.26	0.26	0.15	-0.85	-0.60	0.55
イボカイミジンコ属	-0.20	-0.13	-0.34	0.33	-0.64	0.41
シオカラトンボ若虫	-0.15	-0.43	-0.86	1.00	-0.30	0.80
ユスリカ幼虫	-0.14	-0.65	-0.08	1.00	-0.82	0.82
コミズムシsp成虫	-0.07	0.73	1.00	-1.00	-1.00	1.08
ミギワバエ幼虫	-0.04	0.06	-1.00	0.11	0.68	0.70
ナメラカハシミジンコ	0.01	0.13	-0.43	0.26	0.09	0.31
アオモンイトトンボ若虫	0.03	0.20	0.80	-0.69	-0.18	0.63
ホソタマミジンコ	0.07	-0.42	-0.60	1.00	0.28	0.73
チビゲンゴロウ成虫	0.16	0.30	0.30	0.03	0.01	0.16
ホソナガカイミジンコ属	0.16	-0.12	-0.66	1.00	0.43	0.71
ケンミジンコsp.1	0.17	0.00	0.14	1.00	-0.46	0.61
キベリヒラタガムシ成虫	0.44	1.00	-0.37	1.00	0.15	0.67
ゴミマルカイミジンコ属	0.69	0.69	1.00	1.00	0.06	0.44

## 5 ）茨城県つくば市における指標種候補の決定

特定の薬剤に対する指標種ではなく、ある地域における指標種を選択する場合には、薬剤を限定しない指標種候補についても考察する必要がある。ここではケーススタディとして、水田メソコズム実験が行われた茨城県つくば市における指標種候補について決定する。水田メソコズム実験データにおいて、全ての薬剤について平均した相対変化率を整理した結果、イトミミズ、シオカラトンボ、ショウジョウトンボにおいて大きな負の平均相対変化率が見られた（表(4)-5）。このうち、イトミミズについては対照区でのカウント数が極端に少ない場合もあるなど、指標として安定性には欠ける可能性がある。また、ナメラカハシミジンコ、コミズムシ、ユスリカ幼虫では中～弱程度の影響が見られた。これらのことから、薬剤を限定しない指標種候補としては、シオカラトンボ、ショウジョウトンボを先ず挙げられる。また、次点として、イトミミズ、ナメラカハシミジンコ、コミズムシ、ユスリカ幼虫についても指標種候補として挙げられる。

つくば市における水田メソコズム実験からの以上の指標種候補についての考察の結果、つくば市における主要かつ安定的な指標種としては、先ずシオカラトンボ、ショウジョウトンボを採用することが適切である。また、イトミミズ、ナメラカハシミジンコ、コミズムシ、ユスリカ幼虫についても、やや指標としての安定性に欠ける傾向はあるものの、指標種として用いることができると考えられる。また、キベリヒラタガムシに対しては全ての農薬で影響がみられるわけではないものの、一部の農薬で大きな影響が見られる可能性があるため、指標種に加える一定の意義があると考えられる。また、アオモンイトトンボについてもクロチアニジン区でやや大きな負の影響が見られているため、クロチアニジンが施用されている場合になどには指標種として有用であると思われる。また、近年激減が指摘されているアキアカネ等のアカネ属の種については、水田メソコズム実験では（アキアカネの発生は秋～冬季の圃場の水管理方法に強く依存するため）対照区においても多くの年において発生が見られなかった。そのため、アキアカネが「農薬影響」
に対する指標種として適切であることの根拠は相対的には弱いものではあるが、保全対象とする実際の水田においてアキアカネ等が生息する場合には、（それが必ずしも農薬影響の指標とはならないかもしれないが、環境保全についての一般指標としての意義も含みつつ）指標種として加えることを検討する意義は高いと考えられる。

表(4)-5 各薬剤施用区および全薬剤で平均した種ごとの相対変化率

生物種	平均変化率	フィプロニル	クロチアニジン	クロラン	イミダ	薬剤間標準偏差
イトミミズ	-0.59	-0.60	0.00	-0.98	-0.85	0.43
シオカラトンボ若虫	-0.53	-0.96	-0.44	-0.17	-0.15	0.38
ショウジョウトンボ若虫	-0.50	-0.89	-0.22	-0.05	-0.60	0.38
ナメラカハシミジンコ	-0.31	-0.36	-0.37	-0.39	0.01	0.19
コミズムシsp成虫	-0.26	-0.30	0.03	-0.60	-0.07	0.28
ユスリカ幼虫	-0.18	-0.21	-0.14	-0.22	-0.14	0.04
イボカイミジンコ属	-0.16	0.05	-0.26	-0.39	-0.20	0.18
キベリヒラタガムシ成虫	-0.13	-0.29	0.38	-0.76	0.44	0.57
コカゲロウsp若虫	-0.09	0.11	-0.48	0.08	-0.26	0.28
ホソタマミジンコ	-0.07	-0.28	-0.15	0.26	0.07	0.24
ケンミジンコsp.1	-0.02	-0.29	0.25	0.02	0.17	0.24
ホソナガカイミジンコ属	-0.02	0.10	-0.32	-0.03	0.16	0.22
アオモンイトトンボ若虫	-0.01	0.13	-0.39	0.12	0.03	0.24
シカクカイミジンコ属	0.01	0.48	-0.11	-0.30	-0.48	0.41
ミギワバエ幼虫	0.08	0.32	-0.21	0.03	-0.04	0.22
チビゲンゴロウ成虫	0.10	0.39	-0.01	-0.34	0.16	0.31
ゴミマルカイミジンコ属	0.14	-0.07	0.18	0.10	0.69	0.33
生物種間平均	-0.15	-0.16	-0.13	-0.21	-0.06	0.29
生物種間標準偏差	0.22	0.41	0.25	0.34	0.37	0.12

## 6 ）愛媛における指標種の決定

愛媛における指標種の選出は、つくば市における水田メソコズム実験の結果を参考にしつつ、サブテーマ3における野外水田を用いた実験から大きな影響が示唆されたものを、指標種として選択することにより行なった。サブテーマ3の調査からの指標種としては、アキアカネ、ナツアカネ、コマツモムシ、マツモムシが挙げられる。

## （３）影響評価のためのスコアリング法の構築

上記でつくば市および愛媛における指標種の選択を行なった。しかしながら、実質的にはこれらの指標種がもつ重要性や情報量は一律ではないと考えられる。まず、指標種選択の際に参照とした水田メソコズムの結果からはある種では一貫した結果が得られており、他の種では必ずしも一貫した結果が得られていない場合がある。指標がもたらす情報量の側面から考えると、一貫した結果が得られている種の個体数からの情報は、必ずしも一貫した結果が得られていない種の個体数からの情報よりも大きな情報量を含んでいる。また、それぞれの種の影響の程度も、「個体
が一匹も見られない」ような非常に強い影響と、「個体数が半減する」ような中程度の影響が混在している。また、水田生態系における重要性や、生活史から見た場合の脆弱性についても種ごとに異なるものと考えられる。さらに、生息している場合には個体数が比較的安定して存在する（対照区の調査において個体数がブレにくい）ことも指標としては望ましい性質であるが、どの程度個体数が安定しているかも種ごとによって大きく異なる。そのため、複数の指標種群を影響評価に用いる際には、それぞれの種が持つ重要性や情報量の違いにより重み付けすることが有効である。

本研究課題における重み付けの方法としては、指標種を重要な順に3、2、1の3つの“指標種スコア”のカテゴリーに分類する方法を採用した。まず、最も重要な種群として、つくば市の指標種では、シオカラトンボ、ショウジョウトンボ、アキアカネを“指標種スコア3”に分類した。これらの種は、その（1）負の影響の大きさ、（2）影響の一貫性、（3）水田生態系における重要性（これらの種群は水田水中における主要な高次捕食者の位置を占める）、（4）個体数の安定性、（5）生活史からみた脆弱性、の全てにおいて指標として望ましい性質を持っており、農薬の水田生態系への影響を調べる上で先ず調査・評価の対象とすることが適切である。また、次に重要な種群としては、つくば市の指標種では、ナメラカハシミジンコ、コミズムシ、ユスリカ幼虫を“指標種スコア2”に分類した。これらの種群は必ずしも指標として望ましい性質の全てを満たすものではないが、これらの生物種が農薬の施用された水田で減少している場合には、農薬の影響が表れていることが示唆されるものと考えられる。さらに、農薬一般の影響は必ずしも明確ではないものの、指標種として加えることに一定の有用性がある生物として、イトミミズ、およびチビゲンゴロウ、ヒメガムシを“指標種スコア1”に分類した。これらは対照区においても個体数が安定しない（イトミミズ）、また必ずしも一貫した影響が見られない（チビゲンゴロウ）という制限があるが、大きな影響がありうる（イトミミズ）、他地域においても指標となりうる（チビゲンゴロウ）という側面から、調査・評価の対象とする意義があると考えられる。

愛媛における指標種については水田メソコズム試験から得られているほどの定量的なデータが揃っていないが、サブ3からの知見を基に主に水田生態系における重要性と生活史から見た脆弱性の観点から、アキアカネ、ナツアカネ、カトリヤンマ、ウスバキトンボ、コマツモムシ、マツモムシを“指標種スコア3”に、ミズカマキリ、ハイイロゲンゴロウ、チビゲンゴロウ、ヒメガムシを“指標種スコア2”とする。

影響評価のためのスコアリングについては、各指標種についての相対変化率を指標種スコアで重み付けしたものを、全指標種について足し合わせたものを影響評価のスコアとする。式で記述すると、指標種i（ $ i = 1, \ldots, n $ ）があるときに影響評価のスコアは：

$ \sum_{i=0}^{n}i $ 種の指標種スコア × 種iの相対変化率 (式(4)-1)

により計算される。農薬による相対変化率は負の大きな値となるほど個体数の減少を表しているため、本スコアについても負の値が大きいほど影響があることを示すことになる。

## （４）水田用殺虫剤について地域ごとのリスク評価

つくば市において、水田メソコズム実験における各薬剤での指標種の相対変化率に対して上記式(4)-1のスコアリング法を適用した結果、各薬剤のスコアは、フィプロニルが-7.5、クロラント
ラニリプロールが-4.4、イミダクロプリドが-3.3、クロチアニジンが-3.0という値が得られた。このことから、つくば市においてはフィプロニルが施用されていた場合のリスクが最も大きいという評価が得られた。

愛媛における指標種については水田メソコズム試験から得られているほどの定量的なデータが揃っていないが、フィプロニル施用区においてトンボ類のヤゴ類の発生が見られないことから、現時点でのデータからは、つくば市と同様にフィプロニルが施用されていた場合のリスクが最も大きいという評価が得られた。

## （５）施用シナリオごとのリスク予測とリスク削減のための施策等の方向性の提言

施用シナリオにおいてもっとも重要なものは「どの農薬を使うか」である。以下、本研究課題において示された一連の科学的知見に基づき、各薬剤を施用したときのリスクの予測およびリスク削減のための施策の方向性の提言を行う。

## 1 ）フィプロニル施用におけるリスク予測とリスク削減のための施策の方向性

フィプロニルの連用を続けた場合の水田生物へのリスクについては、サブテーマ1とサブテーマ3の結果から、水田内のトンボ類に顕著な減少がもたらされることが予想される。水田圃場における農薬濃度については、サブテーマ1とサブテーマ3の結果から、水中濃度については速やかな減少が予想される。しかしながら、水中濃度が低いにも関わらず水田の一部の水生生物に対する強い影響が見られていることから、その水中濃度の低さをもってリスクが低いと判断することはできない。フィプロニルの農薬濃度の評価においては、代謝・分解産物の濃度の評価も併せて行う必要があり、また、土壌への接触や摂餌経由での土壌を介した曝露の存在についても評価を行う必要がある。フィプロニルが連用されている水田における生態リスク削減の対策としては、もしトンボ類の保全を一義的な目的とするならば、クロラントラニリプロール等のトンボ類への毒性が一般に低い農薬への代替を進めることが一つの有力な候補となると考えられる。また、他の農薬への代替後もフィプロニルが複数年にわたり圃場中に比較的高濃度で残りつづける可能性があるため、フィプロニルおよびその代謝・分解物も含めて継続的に土壌中濃度の変化を把握することが必要である。

## 2 ）クロチアニジン施用におけるリスク予測とリスク削減のための施策の方向性

クロチアニジンの連用を続けた場合の水田生物へのリスクについては、サブテーマ1とサブテーマ3の結果から、比較的広範な種群において中程度の減少がもたらされることが予想される。施用の規模と期間によっては、比較的感受性の強い種や内的自然増殖率の低い種については個体数の著しい減少に繋がる可能性もあり、トンボ類を中心に影響を継続的に調査する必要があると考えられる。水田圃場における農薬濃度については、土壤中に長期間残留する傾向が示唆されており、クロチアニジンの連用を続けた場合には長期的な土壤中濃度変化を把握することが望ましい。クロチアニジンが連用されている水田における生態リスク削減の対策としては、リスクの高いトンボ類などの調査を継続的に行うとともに、高濃度での曝露が生じている水田土壤および水中濃度の継続的な調査が有効である。
## 3 ）クロラントラニリプロール施用におけるリスク予測とリスク削減のための施策の方向性

クロラントラニリプロールの連用を続けた場合の水田生物へのリスクについては、サブテーマ1とサブテーマ3の結果から、トンボ類に対してのリスクは一般に小さいことが予想される。しかしながら、ミミズ・鞘翅目・半翅目等へのリスクは必ずしも小さいと予想されるわけではないため、トンボ類以外の生物への調査も継続的に調査する必要があると考えられる。水田圃場における農薬濃度については、土壤中に長期残留する強い傾向が示唆されており、連用における薬剤の残留については注視が必要である。継続的な実測により長期的な土壤中濃度の変化を把握する必要があると考えられる。

## 4 ）イミダクロプリド施用におけるリスク予測とリスク削減のための施策の方向性

イミダクロプリドの連用を続けた場合の水田生物へのリスクについては、既往の水田メソコズム試験とサブテーマ3の結果から、比較的広範な種群において中程度の減少がもたらされることが予想される。施用の規模と期間によっては、比較的感受性の強い種や内的自然増殖率の低い種については個体数の著しい減少に繋がる可能性もあり、トンボ類を中心に影響を継続的に調査する必要があると考えられる。水田圃場における農薬濃度については、サブテーマ3から長年の連用が行われてきた水田土壌において残留由来と思われる高濃度のイミダクロプリドが実測されており、特に長期連用の水田圃場においての高濃度の曝露が懸念される。イミダクロプリドについては長年にわたり主要な箱苗施用剤として用いられてきた経緯があり、まずこれまでの累積的な使用による残留が現在の水田中での濃度にどの程度影響しているかを明らかにすることが急務である。

## （６）本サブテーマで構築された総合的評価システムのまとめ

本サブテーマでは、(1)水田メソコズム試験、(2)野外の実水田を用いたフィールド調査、(3)農薬の環境中動態モデル、を組み合わせて総合的に農薬の水田生物への影響を評価するシステムを構築した。本システムが新たな農薬に対して適用される際には次のような過程となる。「ある農薬によりある生物種が減少している」「ある農薬の使用量がある一定量を超えて増加している」といった何らかのトリガー情報が得られた場合に、それらの農薬について水田メソコズム試験を行い、その水田群集全体への影響について把握するとともに、その薬剤に大きな影響を受ける種群の特定を行う。また、並行してその農薬について環境中動態モデルによるシミュレーションを行うことにより、その農薬の曝露面からみた特徴（土壌への吸着や長期残留性の程度など）を明らかにする。さらに、それらの水田メソコズム試験等からの知見にもとづき重点調査対象とされた生物種について実水田におけるフィールド実験・調査を行うことにより、より早期かつ効率的にその農薬の影響についての一連の科学的知見を得ることが可能となる（図4-3）。
図(4)-3 農薬の水田生物多様性影響の総合的評価システムの概要

## （7） 総括

本研究課題の総括としての本サブテーマの結果は、農薬の水田生物多様性への影響の現状を科学的に解明する上で、以下の本質的な意義を持つ。まず、農薬の水田生物多様性への総合的評価システムの構築にあたって、サブテーマ1から得られた知見の検討から、水田の群集組成は概して年ごとの変動の影響の方が薬剤による影響よりも大きいことが示された。これは、農薬の水田群集への影響評価のためには単年の調査では誤った結論を導き出す危険性が高いことを意味するものであり、本研究課題が三年間という長期間の調査を地道に積み重ねたことの本質的な重要性を示すものである。

また、本研究課題は農薬の圃場中での濃度実測と生物調査の両面からの調査により、水田圃場内での実測濃度が低いにもかかわらず生物への影響が非常に大きい事例（フィプロニルの事例）があることを示した。これは、同一の対象に対して曝露の側面（濃度実測）および生物影響の側面（生物調査）からの多面的・総合的な調査を行うことにより初めて明らかになった事実であり、本研究課題において構築された総合的評価システムの本質的な有効性を示すものである。

さらに、本サブテーマでは、他サブテーマから得られた科学的知見と構築した総合的評価システムを基に、各農薬の施用における生態リスクの予測とリスク削減のための施策の方向性を示した。その結果、現時点での知見を総合すると、フィプロニルの水田生態系への影響が最も懸念されるという結論が得られた。また、いずれの農薬においても、（サブテーマ1および3において明らかにされた）農薬の複数年にわたる長期残留による影響を把握するために、施用量の多い農薬に対してはその水田圃場内での濃度レベルの実測による継続的な調査が必要であることが提言された。

今後の農薬の水田生態系へのリスクを管理する上での本研究課題の最大の貢献は、農薬の水田多様性影響の総合的評価システムが構築されたことである。今後、既存および新規の農薬について、ある農薬の使用に伴いある種が減少しているという情報が報告された、あるいは、ある農薬の使用量があるトリガーを超えた、という場合に、今回開発された影響評価システムを適用することにより、早い段階でそれらの農薬による水田生態系の劣化への対策を講じることが初めて可能となった。このことは、行政手続き的な制限により簡易的なものに留まらざるを得ない現状の農薬登録時の生態リスク評価を補完するものとして、日本の水田生態系の実効的な保全のために