グリホサート系除草剤製剤と動物の生殖毒性

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農薬・GMO

Glyphosate-based herbicide formulations and reproductive toxicity in animals

https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC7386766/

ザッカリー・ライアン・ジャレル、1 マスラ・ウッディン・アハマド、アンドリュー・パークス・ベンソン

要旨

農業における遺伝子組み換え作物の採用は、ここ数十年で劇的に増加している。遺伝子組み換え作物の中でも、除草剤であるグリホサートに対して耐性を持つものが最も一般的である。グリホセート系除草剤(GBH)に対する雑草抵抗性が増加しており、除草剤の使用量が増加している。

その結果、飼料中のグリホサート残留量が増加している。グリホサートは動物の健康には一般的に安全であると考えられてきたが、最近の研究では、GBH はアンドロゲン合成の主要な調節酵素の破壊、エストロゲンとテストステロンの血清レベルの変化、生殖組織の損傷、配偶子形成の障害など、動物の生殖に悪影響を及ぼす可能性があることが示されている。

このレビューでは、GBH の生殖健康への既知の影響と、GBH 残留物が畜産業にもたらす潜在的なリスクを強調している。

キーワード 除草剤、グリホサート、生殖、残留物、動物

1. はじめに

現代の作物生産の実践において、除草剤は雑草管理のための革命的なツールとなっている。その理由は、除草剤に取って代わられた他の方法と比較して、簡単で効率的で費用対効果の高い雑草の管理方法を提供しているからである。さらに、それらの作物への非侵襲性および雑草のすべての品種に対する広範な性質は、作物の総生産価値を高めるのに役立つ(Schroder et al 1984; Franz et al 1997; Coupe & Capel、2016)。

世界で最も人気があり、多量に散布されている、ブランド化された広スペクトルの市販除草剤はラウンドアップであり、1974年に米国のモンサント・テクノロジーLLCによって最初に製造された(Duke & Powles、 2008)。他の多くの除草剤と同様に、ラウンドアップ製剤は、1971年に導入された主要有効成分であるグリホサート[N-(ホスホノメチル)グリシン]と不活性成分で構成されている(Baird er al)。、 1971; US-EPA、 2012; Guyton er al)。、 2015; Benbrook、 2016)。

 

工業農業において、グリホサート系除草剤(GBH)の商業的成功は、遺伝子組み換え(GE)作物として知られるトランスジェニック作物の導入によって劇的に改善された(カイム&ジルバーマン、2003年;カイム&トラクスラー、2005年;フェルナンデス=コルネホ et al 2014)。これには、作物の成長期全体の間に GBH への曝露に対する耐性を高めることにより、作物保護のレベルを高めることを目的とした、モンサント社の 1996 年のラウンドアップレディ栽培品種の導入が含まれている (Benbrook、 2012; USDA、 2013a; Powles、 2014; Zilberman er al)。、 2018 グリホサート耐性(GT)作物の採用は非常に早く、世界的なグリホサート使用量は1996年以来15倍に増加している(Benbrook、 2016)。

大豆、トウモロコシ、アルファルファ、綿花、テンサイ、キャノーラ(ジェームズ、2017;ブルックス&バーフット、2015):米国は、わずか数が広く1990年代後半以来、商業的に栽培されているにもかかわらず、19植物種で165ユニークなGT作物を承認している。2013年の時点で、GT作物は、甜菜の95%以上、大豆の93%と米国内のすべての綿花とトウモロコシの土地の90%以上の生産のために使用されていた(USDA、2013b)。

(USDA 2018a) USDA の調査データによると、GT 種子を使用して植えられた国内の大豆エーカーの割合は、1997 年の 17%から 2001 年には 68%に上昇したが、2014 年には 94%に落ち着き、現在では国内のトウモロコシエーカーの 90%が GT 種子を使用して生産されている(USDA、 2019)。家畜は、世界的に見て、GT作物の最大の消費者である。

米国内の家畜は 95%が GE 成分で構成された飼料を消費し、米国外の家畜は 70-90%が GE 成分で構成された飼料を消費している(Flachowsky er al)。、 2012)。米国農務省(USDA)の最近の報告書(2019)によると、米国で植えられている大豆の94%とトウモロコシの90%がGT品種であることが示されており、これはさらに、家畜の飼料に見られる大量のGT作物を示唆している。世界の大豆生産の推定77%はGT大豆から来ており、米国、ブラジル、アルゼンチンの支配的な大豆生産国では、94%~100%のGT大豆の採用率がある(James、 2017)。

トウモロコシと大豆は、家畜の飼料の二大要素である。例えば、米国の乳製品の飼料は、一般的にトウモロコシ製品が70%、脱穀大豆ミールが10%であるのに対し、家禽の飼料は35%の大豆ミールと65%のトウモロコシ穀物で構成されている(Van Eenennaam & Young、 2014)。大豆ミールの国内最大の消費者は家禽であり、生産される全大豆ミールの約半分を消費している(Van Eenennaam & Young、 2014)。米国農務省(2018b)は、生産された大豆の87%、トウモロコシの穀物の57%が毎年世界中の家畜の飼料に使用されていると推定している。

 

グリホサート耐性作物のこのような広範な採用は、ラウンドアップ(Benbrook、 2012; Osteen & Fernandez-Cornejo、 2013; Fernandez-Cornejoら、 2014; Coupe & Capel、 2016)を含むGBHの世界的かつ集中的な使用に貢献した。プレハーベスト除草剤または乾燥剤としてのGBHの多様な散布はまた、作物または雑草の生育サイクル中のグリホサートへの暴露の数を上昇させた(Monsanto、 2010)。

さらに、ラウンドアップの集中的な使用による大量のグリホサート抵抗性「スーパー」雑草の出現に伴い、10年以上にわたり、その散布の濃度と頻度が上昇している(Powles & Preston、 2006; Prestonら、 2009; Cruz-Hipolitoら、 2011; Heap、 2014; Green、 2018、 Comontら、 2019)。その結果、世界的な量別ラウンドアップの使用量は着実なペースで増加し続けている(Heap、 2014; Coupe & Capel、 2016)。

米国地質調査所の推計によると、2016年には全国で2億8、700万ポンドのグリホサートが散布され、1992年に使用された量の20倍になった。(USGS、 2017)。これは、GT作物が、適用されたグリホサートを植物全体で高レベルで吸収および移動する能力を有することが示されている(Hetherington et al 1999年;Satchivi et al 2000年;Feng et al 2003年;Reddy et al 2004)および穀物(Duke et al 2003年;Arregui et al 2004年;Cuhra et al 2015年;Cuhra et al 2016)ので、GT作物におけるグリホサート残留物の増加した蓄積を保証する。

GT作物における適用後グリホサートおよび/またはその注目すべき代謝物であるアミノメチルホスホン酸(AMPA)の存在は、よく知られている(Arregui et al 2004;Ducke et al 2011;Bohn et al 2014;Bai et al 2016)。GBHの施用頻度および生育段階に応じて、GT作物は、広い範囲の濃度でグリホサートおよび/またはその代謝物を含むことが示されている(Duke et al 2003;Arregui et al 2004;Xu et al 2019)。

 

GE作物に組み込まれたGBH残留物のこのような証拠を考えると、家畜飼料としてのこれらの作物の影響を検査するために、いくつかの努力がなされてきた(Bøhn er al)。、 2014; EFSA、 2014)。多くの研究では、GE作物の栄養プロファイルや栄養価の評価に加え、GE作物を給与した主要な食用動物の生産性や健康状態を評価することに重点が置かれている。

GT 作物を含む GE 作物は、栄養的影響の点で非 GE 作物との明らかな違いはない(Hollingworth et al 2003; Flachowsky et al 2005a; Flachowsky et al 2005b; Cheng et al 2008; García-Villalba et al 2008; Flachowsky et al 2012; Herman & Price、2013)。グリホサートは栄養学的見地から動物の健康と生産能力に対して一般的に安全であると考えられてきたが、動物生産に関す る真のリスク評価は、畜産のもう一つの側面である繁殖系統の生殖健康を考慮しなければならない。

最近の調査では、GT 作物に含まれる GBH 残留物が、繁殖目的で飼育されている親株など、長期間飼育されている動物の生殖能力に、静かではあるが有害な影響を及ぼす可能性があることが示唆されている。このレビューの目的は、家畜生産システムへの GBH 暴露の導入を概説し、GBH 暴露に関連する生殖健康に関する現在の文献を要約し、持続可能な動物生産慣行に関して GBH を継続的に使用した場合の潜在的な影響を議論することである。

 

研究は、以下の基準を満たしている場合にレビューに含まれている。 グリホサートへの曝露と繁殖適性の結果に関連する文献を特定するために、複数の検索戦略を採用した。Google Scholar と Web of Science の検索は、「グリホサート」という用語と「ラウンドアップ OR ラウンドアップ」という用語を使用して個別に検索した。

これらの検索は、生殖に関連する様々な用語(例えば、「繁殖力」、「精子」、「内分泌」、「胚」、「配偶子形成」)または動物の性能(例えば、「成長」、「栄養」)と組み合わせて行われた。さらに、動物飼料および一般的な飼料商品(例:「トウモロコシ」、「大豆」)のグリホサート試験およびモニタリングプログラムに関連する論文や政府文書をより広範に検索した。検索の完全性を確保するために、レビュアーは論文やレビューの参照リストをクロスチェックし、電子検索で見逃した可能性のある研究を特定した。

2. グリホサートベースの主要除草剤の製剤化

GBHは、典型的には、356〜540gの酸当量/Lの間で濃縮されたグリホサートと、様々な追加のアジュバントおよび界面活性剤からなる(Mertens et al 2018)。グリシンの誘導体であるグリホサートは、水溶性が低い弱酸である(Farmer、 2010)。市販のGBH製品の典型的な製剤では、グリホサートは、その水溶性および安定化を高め、製品の取り扱いを容易にするために、イソプロピルアミン(IPA)、カリウム、モノアンモニウム、ジアンモニウム、トリメチルスルホニウムまたはセスキソジウム塩のいずれかの形で組み込まれている。グリホサートのイソプロピルアミン塩は、GBHの製剤において最も一般的に使用されている有効成分である(Mertens et al 2018)。

植物内に入り込み、植物全体に輸送されると、グリホサートはそのカチオンから分離され、その除草親酸は最終的に植物に吸収され、タンパク質の構築に必要な芳香族アミノ酸の生合成を阻害する(Mertens er al)。、 2018)。この効果は、シキメート経路の酵素エノールピルビルシキメート-3-リン酸合成酵素の活性を阻害することによって達成される(Gomes er al)。

機能するためには、GBH製剤は必然的にアジュバント(界面活性剤、散布剤、作物油、消泡剤、緩衝剤、および相溶性剤)を必要とし、グリホサート塩で植物を十分に被覆し、グリホサートの毒性効果を失うことなく植物内で輸送され るように葉や茎のワキシー被覆を介して塩の浸透を促進し(Stock & Holloway、 1993)、それによってGBHのバイオアベイラビリティーを高めることができる。

その機能の性質上、アジュバントは通常、製造業者によって「不活性」成分、すなわち物理的、化学的、または生物学的に不活性であると考えられており、不活性成分の含有量は、一般的に、所有権の秘密保持のために製品ラベル上では公表されていない(Mertens er al)。

グリホサートの有害作用は排他的かつ非常に広範囲に試験されたが、GBH製剤の完全な毒性リスク評価は、いわゆる不活性成分に関する製品固有の十分な情報の欠如によって妨げられることが多い(Cox & Surgan、 2006)。ポリエトキシル化オウゴンアミン(POEA)は、一般的なGBHの製品ラベルにはほとんど記載されていない最も一般的に同定されている界面活性剤であり、除草剤製剤の植物毒性を増大させるだけでなく、ヒト、動物、微生物にも毒性を及ぼすことが研究で実証されている(Mann & Bidwell、 1999; Tsui & Chu、 2003; Cox & Surgan、 2006; Mooreら、 2012; Defargeら、 2016; Tush & Meyer、 2016)。

このように、製剤中の化学的混合物が、グリホサート単独よりもはるかに高い毒性を示すことが、ますます十分に文書化されている(Peixoto、 2005; Benachourら、 2007; Benachour & Seralini、 2009; Gasnierら、 2010; Fronteraら、 2011; Gasnierら、 2011; Clairら、 2012; Mooreら、 2012; Mesnageら、 2014; Mesnageら、 2015)。

GBHの質量分析では、石油留分(Mesenage et al 2013)と重金属(Defarge et al 2018)の両方が同定された。したがって、グリホサート単独で行われた研究は、必ずしもGBHsの環境曝露および毒性を代表するものではないことに注意することが重要であり、これは残念ながら、この主題に関する文献を混乱させる可能性のある常習的な誤解である。

3. GE作物におけるグリホサートとAMPAの残留物

作物および食品中のグリホサートおよび/または AMPA 残留物の試験は、工業的な食品生産において関心の対象となっているが、 作物についての大規模な研究はほとんど行われていない。これらの少数の研究の中で、穀物及びマメ科植物が主な焦点となっている(Arregui et al 2004年;USDA、2013a;Bøhn et al 2014年;Cuhra、2015年;Cetin et al 2017年;Tarazona et al 2017)。グリホサートと AMPA の存在について調査された作物の中で、大豆が最も深刻な犯人であり、残留レベルは 18.5 と 20.0 ppm と高く、平均ではそれぞれ 2.0 と 3.5 ppm に近いレベルとなっている(Duke er al)。 2003; Arregui er al)。 2004; USDA、 2013a; Bøhn er al)。 2014)。残留物レベルは、一般的に、施用頻度が高いほど、及び/又は収穫時期に近い時期に施用するほど増加する(Duke er al)。、 2003; Bøhn er al)。、 2014)。米国政府は、米国農務省(USDA)が2013年に、米国食品医薬品局(FDA)が2016年に、食品商品中のグリホサート残留物について試験を行った。大豆作物を対象としたUSDA(2013a)の調査では、サンプルの90.3%でグリホサートの残留が確認され、0.25ppmから18.5ppmの範囲、平均1.94ppmであった。AMPA については、USDA (2013a) の調査では、0.26ppm から 20ppm の範囲、平均 2.23ppm で、95.7%のサンプルで陽性と判定された。大豆作物を対象とした最新の FDA (2016) の調査では、平均 0.79ppm の平均値と 10ppm の最大検出率で 67%のサンプルでグリホサートの残留が検出され、平均 0.84ppm の平均値と 13.9ppm の最大検出率で 61%のサンプルで AMPA が検出された。トウモロコシについては、FDA(2016)の調査では、サンプルの66%でグリホサートの残留が検出され、平均0.04ppm、最大検出量は4.5ppm、AMPAは平均0.03ppm、最大検出量は5.5ppmで、サンプルの39%で検出された。FDA と USDA の両方の調査では、グリホサートの平均残留量は大豆で 20ppm、トウモロコシで 5ppm の最大残留レベル(MRL)を下回っていた。米国農務省(USDA)と米国食品医薬品局(FDA)が試験した大豆の原産地と種類は不明であるが、2013 年には米国の農家が全作付け大豆の 93%に GT 大豆を使用していたことから、GT 大豆である可能性が高いと考えられる(Fernandez-Cornejo er al)。 Bøhn ら(2014)は、米国産の GT 大豆で同時期にグリホサート(3.26ppm)と AMPA(5.74ppm)の両方の平均レベルが高いことを発見したことに留意すべきである。Bøhnら(2014)は、慣行大豆と有機大豆のいずれにおいてもグリホサートとAMPAの両方を検出することはできなかったが、米国ではグリホサートとAMPAの両方が土壌、地表水、地下水、降水に検出されている(Battaglinら(2014))。これらの研究(USDA、 2013a; Bøhn er al)。 2014; FDA、 2016)は、0.1 ppmから50 ppmの報告された検出限界(LOD)と0.01 ppmの既定の定量限界(FDA、 2016)を有する検出方法として蛍光検出器付きHPLC(HPLC/FLD)を使用したか、または0.02 μ/lのLODを有するLC/MS/MSを使用した(Battaglin er al)。 2014)と報告されている。

世界貿易機関(WTO)は、加盟国が共有する衛生植物検疫措置の適用に関する協定(SPS協定)により、グリホサートの規制に関する重要な国際機関である(WTO、 2012)。国連食糧農業機関(FAO)と WTO は共同で、トウモロコシ、ダイズ、穀類、綿実、ソルガムワラ、小麦、小麦ワラ、アルファルファ、干し草のグリホサートの MRL をそれぞれ 5.0、20、30、40、50、200、300、500、500ppm に設定することに合意した(WHO、1994 年、WTO、2012 )。FAOは、AMPAはグリホサートと同様の毒性プロファイルを有することから、グリホサートの総残留量は、グリホサートの残留量とAMPAの残留量の1.5倍の量の合計として計算することを提案している(Giesy er al)。 2000; Bøhn er al)。 2014)。Xuら(2019)による最近のレビューは、GBHの現在の世界的な試験及び規制に関する概要を提供している。Cuhra (2015)によるレビューのように、MRLは主に産業界の研究に基づいており、より多くの情報に基づいた規制ガイドラインを確立するためには、より独立した研究が必要であることに留意すべきである。

4. GT作物を給餌した動物の生産性能

栄養組成と栄養価に関しては、GT 作物は非 GE 作物と同等であることが示されている(Hollingworth et al 2003; Harrigan et al 2007; Cheng et al 2008; García-Villalba et al 2008; Herman & Price、2013)。

研究では、肉牛(Erickson et al 2003)、乳牛(Grant et al 2003; Ipharraguerre et al 2003; Combs and Hartnell et al 2007; Harrigan et al 2007; Cheng et al 2008; García-Villalba et al 2008; Herman & Price et al 2013)の生産能力と健康状態に差がないことが明らかにされている。2003; Combs and Hartnell、 2008)、ブロイラー(Kan and Hartnell、 2004; Taylor er al)。、 2007a、 2007b、 2007c)、McNaughton er al)。 2011)、羊(Hartnell er al)。 2005)、またはウズラ(Sartowska er al)。 2015)にGTベースの飼料を与えた。

しかし、家畜に関するこれらの分析では、グリホサートや GBH に関連した潜在的な繁殖問題は取り上げられていない。GT 作物の給餌に関する研究では、動物の組織や器官における除草剤残留物の影響を評価しているものはほとんどない。GTベースの飼料を給与した市販のブロイラー及び乳牛では、肝臓、脾臓、肺、腸、心臓、筋肉及び腎臓でグリホサートの残留物が検出されている(Krüger et al 2014年、Shehata et al 2014)。

また、この残留物は、ヒトの血液中およびヒト、乳牛、ラットおよびウサギの尿中にも検出されている(Acquavella et al 2004年;Curwin et al 2007年;Krüger et al 2013年;Zouaoui et al 2013年;von Soosten et al 2016年;Conrad et al 2017年;Mills et al 2017年;Panzacchi et al 2018)。

5. ホルモンの影響

グリホサートと GBH は内分泌かく乱物質としてよく知られている。GBH は、10 ppm という低レベルでヒト細胞におけるアロマターゼ活性と転写を阻害することが報告されており、これは観察されない逆効果レベル(NOAEL)である 50 ppm を大きく下回っている(Gasnier er al)。 2010; EFSA、 2015; Defarge er al 2016; Defarge er al 2018)。

1 ppmのさらに低い用量では、グリホサートは、テストステロンの同時減少を引き起こす一方で、アロマターゼmRNAレベルを増加させた(Clair et al 2012)。このようなアロマターゼ mRNA 転写の増加とテストステロンの低下は、アロマターゼ活性の阻害によるものである可能性が高い。キネティックおよびスペクトル研究は、GBHが競合的に活性部位レベルでアロマターゼを阻害すること、およびアロマターゼを破壊するこの影響が18時間後にヒト胎盤細胞株において顕著であることを示している。Richard et al 2005)。

 

雌系では、ウシ肉芽細胞を5ppm程度の低濃度のグリホサートで試験管内試験(in vitro)処理すると、プロゲステロンレベルの上昇と同様にエストロゲンレベルの低下をもたらした(Perelego et al 2017a;Wrobel、2018)。しかしながら、生体内試験(in vivo)のマウス研究では、50mg/kg体重で毎日処理すると、エストロゲンおよびアンドロゲンの両方のレベルが増加することが明らかにされている(Romano et al 2012)。

グリホサートは、エストロゲン受容体(ER)およびプロゲステロン受容体(PR)の発現も破壊する。グリホサート及びGBHは、ラット子宮内腔上皮において、それぞれ2ppm及び5ppmでERαを減少させることが記録されている(Schimpf et al 2017;Varayoud et al 2017)。2 ppmのグリホサートはまた、マウス系でのPRの子宮発現を増加させる(Schimpf et al 2017)。100ppbという低レベルのグリホサートは、ヒト乳癌細胞におけるERαおよびERβの短期的な増加をさえ導く(Thongprakaisang et al 2013)。

アンドロゲン受容体を多く持つ乳がん細胞株を用いて、Gasnierら(2010)は、0.5ppmの濃度のGBHが抗アンドロゲン作用を持ち、アンドロゲン受容体を破壊することを実証した。また、卵胞刺激ホルモン(FSH)や黄体形成ホルモン(LH)の活性も、50 mg/kg 体重で投与したマウス系の 生体内試験(in vivo) 試験で増加したことが示されている(Romano er al)。

エストロゲンと同様に、FSH活性は、10ppmでGBHで処理したウシ肉芽細胞の試験管内試験(in vitro)試験で減少することが示されている(Perego et al 2017a)。さらに、ウシ黄体細胞によるオキシトシン分泌は、10ppbという低いレベルでグリホサートおよびGBHの両方によって増加することが示されている(Wrobel、2018)。

 

雄系では、エストロゲンレベルは、ラットでは体重50mg/kgのGBH投与量で増加するが、ドレークでは体重5mg/kgの投与量で減少することが示されている(Olivira et al 2007年;Romano et al 2012)。血清エストロゲンレベルの違いは、種特異的であるか、または Romano ら(2012)が示唆したように、ゴナドトロピンの発現レベルの増加と、より高い用量(50 mg/kg)での負のフィードバック機構の解釈の失敗によるものである可能性がある。

マウスのライディッヒ細胞を 25 ppm の GBH で試験管内試験(in vitro)処理すると、プロゲステロンレベルの低下が示された(Walsh et al 2000)。アヒルおよびラットの雄の両方の研究において、血清アンドロゲンレベルの減少は、GBHを5mg/kgの低体重で処理した場合に観察され、その効果の大きさは用量依存的であった(Dallegrave et al 2007; Oliveira et al 2007; Romano et al 2010; Clair et al 2012; Abarikwu et al 2015; Pandey & Rudraiah et al 2015; Nardi et al 2017; Owagboriaye et al 2017)。

1つの研究(Romano et al 2012)では、体重50mg/kgのGBH処置で血清アンドロゲンレベルの増加が報告されており、これは著者らが、観察されたLHの増加または負のフィードバック機構の失敗のいずれかに起因していることに留意すべきである。

グリホサート単独または体重25mg/kgでGBHを経口投与した雄性ラットを対象とした別の最近の研究では、胸腔内アンドロゲンレベルに有意な変化は見られなかったが、GBH製剤はステロイド原性遺伝子発現にわずかな影響をもたらした(Johansson et al 2018)。雄のアヒルは、体重5mg/kgでのGBH処理でアンドロゲン受容体の減少を示した(Olivira et al 2007)。ヒト肝細胞株HepG2では、濃度2ppmでのGBH処理はエストロゲン効果をもたらし、エストロゲン受容体ERαおよびERβの両方の転写活性を破壊する(Gasnier er al)。、 2010)。

Romanoら(2012)は、3.6mg/kg体重のはるかに低い用量で処理したアルビノラットにおいて、FSHおよびLHレベルの増加が観察されたことを報告している(Owagboriaye et al 2017)。3.6mg/kg体重という低用量でGBHで処置した雄のアルビノラットでは、用量依存的にプロラクチンレベルの増加が見られた(Owagboriaye er al)。、 2017)。プロラクチンの過剰は、テストステロンレベルの低下につながるゴナドトロピン放出ホルモンの放出を混乱させる(Zeitlin & Rajfer、2000)。

男性のプロラクチンの高レベルは、生殖機能をさらに低下させ、生殖腺の発達を阻害する傾向がある(Corsello et al 2003)。上記で概説した研究にもかかわらず、欧州食品安全局がレビューを実施し、グリホサートには内分泌かく乱作用はないと結論づけたことに留意すべきである(EFSA 2017)

6. 生殖組織への影響

雌ラットにGBHを2mg/kg体重で皮下注射すると、子宮形態学的変化が生じた。異常な子宮脱分化、および子宮腔内上皮、間質および子宮筋膜厚の増加が観察された(Ingaramo et al 2016; Schimpf et al 2017; Varayoud et al 2017)。ウシ肉芽細胞をグリホサートまたはGBHで試験管内試験(in vitro)処理した場合、0.1ppmという低レベルで細胞増殖の減少をもたらした(Perego et al 2017a、2017b)。

 

男性では、5mg/kg体重という低レベルでのグリホサートおよびGBH処理に関して、精巣および精巣上体組織に対する様々な影響が観察されている。アヒルとラットでは、精管内腔径の増加が観察された(Olivira et al 2007 年;Romano et al 2010 )。半二葉性尿細管上皮に関しては、上皮の高さの増加及び減少、上皮の変性、尿細管の空胞化及び尿細管上皮と間質細胞との分離という異なる結果が報告されている(Dallegrave er al)。、 2007; Oliveira er al)。、 2007; Romano er al)。、 2010、 2012; Ikpeme er al)。、 2012; Owagboriaye er al)。、 2017)。

ラットの研究では、50.4mg/kg体重でのGBH処理では間質細胞が減少するが、250mg/kg体重でのGBH処理では炎症性細胞による浸潤により間質空間が増加することが報告されている(Ikpeme er al)。、 2012; Owagboriaye er al)。、 2017)。最近、グリホサートまたはGBH製剤のいずれかに25mg/kg体重で経口投与で曝露した雄性ラットの研究では、精巣の組織学に有意な変化は認められなかった(Johansson et al 2018)。

精巣上体組織の減少は、ラット及びアヒルの研究において、グリホサート及びGBHを5mg/kg体重で処理した場合に観察された(Olivira et al 2007; Ikpeme et al 2012; Abarikwu et al 2015)。Clairら(2012)は、GBHを1000ppmで試験管内試験(in vitro)処理した場合のマウスのサートリ、ライディッヒ、生殖細胞の死を報告している。

他のマウス研究では、500 ppmでのGBHおよびPOEAの試験管内試験(in vitro)処理によるセルトリ細胞の死、および3.6 mg/kg体重という低レベルでのグリホサートによる生体内試験(in vivo)処理によるライディッヒ細胞の死が報告されている(Ikpeme et al 2012; Owagboriaye et al 2017; Vanlaeys et al 2018)。

7. 胎芽形成への影響

GBH の卵子形成への影響については、これまでほとんど研究が行われていなかった。ゼブラフィッシュを用いたある研究では、グリホサートを 10 ppm 濃度で含む水生環境での卵子産生の減少が報告されているが、マウスモデルを用いた研究では、グリホサートを 126 mg/kg 体重で処理すると卵胞発生が減少することが報告されている(Webster et al 2014; Hamdaoui et al 2018)。

 

卵胞発生とは対照的に、精子形成はより大きな研究テーマとなっている。体重3.6mg/kgという低レベルのグリホサートの経口投与で処置された雄のマウス研究では、精子数の減少が報告されており(Ikpeme et al 2012; Abarikwu et al 2015; Owagboriaye et al 2017)、また精子の形態学的異常の増加が報告されている(Owagboriaye et al 2017)。Dallegraveら(2007)は、妊娠ラットの母親の体重50mg/kgの濃度でGBHへの出生前暴露を調査し、雄の子孫の精子数の減少と精子形態学的異常の増加を報告した。

マウス系では、グリホサートの投与量が 5 mg/kg 体重という低用量で精子の生存率が低下することが報告されている(Ikpeme et al 2012; Abarikwu et al 2015)。精子の DNA 完全性の低下は、5 ppm のグリホサートを含む水生環境で処理したゼブラフィッシュで示されている(Lopes er al)。 3.6 mg/kg体重という低用量のグリホサートをラットに経口投与したところ、精子の運動性の低下をもたらした(Ikpeme et al 2012年;Abarikwu et al 2015年;Owagboriaye et al 2017)。

同様に、5 ppmのグリホサートを含む水生環境でのゼブラフィッシュの処理は、1 ppmのGBHおよび0.36 ppmのグリホサートでのヒト精子細胞の試験管内試験(in vitro)処理と同様に、精子の運動性の低下およびミトコンドリア機能の低下をもたらした(Lopes et al 2014)(Anifandis et al 2017、2018)。精子に対するGBHの毒性効果は、酸化ストレスおよびミトコンドリア障害の誘導を介して媒介される可能性が高い(Peixoto、 2005; Modesto er al)。 2010; Lopes er al)。 2014、; Zhang er al)。 2019)。

8. 発達毒性

10 ppmのPOEAを用いたin viro処理は、ヒト胎盤細胞機能を低下させることが報告されている(Defarge et al 2016)。孵化6日目のニワトリの卵に9.9でのGBHまたは19.8mg/kgのグリホサートのいずれかをインボで注入すると、胚の質量、心臓と肝臓の質量、脛骨の長さとくちばしの長さが減少し、胚の死亡率が増加することが報告されている(Winnick、 2013)。

ゼブラフィッシュを 10 ppm の GBH で水生処理した場合、胚死亡率と早熟孵化率が増加した (Webster er al)。、 2014)。アカミミズクジラを対象とした研究では、11206ppm の GBH の外用剤を投与した孵化 7 日目の受精卵は、胚死亡率の増加と孵化重量の減少を示した (Sparling er al)。、 2006)。2 mg/kgの体重でGBHに新生児曝露した雌ラットの研究では、GBH処理の結果として子宮内膜の不規則な脱分化に起因すると考えられる生殖能力の低下と着床後の胚損失の増加を示した(Ingaramo et al 2016)。

9. 家畜の生殖健康に対する潜在的脅威としてのGBH

表 1 および表 2 にまとめられた、GBH およびその成分の生殖健康への悪影響に関する上記の文献を考慮すると、広範囲の投与量レベルの様々なモデル動物や細胞株の生殖健康やパフォーマンスに及ぼす GBH およびその成分の悪影響は、すべてが非致死量の範囲内であり、多くが許容される MRL の範囲内であることから、GBH への暴露が家畜の生殖健康に及ぼす潜在的な影響を考慮しなければならない。ここで説明した動物のGBH曝露に関連して報告されている生殖健康への様々な悪影響を考えると、農業上重要な動物でも同様の影響が観察される可能性があると考えられる。

表 1

グリホサートベースの除草剤およびその成分が、さまざまな投与量で種を超えて雌の生殖健康に及ぼす影響。記載されている投与量は、効果をもたらすために報告されている最小投与量である。試験管内試験(in vitro)処理と生体内試験(in vivo)処理の両方が検討されている場合は、生体内試験(in vivo)処理を示した。↑は記載されている効果の増加を示し、↓は減少を示す。効果をもたらす最小投与量及び治療形態は、数字の後に治療法の2文字の略号を付して表示している。経口投与(OG)、皮下注射(SC)、インオボ(IO)投与の場合は、mg/kgで報告した。試験管内試験(in vitro)(IT)、水生暴露(AQ)および卵の表面上の局所適用(TA)の場合、報告されたレベルはppmとして報告された。斜体で示された文字は、調査した化学処理に対応している:市販の GBH 剤形(H)、グリホサート(G)または POEA(P)。対応する研究は、各セルの右にある小文字(a-n)で示されている。

  • ゼブラフィッシュ アカミドリムシ ニワトリ ウシトラット ウィスターラット ヒト
  • アロマターゼ活性 ↓ 2000 IT H a
  • アンドロゲン受容体 ↓ 0.5 IT H b
  • アンドロゲン値 ↑ 50 OG H c
  • エストロゲン受容体
  • エストロゲン値 ↓ 5 IT G d ↑ 50 OG H c
  • プロゲステロン値 ↓ 10 IT H e
  • FSH活性↓10 IT H e ↑50 OG H c
  • LH活性 ↑ 50 OG H c
  • オキシトシン分泌 ↑ 0.01 IT H f
  • 子宮の異常 ↑ 2 SC H g、h ↑ 2 SC H i
  • 顆粒膜細胞増殖↓ 0.1 IT H d、e
  • 卵の生産量 ↓ 10 AQ G j ↓ 126 OG G k
  • プラセンタ機能 ↓ 10 IT P l
  • 胚奇形 ↑ 9.9 IO H m
  • 胚死亡率 ↑ 10 AQ H j ↑ 11206 TA H n ↑ 9.9 IO H m

 

表2

グリホサートベースの除草剤およびその成分が、さまざまな投与量で種を超えてオスの生殖健康に及ぼす影響。記載されている投与量は、効果をもたらすために報告されている最小投与量である。試験管内試験(in vitro)処理と生体内試験(in vivo)処理の両方が検討されている場合は、生体内試験(in vivo)処理を表している。は報告された増加と報告された減少の両方を表し、”no “は観察された効果がないことを表す。最小効果をもたらす投与量及び治療形態は、数字の後に治療形態の 2 文字の略語を付して示す。経口投与(OG)、出生前経口投与(PG)、皮下注射(SC)、インボ(IO)投与の場合は、mg/kgとして報告した。試験管内試験(in vitro)(IT)及び水生暴露(AQ)については、報告されたレベルはppmとして報告されている。斜体で示された文字は、調査した化学処理に対応している:市販の GBH 剤形(H)、グリホサート(G)または POEA(P)。これらの処理の略語のいずれかの間にある「/」は、記載されている両方の処理が指示されたレベルの効果をもたらしたことを示している。

ゼブラフィッシュ アヒル ラット アルビノ ラット ウィスター ラット SD ラット マウス ヒト

  • アロマターゼ活性 ↑ 1 IT G a ↓ 10 IT H b
  • アンドロゲン受容体 ↓ 5 OG H c
  • アンドロゲン値 ↓ 5 OG H c 10 OG H d、e ↓ 3.6 OG G f ↓ 5 OG H g-i ↓ 1 IT H j、k
  • エストロゲン受容体 ↓ 2 IT H b
  • エストロゲン値 ↓ 5 OG H c ↑ 50 OG H d
  • プロゲステロン値 ↓ 25 IT H l
  • FSH活性 ↑ 50 OG H d ↓ 3.6 OG G f
  • LH活性 ↑ 50 OG H d ↓ 3.6 OG G f
  • プロラクチン値↓ 3.6 OG G f
  • 精巣異常 ↑ 5 OG H c ↑ 50 OG H d、m ↓ 3.6 OG G f ↑ 5 OG H g、h なし 25 OG H/G k
  • 精巣上体異常 ↑ 5 OG H c ↑ 5 OG G i
  • セルトリ細胞死 ↑ 1000 IT H j ↑ 500 IT H/P n
  • ライディッヒ細胞死 ↑ 250 OG G m ↓ 3.6 OG G f ↑ 1000 IT H j
  • 生殖細胞死 ↑ 1000 IT H j
  • 精子数 ↓ 250 OG G m ↓ 3.6 OG G f ↓ 5 OG G g、i
  • 奇形精子症 ↓ 3.6 OG G f ↑ 50 PG H g
  • 精子生存率 ↓ 250 OG G m ↓ 5 OG G i
  • 精子のDNAの完全性 ↓ 5 AQ G o
  • 精子の運動性 ↓ 5 AQ G o ↓ 250 OG G m ↓ 3.6 OG G f ↓ 5 OG G i ↓ 0.36 IT G p、q
  • ミトコンドリア機能 ↓ 5 AQ G o ↓ 0.36 IT G p、q
  • 対応する研究は、各セルの右にある小文字(a-q)で示されている。

残念なことに、農業上重要な動物に対するこれらの暴露の影響を調査した研究は非常に少なく、調査した研究の大部分は、生殖の健康およびパフォーマンスについての懸念を示していない(Erickson et al 2003;Grant et al 2003;Ipharraguerre et al 2003;Taylor et al 2007a、2007b;KanおよびHartnell et al 2004;Hartnell et al 2005;CombsおよびHartnell et al 2008;McNaughton et al 2011;Sartowska et al 2015)。これは、どのような家畜集団であっても、圧倒的多数の家畜にとっては、生産者にとって生殖の健康と性能 は何の関心事でもないという事実にも起因している。しかし、食糧生産のための子孫を安定的に供給するために、繁殖目的で維持されている家畜個体群はごく一部である。一般的に、このような個体群は、食肉生産の場合には市場の体重までしか成長しない子孫よりもはるかに長い期間飼育されている。これらの繁殖集団は、ほとんどの場合、食料生産のために飼育された子孫と同じではないにしても、同様に調合された飼料を与えられる。飼料を介した GBH 残留物への毎日の曝露のリスクは子孫のそれと似ているが、飼育期間が長くなると、生殖健康への悪影響の可能性がさらに高くなる。

遺伝的ストックの繁殖力の損失は、畜産業に経済的な負担をもたらす可能性のある喫緊の問題として長い間認識されてきた(Pollock、 1999; Berry er al)。 これらの問題の背後にある原因は多面的なものであると予想され、これらの問題に対する救済策も多面的なものになると思われる。GBH 曝露が生殖健康に及ぼす影響について知られていることや、農業上重要な動物に対する GBH 曝露のリスクが予想されることを考えると、GBH 曝露は遺伝資源の繁殖力を徐々に低下させる原因の一つであることが予想される。したがって、この予想されるリスクの特徴を明らかにし、中和することは、畜産業の繁殖力低下に伴う負担を軽減することにつながると考えられる。

GBH の有効性と広範な使用を考えると、家畜の繁殖力への潜在的な影響を低減するための一つの戦略は、 中和によるものである。いくつかの研究で、グリホサートはフミン酸に吸収されることが報告されている(Piccolo ら 1996; Bata ら 2009; Mazzi and Piccolo、 2012)。腐植酸を0.25%含有させるとブロイラーの飼料転換率が向上することが報告されており(Kocabagli et al 2002)、0.2%含有させると鶏の飼料転換率が向上することが示されている(Yoruk et al 2004)。最近では、Shehataら(2014)は、0.2%での飼料補給は、生産パラメータに影響を与えることなく、ブロイラーにおけるグリホサート含有量の有意な減少につながることを示した。家畜の繁殖力に対するグリホサートの潜在的な影響を緩和する可能性のある中和剤を同定するためには、さらなる研究が必要である。

10. 結論

本論文で検討した文献によると、GBH の一部の成分は、活性および不活性を問わず、生殖毒性物質として作用するようであり、内分泌かく乱、組織損傷、配偶子形成機能不全など、雄雌両方の生殖系に幅広い影響を及ぼすと考えられる。家畜の長期的な生殖健康に及ぼす GBH とその成分の影響については、さらなる研究が必要である。

家畜が消費する飼料からの GBH 残留物の吸収性の調査と同様に、家畜の飼料上の GBH 残留物のより大規模な分析が必要である。家畜の生殖健康に悪影響を及ぼすために必要な最低レベルの GBH 暴露量が、飼料中の典型的な GBH 残留量よりも低いことが判明した場合、GBH 暴露による脅威を最小化するための潜在的な方法の調査に注意が払われるべきである。

予想される脅威を減らすための潜在的な方法としては、GBH 残留物を含む飼料への中和剤の添加、飼料に使用される作物への GBH の責任ある適用を確実にするためのより厳しい規制の導入、または家畜の飼料として GBH を含まない代替品の調査などが考えられる。

これらの未知の領域を包括的に調査することで、将来の飼料作物への GBH の使用や、畜産業の持続可能な生産を確保するための家畜生産における飼料作物の使用について情報を提供することができる。