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www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC2984095/
Interdiscip Toxicol. 2009 Mar; 2(1): 1-12.
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2009年3月オンライン公開
Md. Wasim Aktar,1 Dwaipayan Sengupta,2 and Ashim Chowdhury2
はじめに
殺虫剤、殺菌剤、除草剤、殺鼠剤、軟体動物駆除剤、殺線虫剤、植物成長調節剤など、一口に殺虫剤といっても、その種類は多岐にわたる。このうち、マラリアやチフスなど多くの病気の制御に成功した有機塩素系（有機塩素剤）殺虫剤は、1960年代以降、ほとんどの技術先進国で禁止または制限された。
その後、1960年代に有機リン酸系（OP）殺虫剤、1970年代にカーバメイト系、1980年代にピレスロイド系の合成殺虫剤が、1970年代から1980年代にかけて除草剤や殺菌剤が登場し、害虫駆除と農業生産に大きく貢献した。農薬の理想は、対象となる害虫には致死的であるが、人間を含む非対象種には致死的でないことだ。しかし、残念ながらそうではないため、農薬の使用と乱用に関する論争が表面化した。「少なければ良い、多ければベター」という格言のもと、これらの化学物質の乱用は、人間や他の生命体に大混乱を引き起こしている。
インドにおける農薬の生産と使用
インドにおける農薬の生産は、1952年にカルカッタ近郊にBHCの生産工場が設立されたことから始まり、現在ではアジアでは中国に次いで第2位、世界でも第12位の農薬生産国となっている（Mathur, 1999）。
インドにおける技術グレードの農薬の生産は着実に増加しており、1958年の5,000メートルトンから1998年には102,240メートルトンになった。1996-97年の農薬の需要は金額ベースで約220億ルピー（5億米ドル）と推定され、これは世界市場全体の約2％に相当する。
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インドにおける農薬の使用形態は、世界一般とは異なっている。図1に見られるように、世界で使用されている農薬の44%に対して、インドでは76%が殺虫剤である(Mathur, 1999)。除草剤と殺菌剤の使用量は、それに応じて少なくなっている。インドにおける農薬の主な使用目的は、綿作物（45％）であり、次いで水稲、小麦である。
図1 農薬の消費パターン
農薬の効用
第一の効用は、農薬の効果の結果、つまり農薬の使用によって期待される直接的な利益である。例えば、作物を食害する青虫を殺す効果は、キャベツの収量増加や品質向上という一次利益をもたらす。
この3つの主効果は、レクリエーションの芝生の保護から人命の保護まで、26の一次的利益をもたらす。二次的利益は、一次的利益からもたらされる、より直接的でない、あるいはより目立たない利益である。
微妙なもの、直感的にわかりにくいもの、長期的なものなどがある。したがって、二次的便益の場合、因果関係を証明するのはより困難だが、それでも農薬使用を正当化する強力な理由にはなりうる。例えば、キャベツの収穫量が増えれば、その分収入が増え、それを子どもの教育や医療に充てることができ、より健康で教育水準の高い国民を育てることができるかもしれない。
また、健康な人や生物多様性の保全など、さまざまな副次的効果も確認されている
生産性の向上
農薬の使用は、林業、公衆衛生、家庭内など、インド経済が大きく依存している農業の分野で多大な利益を生んでいる。1948〜49年にわずか5000万トンだった食用穀物の生産量は、1996〜97年末には推定1億6900万ヘクタールの永年作付地から、ほぼ4倍の1億9800万トンにまで増加した。この結果は、高収量品種の種子、高度な灌漑技術、農薬の使用によって達成された（雇用情報：インド労働統計、1994年）。
同様に、生産高と生産性も、例えば、イギリスの小麦の収量、アメリカのトウモロコシの収量など、ほとんどの国で劇的に増加した。生産性の向上は、肥料の使用、より良い品種、機械の使用など、いくつかの要因によるものである。農薬は、収穫可能な農産物の量を著しく減少させる雑草、病気、害虫による損失を減らすことで、このプロセスの不可欠な部分となっている。
Warren (1998) も、20 世紀における米国の作物収量の目覚しい増加に注目している。Webster ら（1999）は、農薬を使用しなければ「かなりの経済的損失」を被ることになると述べ、農薬使用による収量と経済的余裕の大幅な増加を定量的に示している。さらに、環境中では、ほとんどの農薬が光化学変化を起こし、人間と環境の両方に比較的無毒な代謝物を生成する（Kole et al.、1999）。
作物損失の防止／収量減少
中耕地では、臨界期の水田条件下でも、雑草による稲の収量減少を防ぐために、効果的かつ経済的な雑草防除を行う必要があり、対照（雑草）区画を含む比較によると、28～48％であった（Behera and Singh、1999）。
雑草は乾燥地作物の収量を 37-79%減少させる(Behera and Singh, 1999)。特に作物定着の初期段階での雑草の深刻な蔓延は、最終的に 40％の収量減をもたらす。除草剤は、経済的なメリットと労働力のメリットの両方をもたらす。
ベクター病の防除
媒介となる病気は、媒介者を殺すことで最も効果的に対処することができる。殺虫剤は、マラリアなどの致命的な病気を広げる虫を駆除する唯一の現実的な方法であることが多く、毎日推定5000人が死亡している（Ross, 2005）。2004 年、Bhatia は、マラリアは発展途上国の疾病と死亡の主要原因の 1 つであり、インドにおける主要な公衆衛生問題であると書いている。疾病対策は、家畜にとっても極めて重要である。
食の質
第一世界の国々では、新鮮な果物や野菜を含む食事は、農作物に残留するごくわずかな農薬を食べることによる潜在的なリスクをはるかに上回ることが観察されている（Brown, 2004）。果物や野菜を定期的に食べることで、多くのがん、高血圧、心臓病、糖尿病、脳卒中、その他の慢性疾患のリスクが減少することを示す証拠が増えている（Dietary Guidelines, 2005年）。
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ルイスら（2005）は、米国の食事に含まれるリンゴとブルーベリーの栄養特性について考察し、高濃度の抗酸化物質ががんと心臓病の予防に作用すると結論付けている。ルイスは、ワイルドブルーベリーの生産量が倍増し、その後の消費量が増加したのは、主に除草剤の使用により雑草の制御が改善されたためであるとしている。
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その他の分野 – 輸送、スポーツ施設、建築
輸送分野では、農薬、特に除草剤が多く使用されている。除草剤と殺虫剤は、スポーツ競技場、クリケット場、ゴルフコースの芝生を維持するために使用されている。殺虫剤は、建物やその他の木造構造物をシロアリや木材穿孔昆虫の被害から守るために使用されている。
殺虫剤の危険性
人体への直接影響
農薬の効用として、食物や繊維の増産、媒介する病気の改善など経済的な可能性がある一方で、農薬がもたらす損失は、人間とその環境に対して深刻な健康被害をもたらしている。現在では、これらの化学物質の一部が、人間や他の生命体に潜在的なリスクを与え、環境に対して望ましくない副作用をもたらすという圧倒的な証拠がある（Forget, 1993; Igbedioh, 1991; Jeyaratnam, 1981）。
農薬への曝露から完全に守られている層はなく、潜在的に深刻な健康への影響は、不釣り合いではあるが、発展途上国の人々や各国の高リスク集団が負担している(WHO, 1990)。農薬中毒による死亡や慢性疾患は、世界全体で年間約100万人にのぼる（Environews Forum, 1999）。
農薬にさらされるハイリスクグループには、生産労働者、製剤業者、散布者、混合者、荷役労働者、農業従事者が含まれる。製造と製剤の間は、関係する工程がリスクフリーではないため、危険の可能性が高くなることがある。工業的な環境では、農薬、原料、有毒溶剤、不活性担体を含む様々な有毒化学物質を取り扱うため、作業者のリスクは高くなる。
有機塩素剤化合物は、地球上のほぼすべての生命体、大気、湖、海、そこに住む魚類、魚を餌とする鳥類の組織を汚染する可能性がある（Hurley et al.） 米国科学アカデミーは、DDTの代謝物であるDDEが卵殻の菲薄化を引き起こし、米国の白頭ワシの個体数が減少したのは主にDDTとその代謝物にさらされたためであると述べている（Liroff, 2000）。
内分泌かく乱物質と呼ばれる農薬を含む特定の環境化学物質は、体内の天然ホルモンを模倣したり拮抗したりすることで悪影響を及ぼすことが知られており、長期的かつ低用量の暴露は、免疫抑制、ホルモン障害、知能低下、生殖異常、癌などの人間の健康被害とますます関連性が高まっていると仮定されている（Brouwerら、1999；Crispら、1998；Hurleyら、1998）。
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インドで HCH を製造している 4 つの工場で働く労働者（N=356）を対象とした調査では、神経症状（21%） が見られ、これは曝露の強度と関連していた（Nigam et al.） カルバメート系殺虫剤メトミルの野外散布による毒性リスクの大きさを国立労働衛生研究所(NIOH)が評価した(Saiyed et al.、1992)。
メトミル散布者の心電図、血清LDH値、コリンエステラーゼ（ChE）活性に有意な変化が認められ、メトミルの心臓毒性作用が示唆された。未組織部門の工業環境で各種農薬（マラチオン、メチルパラチオン、DDT、リンデン）の粉剤および液剤の製造に従事する男性製剤業者の健康調査に限定した観察では、精神、神経、心肺、胃腸症状に加えて、全身症状（頭痛、吐き気、嘔吐、疲労、皮膚や目の炎症）の高い発生率と、血漿ChE活性が低いことが判明した（Guptaら、1984）。
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男性が綿花畑での農薬（有機塩素剤、OP、カーバメート）の散布に関連した場合、生殖毒性に関するデータを 1,106 組の夫婦から収集した（Rupa et al.、1991）。マラリア散布者を対象とした研究は、野外条件で HCH を散布する作業者（N=216）の短期（16 週）曝露の影響を評価するために始められた（Gupta et al.、 1982）。
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1976年のイタリアのセベソ災害で除草剤である2,4,5Tの生産中に影響を受けた人々に関する研究では、ダイオキシン生成の結果として確実に確立された唯一の影響は、クロラクネ（明確な曝露依存性を有する約200例）であると結論付けている（Pier et al.、1998年）。
肝機能、免疫機能、神経障害、生殖への影響など初期の健康調査では、結論は出なかった。化学物質による汚染に加えて、事故の心理社会的影響に関連していると思われる心血管系および呼吸器系疾患による過剰死亡が発見された。
また、糖尿病の過剰症例も発見された。癌の発生率および死亡率の追跡調査の結果、消化器系およびリンパ系、造血系の癌の発生が増加していることが示された。
しかし、個人被曝データが少ないこと、潜伏期間が短いこと、特定のがん種について母集団が小さいことなど、さまざまな制約があるため、結果を決定的なものとは見なせない。2001年に行われた同様の調査では、全死因および全癌死亡率の増加は観察されなかった。
しかし、この結果は、ダイオキシンがヒトに対して発がん性があるという考え方を支持し、心血管および内分泌関連の影響との関連についての仮説を裏付けるものである（Pier et al.、2001年）。ベトナム戦争中、米軍はベトナムとラオスの約360万エーカーの土地に約1900万ガロンの除草剤を散布し、森林被覆を除去し、作物を破壊し、米軍基地周辺の植生を除去した。
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この作戦は「ランチハンド作戦」として知られ、1962年から1971年まで続けられた。さまざまな除草剤が使われたが、多くはフェノキシ系除草剤である2,4-ジクロロフェノキシ酢酸（2,4-D）と2,4,5-トリクロロフェノキシ酢酸（2,4,5-T）を混合したものであった。
ベトナム戦争では、約300万人のアメリカ人がベトナムで兵役に就いていた。そのうちの何人かは（ベトナムの戦闘員や民間人、他国の軍隊のメンバーも）エージェント・オレンジを含む枯葉剤混合物に暴露されたのである。ベトナム帰還兵、除草剤やダイオキシンに職業的に暴露された労働者（ベトナムで使用された除草剤混合物にダイオキシンが混入していたため）、ベトナム国民の発がんリスクに関する証拠があった（Frumkin, 2003）。
食品を介した影響
食品中の農薬汚染の程度を把握するために、1996年から「EUにおける植物由来製品中の残留農薬のモニタリング」と題するプログラムがEUで開始された。1996年には、りんご、トマト、レタス、いちご、ぶどうの7種類の農薬（アセフェート、クロピリホス、クロピリホスメチル、メタミドホス、イプロジオン、プロシミドン、クロロタロニル）および2種類の農薬グループ（ベノミルグループとマネブグループ、すなわちジチオカルバメート）の分析が行われた。
各農薬または農薬群について、平均約9,700のサンプルが分析された。各農薬または農薬群について、サンプルの5.2%に残留が確認され、0.31%にその特定の農薬のMRLを超える残留が確認された。
レタスは陽性結果が最も多かった作物で、残留レベルがMRLを超える頻度は調査した他のどの作物よりも高かった。1996年に見つかった最高値はレタスのマネブグループの化合物で、118 mg/kgのマンコゼブ残留に相当する。
1997年には、13種類の農薬（アセフェート、カルベンダジン、クロロタロニル、クロピリホス、DDT、ダイアジノン、エンドスルファン、メタミドホス、イプロジオン、メタラキシル、メチダチオン、チアベンダゾール、トリアゾホス）が5品目（マンダリン、ナシ、バナナ、豆、ジャガイモ）において評価された。
約6000のサンプルが分析された。クロルピリホスの残留がMRLを最も多く超え（0.24％）、次いでメタミドホス（0.18％）、イプロジオン（0.13％）であった。調査対象品目については、約34％にMRL以下の残留農薬が含まれ、1％にMRLを超える残留農薬が含まれてた。
ミカンでは、MRL以下の残留農薬が最も多く（69％）、次いでバナナ（51％）、ナシ（28％）、豆（21％）、ジャガイモ（9％）となっている。MRLを超えたのは豆類が最も多く（1.9%）、次いでみかん（1.8%）、梨（1.3%）、バナナとジャガイモ（0.5%）であった。それぞれの農薬の残留レベルが最も高かった上記の商品から残留農薬の食事摂取量（90パーセンタイルに基づく）を推定すると、調査したすべての農薬と商品でADIを超過していない（欧州委員会、1999）。
1998 年、4 つの商品（オレンジ、モモ、ニンジン、ホウレンソウ）について、20 の農薬（アセフェート、ベノミルグループ、クロピリホス、クロピリホスメチル、デルタメトリン、マネブグループ、ジアジノン、エンドソーム）の分析が行われ た。ダイアジノン、エンドスルファン、メタミドホス、イプロジオン、メタラキシル、メチダチオン、チアベンダゾール、トリアゾホス、ペルメトリン、ビンクロゾリン、ラムダシアロトリン、ピリミホスメチル、マーキャバン）である。
1998年に調査した4品目（オレンジ，モモ，ニンジン，ホウレンソウ）すべてについて，約32％にMRL以下の残留農薬が，2％にMRLを超える農薬が含まれていた（EU-MRLは1.8％，国内MRLは0.4％）。
MRL値以下の残留農薬が最も多く検出されたのはオレンジ（67％）で、次いで桃（21％）、ニンジン（11％）、ホウレンソウ（5％）の順となった。MRL値を超えたのは、ほうれん草（7.3％）が最も多く、次いで桃（1.6％）、にんじん（1.2％）、みかん（0.7％）であった。残留農薬の摂取量は、いずれの場合もADI値を超えていない。すべての農薬について、ADIの10％以下であることがわかった。暴露量は、ベノミルグループのADIの0.35％からメチダチオングループのADIの9.9％までの範囲である。1999年には、4つの商品（カリフラワー、ピーマン、小麦粒、メロン）について、1998年の研究と同じ20の農薬の分析が行われた（欧州委員会、2001年）。
全体として、約4700のサンプルが分析された。メタミドホスの残留量がMRLを超えたのは8.7％と最も多く，次いでマネブグループ（1.1％），チアベンダゾール（0.57％），アセフェート（0.41％），ベノミル・グループ（0.35％）であった。メタミドホスのMRLを最も多く超過したのはピーマンとメロンであった（それぞれ18.7％と3.7％）。
カリフラワーではマネブグループの残留が最も多くMRLを超えた（3.9％）。メロンではチアベンダゾールの残留が最も多くMRLを超えた（メロンサンプルの2.8％）。
調査したすべての商品について，約22％のサンプルでMRL以下の残留農薬が，8.7％でMRLを上回っていた。MRL以下の残留農薬はメロン（32％）で最も多く、次いでピーマン（24％）、小麦粒（21％）、カリフラワー（17％）であった。MRL値を超えたのはピーマン（19％）が最も多く、次いでメロン（6.1％）、カリフラワー（3％）、小麦粉（0.5％）であった。残留農薬の摂取量は、いずれの場合もADIを超えなかった。すべての農薬でADIの1.5％以下であった。曝露量は、メタミドホスのADIの0.43％からエンドスルファンのADIの1.4％の間であった。クロルピリホス、デルタメトリン、エンドスルファン、メチダチオンの複合試料における最高残留濃度の摂取量は、成人のARfD以下であった。その範囲は、デルタメトリンの ARfD の 1.5% からエンドスルファンの ARfD の 67% までである (Nasreddine and Parent-Massin, 2002)。
食品汚染にもかかわらず、病院での調査で記録された農薬による死亡のほとんどは自家中毒の結果である (Eddleston, 2000)。Global Burden of Disease Study 6 は、1990 年に 798,000 人が故意の自傷行為で死亡し、その 75% 以上が発展途上国の人であると推定している (Murray and Lopez, 1996)。
より最近の WHO の推計では、2000 年の間だけでも、東南アジアと西太平洋地域で 500 000 人以上が自傷行為によって死亡している (WHO, 2001)。自殺は、中国の若い女性やスリランカの男女に最も多い死因となっている（Murray and Lopez, 1996; Sri Lankan Ministry of Health, 1995; WHO, 2001）。
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インドで農薬による中毒が最初に報告されたのは、1958 年のケララ州でのことで、パラチオンで汚染された小麦粉を摂取して 100 人以上が死亡した (Karunakaran, 1958) ことから、農薬による中毒に関する特別委員会が発足した。これを受けて、ICARが設置した農薬の有害影響に関する特別委員会は、この問題に注目するようになった（ICAR特別委員会の報告書、1972年）。
国内のさまざまな州から集められた特定の食品中の残留農薬を評価するための多地点調査 (Surveillance of Food Contaminants in India, 1993) では、12 州から集められたウシの乳 2205 サンプルのうち約 82% に DDT 残留物が検出された。
約37％のサンプルで許容限界である0.05 mg/kg（全乳ベース）を超えるDDT残留物が検出された。検出されたDDT残留物の最高レベルは2.2 mg/kgであった。許容範囲を超える残留物が検出されたサンプルの割合は、マハラシュトラ州（74％）が最も高く、次いでグジャラート州（70％）、アンドラプラデシュ州（57％）、ヒマーチャル・プラデシュ州（56％）、パンジャブ州（51％）となっている。
残りの州では、この比率は10%未満であった。20ブランドの乳児用ミルク186サンプルのデータでは、サンプルの約70％と94％にDDTとHCHの異性体が残留しており、その最大値はそれぞれ4.3mg/kg（脂肪ベース）、5.7mg/kg（脂肪ベース）となっている。
食事中の化学物質の測定は、人間の暴露量と潜在的なリスクの推定に最も有効である。消費者のリスクは、毒物学的に許容される摂取量と比較することで評価することができる。成人が摂取した DDT と BHC の総量の平均は、それぞれ 19.24 mg/日と 77.15 mg/日であった (Kashyap et al., 1994)。
これらの汚染物質の主な摂取源は、脂肪分の多い食品であった。別の研究では、インド人による HCH と DDT の一日平均摂取量は、それぞれ一人当たり 115 mg と 48 mg と報告されており、ほとんどの先進国で観測された値よりも高かった (Kannan et al.、1992)。
環境への影響
農薬は土壌、水、芝生、その他の植物を汚染する可能性がある。殺虫剤は昆虫や雑草を殺すだけでなく、鳥や魚、益虫、非標的植物など、多くの生物に対して毒性を示す可能性がある。殺虫剤は一般的に最も急性毒性の高い農薬だが、除草剤も非標的生物にリスクを与える可能性がある。
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地表水汚染
農薬は、処理された植物や土壌からの流出によって地表水に到達する可能性がある。農薬による水質汚染は広範囲に及んでいる。米国地質調査所（USGS）が90年代前半から半ばにかけて、全米の主要な河川流域で行った一連の包括的な調査の結果、驚くべきことが判明した。
すべての河川から採取した水と魚のサンプルの90パーセント以上に、1種類、あるいはそれ以上の農薬が含まれていたのである（Kole et al; 2001）。農地と都市部の土地利用の影響が混在する主要な河川のすべてのサンプルと、都市部の河川のサンプルの99%から農薬が検出された（Bortleson and Davis, 1987-1995）。
また、USGSは、都市の河川における殺虫剤の濃度が、水生生物保護のためのガイドラインを通常超えていることを発見した（U.S. Geological Survey, 1999）。ピュージェット・サウンド・ベイスンの水路では、17種類の除草剤を含む23種類の農薬が検出された。
USGSによると、都市の河川では農業用の河川よりも多くの農薬が検出された（US Department of the Interior, 1995）。除草剤の2,4-D、ジウロン、プロメトン、殺虫剤のクロルピリホスとダイアジノンは、いずれも都市の住宅所有者と学区でよく使用されており、全米の地表水と地下水で最も頻繁に検出される21の農薬のひとつであった（米国地質調査所、1998年）。
トリフルラリンと2,4-Dは、調査した20の河川流域のうち19で採取した水サンプルで検出された（Bevansら、1998；Fenelonら、1998；Levingsら、1998；Wallら、1998）。また、USGSは、都市の河川における殺虫剤の濃度が、水生生物保護のためのガイドラインを通常超えていることを発見した（U.S. Geological Survey, 1999）。
USGSによると、「一般に、都市の河川では農業用の河川よりも多くの農薬が検出された」（Bortleson and Davis, 1987-1995）。除草剤2,4-Dは、最もよく検出される農薬で、13の川のうち12で検出された。殺虫剤のダイアジノン、除草剤のジクロベニル、ジウロン、トリクロピル、グリホサートもピュージェット・サウンド流域の河川で検出された。ダイアジノンとジウロンは、全米科学アカデミーが水生生物保護のために推奨する濃度を超えるレベルで検出された（Bortleson and Davis, 1987-1995）。
地下水汚染
農薬による地下水汚染は世界的な問題である。USGS によると、少なくとも 143 種類の農薬と 21 種類の変質生成物が地下水中で検出されており、その中にはあらゆる主要化学種の農薬が含まれている。過去20年の間に、43以上の州の地下水から検出されている（Waskom, 1994）。
インドのある調査では、ボパール周辺のさまざまな手押しポンプや井戸から採取した飲料水サンプルの58％が、EPAの基準値を超える有機塩素系農薬に汚染されていた（Kole and Bagchi, 1995）。
地下水が有害化学物質で汚染されると、汚染が解消されたり浄化されたりするまでに何年もかかる場合がある。また、浄化は不可能ではないにしても、非常に高価で複雑なものになる可能性がある（Waskom 1994; O’Neil, 1998; US EPA, 2001）。
土壌汚染
幅広い種類の農薬からの多数の変質生成物（TP）が記録されている（Barcelo’ and Hennion, 1997; Roberts, 1998; Roberts and Hutson, 1999）。
土壌中でモニタリングされている農薬のTPsはそれほど多くはなく、この分野での研究が急務であることを示している。これらの農薬と農薬吸収体の残留性と移動は，水溶性，土壌吸着定数（Koc），オクタノール/水分配係数（Kow），土壌中半減期（DT50）などのパラメータによって決定される。
農薬とTPは、以下のように分類される。（a）疎水性、難分解性、生物濃縮性の農薬で、土壌と強く結合する。このような挙動を示す農薬には、有機塩素系のDDT、エンドスルファン、エンドリン、ヘプタクロール、リンデンおよびそれらのTPが含まれる。
これらの農薬のほとんどは、現在では農業での使用が禁止されているが、その残留物はまだ存在する。(b) 極性農薬は主に除草剤で、カーバメート系、殺菌剤、有機リン系殺虫剤TPの一部も含まれる。
これらは土壌からの流出や浸出によって移動し、住民への飲料水供給の問題となる。土壌中の残留農薬について最も研究が進んでいるのは、間違いなく除草剤に由来する残留農薬である。加水分解、メチル化、環開裂などの代謝経路が示唆されており、いくつかの有毒なフェノール化合物が生成される。
農薬とその化合物は、土壌と農薬の特性の相互作用により、異なる程度まで土壌に保持される。最も影響力のある土壌特性は、有機物含有量である。有機物含有量が多いほど、農薬やTPの吸着量は多くなる。正に帯電したイオンを交換可能な形で保持する土壌の能力は、パラコートなど正に帯電した農薬で重要である。これらの化学物質の抽出には強鉱酸が必要であり、近年、分析上の改善や研究が報告されていない。土壌のpHもある程度重要である。イオン化可能な農薬（例えば2,4-D, 2,4,5-T, picloram, and atrazine）については、土壌pHが低下すると吸着量が増加する（Andreu and Pico’, 2004）。
土壌の肥沃度（有益な土壌微生物）への影響
農薬による土壌の大量処理は、有益な土壌微生物の個体数を減少させる可能性がある。土壌科学者のElaine Ingham博士によると、「バクテリアと菌類の両方が失われれば、土壌は劣化する」。
化学肥料や農薬の使いすぎは、人間が抗生物質を使いすぎるのと同じような影響を土壌生物に与える。「化学肥料を無差別に使用すると、数年間は効果があるかもしれないが、しばらくすると、栄養分を保持するのに十分な有益な土壌生物がいなくなる」（Savonen, 1997）。
例えば、植物は、大気中の窒素を植物が利用できる硝酸塩に変えるために、さまざまな土壌微生物に依存している。一般的な景観用除草剤はこのプロセスを阻害する。トリクロピルはアンモニアを亜硝酸に変換する土壌細菌を阻害し（Pellら、1998）、グリホサートは土壌中の自由生活型窒素固定細菌の成長と活性を低下させ（Santos and Flores、1995）、2，4-Dは豆類の根に生息する細菌による窒素固定を低下させ（Arias and Fabra、1993；Fabraら、1997）、窒素固定が阻害される。
1997）、窒素固定を行うアオコ類の成長と活性を低下させ（Singh and Singh, 1989; Tözüm-Çalgan and Sivaci-Güner, 1993）、土壌細菌によるアンモニアの硝酸塩への変換を阻害する（Frankenberger et al, 1991, Martens and Bremner, 1993）。
菌根菌は多くの植物の根と一緒に成長し、栄養の吸収を助ける。これらの菌根菌は、土壌中の除草剤によってダメージを受けることもある。ある研究では、オリザリンとトリフルラリンはともに、ある種の菌根菌の生育を阻害することがわかった（Kelley and South, 1978）。
ラウンドアップは実験室での研究で菌根菌に対して毒性を示し、典型的な散布後の土壌に見られる濃度より低い濃度でも、いくつかの有害な影響が見られた（Chakravarty and Sidhu, 1987; Estok et al.） トリクロピルは数種類の菌根菌に対して毒性があり (Chakravarty and Sidhu, 1987)、オキサジアゾンは菌根菌の胞子数を減少させた (Moorman, 1989)。
大気・土壌・非標的植生への汚染
農薬散布は非標的植物に直接当たることもあれば、処理区域からドリフトまたは揮発し、空気、土壌、非標的植物を 汚染する可能性もある。農薬のドリフトは、地上設備からであっても、すべての散布時に発生する (Glotfelty and Schomburg, 1989)。
ドリフトは散布された農薬の2～25％の損失を占め、それが数ヤードから数百マイルの距離にわたって拡散する可能性がある。散布した農薬の 80-90% が散布後数日以内に揮発することもある (Majewski, 1995)。このテーマに関する研究は限られているにもかかわらず、研究では常に空気中に残留する農薬が発見されている。
USGS によれば、米国のすべてのサンプル地域で、大気中に農薬が検出されている (Savonen, 1997)。調査されたほぼすべての農薬が、1年の異なる時期に全国で雨、空気、霧、または雪から検出されている (U.S. Geological Survey, 1999)。
多くの農薬が、全国のサンプリング地点の半分以上で空気中に検出されている。除草剤は植物を枯らすように設計されているので、望ましい植物に直接散布したり、植物に付着したり揮発したりすると、その植物を傷つけたり枯らしたりすることがあるのは当然である。
多くのエステル系除草剤は、処理した植物から揮発し、他の植物に深刻な被害を与えるほどの蒸気を発生させることが分かっている（Straathoff、1986）。
非標的植物を完全に枯らすだけでなく、農薬の暴露は植物に亜致死影響を与えることもある。2,4-D を含むフェノキシ系除草剤は、葉に付着したり揮発したりすると、近くの樹木や低木を傷めることがある (Dreistadt et al., 1994)。
除草剤グリホサートへの曝露は、種子の品質を著しく低下させる (Locke et al., 1995)。また、特定の植物が病気にかかりやすくなる可能性もある (Brammall and Higgins, 1998)。これは、絶滅の危機に瀕している植物種にとって特別な脅威となる。
米国魚類野生生物局は、グリホサートだけで脅威にさらされる可能性のある74の絶滅危惧植物を認定した（米国EPA農薬・有害物質局、1986）。除草剤クロピラリドの暴露は、ジャガイモの収量を低下させる (Lucas and Lobb, 1987)。
EPA は、散布したクロピラリドのわずか 1％が揮発することで、非標的植物にダメージを与えると算出した (US EPA, 1990)。殺虫剤と殺菌剤の中にも植物にダメージを与えるものがある (Dreistadt et al., 1994)。植物に対する農薬被害は、北西部の州機関によく報告されている。(オレゴン州農業省、1999；ワシントン州保健省、1999）。土壌微生物や益虫に害が及ぶと、植物も農薬散布の間接的な影響を受ける可能性がある。
新世代の農薬、例えばダクタール、クロロタロニル、クロルピリホス、メトラクロール、テルブホス、トリフルラリンは北極圏の環境試料（空気、霧、水、雪）から検出されている（Rice and Cherniak, 1997）、（Garbarino et al, 2002）。
他の研究では、これらの化合物の一部が短距離大気輸送を受け (Muir et al., 2004)、チェサピーク湾やシエラネバダ山脈のような生態学的に敏感な地域へ移動する能力が確認されている (LeNoir et al., 1999; McConnell et al., 1997; Harman-Fetcho et al., 2000, Thurman and Cromwell , 2000)。
ブリティッシュ・コロンビア州（BC州）の大気中の農薬を調査した、1996年からの長期研究（Belzer et al., 1998）では、フレーザー・バレーの2つのサンプリング地点（アガシとアボッツフォード）で、1996年2月から1997年3月まで57種類の化学物質を調査している。
Verrin et al. (2004)が優先度の高い農薬としたアトラジン、マラチオン、ダイアジノンは、早ければ2月末（72 pg/m3）から10月中旬（253 pg/m3）まで検出され、6月中旬に42.7 ngm-3のピーク値を記録した。
ジクロルボスは、別の農薬であるナレド（ジブロム）の分解生成物である（Hall et al.、1997）。これらの2つの地点では、キャプタンと2,4-Dが最も高い濃度と沈着率を示し、ジクロルボスとダイアジノンがそれに続いた（Dosman and Cockcraft, 1989）。
アルバータ州で現在使用されている農薬の大気中濃度は、1999年に地理的条件と農薬販売データに基づいて選ばれた4つのサンプリング地点で調査された（Kumar、2001年）。4つの地点で主に検出された農薬は、トリアレートとトリフルラリンの2種類であった。殺虫剤（マラチオン、クロルピリホス、ダイアジノン、エンドスルファン）は断続的に検出され、濃度は 20-780 pg/m3 の範囲にあった。サスカチュワン州レジーナの南では 1989 年と 1990 年に 2,4-D が 6 月末に 3.9 と 3.6 ng/m3 に達した (Waite et al., 2002a)。
トリアレート、ジカンバ、ブロモキシニルの濃度も 1990 年（6 月中旬に 600 ～ 700 pg/m3 ）に比べ 1989 年（6 月中旬に 4.2 ng/m3 のピーク濃度）は高かった。より最近の研究では、Waite 他 (2005) が、レジーナの南西 35 km に位置するブラッツ湖と北のハフォードという 2 つの農業用地とワスケシウのバックグラウンド用地を含む 3 ヵ所、500 km のトランセクトで選択した除草剤の空間変動について研究している。1993年から1996年にかけて、マニトバ州のサウス・タバコ・クリークで酸性除草剤の調査も行われた。ここでもまた、最大濃度は地元で使用されている期間に発生した (Rawn et al., 1999a)。
中性除草剤であるアトラジンも 1995 年に調査された (Rawn et al., 1998)。4 月中旬に初めて検出され、6 月中旬に約 300 pg/m3 でピークを迎え、10 月末まで検出された。殺虫剤ダクタールは、この地域では使用されていないにもかかわらず、1994 年、1995 年、1996 年のサンプリング期間を通して確認された (Rawn and Muir, 1999)。
非標的生物
農薬は、土壌、大気、水、そして都市景観に生息する非標的生物に共通の汚染物質として存在する。農薬は、土壌微生物や昆虫、非標的植物、魚、鳥、その他の野生生物など、さまざまな動植物に害を及す。クロルピリホスは、都市の河川でよく見られる汚染物質で（米国地質調査所、1999年）、魚に対して非常に強い毒性があり、処理した畑や建物の近くの水路で魚を殺している（US EPA、2000年）。
除草剤もまた、魚に有害である。EPA によれば、除草剤スナップショットの有効成分であるトリフルラリンは、「冷温両方の魚に非常に高い毒性を持つ」ことが研究で示されている（U.S. EPA, 1996）。一連の異なるテストでは、魚の脊椎の変形を引き起こすことも示された（Koyama, 1996）。除草剤であるロンスターとラウンドアップも魚類に急性毒性がある（Folmar et al, 1979; Shafiei and Costa, 1990）。
ラウンドアップの毒性は、この製品の不活性成分のひとつが高い毒性を持つためと思われる (Folmar et al., 1979)。直接的な急性毒性に加え、一部の除草剤は魚に亜致死影響を与え、生存の可能性を低下させ、全体として個体群を脅かすことがある。
グリホサートまたはグリホサート含有製品は、不規則な泳ぎや荒い呼吸といった亜致死影響を引き起こす可能性があり、魚が食べられる可能性を高める（Liong 他、1988）。
2,4-D 除草剤はベニザケに生理的ストレス反応を引き起こし (McBride et al., 1981)、ニジマスの餌収集能力を低下させた (Little, 1990)。
イルカの農薬中毒は世界中で何例か報告されている。イルカのような水生哺乳類は、食物連鎖の栄養レベルが高く、薬物代謝酵素の活性が比較的低いため、残留性有機汚染物質の濃度を高く蓄積し（Tanabe et al.、1988）、汚染物質曝露による毒性影響に脆弱であると考えられる。
河川や河口域の生態系に生息するイルカは、生息域が限定されており、点汚染源に近接しているため、人間の活動に対して特に脆弱である。カワイルカは、世界で最も深刻な絶滅危惧種に数えられている。カワイルカの個体数は減少し、絶滅の危機に直面している。
中国の揚子江イルカ（Lipotes vexillifer）とパキスタンのインダス川イルカ（Platanista minor）はすでに絶滅に近い（Renjun、1990、Perrinら、1989、Reevesら、1991、ReevesとChaudhry、1998）。
生息地の劣化（ダム建設など）（Reeves and Leatherwood, 1994）に加え、船の往来、釣り、偶発的・故意の殺傷、化学汚染が川イルカの健康を脅かしてきた（Kannan et al, 1993b, 1994, 1997; Senthilkumar et al, 1999）。
以前の研究では、ガンジス川イルカとその餌の重金属 (Kannan et al., 1993) 、有機塩素系農薬とポリ塩化ビフェニル (PCBs) (Kannan et al., 1994) 、ブチルスズ化合物 (Kannan et al., 1997) の濃度を報告している。
インドでは有機塩素系農薬と PCB の使用が続いていることが懸念されている (Kannan et al., 1992; Kannan et al., 1997a; Kannan et al., 1997b; Tanabe et al., 1998)。
ガンジス川流域は人口密度が高く、肥料、農薬、工業排水や生活排水によって激しく汚染されている（Mohan, 1989）。魚類だけでなく、その他の海洋動物や淡水動物も農薬汚染によって絶滅の危機にさらされている。DDT（1,1,1-trichloro-2,2-bis[p-chlorophenyl]ethane） や PCB などの残留性、生物蓄積性、毒性のある汚染物質に高濃度で暴露されると、飼育下または野生の水生ほ乳類に生殖機能や免疫機能への悪影響が生じることが示されている（Helle ら、1976；Reijnders、 1986；Rossら、1995；Martineauら、1987；Kannanら、1993； ColbornとSmolenら、1996）。
淡水系に生息する水生哺乳類、例えばカワウソやミンクは、化学汚染に敏感であると報告されている (Leonards et al., 1995; Leonards et al., 1997)。2,4-D または 2,4-D を含む製品は、貝類 (Cheney et al., 1997) およびその他の水生生物に有害であることが示されている (U.S. EPA, 1989; Sanders, 1989) 除草剤トリフルラリンは水生無脊椎動物に対して中程度から高い毒性を持ち、エビやムール貝などの河口および海洋生物に高い毒性を持つ (U.S. EPA, 1996)。
除草剤は植物を殺すために設計されているので、除草剤による水質汚染が水生植物に壊滅的な影響を与える可能性があることは理にかなっている。ある研究では、オキサジアゾンが藻類の成長を著しく阻害することがわかった（Ambrosi et al.、1978）。
藻類は水生生態系の食物連鎖における主食となる生物である。除草剤アトラジンとアラクロールが河川の藻類や珪藻類に与える影響を調べた研究によると、かなり低いレベルでも、化学物質は細胞を損傷し、光合成を阻害し、さまざまな方法で成長を阻害した（U.S. Water News Online, 2000）。
除草剤のオキサジアゾンは、受粉媒介者であるハチにも毒性がある（ワシントン州運輸省、1993）。除草剤は、昆虫やクモが食料や避難場所に必要とする葉を破壊するため、間接的に害を与えることもある。例えば、クモやオサムシの個体数は、2,4-D を散布して自然の生息地を破壊したときに減少した (Asteraki et al., 1992)。
また、ハトやネズミのエサとして設置された毒入り穀物を摂取した非標的鳥類が死亡することもある (US EPA, 1998)。ハトの餌としてよく使われるアビトロールは、非標的穀物食鳥が摂取する可能性が大きい。種子を食べる小型の鳥類には致命的となる可能性がある (Extoxnet, 1996)。
一般的な殺鼠剤であるブロディファクームは、鳥類に対して高い毒性を持つ。また、毒殺されたげっ歯類を餌とする鳥類にも二次的な中毒の危険がある（US EPA、1998年）。除草剤も鳥類に有毒である可能性がある。
トリフルラリンは急性毒性の研究では「鳥類には実質的に無毒」とされているが、この除草剤に複数回暴露された鳥類は、卵が割れるという形で繁殖成功率が低下した (U.S. EPA, 1996)。2,4-D に卵をさらすと、ニワトリの卵の孵化率が低下し（Duffard ら、1981）、キジのヒナでは雌性化または不妊の原因となった（Lutz ら、1972）。
除草剤は生息地を破壊することで、鳥類にも悪影響を及ぼす可能性がある。いくつかの有機塩素剤（有機塩素剤）が魚食性の水鳥や海洋哺乳類に及ぼす影響は、北米とヨーロッ パで記録されている（Barron 他、1995、Cooke、1979、Kubiak 他、1989）。
使用は継続されているものの、発展途上国の鳥類個体群における廃液の影響についてはほとんど知られていない。廃液を使用し続けている国の中で、インドは近年、主要な生産国・消費国の一つとなっている。その結果、インドの野鳥は大量の有機塩素系農薬に曝されている（Tanabe et al.、1998）。
熱帯地方での有機塩素剤の使用は、留鳥だけでなく、冬に熱帯地方を訪れる渡り鳥の暴露にもつながる可能性がある。インド亜大陸は、冬季に西アジア、ヨーロッパ、北極圏のロシアから多数の鳥類を受け入れている（Woodcock, 1980）。チドリ、アジサシ、シギなどの水鳥を含む数百種類の水鳥が、毎年冬に長距離を移動してインドにやってくる(Grewal, 1990)。鳥類の全身ホモジネート中の有機塩素剤農薬濃度は他で報告されている（Tanabe et al.）
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有機塩素剤曝露による世界各地のコウモリの個体数減少に関連した研究もいくつか行われていた（Altenbachら、1979；Clark、1976；Clark、1983；Clark、1981；Gelusoら、1976；Jefferies、1976；Thies and Mc Bee、1994）。
コウモリの世界人口は、1936 年には 870 万匹と推定され、1973 年には約 20 万匹まで減少した (Geluso et al., 1976) が、1991 年には推定 70 万匹までわずかに回復した (Geluso et al., 1976;Thies and Mc Bee, 1994)。
メキシコのカールズバッド洞窟とアメリカのニューメキシコで、コウモリの高い組織濃度の p,p’-dichlorodiphenyldichloroethene (p,p’-DDE) が発見されている (Geluso et al., 1976; Thies and Mc Bee, 1994)。
高濃度のPCB、p,p’-DDE、オキシクロダンに暴露されたコブラコウモリの死産が記録されている（Clark, 1976; Jefferies, 1976）。これらの観察結果は、コウモリが高濃度の廃液を蓄積し、その潜在的な毒性作用の影響を受ける可能性があることを示している。
オオコウモリまたは新世界果実コウモリ、コバナフルーツコウモリ、インドパピストレルコウモリは居住種で、南インドでは非常に一般的である。生息地は主に農耕地、岩窟、家屋跡地などである。昆虫は多くのコウモリにとって重要な食物であり、体内に有機塩素化合物を取り込むことができる（Mc Beeら、1992）。
いくつかの研究では、先進国の鳥類の肝臓や卵に有機塩素剤農薬やPCBが検出されている（Becker, 1989; Bernardz et al., 1990; Cade et al., 1989; Castillo et al., 1994; Mora, 1996; Mora, 1997）。
同様に、いくつかの研究はインドのヒトと野生生物を含む様々な生物相における有機塩素剤を報告している（Senthilkumarら、2000）。しかし、生体内濃縮の特徴や破骨剤の体内蓄積量を評価するのに重要な鳥類の全身ホモジネートを用いた研究はない（Mc Beeら、1992）。先行研究では、特定の体組織を用いて破骨細胞の生体内濃度を推定している。しかし，理論的には，生体凝集係数の推定には，特定の組織濃度よりも全身濃度が必要である。
結論
環境・健康リスク評価研究のデータは、問題の理解を深めるための一助となるものと考えられる。発展途上国の特定集団における農薬関連疾患の発生に関するデータは乏しい。地域情報に基づく基本的な記述的疫学データの作成、急性中毒の発生率を下げるための介入戦略の開発、高リスク群に関する定期的な監視研究が必要である。
そのためには、農薬の発生や偶発的な暴露の調査、相関研究、コホート分析、前向き研究、介入策の無作為化試験などが必要である。人体曝露の最終成果である一般人の体液や組織中の残留濃度をモニタリングすることで、貴重な情報を収集することができる。農薬の安全使用を確保するための主要な手段として、作業者の教育と訓練の重要性がますます認識されてきている。
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農薬は人間が享受する広範な利益のために、リスクと便益の方程式を扱う人々にとって最高の機会を提供するものである。農薬が非標的種（人間を含む）に与える経済的影響は、発展途上国で年間約80億ドル（約1兆300億円）と推定されている。
求められるのは、すべてのリスクとベネフィットを天秤にかけて、最大限の安全マージンを確保することだ。農薬使用によるコスト・ベネフィットの全体像は、先進国と開発途上国とでは大きく異なる。発展途上国にとっては、飢饉やマラリアなどの伝染病を誰も好まないので、農薬の使用は必須である。
そのため、ある程度のリスクを受け入れることは好都合かもしれない。農薬の使用に対する我々のアプローチは、現実的であるべきである。言い換えれば、農薬に関するすべての活動は、商業的な考慮ではなく、科学的な判断に基づいて行われるべきものである。
農薬による人間の健康へのリスクを完全に評価するには、いくつかの固有の困難がある。例えば、年齢、性別、人種、社会経済的地位、食事、健康状態など、人間の変数は数多く存在し、これらはすべて人間の農薬曝露に影響を与える。
しかし、これらの変数の影響についてはほとんど知られていない。ある農薬に低レベルで暴露された場合の長期的な影響は、他の農薬や、空気、水、食物、薬物に含まれる汚染物質への同時暴露によって大きく影響される。
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農薬は、都市景観の雑草や害虫を制御するための迅速、簡単、かつ安価な解決策とみなされることが多い。しかし、農薬の使用には大きな代償が伴う。農薬は、我々の環境のほとんどすべての部分を汚染している。
残留農薬は、世界中の土壌や大気、地表水や地下水に含まれており、都市部での農薬使用はこの問題の一因となっている。農薬汚染は、有益な土壌微生物から昆虫、植物、魚、鳥に至るまで、環境と非標的生物に重大なリスクをもたらすものである。
一般的な誤解に反して、除草剤でさえも環境に害を与える可能性がある。実際、除草剤は比較的大量に使用されるため、特に問題となる場合がある。環境中の農薬汚染（とそれがもたらす害）を減らす最善の方法は、我々全員が、より安全で化学薬品を使わない害虫駆除（雑草駆除を含む）方法を使うために、自分の役割を果たすことだ。
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農薬の使用から生じる利益の範囲と性質を分析する作業は、掘り下げ、夢想、蒸留の混合であった。盲点もあったが、ポジティブな驚きもあった。農薬を「非難」することには宣伝効果やイデオロギー的な称賛、科学的な機会がある一方、農薬を賞賛することには既得権益に対する非難がつきまとう。
このことは、発表された科学論文、報告書、新聞記事、ウェブサイトの数が、農薬に反対するものと賛成するものでアンバランスになっていることに反映されている。経済的、社会的、環境的な便益を色分けしてみると、地域社会レベルでは、ほとんどの便益が社会的なものであり、経済的な便益もやむを得ないという事実が明らかになる。国レベルでは、主に経済的便益であり、社会的便益と環境的便益が1つか2つある。環境面では、グローバルなレベルでこそ、その恩恵が発揮される。
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健康への悪影響の防止や健康増進は、雇用主や従業員にとって有益な投資であり、経済の持続可能な発展を支えるものであるというメッセージを伝える必要がある。まとめると、直接的あるいは推論的な情報という限られた知識に基づいて、農薬の領域は、人々が生涯にわたって暴露を受ける状況において、ある種の曖昧さを示している。従って、農薬への曝露を最小限に抑えるために、知識、適性、実践に基づいた健康教育パッケージを開発し、地域社会に普及させる理由は十分にある。