イタドリ管理方法の相対的な影響と経済的コストの評価

Dec 14, 2023

Scientific Reports volume 13、記事番号: 3872 (2023) この記事を引用

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メトリクスの詳細

持続可能な土地管理には、土地利用の要件と、より広範な保全および生態系への影響の考慮とのバランスを取る幅広い活動が含まれます。 イタドリなどの多年生侵入的外来植物（IAP）は、生態学的および社会経済的に深刻な影響を引き起こしており、その蔓延を制御する方法にもコストがかかります。 合成除草剤は一般に、代替アプローチに比べて持続可能性が低く、環境に悪影響を与えると考えられています。 ここでは、比較ライフサイクル評価を使用して、モデル IAP システムとして大規模なイタドリ野外調査を使用して、除草剤ベースの管理アプローチと物理的代替手段の持続可能性を評価しました。 グリホサートベースの方法では、製造時の環境への影響と経済的コストが最小限に抑えられました。 ジオメンブレン被覆と統合された物理化学的手法は最もコストがかかり、最大の影響を及ぼしました。 私たちは、侵略された土地の持続可能な管理のための化学的および物理的アプローチのコストと利点について議論し、IAP の制御のために持続可能な環境管理がどのように定義されるかについて疑問を呈します。

環境の持続可能性への世界的な関心が高まるにつれ、環境、生態学的、社会への影響から除草剤が精査されています1,2。 除草剤の散布は、侵略的外来植物 (IAP) 3 の管理において重要な役割を果たしており、IAP 自体が悪影響を及ぼします 4、5、6。 しかし、持続可能な解決策への需要が高まるにつれ、代替管理方法の方が被害が少なくなると考えられています7。 生物的防除剤の有効性が調査されており 8,9、根の滲出液やその他の自然代替品の使用 2、草刈り 10、掘削 11、被覆 (Dusz et al.12 によるレビュー)、および電気処理 13 などの物理的管理方法にも関心が集まっています。持続可能な経営目標との整合性。

新しい管理ソリューションへの注目が高まっているにもかかわらず、これらのさまざまなアプローチの相対的な影響を示す証拠は限られています。 さらに、影響評価は多くの場合、適用後の影響に焦点を当てます。 これは、IAP 管理メソッドのライフサイクルの 1 つの段階にすぎません。 原材料の抽出、生産、配合、包装、保管、輸送および使用は、IAP 管理に使用されるあらゆるアプローチの本質的なプロセスです。 これらの段階が評価から省略された場合、IAP 治療オプションの優先順位付けは、全体的な環境リスクに関係なく、使用段階および使用後の段階で影響が低いものに偏る可能性があります。 除草剤の使用を抑制する動機に関係なく、化学的方法は一部の侵入植物にとって特に重要です3。 イタドリ (Reynoutria japonica var. japonica) は、多年生の IAP 管理に伴う困難のよく知られた例です。 イタドリの管理における複雑さは、その環境耐性の可塑性 14,15、物理的撹乱に対する回復力 16,17、栄養分散能力 18、および根茎の広範なエネルギー貯蔵 19 から生じます。 この IAP は在来生態系に悪影響を及ぼし、生物多様性を減少させ、生態系サービスの提供を変化させます20,21。 イタドリの蔓延による物的損害の脅威の認識は、住宅ローン融資や住宅評価にも影響を与えています22。 したがって、持続可能な経営が不可欠です。

イタドリに対しては数多くの治療法が提案されています 8,11,23 が、成功の程度はさまざまです。 物理的方法 (被覆、切断、燃焼、掘削、カプセル化など) は、開発現場にとってより効率的であると考えられているため、特に興味深いものです。 しかし、これらの方法は労働集約的で高価であり、一部の方法（特に切断）はイタドリの散布を悪化させる可能性があります24。 生物学的防除も環境に優しい選択肢として広く研究されていますが、これまでに成功したという証拠は限られています25。 グリホサートを使用する化学的アプローチは、イタドリ管理で最も成功していると考えられています 23,24。 それにもかかわらず、生物多様性と人間の健康への影響に関する懸念から、除草剤に対する社会的認識は否定的です。 これは規制緩和のリスクを増大させ、効果的なイタドリ管理26と広範な IAP 管理を危険にさらします。 特に、生物学的侵入の速度がまだ飽和に達していないことを考えると、27。

管理の有効性と管理の影響の間にはトレードオフの関係があります28。 これは、環境に対する人為的負の影響を軽減するという私たちの広範な責任の両方の側面です。 この結果を理解するには、適切な規模での長期的なデータ収集が必要ですが、これが侵入科学の重要なギャップです29。 負担の移動を避けるために、管理オプションは管理の有効性と、環境と人間の健康への影響に基づいた情報を得る必要があります28,30。 IAP管理の真の持続可能性を判断し、持続可能性と天然資源管理に対する国および世界の取り組みと一致する優先順位を特定するには、治療法のライフサイクル全体にわたる影響を考慮する必要があります31。

経済的コストは、IAP 管理戦略の選択にも関係します。 外来種管理の世界的な年間コストは、268 億米ドルと推定されています32。 イタドリの英国における年間コストは 1 億 6,560 万 9,000 ポンドと計算されています4。 現在のコストの見積もりは主に、開発現場、道路や鉄道網、私有地や庭園、半自然の生息地でのイタドリ管理に関連しています。 イタドリに関連する間接的なコストには、法的アドバイスや訴訟、財産の評価減が含まれます。 したがって、イタドリの経済的コストは、一般大衆や地方自治体だけでなく、さまざまな分野に影響を及ぼします。 管理方法のコストを比較すると、特に大規模な管理に関連する、リソースの効果的な使用を確保するための方法の実行可能性と優先順位を知ることができます。

持続可能な外来種管理の報告と実施には、一般の人々の認識がますます重要になっています33。 価値観、偏見、外来種の影響、経済的利益は、認識に影響を与え、したがって管理アプローチの支持に影響を与える重要な要素です34,35。 最近の研究では、外来種の管理手法の受け入れに関して、自然の専門家、利用者、一般大衆の見解に差異があることが示されており36、持続可能性の報告および管理手法の確実な科学的評価における利害関係者の関与の重要性が強調されています。 ライフサイクル全体にわたる IAP 管理に使用される製品の影響とコストを考慮することで、IAP 管理方法の持続可能性についてより適切な情報を得ることができ、持続可能性の目標との有意義な連携を促進できます。 IAP 管理方法のより広範な持続可能性を判断するために、この研究では、ケーススタディとして長期の大規模野外試験 (Jones et al.23) を使用して、イタドリ処理方法の比較ライフサイクル評価 (LCA) を実施しました。 外来植物の管理に使用される製品は、策定中に LCA の対象となっている可能性がありますが、この情報は一般には公開されておらず、現実的な環境を表す長期的な現場関連のモデル システムとの関連でそのような製品を比較することはほとんどありません。シナリオ。 したがって、この研究は、LCAを使用してイタドリ防除戦略が環境に与える影響を評価し、雑草管理における持続可能性目標との有意義な整合性を確保するために相対的な経済コストを評価することにより、この知識ギャップに貢献することを目的としています。

この研究の目的は、生産段階における 7 つのイタドリ管理方法の影響を評価し、比較することです。 この研究で使用された管理方法は、Jones et al.23 によるイタドリ管理の長期研究に基づいており、グリホサート、ピクロラム、2,4-D の異なるタイミングと適用量を使用した化学処理が含まれており、次のような物理化学的方法が統合されています。掘削とジオメンブレンの被覆。 詳細は表 1 に記載されています。環境への影響は、中間点 (18 カテゴリー) およびエンドポイント (3 カテゴリー) レベルで ReCiPe 影響評価方法で提供される影響指標を使用してモデル化および評価されました37 (補足表 S1)。 これらの指標は、各治療の相対的な影響についての包括的な全体像を提供するために使用されました。 各方法を実施するための経済的コストも処理間で比較され、大規模なイタドリ管理に対するこれらの方法の意味と実用性を総合的に評価するための基礎が提供されました。

この研究では、英国サウスウェールズに拠点を置くイタドリ防除の大規模野外試験をモデルシステムとして使用しました23。 Jones ら 23 の目的はイタドリの治療効果を評価することでしたが、使用した材料と製品、および治療ごとの所要時間に関するデータは保持されました。 これにより、イタドリ管理方法の影響を現場関連規模で評価するためのデータが得られます。 Jones et al.23 で適用されたすべての治療法は製造業者のガイドラインに従って使用されたため、ヨーロッパおよび北アメリカで外来植物の管理に広く使用されている治療法の代表であると考えられます。 処理は 225 m2 の圃場プロットを使用して評価され、各処理は 3 回反復され、単一プロット (225 m2) で構成される被覆処理を除き、ほとんどの処理を総面積 675 m2 にわたって評価できるようになりました。 このモデル システムでは複数年にわたって治療法を評価したため、各管理アプローチの長期的な影響を評価するためのデータが利用できました。 イタドリの引き抜き、焼却、掘削は、費用がかかりすぎ、労働集約的であり、イタドリの散布リスクも増大する可能性があると考えられたため、この研究では評価されませんでした23。

LCA のために選択された治療グループは、Jones ら 23 によってテストされた治療のサブセットであり、有効性と現在の業界の推奨事項に基づいて、化学的、物理化学的および物理的管理方法の代表として選択されました (表 1)。

年間除草剤散布データは、ヘクタール当たりの総除草剤使用量 (L ha-1) およびヘクタール当たりの有効成分酸当量 (AE) (kg AE ha-1) として測定されたヘクタール (ha) 当たりの総除草剤使用量 (補足表 S2) に変換されました。 各治療の構成要素、認可された適用量、およびジョーンズらが使用した実際の適用量は次のとおりです。 補足表S2にまとめてあります。

処理のための除草剤の使用 P2.69、F+SL、S + G3.60、F、A (早春の Picloram (Tordon 22 k®) 葉面および土壌散布および秋のグリホサート (Glyfos ProActive®) 葉面散布) は測定できませんでした。 2015 年以降、ピクロラム (Tordon 22 K® の有効成分) の使用が EU で制限されたため。 したがって、実際に使用された除草剤の量と、ピクロラムの使用が制限されなかった場合に使用された総除草剤の予測値が評価されました。 Tordon 22 K® の散布量は毎年ほぼ一定であるため、予測値は 2 年目に使用された除草剤の量に 3 を乗じて得られました。 したがって、総適用率には、1 年目と 2 年目の記録された適用率と 3 年目から 5 年目の予測適用率が含まれます。このアプローチは、治療 D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A (ピクロラムとグリホサートの適用）。

Jones et al.23 で詳述されているように、除草剤は、0.75 ～ 1.5 m の伸縮式ランスとフラット ファン ノズルを備えたナップサック型噴霧器を使用して、染料と補助剤 (Topfilm; 1.2 L ha-1) とともに散布されました。 ピクロラム (P2.69、F+SL、S + G3.60、F、A) の最初の土壌散布に先立って、地上のイタドリの茎と落葉を除去して、均一な土壌被覆を促進し、新芽や新芽への除草剤の輸送を可能にしました。根茎。 茎注入用途（G65.00、ST、A）の場合、初期治療中の秋に、個々の茎に未希釈のグリホサートを注入しました（注入量 3 ～ 5 ml、65.00 kg AE ha-1 に相当）。 幹注射にはアジュバントは含まれていませんでした。 その後、秋にグリホサート (3.60 kg AE ha-1) の葉面散布散布が行われました。

秋のグリホサートの切断および葉面散布（DS + G3.60、F、A）では、夏にイタドリを Stihl FS-450 Professional 2.1 kW クリアソーを使用して切断しました。 グリホサート (3.60 kg AE ha-1) の葉面噴霧散布を秋に実施し、その後の年も繰り返しました。 掘削（DS + G3.60、F、AおよびD + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A）は、春にJCB 3CXバックホーローダーを使用して深さ2.5 mまで実施されました。オペレーターによって選別され、土壌表面で濃縮された根茎材料。 続いて、春にピクロラム (Tordon; 2.69 kg AE ha-1) を土壌噴霧適用し、P2.69、F+SL、S + G3.60、F、A を行いました。両方の処理 DS + G3.60、F、 ＡおよびＤ＋Ｐ２．６９、Ｆ＋Ｓ１、Ｓ＋Ｇ３．６０、Ｆ、Ａは、秋にグリホサート（３．６０ｋｇ ＡＥ ｈａ−１）の葉面噴霧散布を受けた。 掘削は処理の最初の年にのみ行われましたが、除草剤の土壌および葉面散布は次の年も継続されました。

Covering (MemCov) は、Jones らによってテストされた唯一の物理的管理方法でした 23。 イタドリの落葉は平らにされ、新たな成長が現れる前にその場に放置されました。 春先に高密度ポリエチレン (HDPE) ジオメンブレン (Visqueen® 300 µm 1200 ゲージ) を治療領域上に配置し、実験中その位置に保持しました。 膜の下のイタドリの成長は平らになり、被覆の周囲で目に見える出現を手で引っ張り、膜の下に残しました。

この LCA は、7 つのイタドリ処理方法の生産段階をカバーしています (表 1、図 1)。 システムの境界には、材料とエネルギーの投入による活性成分の製造、不活性成分の生産、除草剤製品を作成するための除草剤活性成分と不活性成分の混合、混合、希釈が含まれます。 共配合物 (すなわち、獣脂アミン) の製造と輸送、および除草剤の包装もシステム境界内に含まれます。 除草剤散布装置（ナップザック噴霧器など）は、すべての化学処理方法に共通であり、再利用可能なためイタドリ管理への影響に直接寄与するとは考えられなかったため、この研究からは省略されました。 スプレー添加剤 (例: Topfilm®) も、その製造に関するデータが不十分であるため、この LCA から除外されました。

この比較 LCA の一般的なシステム境界。 各処理の組成の詳細を表 2 に示します。

この研究の機能単位は、5 年間にわたる 1 ヘクタールのイタドリ防除処理の適用です。 この機能単位は、現場に関連した空間スケールでの地上部のイタドリ成長の実際的な処理に関する確立された知識を反映しているため、選択されました 23。

各処理方法の材料投入量（kg ha-1 に換算）は、進行中のイタドリ防除野外試験の一部として維持された長期記録から計算されました（表 2）。 獣脂アミンエトキシレートは、グリホサートベースの製剤に一般的に使用される共製剤剤であり、Glyfos ProActive® 中に 9% w/w として存在します。 グリホサートと獣脂アミンの比は、Jones et al.23 で使用されている除草剤の製品ラベルから 4.58:1 と計算されました。 これを使用して、治療グループごとに使用される獣脂アミンの量を計算しました (式 (1))。

ガソリンとディーゼルの投入量は、物理化学的処理における植生の掘削と切断のための機械の使用に関連していました（表 2）。

ライフサイクルインベントリ（LCI）データベースのアグリフットプリント（Blonk Sustainability、オランダ）およびEcoInvent 3（スイスのEcoinvent）からのデータが、上流の生産プロセスに使用されました（補足表S3）。 これらのデータベースを使用すると、堅牢な定量データに基づいて環境への影響をモデル化できます。 生成された結果の妥当性を保証するために、使用前にデータベース全体で互換性と一貫した方法論的アプローチがチェックされました。 SimaPro で使用される特定の材料とプロセスを補足表 S3 に示します。

各治療法の影響は、SimaPro 9.0.0.48 PhD (Pré Sustainability、オランダ) の ReCiPe 2016 ミッドポイントおよびエンドポイント LCIA メソッド 37 を使用して比較されました。 階層主義 (H) 影響評価手法は、中間点 (問題指向、18 の影響カテゴリー) とエンドポイント (損害指向、3 つの影響カテゴリー) の両方の評価レベルで使用されました。 階層主義的アプローチは、適切なタイムスケールと影響メカニズムの妥当性に関する科学的合意に基づいています37。 このアプローチを使用して影響を評価する際に採用されるタイムスケールは 100 年です。 影響評価方法が結果に影響を与えるかどうかを判断するために感度分析が実施されました。 ReCiPe 2016、ILCD 2011 ミッドポイント + V1.10、および EF 3 によって計算された 3 つの一般的な影響カテゴリにわたって評価された 8 つのイタドリ管理アプローチについて計算された影響の値は、非正規分布であることが判明し、片側クラスカル-ワリス法を使用して比較されました。有意差を判断するためのテスト。 統計とグラフ表示は、パッケージ ggplot239 を使用して R 3.4.338 で実行されました。

経済評価では、イタドリ処理の実施コストに焦点を当てています。 コストは LCA の機能単位に基づいて評価されました (すなわち、コストは £ ha-1 5 年として評価されます) が、除草剤の生産に使用される材料の数のため生産コストは計算されませんでした。 経済性の評価には、材料費、処理ごとに費やす時間、処理を実施するための燃料費、および人件費が含まれます。 インフレおよび燃料費の高騰（例：現場への移動）は、これらのコストがすべての治療に共通して影響を与えるため、除外されました。したがって、治療方法全体の相対コストの解釈に影響を与えるものではないと考えられます。

処理方法の経済的評価には、Agrigem Ltd から収集したパッケージ製品の価格 (GBP£) が含まれていました (補足表 S4)。 この製品は 2018 年に英国での使用が中止されたため、モンサント アメニティ グリホサートの価格がグリフォス プロアクティブ® の代わりに使用されました。Icade® と Synero® の平均価格は、2015 年に規制緩和された Tordon 22 K の代用として使用されました。これらの製品は Tordon 22 K に最もよく似ています。Visqueen HDPE ジオメンブレンの価格は Visqueen の Web サイトから入手しました。 燃料費は機械稼働費に含まれるため省略させていただきます。 治療ごとの消費時間（時間）のデータを現場記録から照合し、年間の時間（時間）ha-1 に変換しました（表 3）。

イタドリ処理の物理的要素に費やした時間も記録され、照合されました (表 4)。

時間消費データは、雑草管理専門業者の代表的な給与に基づいて人件費を計算するために使用され、アメニティ雑草管理の専門請負業者である Complete Weed Control Ltd によって確認されました。掘削の場合、機械のレンタル費と人件費が合計され、1 日の 10 時間の作業に基づいています。 (Marlay Project Management Ltd から入手した情報; 補足表 S5)。

材料費、処理ごとに費やした時間、および人件費は、機能単位に合わせて処理ごとにヘクタールごとに計算されました。 この調査は（機能単位ごとに）5 年間に及びますが、インフレコストとコスト変動は含まれていません。

LCA によって計算されたエンドポイントの環境影響の経済コストは、換算係数を使用して収益化できます。 環境への影響には本質的に経済的コストがかかるため、イタドリ処理方法の経済的影響をよりよく知るために、処理ごとの総コストが計算されました。 これは、植物保護製品やアプローチの開発中に軽減できるコストを知らせることに貢献する可能性があります。 エンドポイントへの影響には、人間の健康 (障害調整生存年、DALY)、生態系 (失われた種の年)、および資源使用 (米ドル) の 3 つのカテゴリがあります。 この研究で使用された換算係数は、人間の健康の換算係数が 100,000 USD/DALY、生態系への影響の換算係数が 65,000 USD/種.yr である Ögmundarson et al.40 に従っています。

環境影響のコストは、次の式を使用して計算されます。 (2)41:

ここで、\({ED}_{i}\) は環境影響評価の結果、\({m}_{i}\) は LCIA41 の i 番目の損害カテゴリの換算係数です。 インパクトからコスト (USD) に変換されると、一貫性を保つために GBP に変換されました。 次に、式 1 を使用して、治療ごとの総費用を計算しました。 (3)41:

ここで、\({F}_{c}\) は治療ごとの総コスト、\({C}_{LCA}\) は環境への影響のコスト、\({C}_{e}\) は各治療の実施にかかる経済的コスト。

物理的方法を含む治療（D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A、D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A（予測）およびMemCov）は、6つのカテゴリーに最も大きな寄与をした化学的方法（すなわち、ステム注入、G65.00、St、A）と比較して、18の影響カテゴリーのうち11で最も高い影響を示しました（補足表S6、図2）。 イタドリ（MemCov）を覆う高密度ポリエチレン（HDPE）ジオメンブレンは、18 の影響カテゴリーのうち 6 つに最大の寄与を示しました（補足表 S6、図 2）。 茎注入とジオメンブレン被覆は海洋生態毒性への最も高い寄与を示し、各処理で使用される製品の量が生産への影響に影響を与える重要な要素であることを示しています。

ReCiPe 評価方法を使用した、中間点影響カテゴリーに対する日本のイタドリ処理方法の相対寄与率 (%)。 治療の説明については表 1 を参照してください。

茎注入（G65.00、St、A）は、淡水の生態毒性、淡水の富栄養化、土地利用、海洋の富栄養化、鉱物資源の不足、および水の消費に最も大きく寄与した（補足表S6、図2）。 ジオメンブレン被覆（MemCov）は、人間の発がん性および非発がん性毒性、人間の健康と陸上生態系に影響を与えるオゾン形成、および陸上生態毒性に対して最大の影響を示しました（補足表S6、図2）。

吹付けと統合された掘削（D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、AおよびD + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A（予測））は、最大から微粒子状物質の排出、化石資源の不足、地球温暖化、電離放射線、成層圏のオゾン層破壊、地上の酸性化（補足表S6;図2）。 グリホサート スプレーと組み合わせたイタドリの掘削と回転 (DS + G3.60、F、A) が、これらのカテゴリに次に大きな寄与となることがよくありました。

葉面除草剤散布のみを伴う処理は、どのカテゴリーにも最大の貢献をしなかった（補足表S6;図2）。 グリホサート葉面散布（G3.60、F、AおよびG2.16、F、S+A）は、10の影響カテゴリー全体で最も影響が低かった（補足表S6、図2）。 年2回のグリホサート葉面散布（G2.16、F、S+A）の影響は、年1回のグリホサート散布（G3.60、F、A）よりも1.1倍大きかった（補足表S6）。

ピクロラムとグリホサートの統合適用 (P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A および P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A(予測)) は、以前よりも一貫して高い効果を示しました。グリホサート単独適用（G3.60、F、AおよびG2.16、F、S+A）（補足表S6、図2）。 2,4-D とグリホサートの統合された葉面散布 (D2.80 + G2.16; F、S+A) は、グリホサートとピクロラムの散布 (P2.69、F+) よりも地球温暖化、電離放射線、および陸地の酸性化に対して大きな影響を示しました。 S1、S + G3.60、F、A および P2.69、F+S1、S + G3.60、F、A（予測））およびグリホサート単独の適用。 これは、2,4-D の生産が他の除草剤よりもこれらのカテゴリーに大きな影響を与えることを示唆しています。 ただし、D2.80 + G2.16。 F、S + Aは、淡水の生態毒性と富栄養化、ヒトの発がん性および非発がん性毒性、海洋の生態毒性、鉱物資源の不足、陸上の生態毒性および水消費量に対する影響が最も低かった（補足表S6、図2）。

気候変動、オゾン層破壊、淡水の富栄養化に関する結果は、影響評価方法全体で一貫していました（図 3）。 海洋富栄養化への影響は ReCiPe の方が有意に低く (H = 19.4、df = 2、p < 0.005)、水使用量の計算は EF 3 評価方法を使用した方が有意に大きかった (H = 25.8、df = 2、p < 0.005)。 (図3)。 これは、海洋の富栄養化と水利用への影響が、ReCiPe 手法を使用すると過小評価される可能性があることを示唆しています。

この LCA で評価された 8 つのイタドリ管理アプローチに対する、ReCiPe、ILCD、および EF 3.0 影響評価方法にわたる共通の影響カテゴリー (n = 3) の感度分析。 ボックス内には中心線 = 中央値がプロットされています。 ボックス限界 = 上限と下位の四分位。 ひげ = 1.5 × 四分位範囲。 ポイント = 外れ値。

掘削後、ピクロラムとグリホサートの葉面散布 (D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A(予想) および (D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F) 、 A) ほとんどのエンドポイント カテゴリで最大の影響が明らかになりました (補足表 S7、図 4)。 G3.60,F, A(proj)) は生態系への 2 つの最大の影響を示した. ジオメンブレン被覆 (MemCov) は最大の経済的影響をもたらした (補足表 S7, 図 4). グリホサート葉面散布処理 (G3.60, F, A および G2.16、F、S+A) は、ほとんどのエンドポイント カテゴリへの影響が最も低く、ピクロラムを含む化学処理 (P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A) は資源使用への影響が大きかったこれは、これらの除草剤の生産における違いを強調しています。

エンドポイントレベルでのイタドリ処理法の相対的な影響と経済的コスト。 治療の説明については表 1 を参照してください。

ジオメンブレン被覆 (MemCov) が最大の総コスト (処理の実施コストと環境影響のコスト) を要し、次に物理化学的手法 (D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A(予測; D) + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A、DS + G3.60、F、A、)、およびピクロラムを含む治療 (P2.69、F+Sl、S + G3.60 、F、A（予測）; P2.69、F + Sl、S + G3.60、F、A）（補足表S7、図4）グリホサート治療の費用が最も低かった（G3.60、F、A） 、; G2.16、F、S+A; D2.80 + G2.16; F、S+A および G65.00、St、A; 補足表 S7、図 4）治療方法の実施にかかる費用（含む）材料費と人件費）が 1 回の治療あたりのコストの 95.5% ± 2.8 を占め、主に各治療の実施にかかる時間による人件費で構成されています。

ジオメンブレン被覆（MemCov）は、ジオメンブレンの設置に時間がかかり、またメンブレンの周囲に出現するイタドリを何度も手で引っ張ることにより、最も多くの時間を費やしました（2,666.7 h ha−1; 図 5）。 植生除去の必要性のため、ピクロラムおよびグリホサートスプレーを含む処理 (P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A および P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A) (予測)) 2 番目に高い時間消費量を示しました (それぞれ 378.8 時間 ha-1 と 452.9 時間 ha-1;図 5)。

各治療の実施にかかる時間（研究システムの記録から照合23）。 治療の説明については表 1 を参照してください。

この研究の目的は、大規模で長期的なプロジェクトからの経験的データを使用して、イタドリ処理アプローチの持続可能性を現場関連規模で比較することでした。 この情報は、管理上の決定に情報を提供し、物理的および化学的管理方法の相対的な影響の理解に貢献することを目的としています。

ReCiPe 階層主義法に基づく影響カテゴリーへの相対的な寄与と、これらの処理を実施するための経済的コストを使用して、最も経済的かつ環境的に実行可能な選択肢を決定しました。 モデル化された影響は、100 年のタイムスケールを使用する LCIA に対する階層主義的アプローチに基づいています30。 私たちは、最も単純な方法が環境に最も好ましい結果をもたらすことを発見しました。 グリホサートの葉面散布は、イタドリに対する最も効果的な治療法であるため、相対的な影響、経済的コスト、時間の消費が最も低くなります 23,42。 イタドリ管理を植物生物学および生態生理学と連携させることにより、比較的低用量のグリホサートで効果的な防除を達成できます23。 葉面散布（G3.60、F、A & G2.16、F、S+A）と茎注入（G65.00、St、A）の違いは、茎注入で使用されるグリホサートの散布量と濃度が大きいことから生じます43。図４４は、環境への影響が除草剤の散布率とともに増加することを示している。 葉面散布法は、グリホサートを希釈して散布混合物として比較的低濃度で塗布するため、悪影響が少なくなります。 イタドリは主に管理に起因して英国のすべての外来種の中で最も高いコストの一部を負担しているため、この研究の結果は費用対効果の高い管理に役立つ可能性があります。

グリホサート単独と比較した、2,4-D とグリホサートの統合葉面散布 (D2.80 + G2.16; F、S+A) の影響の違いは、2,4-D とグリホサートの生成から生じる排出量の不一致を浮き彫りにします。 統合されたピクロラム土壌とグリホサート葉面散布 (P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A および P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A(予測)) はより大きな中間点を示しましたエンドポイントへの影響はグリホサートよりも高く、物理化学的方法よりも低い影響を示します（DS + G3.60、F、A & D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A、図 2 および 4）。最も単純な制御方法では影響が最小限に抑えられます。 防除の成功という点では、ピクロラムはイタドリ管理においてさまざまな結果をもたらし46、グリホサート単独よりも効果が劣ります23。

この研究では、物理的および統合された物理化学的方法が最も大きな環境への悪影響を示しました (図 2 および 4)。 イタドリ (MemCov) を高密度ポリエチレン (HDPE) ジオメンブレンで覆うことによる影響は、プラスチック製造に関わる原油抽出、蒸留、分解、押出プロセスから生じており、これらのプロセスは資源とエネルギーを大量に消費し、大量の排出物を生成します 47,48,49。 これは、MemCov の LCA 結果から明らかです (補足表 S6)。 また、ジオメンブレン被覆は、この処理の実施に伴うコストと時間の消費により、総経済コストが最も大きくなります (図 4) (図 5)。 このことは、効果の低い物理的方法では、除草剤散布と同等の防除レベルを達成するためにより強力な処理が必要であることを発見した Rask ら 50 によって強調されています。 このモデル研究では、野外規模でのイタドリに対する被覆は効果のない管理戦略でした23。

総合的な物理化学的イタドリ管理 (DS + G3.60、F、A および D + P2.69、F+Sl、S + G3.60、F、A) の影響は、掘削でのディーゼルの使用から生じます。 原油抽出と蒸留（ディーゼル生産に伴う）および燃料燃焼から生じるオゾン層破壊に対するタデ掘削のモデル化された影響は、土壌浄化技術の影響に関する文献と一致しています51。 物理化学的方法もエンドポイントへの最大の影響を引き起こしましたが (図 4)、所要時間は葉面散布法と一致していました (図 5)。 これらの処理はグリホサート単独の散布より効果が低かったが23、年に1回の除草剤散布による延長処理がスケジュール上不可能で、掘削コストはプロジェクトの遅延によって発生したコストで相殺される場合（例えば、高価値の土地開発用地）には掘削がよく使用される24。 、46。 根茎の耕作による物理的な破壊は植物のエネルギー貯蔵量を枯渇させ、地上部の成長の制御を加速させる可能性があります23。 しかし、この方法に関連するコスト、労力、および管理された廃棄物の処分の必要性は不利です24,46。 このアプローチは、イタドリの根茎の破片が偶発的に飛散することにより、バイオセキュリティのリスクを引き起こす可能性もあります。

掘削と除草剤散布の相対的な影響は、サイト固有の管理目標と利用可能なリソースに関連して考慮する必要があります。 生物多様性の保全、効果的なイタドリ管理、環境の持続可能性を優先する目標は、的を絞った長期的なアプローチを好む可能性があります。 この場合、除草剤は効果的な管理ツール52であるが、散布後の影響やより広範な生態学的状況について慎重に考慮する必要がある。 管理コストがイタドリの影響を上回る場合、効果が低く、生産への影響が大きくなる代替の物理的方法を採用するよりも、何もしないアプローチの方が賢明である可能性があります。

侵入植物の処理後の管理方法の相対的な影響は、現時点では不明です。 除草剤の環境運命に関する研究は、主に除草剤の主な消費者である農業環境に焦点を当てています。 農地土壌に残留農薬が存在することは現在では標準的となっています53。 グリホサート残留物は、より広範な環境 54,55、食品 56、および人間集団 57,58,59 で検出されています。 最近のメタ分析では、グリホサート系除草剤への累積曝露が非ホジキンリンパ腫のリスク増加と関連していることが判明しました60。 しかし、前向きコホート研究では、グリホサートはどの部位でも統計的に有意に癌と関連していないことが判明しました61。 Mesnage et al.62によって検討された他の毒性作用も発見されているが、欧州食品安全機関(EFSA)は、その「発がん性の可能性がある」としての分類の証拠は限定的であると結論付けている63,64。

グリホサートへの曝露は、高用量および慢性累積低用量に曝露された鳥、魚、哺乳類のホルモン活性、細胞および器官の機能に悪影響を与えると提案されており65、66、67、植物に除草剤耐性への選択圧力を課す65。 しかし、残留除草剤の生態学的相互作用は複雑です68。 微生物は残留物を容易に分解するため 70、微生物群集への影響は限定的です 69。 除草剤製品の共配合剤も人間と生態系の健康にリスクをもたらします62,71。 このことは、有効成分ではなくラウンドアップ® の共配合剤がミツバチの死亡の原因であると結論付けた Straw ら 72 によってさらに確認されました。 逆に、Weidenmüller ら 73 は最近、グリホサート単独への亜致死量曝露がストレス期間中のマルハナバチの体温調節を低下させる可能性があることを発見しました。 これらの研究は暴露の危険性に関する貴重な情報を提供しますが、現場に関連したグリホサート濃度を使用した現場条件下での研究は私たちの理解を広げるでしょう。

IAP管理への物理的アプローチは、除草剤よりも害が少ないと考えられているかもしれませんが、化石燃料の使用（手で引っ張ったり切断したりすることが不可能な大規模な場合）に関連しており、炭素排出の主な要因となっています。 イタドリが蔓延する土壌の輸送、廃棄、またはカプセル化に関連する排出の記録は限られており、これらすべてが物理的管理アプローチの影響を悪化させます。 逆に、除草剤は、物理的または機械的な雑草管理のための燃料使用に伴う二酸化炭素 (CO2) 排出を最小限に抑え、農業雑草管理が環境に及ぼす影響を軽減する可能性があります74。 パリ協定75に沿って排出量を削減するという世界的な取り組みにより、植物保護製品の広範な影響を評価することが必要です。 これにより、生産段階と使用段階、および製品寿命の終わりのライフサイクル段階から生じる環境への影響の相対的な重要性について、さらなる洞察が得られます。

日本のイタドリ管理方法の生産と散布後の影響との間の不一致は、IAP 管理の相対的なコストと利点に関するさらなる調査と対話が必要であることを強調しています。 残留除草剤が広範囲に蔓延していることに反論の余地はなく、これらの化合物に曝露されるリスクの証拠が増えており、より厳格な除草剤規制を求める声につながっています2。 しかし、ライフサイクル全体にわたって化学的手法と物理的手法を注意深く比較しないと、IAP 管理に関して十分な情報に基づいた意思決定を行う能力は依然として限られています。 この研究における環境への影響のゆりかごから墓場までの評価は、IAP 管理に使用される製品の現場に関連した環境への放出経路に関するデータが不足していることによって制限されていることを我々は指摘する。 この情報を収集するための今後の努力が歓迎されます。

より広範な持続可能性が IAP 管理手法の重要な目標である一方で、私たちが採用する手法も効果的でなければなりません。 イタドリなどの特定の侵入植物については、化学処理が主力となっています 3,23 が、現時点では完全な根絶につながる方法はありません。 世界的な農業用除草剤の使用とは異なり、侵入植物管理は自然保護と持続可能性に根ざしており3、小規模で行われています。 したがって、除草剤と代替の（多くの場合テストされていない）雑草管理製品の必要性は、適切な状況とより広範な目標に基づいて決定される必要があります。 IAP 管理方法に対する社会的認識はこれの重要な部分である 33 が、イタドリの蔓延とその後の管理の社会的影響を考慮し、適切な規模での経験的証拠によっても情報提供されるべきである。 社会経済的な観点から見ると、この研究は、イタドリ管理に最も効果的で持続可能なアプローチを採用することが、最も費用対効果の高いアプローチでもあることを示しています。 さらに、環境に対する社会的および倫理的責任が増大している現在、IAP 管理方法の全体像を考慮することは、これらのアプローチの優先順位付けに役立ちます。 この研究の結果は、IAP 管理方法の相対的な影響と持続可能性、およびこれが一般の認識とどのように比較されるかについての対話を開始するために使用される可能性があります。

植物侵入の長期的な影響が経営陣の影響や意見を上回るかどうかも、戦略的規模での価値と目標に基づく意思決定に情報を提供するために考慮する必要があります28。 管理コストが利益を上回る場合は、代替治療法や適切な緩和方法を選択する際に、有効性、経済的実行可能性、ライフサイクル全体にわたる影響を考慮する必要があります。 これに対処するには、侵入植物の影響を管理シナリオのライフサイクル評価と統合して、治療と「何もしない」アプローチを比較することが推奨されます。 したがって、持続可能性の目標と一致することを目指すのであれば、この問題に対する利害関係者の関与が不可欠です。

この研究では、イタドリの 8 つの管理アプローチが環境と経済に与える影響を評価しました。 Jones らによってイタドリに対して最も効果的であることが判明したグリホサート葉面散布法 23 は、環境および経済への影響が最小限であり、最終的に投入量を削減した方法がより良い結果をもたらすことを示しています。 したがって、経営上の意思決定を行う際には、倹約性を重要な考慮事項にする必要があります。 ジオメンブレン被覆は生産中に最大の影響を及ぼし、最大の経済的コストを課し、次に統合された物理化学的（掘削と除草剤の散布）方法が続きました。 イタドリ管理方法の処理後の影響は現在の知識ギャップである一方で、物理的管理方法で使用される除草剤製剤および製品とプロセスのより広範な影響を示す証拠は増えてきています53,57,62,76。 したがって、これらの結果は、大規模な侵入植物管理戦略を策定する際に、侵入植物管理プロセスに関連するリスクと利点を慎重に（そして包括的に）考慮する必要があることを強調しています28。

この研究で生成および分析されたデータは、合理的な要求に応じて対応する著者から入手できます。

ストックスタッド、E.陪審の評決は、人気のある除草剤の将来に暗雲をもたらす。 サイエンス 1979(364)、717–718 (2019)。

記事 ADS Google Scholar

Peng, W.、Lam, SS & Sonne, C. オーストリアのグリホサート禁止を支持。 サイエンス 1979(367)、257–258 (2020)。

記事 ADS Google Scholar

Pergl, J.、Härtel, H.、Pyšek, P.、Stejskal, R. 赤ちゃんを風呂水と一緒に放り出さないでください。グリホサートの使用禁止は状況によって異なります。 NeoBiota 56、27–29 (2020)。

記事 Google Scholar

ウィリアムズ、F.ら。 英国における外来種の侵入による経済的コスト。 CABI プロジェクト番号 VM10066 1–199 (CABI Publishing、2010) に記載。

ビラ、M. et al. 外来植物の生態学的影響: 種、群落、生態系に対するそれらの影響のメタ分析。 エコル。 レット。 14、702–708 (2011)。

論文 PubMed Google Scholar

Pyšek、P. et al. 外来種、群落、生態系に対する外来植物の影響の世界的な評価: 影響尺度、外来種の特性と環境の相互作用。 グロブ。 バイオルを変更します。 18、1725–1737 (2012)。

記事 ADS Google Scholar

DEFRA (環境食糧農村省)。 英国の農薬 (植物保護製品) の持続可能な使用に関する国家行動計画。 46. https://doi.org/10.1007/s13593-011-0065-6 (2013)。

Shaw, RH、Bryner, S. & Tanner, R. イタドリのオオバコ科アファララ イタドリ シンジの生活史と宿主範囲: 欧州連合初の古典的な生物学的雑草防除剤となる可能性がある。 バイオル。 コントロール 49、105–113 (2009)。

記事 Google Scholar

Laznik, Z. & Trdan, S. スロベニアのイタドリ (Fallopia japonica [Houtt.] Ronse Decraene) での一般的な琥珀色のカタツムリ Succinea putris (L.) (腹足動物: Styllomatophora) の発生 - 雑草生物防除剤の可能性?. 持続する。 農業。 解像度 6、21 (2017)。

Google スカラー

Martin, F.-M.、Dommanget, F.、Lavallée, F. & Evette, A. 光、日陰、草刈りに応じたレイノウトリア・ジャポニカのクローン成長戦略と管理の視点。 NeoBiota 56、89–110 (2020)。

記事 Google Scholar

カバット、TJ、スチュワート、GB、プーリン、AS イタドリ (Fallopia japonica) の防除と根絶介入は効果的ですか? システマティックレビュー: 証拠に基づく保存センター (2007)。

ダズ、M.-A. 他。 侵入性イタドリの防除のための防水シートの既存の知識と実践のレビュー。 植物 10、2152 (2021)。

論文 CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Sahin, H. & Yalınkılıc, M. 雑草防除方法として電流を使用。 ユーロ。 J.Eng. 解像度科学。 2, 59 (2017)。

記事 Google Scholar

リチャーズ、CLら。 耐塩性形質の可塑性により、イタドリ sl (Fallopian japonica および F. xbohemica、タデ科) による新たな生息地への侵入が可能になります。 午前。 J.ボット。 95、931–942 (2008)。

論文 PubMed Google Scholar

Richards, CL、Schrey, AW & Pigliucci, M. 少数のイタドリ遺伝子型による多様な生息地への侵入は、エピジェネティックな分化と相関しています。 エコル。 レット。 15、1016–1025 (2012)。

論文 PubMed Google Scholar

Dauer, JT & Jongejans, E. 積分投影モデルを使用したイタドリの個体群動態の解明。 PLOS ONE 8、e75181 (2013)。

論文 ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Gowton, C.、Budsock, A. & Matlaga, D. 河岸森林の下層層におけるイタドリ (Fallopia japonica) の茎と根茎断片のリクルート成功に対する撹乱の影響。 ナット。 エリア J. 36、259–267 (2016)。

記事 Google Scholar

Hollingsworth, M. 侵入雑草 Fallopia japonica (イタドリ) における大規模なクローン増殖の証拠。 ボット。 J.リン。 社会 133、463–472 (2000)。

記事 Google Scholar

Price, EAC, Gamble, R.、Williams, GG & Marshall, C. 侵入性根茎性多年生イタドリ (Fallopia japonica (Houtt.) Ronse Decraene) における 14C の分配と再動員の季節パターン。 進化。 エコル。 15、347–362 (2001)。

記事 Google Scholar

Lavoie, C. 外来種のイタドリ種 (レイヌートリア属) が環境に及ぼす影響: レビューと研究の観点。 バイオル。 インベージョンズ 19、2319–2337 (2017)。

記事 Google Scholar

Colleran, B.、Lacy, SN & Retamal, MR 川岸侵食の触媒としての侵入性イタドリ (Reynoutria japonica Houtt.) および関連イタドリ。 河川研究所応用 36、1962–1969 (2020)。

記事 Google Scholar

Santo, P. イタドリの影響による住宅不動産の価値の減少を評価する。 J.ビルド。 生き残る。 6、211–221 (2017)。

Google スカラー

ジョーンズ、D. et al. 侵入的イタドリの物理化学的防除の最適化。 バイオル。 インベージョン 20、2091 ～ 2105 (2018)。

記事 Google Scholar

Payne, T. & Hoxley, M. 英国の建築環境におけるイタドリの特定と駆除。 構造体。 生き残る。 30、24–42 (2012)。

記事 Google Scholar

Jones, IM、Smith, SM & Bourchier, RS 生物学的防除剤アファララ イタドリの確立は、在来の捕食者と葉の年齢によって制限されます。 Ｊ．Ａｐｐｌ． 昆虫。 144、710–718 (2020)。

記事 Google Scholar

Jones, D. & Eastwood, D. イタドリの持続可能な管理。 展望害虫管理担当。 30、195–200 (2019)。

記事 Google Scholar

Seebens, H. et al. 世界中で外来種の蓄積が飽和していない。 ナット。 共通。 8、14435 (2017)。

論文 ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

ミクリュク、A.ら。 治療法は病気よりも悪いですか？ 侵入的な水生植物の生態学的影響と、それを制御するために使用される除草剤処理の比較。 ファセット 5、353–366 (2020)。

記事 Google Scholar

Kettenring, KM & Adams, CR 侵入植物防除実験から学んだ教訓: 体系的レビューとメタ分析。 Ｊ．Ａｐｐｌ． エコル。 48、970–979 (2011)。

記事 Google Scholar

シュミーデル、D. et al. 特定外来生物の管理対策の評価制度。 Biodivers Conserv 25、357–374 (2016)。

記事 Google Scholar

Thabrew, L.、Wiek, A. & Ries, R. マルチステークホルダーの状況における環境意思決定: 開発計画と実施におけるライフサイクル思考の適用性。 J. クリーン製品。 17、67–76 (2009)。

記事 Google Scholar

Diagne, C. et al. 生物学的侵入による経済的コストは世界中で高額かつ増大しています。 ネイチャー 592、571–576 (2021)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

SL クロウリー、S. ヒンチリフ & RA マクドナルド 外来種管理における対立。 フロント。 エコル。 環境。 15、117–172 (2017)。

記事 Google Scholar

Kapitza, K.、Zimmermann, H.、Martín-López, B. & von Wehrden, H. 外来種の社会的認識に関する研究: 体系的な文献レビュー。 NeoBiota 43、47–68 (2019)。

記事 Google Scholar

シャクルトン、RT et al. 侵略的外来種に対する人々の認識を説明する: 概念的な枠組み。 Ｊ．Ｅｎｖｉｒｏｎ． 管理。 229、10–26。 https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2018.04.045 (2018)。

記事 Google Scholar

Höbart, R.、Schindler, S. & Essl, F. 外来の動植物に対する認識と、さまざまな社会集団間での制御方法の受け入れ。 NeoBiota 58、33–54 (2020)。

記事 Google Scholar

Huijbregts、MAJ et al. ReCiPe 2016 v1.1。 RIVM レポート 2016–0104 www.rivm.nl/en (2016)。

Rコアチーム。 R: 統計コンピューティングのための言語および環境。 R 統計コンピューティング財団、オーストリア、ウィーン。 https://www.r-project.org/ (2020)。

Wickham, H. ggplot2: データ分析のためのエレガントなグラフィックス (Springer、ベルリン、2016)。

MATH を予約する Google Scholar

Ögmundarson, Ó.、Sukumara, S.、Herrgård, MJ & Fantke, P. バイオプロセス最適化のための環境パフォーマンスと経済パフォーマンスの組み合わせ。 トレンドバイオテクノロジー。 38、1203–1214 (2020)。

論文 PubMed Google Scholar

Dong, Y. 他ゴム製品のエコ設計のためのライフサイクル評価とライフサイクルコスト計算の統合。 科学。 議員第 12 号、1–19 (2022)。

Google スカラー

デルバート、E.ら。 土地管理者はイタドリを防除できるのでしょうか？ ベルギーでの制御テストから得た教訓。 環境。 管理。 50、1089–1097 (2012)。

記事 ADS Google Scholar

McHugh, JM 侵入性イタドリの管理と制御に焦点を当てた文献と現場での実践のレビュー (2006)。

Jones, D. イタドリ sl Taxa とペタサイト種の紹介: 生物系統学、生態学、および制御。 博士号論文。 (スウォンジー大学、スウォンジー、英国、2015)。

RN カスバートら。 英国における生物侵入の経済的コスト。 NeoBiota 67、299–328 (2021)。

記事 Google Scholar

Bashtanova, UB、Beckett, KP & Flowers, TJ レビュー: イタドリ (Fallopia japonica) の化学的防除を改善するための生理学的アプローチ。 Weed Sci 57、584–592 (2009)。

記事 CAS Google Scholar

Ghanta, M.、Fahey, D. & Subramaniam, B. 多様な原料およびエネルギー源からのエチレン生産の環境への影響。 応用石油化学。 解像度 4、167–179 (2014)。

記事 CAS Google Scholar

Choudhary、VR、Uphade、BS および Mulla、SAR 希釈 SrO/La、O、触媒を使用した、吸熱熱分解とエタンからエチレンへの発熱酸化脱水素反応のカップリング。 Ｊ．Ｃｈｅｍ． 情報モデル。 34、665–666 (1995)。

CAS Google スカラー

Gu, F.、Guo, J.、Zhang, W.、Summers, PA & Hall, P. 廃プラスチックから工業用原材料まで: 実世界のケーススタディに基づく機械的プラスチックのリサイクル実践のライフサイクル評価。 科学。 トータル環境。 601–602、1192–1207 (2017)。

論文 ADS PubMed Google Scholar

Rask, AM、Larsen, SU、Andreasen, C. & Kristoffersen, P. 化学的および非化学的雑草防除を使用して交通島の雑草を防除するための処理頻度の決定。 雑草研究所 53、249–258 (2013)。

記事 Google Scholar

Suer、P. & Andersson-Sköld、Y. バイオ燃料か、それとも発掘か? 土壌浄化オプションのライフサイクル評価 (LCA)。 バイオマスバイオエネルギー 35、969–981 (2011)。

記事 CAS Google Scholar

Kaiser-Bunbury, CN、Mougal, J.、Valentin, T.、Gabriel, R. & Blüthgen, N. 生息地回復ツールとしての除草剤の使用: 在来島の植物群落への影響。 応用野菜。 科学。 18、650–660 (2015)。

記事 Google Scholar

シルバ、V.ら。 ヨーロッパの農地土壌に残留する農薬: 隠された現実が明らかになりました。 科学。 トータル環境。 653、1532–1545 (2019)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

シルバ、V.ら。 欧州連合の農業表土におけるグリホサートとアミノメチルホスホン酸 (AMPA) の分布。 科学。 トータル環境。 621、1352–1359 (2018)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

Primost、JE、Marino、DJG、Aparicio、VC、Costa、JL & Carriquiriborde、P. グリホサートおよび AMPA、アルゼンチンのメソポタミアのパンパス農業生態系における実際の農業管理慣行の下での「疑似残留性」汚染物質。 環境。 汚染。 229、771–779 (2017)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Zoller, O.、Rhyn, P.、Rupp, H.、Zarn, JA & Geiser, C. スイス市場の食品中のグリホサート残留: モニタリングとリスク評価。 食品添加物。 コンタム。 パート B 11、83–91 (2018)。

記事 CAS Google Scholar

グラウ、D.ら。 定量可能な尿グリホサート濃度はフランス人口の 99% で検出され、男性、若年者、農民で高い値を示しました。 環境。 科学。 汚染。 解像度 1、1–12 (2022)。

Google スカラー

コンラッド、A.ら。 ドイツの成人におけるグリホサート - 広く使用されている除草剤へのヒトの曝露の時間的傾向 (2001 年から 2015 年)。 内部。 Ｊ．Ｈｙｇ． 環境。 Health 220、8–16 (2017)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

コノリー、A.ら。 アメニティ園芸におけるグリホサートおよびフルロキシピル使用者のヒトバイオモニタリングを使用した暴露評価。 内部。 Ｊ．Ｈｙｇ． 環境。 ヘルス 220、1064–1073 (2017)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

Zhang, L.、Rana, I.、Shaffer, RM、Taioli, E. & Sheppard, L. グリホサートベースの除草剤への曝露と非ホジキンリンパ腫のリスク: メタ分析と裏付け証拠。 ムタット。 リサーチ/リビジョンムタット。 解像度 781、186–206 (2019)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

アンドレオッティ、G.ら。 農業健康調査におけるグリホサートの使用とがんの発生率。 J.Natl. がん研究所 110、509–516 (2018)。

論文 PubMed Google Scholar

Mesnage, R.、Defarge, N.、de Vendôis, JS & Séralini, GE グリホサートおよび規制値を下回る市販製剤の潜在的な毒性作用。 食品化学。 有毒。 84、133–153 (2015)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

有効成分グリホサートの農薬リスク評価の査読に関する結論。 EFSA J. 13 (2015)。

IARC。 5 つの有機リン系殺虫剤および除草剤の評価に関する IARC モノグラフ vol. 112 (2015)。

ヴァン・ブルッゲン、AHC 他除草剤グリホサートの環境と健康への影響。 科学。 トータル環境。 616–617、255–268 (2018)。

論文 PubMed Google Scholar

Jarrell, ZR、Ahammad, MU および Benson, AP グリホサートベースの除草剤製剤と動物における生殖毒性。 獣医。 アニム。 科学。 10、100126 (2020)。

記事 PubMed PubMed Central Google Scholar

Gaupp-Berghausen, M.、Hofer, M.、Rewald, B. & Zaller, JG グリホサートベースの除草剤は、ミミズの活動と繁殖を減少させ、土壌栄養濃度の増加につながります。 科学。 議員第 5 号、12886 (2015)。

論文 ADS CAS PubMed PubMed Central Google Scholar

Gahl, MK、Pauli, BD & Houlahan, JE アカガエル (Lithobates sylvaticus) の生存と成長に対するツボカビとグリホサートベースの除草剤の影響。 エコル。 応用 21、2521–2529 (2011)。

論文 PubMed Google Scholar

MC ザバロイ、JL ガーランド、マサチューセッツ州ゴメス アルゼンチン、パンパス地方の土壌微生物群集に対する除草剤グリホサート、2,4-D およびメトスルフロンメチルの影響を評価するための統合的アプローチ。 応用ソイルエコル。 40、1–12 (2008)。

記事 Google Scholar

Guijarro、KH et al. さまざまな除草剤散布履歴を持つ土壌微生物群集とグリホサートの崩壊。 科学。 トータル環境。 634、974–982 (2018)。

論文 ADS CAS PubMed Google Scholar

R. メッセージナージュ、B. バーネイ & G.-E セラリーニグリホサートベースの除草剤のエトキシル化アジュバントは、ヒト細胞毒性の有効成分です。 毒物学 313、122–128 (2013)。

論文 CAS PubMed Google Scholar

ストロー、EA、カーペンティア、EN およびブラウン、MJF ラウンドアップは、マルハナバチの接触曝露後に高レベルの死亡率を引き起こします。 Ｊ．Ａｐｐｌ． エコル。 58、1167–1176。 https://doi.org/10.1111/1365-2664.13867 (2021)。

記事 Google Scholar

Weidenmüller, A.、Meltzer, A.、Neupert, S.、Schwarz, A. & Kleineidam, C. グリホサートはマルハナバチの集団体温調節を阻害します。 科学 1979(376)、1122–1126 (2022)。

記事 ADS Google Scholar

Brookes, G.、Taheripour, F.、Tyner, WE、および Francis, T. グリホサートの農業への貢献と世界レベルでの使用制限の潜在的な影響。 GM作物食品バイオテクノロジー。 農業。 食物連鎖 8、216–288 (2017)。

記事 Google Scholar

決定 1/CP.21: パリ協定 (UNFCCC) の採択。 (2015 年) のプレプリント。

Chamas, A. et al. 環境中のプラスチックの分解速度。 ACSサステイン。 化学。 工学 8、3511 (2020)。

記事 Google Scholar

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この記事は、Knowledge Economy Skills Scholarships (KESS II) Ph.D. に基づいて作成されました。 学生制度はウェールズ政府の欧州社会基金（ESF）収束プログラムによって一部資金提供され、Complete Weed Control LTDと提携しています。

この研究は、ウェールズ政府がスウォンジー大学およびComplete Weed Control Ltd.と共同で管理する欧州連合のコンバージェンスプログラムを通じて、欧州社会基金（ESF）から一部資金提供を受けました。

スウォンジー大学生物科学部、シングルトンパーク、スウォンジー、SA2 8PP、英国

ソフィー・ホッキング、ダニエル・ジョーンズ、ダニエル・イーストウッド

Agri-EPI Centre、Poultry Lane、エッジモンド、ニューポート、TF10 8JZ、イングランド、英国

トリシャ・トゥープ

ハーパー アダムス大学、Poultry Lane、エッジモンド、ニューポート、TF10 8NB、イングランド、英国

トリシャ・トゥープ

Advanced Invasives Ltd.、Sophia House、28 Cathedral Road、カーディフ、CF11 9LJ、英国

ダニエル・ジョーンズ

Complete Weed Control Ltd.、Unit 16、Hurworth Road、Newton Aycliffe、DL5 6UD、UK

イアン・グラハム

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SH はプロジェクトを概念化して実行し、最初の草稿と原稿の改訂版を作成しました。 DJ はこの研究のために概念化してデータを提供しました。 TT は調査を実施し、技術サポートを提供し、プロジェクトについてアドバイスを提供しました。 IG はアドバイスを提供し、経済コスト データを検証しました。 DE はプロジェクトを概念化し、監督しました。 著者全員が原稿の準備と査読に貢献しました。

ソフィー・ホッキングまたはダニエル・イーストウッドとの通信。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

シュプリンガー ネイチャーは、発行された地図および所属機関における管轄権の主張に関して中立を保ちます。

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転載と許可

Hocking, S.、Toop, T.、Jones, D. 他日本のイタドリ管理方法の相対的な影響と経済的コストの評価。 Sci Rep 13、3872 (2023)。 https://doi.org/10.1038/s41598-023-30366-9

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受信日: 2022 年 10 月 27 日

受理日: 2023 年 2 月 21 日

公開日: 2023 年 3 月 17 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-30366-9

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