高速フラッシュ蛍光光度法を用いた光合成活性と基礎生産のリアルタイム計測
Real-time measurement of photosynthetic activity andprimary productivity by fast repetition rate fluorometry
風間 健宏
Takehiro KAZAMA

1, 2 ＊

1, 2 ＊

・早川 和秀 ・霜鳥 孝一
31, 2・今井 章雄 ・小松 一弘

3

1

1, 2

2

1

, Kazuhide HAYAKAWA , Koichi SHIMOTORI , Akio IMAI and Kazuhiro KOMATSU

2

国立環境研究所 琵琶湖分室
国立環境研究所 地域環境研究センター
3
滋賀県琵琶湖環境科学研究センター
1
Lake Biwa Branch Office, National Institute for Environmental Studies
2
Center for Regional Environmental Research, National Institute for Environmental Studies
3
Lake Biwa Environmental Research Institute
1

2

摘

要

総一次生産（GPP）は水圏生態系の重要な指標である。しかし，従来の測定法は，培養の時間や手間，
ボトル効果など問題点も多い。高速フラッシュ蛍光光度法（FRRf）
は，励起光を用いて光化学系 II のパラメーター群をリアルタイムに取得し，電子伝達速度から GPP を推定する手法である。FRRf を用いた GPP 推定の現状課題として，（1）自然光と FRRf の励起光の波長の違いを考慮したスペクトル補正の必要，（2）植物プランクトンの吸収ピークと励起光の波長の違い，（3）光化学系 II 反応中心の密度推定，（4）炭素当たり電子要求量（фe,C）の変動が挙げられる。このうち（2）については，フィコビリンを対象とした 530 nm と 624 nm の励起波長を搭載する FRR 蛍光
光度計により，富栄養な水域で見られるラン藻ブルームにおいても，測定が可能である。淡水における使用例はまだ少ないが，知見の蓄積とфe,C のモデル化を進めること
で，より広く詳細な GPP 測定が可能となるだろう。

キーワード：FRRf，光合成，植物プランクトン，炭素当たり電子要求量，ラン藻Key words：FRRf, photosynthesis, phytoplankton,
electron requirement for carbon fixation, cyanobacteria

1．はじめに植物プランクトン，あるいは水中の藻類は，水圏生態系において重要な一次生産者である（Falkowski
and Raven, 2007）。植物プランクトンの GPP（Gross
primary productivity，総一次生産力）は，NPP（Netprimary productivity，純一次生産力）と呼吸の和によって表される。GPP の変動は食物連鎖の長さや，物 質 循 環， 高 次 栄 養 段 階 の 生 物 量 に 影 響 を 与 える（例えば Falkowski et al., 1998; Oksanen et al., 1981;
Pauly and Christensen, 1995）。したがって，水圏生態系に対する人的影響や，気候変動の影響を評価する際には，植物プランクトンの GPP は重要な指標である。
GPP を測定するための手法として，同位体の同化速度を元に算出する方法や，酸素発生速度から推定する方法が用いられている（表 1）。炭素同位体を用をトレーサーといる方法では，炭素同位体（ C， C）
14
して用いる。 C 法は非常に感度が高い反面，放射性同位体であるため，現在の日本では，野外使用が法13
律で厳しく制限されている。一方， C は安定同位14体であり，感度は C にやや劣るものの，我が国では野外実験におけるトレーサーとして広く用いられている。いずれの場合でも，同化した炭素同位体は呼吸等によって損失する可能性があり，その損失割
合は種や培養時間によって大きく異なる（Halsey etal., 2013; Pei and Laws, 2013）。培養時間が長くなるほど損失が大きくなり，結果は NPP に近くなると考えられる（Kromkamp et al., 2017）。ただし，1 時間程度の培養でも損失が大きいケースがあり（Marra,
2007; Williams et al., 1996），結果の解釈には十分注意が必要である。明暗ビン法は，植物プランクトンを明条件と暗条件で同時に培養し，O2 生産量（または消費量）から純生産と呼吸速度を求め，GPP を計
13

14

受付：2020 年 9 月 24 日，受理：2020 年 10 月 27 日＊
〒 520 - 0022 滋賀県大津市柳ヶ崎 5 - 34，E-mail：kazama.takehiro@nies.go.jp
2020 AIRIES

31

風間ほか：高速フラッシュ蛍光光度法

算する。明暗ビン法の歴史は古く，1927 年にはすでに海洋で用いられた記録がある（Gaarder and Gran,
1927）。呼吸速度と NPP を同時に求めることが出来る点は，明暗ビン法の優れた利点である。ただし，
明条件下と暗条件下の呼吸速度は必ずしも一致せず（Harris and Lott, 1973），GPP を過小評価してしまう
18
傾向にある（Regaudie-de-Gioux et al., 2014）。 O 法
18は，酸素安定同位体 O をトレーサーとして用いる方法である。明暗ビン法のように呼吸速度を求める
必要はないが，メーラー反応や光呼吸が盛んな場
合，GPP を 過 大 評 価 し て し ま う（Hendricks et al.,
2004; Laws et al., 2000）。
これらの手法に共通する問題として，測定に当たって相当の労力が発生する点が挙げられる。野外
環境下における 1 日当たりの GPP を培養結果から推定するためには，水中の光強度が時刻や深度によって異なることを考慮する必要がある。水塊がよく上下混合されている場合は，代表的な層で得られた試料について，光強度に対する生産の応答曲線
（光―光
合成曲線）
を描くのが一般的だが，そのためには，1地点につき複数本のビンを用意し，それぞれ異なる
光条件で培養しなければならない。普通，現場にビンを吊るすなどして 2～24 時間培養するが，現場で出来ない場合は，培養中の光や温度条件を管理・調節できる培養器を用いる。現在は，さらに，ボトルに詰めることで生じる種々のボトル効果は，測定値に無視できない影響を与える。たとえば Carpenterand Liverly（1980）は，藻類が壁面に付着することにより，増殖速度が上昇することを報告している。
これらの課題解決に当たって，培養を必要としな

表1

い現場測定法の必要性が高まっている（橋本・才野，2004）。アクティブ蛍光法は，植物プランクトン群
集の光合成系のパラメーター群から，現場の GPP を
リアルタイムに推定が可能な手法である（鈴木ほか
2002）。アクティブ蛍光法には PAM（Pulse amplitude
modulation, パルス変調）や FRRf
（Fast repetition rate
fluorometer, 高速フラッシュ蛍光光度法）があり，近年では FRRf が特に有力な方法として注目されている。FRRf は主に海洋学の分野で発展しているが，湖沼ではまだ運用例が少ない。本稿では FRRf の基
本原理について紹介し，次いで，現状の課題と対応策及び将来の発展性について述べる。
2．FRRf を用いた GPP 推定の基本原理
植物プランクトンは Chl-a（クロロフィル a）などのアンテナ色素で光を捕集する。アンテナ色素は，光を受けとることによって励起され，受け取った光エネルギーを RCII（PSII 反応中心）に伝達する（図 1）。
RCII で水の分解により生じた電子は，まず電子受容体であるプラストキノン QA，QB の順に渡される。
QB は電子を 2 つ受け取ると，ストロマ（チラコイド＋
膜外側）からプロトン（H ）を 2 つ受け取ってプラス
トキノール（PQH2）となり，PSII を離れてチラコイ
ド膜中を移動する。PQH2 はシトクロム b6/f 複合体に電子を渡すと（酸化されると），結合していたプロ
トンをルーメン（膜内側）へ放出して PSII へ戻る。
電子は b6/f からプラストシアニン（PC）またはシトIに伝達され，PSI に
クロム c6 を経て光化学系 （PSI）
おいて NADP＋から NADPH を作る。一方，水の分植物プランクトンの一次生産力
（GPP）
測定手法．
方法

長所

短所

引用文献

14

C法

簡便，高感度

放射性物質，培養スペース，培養時間，ボトル効果，
GPP or NPP？

13

C法

簡便，安定同位体

培養スペース，培養時間，ボトル効果，GPP or NPP？ （Hama et al., 1983;
Slawyk et al., 1977）

明暗ビン法

呼吸量＋純生産を測定， 明呼吸≠暗呼吸，O2 発生≠CO2 固定，培養スペース， （Carpenter, 1965）
培養時間，ボトル効果
測定誤差少ない

O法

安定同位体，高感度18O2 発生≠CO2 固定，培養スペース，培養時間，
ボトル効果

図1

32

光合成における電子伝達の模式図．

（Nielsen, 1952）（Bender and Grande, 1987）

地球環境 Vol.25 No.1&2

解と PQH2 による運搬で得られたプロトンを用いて，ATP 合成酵素（ATPase）が ATP を合成する。これら一連の反応で得られた NADPH と ATP を用いて，カルビンサイクルが駆動される。カルビンサイ
クルでは，まず Rubisco（リブロースビスリン酸カ
ルボキシラーゼ / オキシゲナーゼ）の触媒によって
RuBP（リブロースビスリン酸）と CO2 が結合し，PGA（ホスホグリセリン酸）が生成される。PGA は先の反応で得られた NADPH の還元力と ATP によってトリオースリン酸となり，一部は ATP のエネル

図2

FastOcean（Chelsea 社）の構造．

LC，明チャンバー；DC，暗チャンバー；B，バッテリー；P，光量子センサー；SF，ノイズ低減のためのショートパスフィルター．
赤矢印は DC への水の吸入口を示す．制御は赤いケーブルを通して専用ソフトウェアにより行う．

31 - 42（2020）

ギーを使って RuBP に再生され，残りは糖やデンプンの合成に使われる。
光を受容した際，植物プランクトンは全ての光エネルギーを電子に変換できるわけではなく，数％ が 蛍 光 と し て， 数 十 ％ が 熱 と し て 放 出 さ れ る（Falkowski et al., 2017）。PSII の蛍光は，波長 680 nm
付近にピークを持つ赤色光である。FRRf や PAM 法といったアクティブ蛍光法では，アンテナ Chl-a をターゲットとする 450 nm 前後の励起光により，発生した蛍光の強さや時間変化を測定する。Chelsea
社の FastOcean（図 2）は，明チャンバーと暗チャン
バーの 2 つを用いて，明条件と暗条件のパラメー
ターを同時に計測することを可能とした屋外型 FRR
蛍光光度計である。暗条件のパラメーターは，光合2）を測るだけでなく，のちに成活性を示す Fv/F（表m示す GPP の計算において重要な F（暗黒下の最小蛍O
光強度）を得るために必要である。
FastOcean により測定した例を図 3 に示す。FRRf
では，飽和過程と緩和過程の 2 つに分けた高速励起
フラッシュによって，いくつかの光化学系 II に関するパラメーターを測定することができる。飽和過程は 2 µs ごとに 100 回程度の励起光フラッシュから－構成される。これは，Q A が再酸化される（次の電子を受け取れる状態になる）までにかかる時間が，160～600 µs であることを利用している（図 3 左側）（Falkowski et al., 1986; Kolber et al., 1988）。 す な わち，再酸化より短い時間スケールで，強い励起光を連続照射することで，試料中の RCII 全てが飽和する過程をトレースする。この方法では RCII が一度しか電子を放出しないことから，シングルターンオー

表 2 FRRf で得られる光合成に関するパラメーター．プライムが付くパラメーターは光環境下で得られたことを示す．
パラメーター

定義C

閉じている RCII の割合

F'

C＞0 のとき，シングルターンオーバーにおける 0 回目のフラッシュ時の蛍光強度

Fb

ベースライン蛍光F（'O ）最小 PSII 蛍光強度（光環境下）

FOc

ベースライン補正後の F（＝F
O
O－Fb）

F（'
v ）

F（'
－F（'
m ）
o ）

F（'
m ）

最大 PSII 蛍光強度（光環境下）

（' ）
Fmc

ベースライン補正後の F（光環境下）（＝Fm－Fb）
m

Fv/Fm

暗黒下における最大量子収率

F q'

Fm'－F'

Fq'/Fm'

光環境下における最大量子収率

JVf

FRRf による水塊当たり ETRPSII 推定値

NPQNSV

Stern-Volmer 係数による非光化学消光。熱放散の大きさを示す指標（＝FO'/Fv'）

qJ，qL，qP

RCII の接続がダイマーモデル，レイクモデル及び分割パッケージモデルに従う場合の
光化学消光（＝1－C）［RCII］

PSII 反応中心の密度RPE

試料特異的なパッケージ効果補正係数

（' ）
σPSII

PSII の光吸収断面積（光環境下）

単位µmol e－ m－3 s－1

nmol m－3
nm233

風間ほか：高速フラッシュ蛍光光度法

図3

明条件・暗条件における，フラッシュ回数に対するクロロフィル蛍光強度．

垂直の点線の左側が飽和過程，右側が緩和過程．また明条件と暗条件の各プロットに対し，回帰曲線がそれぞれ青と黒で示されている．
緩和過程の回帰曲線は，励起光の影響を除いて計算されている．（FastOcean にて測定）

バーと呼ばれる。飽和過程では，Fv や Fm など，PAM測定と似た蛍光強度のパラメーターを得ることが
できる
（表 2）
。しかし FRRf のより画期的な点は，
50 µs ごとに 40 回程度の励起光フラッシュからなる（閉緩和過程である（図 3 右側）。緩和過程では，
τESじた RCII に QB が結合し再び開くまでの時間）を推定することができ，光合成の状態をより正確に把握（PSII の電子伝達速度）をよりすると同時に，ETRPSII
簡単に推定することが可能となっている。
FRRf で得られるパラメーターの一覧を表 2 に示す。なお，いくつかのパラメーターは PAM 法などと同じ標記ではあるが，FRRf では PSII についてのみ測定している点に留意する必要がある。PAM 法については園池（2009）及び彦坂（2016）が詳しい。
上述で得られるパラメーター群を元に，水塊当た－－3 －1
りの PSII 電子伝達速度（JVf, µmol e m s ）を求めることが出来る（Oxborough et al., 2012）。

エネルギーを渡すことができるかどうか，もしできるとするならば，どのくらい出来るかどうか，である。よく用いられる分割パッケージモデルは，RCII
間のエネルギーの受け渡しが無い（接続が無い）と仮定するモデルであり，これに従う場合の（1－C）は，
光化学消光のパラメーターとしてよく知られる qP/（Fḿ－Fó）として求める（表 2）に等しく，（Fḿ－F ́）ことが出来る（Kolber and Falkowski, 1993）。レイク
モデルでは，全ての RCII 間に接続があるとするモ/F́
デ ル で あ り，qP の 代 わ り に pL＝F（Fóḿ－F ́）が用いられる（Oxborough et al., 2012）。部（Fḿ－Fó）
分接続モデルは，分割パッケージモデルとレイクモ
デルの中間的な考え方で，一部の RCII 間のみに接{続があるとするモデルであり，q J＝（F ́－Fó）/ （1（ただしρは接続パラ}－ρ）（Fḿ－Fó）＋ρ（F ́－Fo）メーター）で与えられる（Oxborough et al., 2012）。
FastPro8 で は， ど の モ デ ル で も 計 算 が 可 能 で ある。RCII の密度は，経験的には Chl-a 1 mol 当たり＊＊＊（1－C）E（i） 0.002 mol，ラン藻が多い場所では 0.0029 mol が用い
JVf＝σ'PSII［RCII］
られるが，光や栄養塩環境により左右される（Kolber
こ こ で，E は 太 陽 光 ま た は 人 工 光 源 の PAR
and Falkowski, 1993）。もし RCII を実験的に求める（photosynthetically active radiation，400～700 nm
場合は，Chl-a 当たりの酸素発生速度を求める（3.3の可視光）強度であり，光量子束密度（µmol photons参照）。また式（i）は RCII ベースの計算であるが，－2 －1であらわす。σ'PSII は光吸収断面積，C は閉
nm s ）
Chl-a ベースの計算方法もいくつか提案されているじている RCII の割合，
［RCII］は RCII の密度（nmol （Kolber and Falkowski, 1993; Melrose et al., 2006;－3（1－C）の算出については，分割パッm ）である。
Smyth et al., 2004）。これらの場合も基本的な考え
ケージモデル，レイクモデル及び部分接続モデル方は同じで，環境中の光量子束密度，光吸収断面（ダイマーモデル）という 3 つの異なる考え方に基づ積，水塊当たりの PSII の密度及び酸化状態にあるく計算方法が存在する（Oxborough et al., 2012）。各RCII の割合を，パラメーターとして考慮する。
モデルの違いは，閉じている RCII が励起エネルギー
しかし，RCII を測定する場合でも，Chl-a ベース
を受け取った場合，隣り合う開いた RCII へと励起で計算する場合でも，Chl-a 濃度を別に求めるため
34地球環境 Vol.25 No.1&2に，試料をフィルターろ過して測定する作業が必要となる。そこで Oxborough et al.（2012）は，理論的に RCII と Fo/σPSII（PSII の最小蛍光強度 / 光吸収断面積）が比例関係にあることを示し，以下のような計算から求める方法を提案している。
［RCII］＝KR/EFRRf×Fo/σPSII×10

（ii）

－9

ここで KR は機器に特有の定数（photons m s ），－2 －1
（photons m s ）であり，
EFRRf は励起光の光量子量－1
FastOcean のデフォルトでは KR/EFRRf＝11,800 m が用いられる。最近，KR/EFRRf は種や栄養塩状態によって大きく異なることが明らかになっている（Boatmanet al., 2019）。これについては，3.3 で述べる。また
Fo，σPSII はそれぞれ暗条件における最小 PSII 蛍光及び光吸収断面積であり，FastOcean では暗チャン
バー内で測定される（図 2）。
単位時間当たり，単位水塊当たりの CO2 固定速度
（水塊当たりの PSII 電子伝達速度／炭素
は JVf / фe,C
当たり電子要求量）
から計算することが出来る。фe,C
は，1 分子の CO2 固定に必要な電子の数を表わす。
したがって，群集のфe,C，JVf の鉛直プロファイル及び時間ごとの光量子束密度の鉛直プロファイルを得ることが出来れば，最終的に炭素ベースで面積当た
－2
－1
り GPP
（g C m d ）を計算することが可能となる。
－3－1

3．GPP 推定法の現状課題
上述のように，FRRf はリアルタイム GPP 推定を行うことのできる優れた手法であるが，野外における運用には，まだいくつかの課題がある。本稿では，（1）
自然光と励起光の波長の違い，（2）吸収ピー
クと励起光の波長の違い，（3）
RCII 密度推定及び（4）фe,C の変動について述べる。
3.1 自然光と励起光の波長の違い
FRRf は，青色励起光を用いて生産速度を推定す
るが，自然界では青色以外の光も多く降り注いでいる。水中では，光は粒子や溶存有機物の吸収・散乱により減衰するが，その吸収波長や吸収量は，懸濁
粒 子 や CDOM（Colored dissolved organic matter, 有
色溶存態有機物）の種類と濃度に依存する（Belzile etal., 2004）。一般に，600～700 nm のオレンジ～赤色の光は，水そのものの散乱・吸収によって減衰し（Pope and Fry, 1997），300～500 nm の紫外線～青色
光は，懸濁粒子や CDOM の散乱・吸収によって減衰する（Belzile et al., 2002）。結果として，懸濁粒子
や CDOM の少ない水域では，水中の光は青色に，植物プランクトンが多い水域では，光は緑色になる（Belzile et al., 2002; Kirk, 2011）。光の各波長が届く
深度は異なり，植物プランクトンの光吸収特性は，場所や深度によって異なる（Tilzer et al., 1994）。外洋における FRRf 研究では，励起波長と自然光が似た31 - 42（2020）

波長構成であったため，この違いはあまり問題にはならなかった（Kolber and Falkowski, 1993）。しかし沿岸や湖など，粒子や CDOM が多い水域で観測する場合や，人工光源で培養した場合などでは，FRRfの励起光と，植物プランクトンの生育環境にある背景光の波長構成の違いを考慮に入れる必要がある（Markager and Vincent, 2001; Suggett et al., 2006）。
波長の違いを補正するためには，励起光の各波長の光強度，自然界または人工光源の各波長の光強度
及び植物プランクトンの光吸収スペクトルから，
SCF（Spectral Correction Factor, ス ペ ク ト ル 補 正 係数 ）を 計 算 す る 必 要 が あ る（Schuback et al., 2015,2017; Zhu et al., 2017）。励起光の各波長の光強度と自然界の各波長の光強度は，分光放射照度計を用いて測定することができる。しかし，現場の植物プラ
ンクトン群集の光吸収スペクトルを測定するためには，現場試料のフィルターろ過と吸光度測定が必要となる（Stramski et al., 2015; 平譯ほか, 2001）。すな
わち FRRf を行った各地点・各層における採水及び研究室内の作業を伴うことから，リアルタイム測定という FRRf の利便性が損なわれてしまう。
外洋における測定の場合は，先行研究の SCF を用いることもあるが（Lawrenz et al., 2013; Zhu et al.,2019），あくまで同じモデルの FRR 蛍光光度計を使う場合に限られる。いくつかの水域では，Chl-a 濃度から植物プランクトン群集の光吸収スペクトルを計算する換算式がある（たとえば Bricaud et al., 1995）。
群集のもつアンテナ色素が同じならば，これらの換算式を用いて SCF を計算する方法もある（Kazama
et al., 2020）。しかし地域特有のさまざまな植物プラ
ンクトン群集について，正確な吸収スペクトルを把握しておくためにも，水域内のさまざまな地点・季節であらかじめ測定しておくことが望ましい。
3.2 吸収ピークと励起光の波長の違い
Prochlorococcus を除くすべての植物プランクトン
は Chl-a をもつが，集光に使われるアンテナ色素はChl-a 以外にも Chl-b，Chl-c などさまざまであり，
グループごとに異なる。たとえばラン藻（シアノバクテリア）は，フィコビリンタンパクをアンテナ
色素として利用しているため，吸収ピークは 500～
570 nm の 緑 色 や，630 nm 付 近 の オ レ ン ジ 色 に ある（Wojtasiewicz and Stoń-Egiert, 2016）。ラン藻のブルームは，ETRPSII や GPP の推定に大きな誤差を与え る が（Raateoja et al., 2004; Suggett et al., 2001; Zhu
et al., 2017），これは，ラン藻の光吸収スペクトルにおけるピーク波長と，青色励起光の波長が一致しないことが原因である。例えば Raateoja et al.（2004）
は，2 種 の 糸 状 ラ ン 藻 類 Nodularia spumigena とAphanizomenon sp. の 吸 収 ピ ー ク が 630 nm 付 近 にあり，Chl-a 用の 470 nm 励起光では，FO や Fv/Fm を正しく測定できないことを報告している。また小松ら（2015）が霞ケ浦の 3 地点において，青色励起光
35

風間ほか：高速フラッシュ蛍光光度法

ここで，［KR/EFRRf］ は機器に特有の FOc はベースライン補正済みの FO である。この JVf の式は Oxboroughet al.
（2012）の Absorption アルゴリズムを改良した形となっている。
［RCII］を O2 発生量から求める場合には，酸素電極を取りつけたガラスチャンバーに高濃度（1～5 mg
Chl-a/L）の試料を満たし，100 µs 程度のフラッシュを 1 秒間に 10～50 回照射する。O2 1 mol の発生には 4 つ の RCII が 電 子 を 発 生 さ せ る 必 要 が あるため，フラッシュの強さとフラッシュ当たりの O2 発
生量から，RCII と Chl-a の比を計算することが出来る（Sugget et al. 2003）。Hansatech 社から販売されている Oxygraph＋system は，CTG 社の卓上型 FRRf，
Act2 システムと連動させることが出来るので，ETRと酸素発生量を同時に測定することが可能である。
3.4 фe,C の変動
ETRPSII から炭素固定速度に換算するためには，群集のфe,C（炭素当たり電子要求量）を求める必要がある。初期の FRRf 研究を含め，O2 発生量に基づく－1－
GPP 推定の研究では，фe,C を 4～6 mol e mol CO2として計算する場合が多かった。これは，理論的な（O2 発生量 /CO2
фe,C の最低値が 4 であり，光合成商固定量）が経験的に 1～1.5 の値をとるためである（Laws, 1991）。しかし FRRf と炭素固定速度との比較研究が充実してくると，野外群集のфe,C は，水域や季節によって大きく変動することが分かってきた。表 3 は，FRRf と従来法の比較から求められた
фe,C の例を示している。驚くべきことに，海域間で比較した場合，фe,C は 1.0 から 66.5 まで非常に広い値を取り，湖や内湾のような限られた水域内においても，3 倍以上の変動があった。理論値である 4 を下回る例もいくつか報告されているが，これらはラン藻の優占による ETR の過小評価や，ETR 計算における RCII 密度の見積りエラーなどが原因と考えられている（Lawrenz et al., 2013）。ちなみに，培養株を用いた室内実験の場合は，種によって異なるものの，おおむね 5～25 の範囲である（Suggett et al.,2009）。
では，野外植物プランクトン群集のфe,C はどのよ
うに決まっているのだろうか？表 3 を見ると，内湾
よりも外洋で，比較的高い値が見られる。фe,C が高くなる要因としてまず挙げられるのは，光ストレスである。外洋は内湾・沿岸よりも透明度が高く，植物プランクトンが受ける光エネルギーが過剰になりやすい。過剰な光エネルギーは，PSII の光損傷や活性酸素の発生等を引き起こす（高橋, 2013）。PSII の修復や，活性酸素の除去過程で電子を消費するため，光エネルギーが過剰になるにつれて，CO2 固定に使われる電子が相対的に少なくなり，фe,C は上昇する（Hughes et al., 2018）。
PSII の修復や活性酸素の除去過程には，メーラー（iii） 反応やサイクリック電子伝達反応（Cyclic electron flow）（450 nm）による FRRf 測定と， C 測定による GPPの同時測定を 1 年間行ったところ，ラン藻ブルーム期において，FRRf は GPP を過小評価してしまう傾向にあったことを報告している。富栄養な淡水生態系においては，ラン藻ブルームが多く見られることから，淡水湖沼における FRRf 測定では，ラン藻の吸収スペクトルを考慮した励起波長を用いなければならない。
最近の FRR 蛍光光度計は，ラン藻のアンテナ色
素を対象とした多波長励起光を採用しているタイ
プ も あ る。 例 え ば Soliense 社 の ベ ン チ ト ッ プ 型
FRRf は，5 種類の励起光（445，470，505，530 及び590 nm）を搭載しており，貧栄養な海域に多く出現する Synechococcus や Prochlorococcus といった小型ラン藻類の吸収ピークに対応している（Alberte et al.,
1984; Moore et al., 1995）。 同 様 に，Photon System
Instrument 社 の FFL-40 で は，457 nm と 593 nm の励起波長を採用している。Houliez et al.
（2017）は，ラン藻が優占するバルト海において，FFL-40 による光合成活性測定を行い，593 nm の励起光が有効であることを示した。一方，筆者らが使用している
FastOcean は，450 nm と 530 nm に加え，フィコシ
アニンの吸収ピークにより近い 624 nm の励起光を採用している。琵琶湖南湖における夏季の Anabaena
ブルーム期間中において，FastOcean と明暗ビン法
による酸素発生量からそれぞれ ETRPSII を推定すると，青色励起波長のみでは ETRPSII を過小評価する傾向にあったが，624 nm 励起光を用いることにより，酸素発生速度から計算した ETRPSII により近い結果となった（Kazama et al., 2020）。淡水ではその他，クリプト藻もまた，フィコビリンタンパクを集光色素として利用する（Toole and Allnutt, 2003）。多波長励起 FRRf による淡水での測定例はまだ琵琶湖の例のみであり，さまざまな湖沼の植物プランクト
ン群集において GPP を正しく推定できるか，さらに検証を積み重ねる必要がある。
3.3 RCII の密度推定
式
（ii）
で示した
［RCII］の推定式について，Boatman
et al.
（2019）は，KR/EFRRf が種や栄養塩状態によって大きく異なることを示した。Boatman et al. は，KR の補正には検出波長 680 nm 及び 730 nm において Fvを測定する必要があること，［RCII］及び JVf の正確な算出には，PSII 以外から発せられる蛍光（Fb；ベー
スライン蛍光）について補正する必要があると述べ（Fv/Fmc）} で求められ，培養ている。Fb は Fm－{Fv/
株では Fv/Fmc＝0.5～0.52 であった。ここで，Fmc は
ベ ー ス ラ イ ン 補 正 済 み の 最 大 蛍 光 強 度 で あ る。
Boatman et al. は，これらの補正を考慮した新しいアルゴリズムを提案している。
13

＊
＊
＊
［KR/EFRRf］ ＊RPE（F/（Fmc－FOc）
JVf＝
mc FOc）＊E（Fq'/Fmc'）
TS

36

TS

地球環境 Vol.25 No.1&2

表3

31 - 42（2020）FRRf と従来法の比較から求められたさまざまな水域におけるфe,C（mol e－ mol CO2－1）の例．
調査水域

調査期間

比較方法

фe,C

参考文献

湖
イギリス湖水地方

2003 年 2～4 月

TCO2 収支

4.0～12.0

アイセル湖

2004 年 6～9 月

14

14.7～38.6 （Kromkamp et al., 2008）

琵琶湖2018 年 7 月～2019 年 5 月

13

1.1～31.0（Kazama et al. 2020）

マサチューセッツ湾

2000 年 2～11 月

14

8.2～50.2（Lawrenz et al., 2013;
Melrose et al., 2006）

フィンランド湾

2000 年 4～11 月

14

2.3～10.1（Raateoja et al., 2004）

有明海

2008 年 5，11 月，2009 年 11 月，2010 年 5 月

13

1.2～26.6（Zhu et al., 2016）

オーストラリア沿岸

2014 年 12 月～2015 年 2 月

14

2.8～19.5（Hughes et al., 2018）

熱帯大西洋

2004 年 9～10 月

14

1.3～28.2（Lawrenz et al., 2013;
Moore et al., 2006）

東シナ海・対馬海峡

2007～2014 年の 7・8 月

13

1.0～66.5（Zhu et al., 2017）

南大洋2015 年 7～8 月，2015 年 12 月～2016 年 2 月

13

6.9～60.2（Ryan-Keogh et al., 2018）C
C（Suggett et al., 2006）

内湾・沿岸
C
C
C
C

外洋・複数海域
CC
Cが含まれるが，これらをまとめて AEF（Alternative
環境は必ずしも全てのグループで重要ではないこ
electron flow, 代替的電子伝達経路）と呼び，CO2 固と， い く つ か の グ ル ー プ で は 温 度，NO3，PO4，定に使われる電子の流れ（LEF, Linear electron flow） Chl-a 濃度が重要であることが示された。さらに，と区別している（Cardol et al., 2011; Miyake, 2010; 久
全データセットに対する最良モデルには，水温，保ら, 2009）。AEF による電子の消費は，PSII のサイ
NO3 及び PO4 が含まれたが，透明度と消散係数は含まれなかった。また Hughes et al.（2018）は，オー
クリック電子伝達反応を除けば，PSII より下流で起ストラリア沿岸の植物プランクトン群集を用いて，こる。そのため，光が増加するにつれて，AEF に流фe,C が窒素添加によって有意に低下することを示しれる電子の割合が多くなると，фe,C は上昇すると考えられる。AEF を直接測ることは困難であるが，た。すなわちфe,C の決定要因として，外洋では主に光ストレスが注目されているが（Schuback et al., 2015,
過剰な光エネルギーを放出するための熱放散の強さ
2017; Wei et al., 2019; Zhu et al., 2016），実際には調査（NPQNSV＝FO'/Fv'，表 2）を測定することで，AEF に流れる電子の相対量を知ることが出来る（Falkowski
場所や比較するスケールによって支配的要因が異な
and Raven, 2007; Nawrocki et al., 2015; Saroussi et al.,
る可能性が高い。一方，湖沼におけるфe,C の決定要因については，海洋ほど明らかでないものの，やは
2016）。実際，野外植物プランクトン群集におけるり光ストレス以外の要因が重要である，との結果が
фe,C と NPQNSV の間には，高い相関関係があることが報告されている（Ryan-Keogh et al., 2018; Schuback
得られている。Kazama et al.（2020）は，琵琶湖の 4
13
et al., 2015, 2017; Wei et al., 2019; Zhu et al., 2016）。
地点において 1 年間，FRRf と C 法の比較を行い，
фe,C を目的変数，環境・生物要因を説明変数とした
では沿岸と外洋におけるфe,C の差は，光だけで説明できるのだろうか？野外群集のфe,C の変動要因に
GLM（一般化線形モデル，Generalized Linear Model）
関する研究は近年さかんに行われており，光だけでを行った。その結果，最良モデルには光と NPQNSVが含まれず，水温が最も重要であることが示唆されなく，水温，栄養塩，植物プランクトンの群集構造
た。水温がфe,C に影響するメカニズムは，まだよくなど，複数の環境・生物的要因が複雑に関係してい分かっていないが，おそらく CO2 溶解度の低下，ることが示唆されている（Hughes et al., 2018; Lawrenz
Rubisco の CO2 親和性の低下，及び CO2 濃縮機構
et al., 2013; Robinson et al., 2014; Ryan-Keogh et al.,の発現による2018）。たとえば Lawrenz et al.（2013）は複数の海域 （CCM, CO2 concentrating mechanisms）
ATP 及び NADPH の消費，などが原因ではないかとからなる 14 のデータセットをあわせ，環境条件に考えられる（Giordano et al., 2005）。
よって海域をグループ分けし，水温，塩分，透明度，消散係数，Chl-a，NO3 及び PO4 濃度を説明変数，фe,C を目的変数とする重回帰モデル解析を行っ4．今後の展望た。その結果，фe,C を説明する最良モデルはグルー
プごとに異なっており，透明度や消散係数などの光
本稿 3.2 で取り上げた課題については，FastOcean
37風間ほか：高速フラッシュ蛍光光度法のようなフィコシアニンなどのアンテナ色素に対応したモデルの登場により，ラン藻やクリプト藻の優占する湖沼においても，今後は徐々に知見が蓄積されていくものと期待される。また 3.4 で取り上げた
課題については，фe,C を決定する環境・生物要因の特定が重要である。Lawrenz et al.（2013）のメタデー
タ解析は，世界の海洋のфe,C 変動要因が，海域や生物地理的なグループによって大きく異なるという可能性を示した一方，種組成など生物的要因は解析に含まれなかった。今後はфe,C と物理要因だけでなく，種組成などの生物的要因を同時に観測していく必要がある。さらに淡水におけるфe,C の測定例はまだ少ないため，今後は多波長励起 FRRf を用いて，さまざまな湖沼で知見を積み重ねる必要があるだろう。将来的に，фe,C の一般モデルを開発するためには，まず地域的なфe,C と環境・生物要因の関係を明らかにしていくと同時に，理論に基づいたモデルの構築も進めていく必要がある（Oxborough et al.,2012）
。少なくとも，頑健な地域的なモデルを得ることが出来れば，従来法よりも簡単に，広く詳細な
GPP 測定が可能となる。本稿では GPP の推定について述べたが，気候変動や人的要因による炭素循環への影響を明らかにするためには，純一次生産量（NPP）も測定していく必要がある。今後は，NPPに換算するためのфe,C［NPP］モデルに対する需要も高まっていくものと思われる。
謝辞

本稿は地方創生共同研究「健全な水環境保全のための水質・底質環境に関する研究」及び環境研究総合推進費「琵琶湖における有機物収支の把握に関する研究」（5-1607）の支援を受けた研究をもとに執筆さ
れました。
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2019.00275

風間健宏／Takehiro KAZAMA

潮間帯の動物プランクトン研究からス
タートし，沿岸の有鐘繊毛虫の系統と生態で学位を取得。その後，陸水分野に移行し，北米湖沼における野外光操作実験に従事。現在は琵琶湖で大型緑藻が増加した原因について解明するため，FRRf を用いた光合成活性と一次生産の研究を進めている。またヨシ
帯のミジンコ動態や，ミジンコ付着藻類にも興味を持っている。福島県出身。東北大学大学院生命科学研究科修了
（博士）。

早川

和秀／Kazuhide HAYAKAWA

滋賀県琵琶湖環境科学研究センター総合解析部門 部門長兼総括研究員。名古屋大学大学院 理学研究科大気水圏科学専攻
修了，博士
（理学）
。水圏の有機物動態や循環が専門。地球化学的アプローチによる海洋や湖沼の有機物動態に取り組んできた。現職場の配属から琵琶湖の水質管理の問題に従事。湖は社会を映す鏡であることを日々実感している。モンゴルや中国での湖沼水質の調査経験もあり，大きな湖沼での水質形成に興味がある。

霜鳥

孝一／Koichi SHIMOTORI

国立研究開発法人 国立環境研究所 琵琶湖分室 研究員。2013 年 国立環境研究
所 地域環境研究センター 特別研究員，2017 年から現職。琵琶湖分室の研究テー
マ「健全な水環境保全のための水質・湖底環境に関する研究」において有機物収
支，底泥環境の評価と底泥溶出に関する研究を担当。

今井章雄／Akio IMAI

国立研究開発法人 国立環境研究所 琵琶湖分室分室長。1988 年米国テキサス
大学オースチン校 大学院博士課程修了，Ph.D.（Civil Engineering）。同年 国立公害研究所入所，2014 年 国立環境研究所・
地域環境研究センター長，2017 年から現職。1995 年から現在まで，水環境における溶存有機物（DOM）の特性・起源・影響に関する研究を実施。化学的分画，トリハロメタン生成能，鉄の存在形態，アオコ増殖への影響，
14
C 年代測定，底泥溶出，分子サイズ分布，藻類一次生産速度，
細菌に次生産速度，など。DOM は一見地味だが，多岐に渡り水環境に大きな影響を及ぼしている。興味は尽きない。
2005 年 生態学琵琶湖賞受賞。

小松一弘／Kazuhiro KOMATSU

水道水源における溶存有機物の特性評
価と浄水場での処理特性に関する研究で学位を取得。国立環境研究所では，一般的な自然湖沼や河川を対象としてその水質に関する研究を進めてきた。現在ではこれまでの成果を応用して，有機物がもたらす微細藻類の成長促進作用を解明するべく奮闘している。また湧水がもたらす生態系サービスの定量的評価についても興味を持っている。兵庫県出身。東京大学大学院工学系
研究科修了
（博士）
。