総説

安定同位体利用技術

生態学指標としての安定同位体：
アミノ酸の窒素同位体分析による新展開
力石嘉人，柏山祐一郎，小川奈々子，大河内直彦

Reprinted from
RADIOISOTOPES, Vol.56, No.8
August 2007
Japan Radioisotope Association

http : //www.jrias.or.jp/

RADIOISOTOPES ，５６，４６３‐４７７（２００７）

総説

安定同位体利用技術

生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開†
力石嘉人，柏山祐一郎，小川奈々子，大河内直彦
独立行政法人 海洋研究開発機構 地球内部変動研究センター
２
３
７
‐
０
０
６
１ 神奈川県横須賀市夏島町２‐１
５Key Words：stable isotope, ecology, food web, trophic level, nitrogen, amino acid

普及により現在では誰にでも扱える一般的な手

１． は じ め に法になった。そのため近年の生態学研究におい生物や生物が作り出した有機物に含まれる安
１
３

１
２

１
５

１
４

て安定同位体比分析は最も主要なアプローチの定同位体の天然存在比（D/H， C/ C， N/ N，一つとして広く認識されるようになり，とくに１８

生態系の食物連鎖網の解析や栄養段階の推定なO/１６O など）は，生態系の構造やその変遷を１），
２）

解析する上で非常に優れた指標になる。例

えば動物の炭素・窒素同位体比は，主に餌の同どの研究では，ほとんど必須のツールとして用いられている８）−１０），１９）−２７）。

位体比を反映し，また食物連鎖に伴って重い同

本稿では，安定窒素同位体比を用いた食物連

位体（１３C・１５N）が濃縮するため，生態系の食鎖網の解析と栄養段階の推定について，これま

物連鎖網の解析や栄養段階の推定などの食性解での全窒素同位体比分析法とその問題点をまと

３）
−１
５）

。また植物やそれを餌とす

め，また今後これらの研究の中心的手法になる

る陸上動物の水素・酸素同位体比は，環境水（雨であろう新手法：アミノ酸の窒素同位体比分析水）の同位体比をよく反映するため，乾湿など法を紹介する。

析に用いられるの気候変動に関連した生態系変遷の解析などに

２． 安定窒素同位体比の表示（ δ １５N値の定義）用いられる１６）−１８）。また，かつて有機物の安定

安定窒素同位体比は標準試料に対する千分偏

同位体比分析はごく一部の科学者だけが扱える

差（ δ １５N 値，単位パーミル：‰）で表される

特殊な技術であった。
しかし近年の技術発展，とくに元素分析計/（式（１））。

安定同位体比質量分析計（EA/IRMS）の発展・

δ １５N 値＝［（R試料/R標準試料）−１］×１０００（‰）（１）
R は同位体存在比率（１５N/１４N）を示し，標準†

Appliciations of Stable Isotopes in Life Sciences .
Stable Isotopes as Ecological Proxies : CompoundSpecific Nitrogen Isotope Analysis of Amino Acids.
Yoshito CHIKARAISHI, Yuichiro KASHIYAMA, Nanako
O. OGAWA and Naohiko OHKOUCHI : Institute for
Research on Earth Evolution, Japan Agency for
Marine-Earth Science and Technology, 2-15,
Natsushima-cho, Yokosuka-shi, Kanagawa Pref.
237-0061, Japan.

試 料 に は 大 気 中 の 窒 素 ガ ス（１５N/１４N＝１）が用いられる。この δ 値表記は，
０．
００３６７６５）

天然試料中のごくわずかな同位体比の変動を定性的に理解しやすいコンパクトな値として示す。
００３６８０２の試料の場合，標例えば，１５N/１４N＝０．
０００００３７と な る
準試料との１５N/１４N の 差 は＋０．
０‰となる。試料が， δ 値表記では δ １５N＝＋１．

（ ３５ ）

464

RADIOISOTOPES

Vol．
５
６，No．
８

の δ １５N 値が正であれ ば，大 気 窒 素 に 比 べ１５N

体分別が起こるためである。生体反応におけるに富む（同位体的に重い）ことを示し，負であ

同位体分別の基本概念・仕組みなどは，Hayes

１
４

れば N に富む（同位体的に軽い）ことを示す。
３． 全窒素同位体分析による生態系の構造解析
３・１ 全窒素同位体比の測定法

４２）などを参照していただきたい。この動（２００１）

物による同位体分別は，１
９８０年代前半に積極的に研究され４３）−４５），（１）餌に対して捕食者の全窒素同位体比は約

生体試料の全窒素同位体比分析は，試料中に含まれるすべての窒素を N２ ガスに変換し，そ
１５３．
３‰高くなる（２）この１５N 濃縮は，植食動物（一次消費者）

１
４の N/ N を同位体比質量分析計で測定するこから高次消費者までのほとんどの生物に共とで行われる。１９９０年代中頃までは，乾燥試通する料を石英管に封管・燃焼し，生成した N２ ガスということが経験的に求められている。したがを真空ラインを用いて手作業で精製し，同位体って，図１に示すような

２８）が用比を測定するという手法（封管燃焼法）

動物プランクトン―小魚―中魚―大魚

いられていたが，現在では元素分析計/同位体れる生態系では，生物の全窒素同位体比は食物

比質量分析計（EA/IRMS）を用いて，N２ ガス

連鎖における栄養段階（Trophic Level : TL）

への変換・精製・同位体比測定をオンラインで

３‰ずの上昇に伴い， δ １５N 値が段階的 に 約３．

２
９）
−３
２）

行う方 法

が 一 般 的 で あ る。EA/IRMS は植物プランクトン―で構成さつ高くなる。

操作も簡単であり，一試料あたり約１０〜２０分
３・３ 栄養段階（TL）の推定と処理速度も速い。一回の分析に必要な試料量
は，一般に窒素量で約３０〜５０ µ g（窒素含有

自然界の生態系における食物網は密に入り組

量が ５％ の試料であれば，試料全体で０．
６〜んでおり，生物間の相互作用は非常に複雑であ１．
０mg）であり，測定精度は±０．
２‰程度である。

る。例えば海洋では，シアノバクテリア・植物
プランクトン・付着藻類・大型の藻類（海藻）３・２ 生物の全窒素同位体比と生態系などの複数の生産者が混在し，また海藻と動物生態系を構成するすべての生物の全窒素同位

プランクトンの両方を捕食するような雑食者も体比は，その生態系の生産者の同位体比に支配多い。しかし，食物連鎖に伴い生物の全窒素同される。例えば，海水中の硝酸イオンを窒素源

位体比が段階的に約３．
３‰ずつ高くなるというとして生育した植物プランクトンの全窒素同位関係を利用することで，生物の全窒素同位体比

体 比 は， δ １５N 値＝＋３〜 ＋１０‰３３），３４）で あ る のから生態系に属する各生物の栄養段階（TL：

に対し，窒素ガスの固定により生育したシアノ式（２））を推定することができ，生態系の食物連

バクテリアの全窒素同位体比は，δ N 値＝約

鎖構造を単純化して捉えることができる。

１
５

３
５）
−３
９）

０‰

である。そのため，それらを餌とする

３＋１
TL＝（ δ １５N生物− δ １５N生産者）/３．

動物プランクトンや魚の全窒素同位体比は，こ（２）の生産者の同位体比の違いを反映する４０）。動物

δ １５N生物 は研究対象の生物の全窒素同位体比を，の全窒素同位体比は，その動物が属する生態系

δ １５N生産者は研究対象の生態系の生産者の全窒素の生産者のものに比べいくらか高い値になる４１）。

同位体比を表す。図１を例に挙げれば，植物プ

これは，動物は捕食によって餌から窒素を得る

ランクトンの栄養段階は１になり，動物プラン

一方，不要な窒素を尿やアンモニアとして体外クトンは２，小魚は３，大魚は４になる。また，

１５に排出し，その際に体組織に残る窒素は N に
１
４

富み，排出される窒素は N に富むという同位動物プランクトンと小魚の両方を捕食する中魚は，３〜４の中間的な値になる。

（ ３６ ）

Aug．
２
０
０
７

力石，他：生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開465

図１ 栄養段階（Trophic Level : TL）と全窒素同位体比（ δ １５N）の関係

図２ バイカル湖沖帯生物の栄養段階と全窒素同位体比

実際の研究例として，バイカル湖沖帯の生物と栄養段階の推定などの生態学研究に非常に有群の全窒素同位体比を図２に示す。Yoshii et al.

用な情報をもたらす。これまでに多くの研究が７）（１９９９） によると，バイカル湖沖帯生態系では，行われ，多くの論文３）−１５）が発表されていること

栄養段階と全窒素同位体比の間に式（３）の関係からも，本手法の有用性は疑いようがない。しが成り立つ。

かし一方で，以下に示す問題点があることもよ

８）/３．
３＋１
TL＝（ δ １５N生物−３．

（３）く知られている。
（１）食物連鎖に伴う３．
３‰の δ １５N 値の上昇は，すなわち全窒素同位体比分析からこの生態系は，経験的な平均値である。

栄養段階がおよそ１の植物プランクトン，２の栄養段階の上昇に伴う δ １５N 値の上昇を本稿

動物プランクトン，３のオ ー ム ル（サ ケ 科 のでは３．
３‰と記したが，この値はいくつかの生魚），３〜４のカジカ類，４のアザラシという食物をもとに得られた経験的な平均値であり，
３．
３物連鎖構造であると推定される。

‰という値がどの程度一般的であるか，また正確にはいくつであるか，誤差はどの程度である

３・４ 全窒素同位体分析の問題点の か な ど が 常 に 議 論 の 争 点 に な る。実 際，生物の全窒素同位体比は，食物連鎖網の解析

４３）はこの値を，−０．
５DeNiro & Epstein（１９８１）（ ３７ ）

466

RADIOISOTOPES

Vol．
５
６，No．
８

〜 ＋９．
２‰の幅を持ち平均で＋３．
０±２．
６‰と報
４
５）
告している。また，Minagawa & Wada
（１９８４）

は，＋１．
３〜 ＋５．
３‰の幅を持ち平均で＋３．
４±１．
１‰と報告している。更に，単一の個体においても分析部位・組織が異なると同位体比が異なるという報告４６）−４８）や，窒素の利用効率が異なると１５N の濃縮率が異なるという報告４９）もある。このように食物連鎖に伴う δ １５N 値の上昇
は全ての生物で必ずしも同一であるとは理解されておらず２５），５０），５１），また捕食に伴う１５N の濃縮のメカニズムも未解明である。
（２）生産者の妥当な δ １５N 値を得ることが難しい。
全窒素同位体比分析法による栄養段階の推定
では，研究の対象となる生物の他に，研究対象の生態系における生産者の全窒素同位体比を得なければならない。しかし生産者の窒素同位体
比は，地域や季節の変化などの生育環境の影響を受け易く，すぐに変動してしまう。とくに海洋・湖沼における代表的な生産者である植物プ
ランクトンの窒素同位体比は，異なる窒素源（硝酸体窒素・アンモニア・窒素ガス）の利用率の変化や，ライフサイクルが早い（寿命が短い）ことなどにより，時間的・空間的に非常に大き

図３ 植物プランクトン・動物プランクトンの全窒素同位体比の季節変動，（a）
バルト海，（b）
木
崎湖

も無視できる程小さくはなく５２）−５４），６２），６３）（図３），。例えば，バルト海の植また表層堆積物の δ １５N 値を一次生産者の代表

物プラ ン ク ト ン の δ １５N 値 の 季 節 変 動 は０〜値と見なすことには，沈降・埋没過程での同位

５
２）
−５
５）

な変動幅を示す５４）＋７‰にもなり ，同様の変動は日本の木崎湖

体比変動の支配要因６４），６５）がほとんど未解明であ））。一方で消費などでも観察されている５２（図３

るという大きな問題がある。このように天然の者は寿命が長く，餌の変動を体内で平均化する

生態系において，一次生産者の妥当な δ １５N 値

ため，結果として体組織の同位体比は，長寿命を得ることは非常に難しく，この問題を解決すの消費者・高次の消費者ほど利用した餌の積分

るには時間的・空間的にできるだけ多数の試料値を反映する。そのため，研究対象の生態系にを採取・分析し，できるだけ妥当な代表値（平おいて，時間的・空間的にある一点で，生産者均値）を得ることを心がけるしかない。

・植食動物・高次消費者を採集しても，その窒

４． アミノ酸の窒素同位体比分析による生態

素同位体比は食物連鎖関係を示さないことが多系の構造解析い５６）。この問題を解決するために，動物プラン
クトンや貝類などの植食動物を TL＝２として用いる研究

４・１ 概要や，表層堆積物の δ N

２
０）
，
２
１）
，
２
３）
，
５
７）
−６
０）

１
５

６
１）

生体アミノ酸の窒素同位体比分析は，１９６０

値を一次生産者の代表値と見なす研究 も行わ

年代後半から１９９０年代前半にかけていくつかれているが，動物プランクトンの δ N 値変動の研究６６）−７０）で行われ，生態系解析ツールとし

１
５（ ３８ ）

Aug．
２
０
０
７

力石，他：生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開467ての有用性が古くから注目されてきた７１）。しかばかりであり，そのデータはまだ限定的である。

し当時の分析法は，個々のアミノ酸を高速液体

本稿ではいくつかの先駆的研究７９），８０），８４）を基に，クロマトグラフィやイオン交換クロマトグラフィ

生産者の同位体比分布（４・３・１章）・捕食に伴などを用いて手作業で分取・単離・精製し，う同位体比の変化（４・３・２章）・アミノ酸の窒

その同位体比を一つずつ封管燃焼法で測定する

素同位体比分析の有用性（４・４章）を紹介するという手法であり，わずかな試料の分析にも非が，本稿で取り扱うデータはまだ完全でないこ

常に多くの時間と労力を費やさねばならなかっとを予め了承いただきたい。

た。しかし近年，ガスクロマトグラフ/燃焼/質量分析計（GC/C/IRMS）が開発され７２），生体

４・２ アミノ酸の窒素同位体比の測定法に含まれる個々のアミノ酸の窒素同位体比分析

アミノ酸の窒素同位体比分析は，生体試料かが上記の煩雑な操作なしに簡単に行えるようにらの抽出，揮発性物質への誘導体化，GC/C/

７
３）
，
７
４）

。そのため，様々な研究でアミノ酸IRMS による同位体比測定という手順で行われの窒素同位体比が積極的に測定されるようになる。抽出には塩酸加水分解が用いられ，生体蛋

なった

７
５）
−８
４）

，研究の進展と共に，アミノ酸の窒素

白質のアミノ酸への分解と抽出が同時に行われ同位体比分析の生態系解析ツールとしての重要る。アミノ酸に揮発性を持たせるための誘導体

性・有 用 性 が 再 認 識 さ れ る よ う に な っ化には，トリフルオロアシル/イソプロピルエ

た７９），８０），８４）。例えば，一つの生体に含まれるア

７
７）
，
８
５）
，ペンタフルオロア
ステル化（TFA/iPr）

ミノ酸には，食物連鎖に伴い７〜８‰の非常に

８３），シル/イソプロピルエステル化（PFA/iPr）

強い１５N 濃縮を示すアミノ酸（グルタミン酸なN ―ピバロイル/イソプロピルエステル化（NP/り１５ど）とほとんど N 濃縮を示さないアミノ酸（フ７４）などが用いられる。しかし，フッ素含有
iPr）ェニルアラニンなど）が存在する。すなわち，化合物は，燃焼で生じる副生成物がキャピラリ

これらの２種類のアミノ酸の窒素同位体比を比ーカラムなどを浸食するという問題があるため，較することで，動物試料のみからその動物の生NP/iPr を用いる研究が多い７５），７６），７８）−８２），８４）。

態系における栄養段階を知ることができる７９），８４）

GC/C/IRMS の装置の概略を図４に，得られ（４・４章を参照）。これは，生産者の妥当な δ １５N

る代表的なクロマトグラムを図５に示す。装置

値を得ることが難しいという全窒素同位体比分についての詳細は数編の論文・総説がすでに発析の問題点を根本的に解決する。このようにア表されているのでそちらを参照していただきた

ミノ酸の窒素同位体比分析法は，全窒素同位体い７２），８６）−８８）。アミノ酸の誘導体化物（各種アミ比分析法に替わる新しい手法として，今後の幅ノ酸の混合物）は，ジクロロメタンや酢酸エチ

広い利用が期待されている。

ルなどの溶液として GC に導入される。個々の生体アミノ酸の窒素同位体比研究は始まった

アミノ酸はキャリヤガスとしてヘリウムを用い

図４ ガスクロマトグラフ／燃焼／同位体比質量分析計（GC/C/IRMS）の概略図（ ３９ ）

468

RADIOISOTOPES

Vol．
５
６，No．
８

図５ 代表的な m/z２
８クロマトグラム：褐藻（シダモク）のアミノ酸（NP/iPr 誘導体）

た GC のキャピラリーカラムによって分離され，のピークが重なっており，このような場合は，

GC オーブン内でカラムと直結したセラミック

アスパラギン酸とトレオニンの同位体比を得る

製マイクロボリューム燃焼炉（内径：０．
５mm，ことはできない）。GC のカラムは，一般に無

長さ：３２cm，酸化剤：酸化銅・酸化ニッケル

極性もしくは微極性の無窒素キャピラリーカラ

線，触媒：プラチナ線，温度：９５０〜１０
５０℃）

ムが用いられ７４），７５），７８）−８１），８４），アミノ酸の光学異及 び 還 元 炉（内 径：０．
５mm，長 さ：３２cm，性体（D/L―体）は一つのピークとして検出さ還元剤：還元銅線，温度：５５０〜６５０℃）に連れる（図５）。光学異性体を分離するキラル分

続的に導入される。導入されたアミノ酸はそれ

離カラムや優れた分離能が期待できる極性カラ

ぞれ，燃焼炉で二酸化炭素（CO２）・窒素酸化ムを用いた研究例もあるが８３），８５），これらのカラ物（NOx）・水（H２O）に 酸 化 分 解 さ れ，更 に

ムには固定層に窒素が含まれているものが多く，

窒素酸化物が還元炉で窒素ガス（N２）に還元

カラム内での同位体交換の可能性が否定できなされる。水と二酸化炭素を透水フィルタと液体い。含窒素カラムをアミノ酸の窒素同位体比分

窒素トラップで除去した後，窒素ガスはキャリ析に用いる場合は，測定対象のすべてのアミノ

ヤガスと共に IRMS に導入され，イオン化の酸に対して，同位体比既知の標準試薬を用いて後，m/z２８（１４N２＋）と２９（１４N１５N＋）の 強 度 が測定で得られる同位体比を較正する必要がある。

８４）

測定される。実際の測定 では，図５に示すようなクロマトグラムが得られ，個々のアミノ酸

４・３ 生体アミノ酸の窒素同位体比の窒素同位体比が測定される。１試料あたりの４・３・１ 生産者の同位体比分布

測定時間は約４０〜６０分であり，必要な試料量

シアノバクテリア・植物プランクトン・陸上は一般的にアミノ酸一分子あたり窒素量で約

植物などの生産者は，硝酸イオンや窒素ガスな

３０ng（窒素含有量が ５％ の試料であれば，試

どの無機窒素を窒素源として，生体に必要な全５
料全体で２００〜５００ µg 程度），測定精度は±０．

てのアミノ酸を自ら合成している。そのため生‰程度である。

産者のアミノ酸は，生体の全窒素同位体比（生同位体比を測定するためには，個々のアミノ産者が取り込んだ全窒素の積分値），及び個々

酸を必ずベースライン上で分離しなければならのアミノ酸の合成反応８９），９０）における同位体分別ない（図５では，アスパラギン酸とトレオニン（どちらか一方の同位体の優先的利用）を反映（ ４０ ）

Aug．
２
０
０
７

力石，他：生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開469

図６ 生産者のアミノ酸の窒素同位体比分布（a）水生植物８４），（b）陸上植物（力石ら未発表）

し，アミノ酸の種類ごとに特異的な同位体比をであっても，全窒素同位体比に比べて高い値を持つ。実際，シアノバクテリア・植物プランク

持つものから低い値を持つものまで，全体としトン・海藻などの水生植物のアミノ酸は，全窒て１０‰以上の大きなバリエーションを示す。

素の同位体比に対して−３〜 ＋８‰の変化を示

またフェニルアラニンの窒素同位体比は，同じし，その大きさはアミノ酸の種類により様々でC３植物の被子植物と裸子植物の間でさえ，５

７
９）
，
８
４）

（図６a）。例えば，バリン・イソロイ‰以上の明らかな差を示す。この陸上植物の多シン・プロリン・グルタミン酸の窒素同位体比

様な窒素同位体比分布は，水生植物と陸上植物

は，全窒素同位体比に比べ０〜３‰程度高く，の間の窒素利用効率の相違などによると考えら一方でセリン・メチオニン・フェニルアラニン

れるが，詳しい原因はわかっていない。

の窒素同位体比は，全窒素同位体比に比べ，そ

４・３・２ 捕食に伴う同位体比の変化ある

れぞれ６〜８‰・２〜５‰・１〜３‰程度低い。

動物には動物自身で合成することができる可

また，このアミノ酸の窒素同位体比と全窒素同欠アミノ酸（非必須アミノ酸）と，餌から摂取

位体比の関係は，生物の種類が異なっていてもしなければならない不可欠アミノ酸（必須アミ

水生植物であれば海水・淡水を問わずほぼ普遍ノ酸）がある。しかし一般的な自然環境で生育８４）的であり ，硝酸イオンを窒素源として用いたする動物は，ほぼ全てのアミノ酸を餌の摂取に場合でも窒素ガスを用いた場合でも明確な差はより獲得することができ，摂取したアミノ酸の８０）

観察されない 。

大部分を代謝（分解）してエネルギーを得ると

しかし，この関係は陸上植物では成り立たな

共に，残りの一部を用いて体組織を構成する蛋

いようである（図６b）。陸上植物のアミノ酸白質を合成している９１）。そのため，動物体組織の窒素同位体比は，種内・種間を問わず非常にのアミノ酸の窒素同位体比は，主に餌のアミノ多様な分布を示す。例えば，C３植物（被子）酸の窒素同位体比，及びアミノ酸代謝におけるのイソロイシンや，C４植物のセリン・メチオ

同位体分別の有無を反映する８４）。アミノ酸の代

ニンの窒素同位体比は，同じ光合成グループ内

謝における同位体分別のしくみは以下の通りで（ ４１ ）

470

RADIOISOTOPES

Vol．
５
６，No．
８

ある。
（１）メチオニン・フェニルアラ
ニン以外のほとんどのアミノ酸は，代謝の初期反応がアミノ基の脱離反応である
ため（図７a），代謝されるアミノ酸と代謝されずに残るアミノ酸（体組織になる
アミノ酸）の間で同位体分別が起こる。一般的には，代謝により脱離するアミノ基は１４N に富み，その結果，残ったアミノ酸は１５N に富む。またこの同位体分別の大きさは，アミノ酸の種類により特異的である９２）。
（２）メチオニン・フェニルアラ
ニンなどのアミノ酸は，代

図７ アミノ酸代謝の初期反応，（a）グルタミン酸などのアミノ酸，（b）メチオニン，（c）フェニルアラニン

謝反応の初期反応にアミノ基（窒素）が関わらないため（図７b, c），代謝されるアミノ酸と代謝されずに残るアミノ酸の間で同位体分別は起こらない。そのためメチオニン・フェニ
ルアラニンなどの窒素同位体比は，代謝の影響を受けず，餌の窒素同位体比を保存する。
実際，藻類とそれを捕食した植食動物のアミノ酸の同位体比の差（∆１５N植食動物−藻類）は，図８の関係を持つ８４）。例えば，動物のバリン・イソロ
イシン・プロリン・グルタミン酸は，餌のアミノ酸の窒素同位体比よりもそれぞれ，３〜６‰
・４〜５‰・３〜６‰・６〜８‰程度高い値を 示
図８ 捕食によるアミノ酸の１５N 濃縮

し，一方で動物のメチオニン・フェニルアラニ
ンの窒素同位体比は，餌の窒素同位体比とほとんど変わらない。

体比分析では決して得ることができない新しい
４・４ アミノ酸の窒素同位体比分析の有用性

情報を提供する。例えば，アミノ酸代謝に伴う

４・４・１ 新指標：アミノ酸栄養段階（アミノ１
５

N の濃縮は，全窒素同位体比の δ １５N 上昇（〜３．
３‰）の主要因と考えられ，そのメカニズム

酸 TL）の提供
アミノ酸の窒素同位体比分析は，全窒素同位の解明に重要な情報を提供する７９）。また，動物（ ４２ ）

Aug．
２
０
０
７

力石，他：生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開471のメチオニン・フェニルアラニンなどの窒素同応における同位体分別を利用した指標であり，位体比は，代謝の影響を受けず生産者の窒素同

科学的根拠が明らかである。また，動物のメチ位体比をそのまま保存しているため，その動物

オニン・フェニルアラニンなどの窒素同位体比が属する生態系の生産者の全窒素同位体比を復は，その動物が実際に利用した生産者の積分値

元することができる８０）。しかし，生態系研究に（高次消費者では，彼らの餌である低次消費者

おけるアミノ酸の窒素同位体比分析の最も重要が利用した全ての生産者の積分値）と等しい。

な有用性は，生物の栄養段階を推定する新指したがって，アミノ酸の窒素同位体比を用いる

標：アミノ酸栄養段階（アミノ酸 TL：式
（４））

ことで，生態系における生物の栄養段階を正確を提供することであろう７９），８０），８４）。

に推定することができ，生態系における食物連

アミノ酸 TL＝［ δ １５N動物AA１−（ δ １５N動物AA２＋a）］/
b＋１

アミノ酸の窒素同位体比分析は，海洋・湖沼の生態系解析において，とくに有用である。海b＝ δ １５N捕食者AA１− δ １５N餌AA１

δ N

４・４・２ 海洋・湖沼生態系の解析（４）a＝ δ １５N生産者AA１− δ １５N生産者AA２

１５鎖網の構造を正確に捉えることができる。

洋・湖沼生態系の生産者である水生植物のアミ１５は代謝により N の濃縮が起こるアミノ酸の窒素同位体比分布は，生物の種類を問わ

ノ酸（グルタミン酸など）の窒素同位体比を，ずほぼ普遍的であり（図６a），式（４）の a はア

δ １５N動物AA２は代謝の影響を受けず １５N の濃縮がミノ酸ごとに特定の値になる（表１）。また，起こらないアミノ酸（フェニルアラニンなど）研究例が少なくまだ十分なデータであるとは言の窒素同位体比を表し，a は生産者における両い難いが，一段階の捕食に伴う１５N 濃縮（式（４）者の差を，b は一段階の捕食に伴う１５N の濃縮の b）もいくつかの先行研究７９），８４）から見積もるを示す。

こ と が で き る（表２）。し た が っ て，例 え ば

動物AA１３章で述べたように，全窒素同位体比分析に

δ １５N動物AA１にグルタミン酸を， δ １５N動物AA２にフェよる栄養段階の推定（式（２））では，捕食に伴うニルアラニンを用いた場合，式（４）は式（５）で表

全窒素同位体比の上昇を＋３．
３‰としている。

される。

しかしこの値は経験的な平均値であり，１５N 濃
縮メカニズムの科学的根拠も乏しい。一方，ア
ミノ酸 TL は，動物のアミノ酸代謝の生化学反表１ 水生植物（N＝７）におけるアミノ酸の窒素同位体比の差（式４の a）（ ４３ ）

472

RADIOISOTOPES

表２ 植食動物（N＝５）におけるアミノ酸の

Vol．
５
６，No．
８

実際の研究例として，バイカル湖沖帯の動物

１５N 濃縮（式４の b）

プランクトンについて，式（５）（アミノ酸の窒素同位体比）を用いて計算されたアミノ酸 TL，及び式（３）（全窒素同位体比）を用いて計算された従来の TL を図９に示す。これらの動物プラ
ンクトンは，植物プランクトン食のため理論的な栄養段階は２．
０のはずである。しかし全窒素同位体比分析からは TL＝１．
６〜２．
４と推定さ
れ，±０．
４の誤差を持つ。一方で，グルタミン
酸とフェニルアラニンの窒素同位体比から計算されたアミノ酸 TL は，１．
９〜２．
１を示し，全窒素同位体比分析よりも妥当な値を示す。
このように，海洋・湖沼の生態系解析では，アミノ酸 TLグルタミン酸−フェニルアラニン＝［δ １５N動物グルタミン酸−（δ １５N動物フェニルアラニン＋３．
４）
］
/７．
６＋１

（５）

アミノ酸の窒素同位体比を用いることで，生態系の生産者を採取・分析する必要なしに，生物の栄養段階を正確に推定することができる。

これは，動物の栄養段階が動物の二つのアミノ酸の窒素同位体比から計算できることを意味し，

４・５ 今後の課題と展望

言い換えれば，栄養段階の推定に生産者の試料

４・５・１ データの拡充による研究の発展を必要としないことを意味する。すなわち，海生体アミノ酸の窒素同位体比研究は始まった

洋・湖沼生態系の解析では，アミノ酸の窒素同ばかりであり，そのデータはまだ限定的である。

位体比を分析することで，生物の栄養段階を正今後多くの試料を分析し，生産者の窒素同位体

確に推定できるだけでなく，生産者の妥当な窒比分布や捕食に伴う同位体比変化のデータを増

素同位体比を得なければならないという全窒素

やすことができれば，表 １，２の値の正確さを

同位体比分析法の問題点（４・３章）を根本的に高めることができ，より精度の高い栄養段階推解決できる。

定が可能になるであろう。

図９ バイカル湖沖帯の動物プランクトンの栄養段階，（a）アミノ酸 TL，（b）全窒素
同位体比より計算された TL（小川ら，未発表）（ ４４ ）

Aug．
２
０
０
７

力石，他：生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開473

水生植物とは異なり，陸上植物のアミノ酸の（４・３・２章）。そのため，水生植物のみを生産者

窒素同位体比分布は，種内・種間を問わず多様とする生態系では，その生態系に属する全てので ある（図６b）。こ れ は，水 生 植 物 の 表１に生物で，両者の窒素同位体比の差は水生植物の対応する値が，陸上植物では普遍的な値としてそれと等しくなるはずである（表１：メチオニ

得られないことを意味する。そのため，被食者

ンの窒素同位体比はフェニルアラニンに比べと捕食者が明確に特定できる場合を除き，陸上

０．
７〜２．
３‰程度小さい）。すなわち，研究対象

生態系におけるアミノ酸 TL の計算は簡単ではの生物でこの関係が変化する場合には，その生ない。今後，アミノ酸 TL を陸上生態系で用い態系への陸上生物やバクテリアの寄与が考えらるためには，陸上植物のアミノ酸の窒素同位体

れ，変化の程度はその寄与率を反映する可能性

比分布に多様性をもたらす支配要因を解明するがある。

必要がある。

４・５
・３ ホルマリン試料の分析

また植物同様，多くのバクテリアがアミノ酸

図１０に示すように，長期間のホルマリン固を自ら合成することができる。彼らの持つアミ定を受けた試料でも，アミノ酸の窒素同位体比

ノ酸の窒素同位体比分布を知ることができれば，はほとんど変化しない。これは，過去の研究で生態系へのバクテリアの寄与率を見積もること採取された試料や，博物館に保管されている試ができるであろう。

料からでもアミノ酸 TL が得られることを意味

４・５・２ TLの計算に用いるアミノ酸の検討・アミノ酸間の比較する。無論，陸上生態系の生物については，植物の窒素同位体比分布に多様性をもたらす支配式（５）では，グルタミン酸とフェニルアラニ

要因をまず解明する必要があるが，少なくともンの窒素同位体比を用いたアミノ酸 TL の計算

海洋生態系の生物については，数百 µ g 程度の式を示したが，今後どのアミノ酸の組み合わせ試料があれば，アミノ酸 TL を分析することがが最も適切であるのかの検討が必要であろう。

できる。すなわち過去に採取された生物などに

１
５

現在までに得られている捕食に伴う N 濃縮の
１
５

データ（表２）では，グルタミン酸が最も強い N

ついても，ホルマリン固定試料が保管されていれば生態系解析が十分に行えるであろう。

濃縮（＋７．
６‰）を示し，その変動幅も１ σ で４・５・４ 殻体蛋白質の分析

１
５

±１．
４‰と小さい。この強い N 濃縮と 小 さ い

軟体動物の殻体（炭酸カルシウム）や脊椎動

変動幅は，アミノ酸 TL を計算する上で得られ物の骨・歯（リン酸カルシウム）などの動物がる結果の誤差を少なくする効果を持つ。しかし，グルタミン酸はほとんどの動物が自ら合成する
ことのできる可欠アミノ酸であり，動物体組織から得られるグルタミン酸には，動物自身が合成したグルタミン酸が含まれている可能性がある。そのため，不可欠アミノ酸であるバリン（１５N
濃縮：＋４．
７±１．
８‰）やイソロイシン（１５N 濃
縮：＋４．
７±２．
２‰）を用いたほうがより正確な
アミノ酸 TL を得られるのかもしれない。
また，複数のアミノ酸の窒素同位体比を比較することで，追加的な生態系情報が得られる可能性もある。例えば，メチオニンとフェニルア
ラニンの窒素同位体比は代謝の影響を受けない

図１
０ アミノ酸の窒素同位体比へのホルマリン固定の影響（試料：琵琶湖オイカワ，１
９
９
５年採
取）
（小川ら，未発表）（ ４５ ）

474

RADIOISOTOPES

Vol．
５
６，No．
８

物の生活史における栄養段階の推移や生産者の窒素同位体比の変化を観察することができるであろう。また，これらの蛋白質は無機質の結晶中に取り込まれているため分解や変質を受けにくく，動物の軟体組織に比べはるかに長期間保存される。実際に，白亜紀などの化石試料からも断片化した殻体蛋白質が検出されている９３），９４）。
そのため，アミノ酸の窒素同位体比分析を用いれば，考古学試料や化石試料からも栄養段階や食物連鎖に関わる古生態系情報を抽出できる可
図１
１ オオムガイの殻体有機物の全窒素同位体比（柏山ら，未発表）

能性がある。
４・６ アミノ酸の窒素同位体比分析法の産業

作り出す無機質硬組織には，鋳型や基質として応用―本マグロの天然・養殖判別

多くの蛋白質が含まれており，それらは形成時アミノ酸の窒素同位体比分析法は，前処理法の生体情報を記録している。例えば，オウムガ（アミノ酸の抽出・誘導体化・精製）が簡易でイの殻体中に含まれる有機物の全窒素同位体比あり，GC/C/IRMS での窒素同位体比測定も，は，孵化前，孵化後の栄養移行期，成長期，水

これまで EA/IRMS を用いて全窒素同位体比槽での飼育という生活史に対応した変化を示すを測定してきた研究者・研究機関にとっては難（図１１）。したがって，これらのアミノ酸の窒しい技術ではない。そのため，本法は学術分野

素同位体比を分析すれば，殻体や骨からその生だけでなく産業分野での利用も比較的容易であ

図１
２ 天然・養殖本マグロのアミノ酸 TL（力石ら，未発表），グレゾーンは TL＝３．
０〜３．
３
GP：アミノ酸 TLグルタミン酸-フェニルアラニン，IP：アミノ酸 TLイソロイシン-フェニルアラニン，
PP：アミノ酸 TLプロリン-フェニルアラニン，
GM：アミノ酸 TLグルタミン酸-メチオニン，IM：アミノ酸TLイソロイシン-メチオニン，
PM：アミノ酸 TLプロリン-メチオニン（ ４６ ）

Aug．
２
０
０
７

力石，他：生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開

ろう。本稿の最後に，アミノ酸の窒素同位体比６）Keough, J. R., Sierszen, M. E. and Hagley, C. A.,

分析法の産業分野への応用例として，本マグロ（クロマグロ）の天然・養殖判定の可能性を紹

475

Limnol. Oceanogra., 41, 136-146（1996）
７）Yoshii, K., Melnik, N. G., Timoskin, O. A., Bondarenko, N. A., Pavel, N. A., Yoshioka, T. and介する。

Wada, E., Limnol. Oceanogr., 44, 502-511（1999）

この数年，世界におけるマグロ需要の増加と資源保護のための漁獲規制の強化により，マグロの値段は上昇し，とくに天然の本マグロは一８）Halaj, J., Peck, R. W. and Niwa, C. G., Pedobiologia,
49, 109-118（2005）９）Grall, J., Le Loc h, F., Guyonnet, B. and Riera, P., J.

層高値になっている。天然の本マグロは，主にオキアミ（動物プランクトン）やイカなどを餌Exp. Mar. Biol. Ecol ., 38, 1-15（2006）
１０）So/reide, J. E., Hop, H., Carroll, M. L., Falk-としているのに対し，養殖の本マグロでは，サPetersen, S. and Hegseth, E. N., Prog. Oceanogra.,

バ・イワシなどの栄養段階のより高い生物が餌

71, 59-87（2006）に使われることが多い（餌の成分が全て公開されていないため，詳細はわからない）。そのため，両者の栄養段階は異なることが予想され，

１１）小川奈々子，木庭啓介，高津文人，和田英太郎，
RADIOISOTOPES , 46, 632-644（1997）
１２）和田英太郎，地球化学，31, 17-25（1997）
１３）和田英太郎，西川絢子，高津文人，RADIOISO-

それを測定することができれば天然・養殖の判

TOPES , 50, 158-168（2001）

別が行えそうである。実際，大西洋・地中海産

１４）和田英太郎，小川奈々子，宮坂の天然本マグロのアミノ酸 TL は，養殖のもの

7, 77-85（2002）に比べ有意に低い値を示す（図１２）。このよう

１５）和田英太郎，宮坂に，アミノ酸 TL は，本マグロの天然と養殖を判別する簡易な科学的分析法として利用できる

１６）Miller, R. F., Fritz, P. and Morgan, A. V., Palaeoceanogr. Palaeoclimatol. Palaeoecol ., 66, 277-288（1998）
１７）Cormie, A. B., Luz, B. and Schwarcz, H. P., Geo-辞本稿執筆の契機を与えられた昭光通商株式会
社村岡研一氏に深く感謝いたします。本稿の内容は，日本学術振興会特別研究員奨励費及びCREST により実施した研究成果の一部を取り

chim. Cosmochim. Acta, 58, 3439-3449（1994）..
１８）Grocke, D. R., Schimmelman, A., Elisa, S., Miller,
R. F., Qua. Sci. Rev., 25, 1850-1864（2006）
１９）Iken, K., Brey, T., Wand, U., Voigt, J. and Junghans, P., Prog. Oceanogr., 50, 383-405（2001）
２０）Hobson, K. A., Fisk, A., Karnovsky, N., Holst, M.,

纏めたものである。
文

Gagnon, J.-M. and Fortier, M., Deep-Sea Res., 49,
5131-5150（2002）

献

２１）Post, D. M., Ecology, 83, 703-718（2002）

１）Fry, B., Stable Isotope Ecology, Springer, New

２２）Perisc, A., Roshe, H. and Ramade, F., Estuar. Cost.
Shelf Eci., 60, 261-272（2004）

York（2006）
２）West, J. B., Browen, G. J., Cerling, T. E. and２３）Doi, H., Matsumasa, M., Toya, T., Satoh, N., Mizota, C., Maki, Y. and Kikuchi, E., Estuar. Coast. Mar.

Ehleringer, J. R., TRENDS Ecol. Evol ., 21, 408-414

Sci., 64, 316-322（2005）（2006）
３）Wada, E., Terazaki, M., Kabaya, Y. and Nemoto,２４）Scherwood, G. D. and Rose, G. A., Estuar. Coast.
Mar. Sci., 63, 537-549（2005）

T., Deep-Sea Res., 34, 829-841（1987）
４）Hobson, K. A. and Welch, H. E., Mar. Ecol. Prog.

２５）Schweizer, M. K., Wooller, M. J., Toporski, J., Fogel, M. L. and Steele, A., Palaeogeogr. Palaeocli-

Ser., 84, 9-18（1992）

matol. Palaeoecol ., 230, 335-351（2006）５）Wada, E. and Yoshioka, T., Geochem. Int., 32, 121140（1995）

仁，小川奈々子，月刊海洋，38, 441-452（2006）

可能性が非常に高い。
謝仁，地球環境，

２６）Yi, X., Yang, Y. and Zhang, X., Ecol. Model ., 193,

（ ４７ ）

476

RADIOISOTOPES４７）Gannes, L. Z., O Brien, D. M. and Mart nez del801-808（2006）

Rio, C., Ecology, 78, 1271-1276（1997）

２７）Vizzini, S. and Mazzola, A., Estuar. Coast. Mar.
Sci., 66, 459-467（2006）

４８）Hobson, K. A., Alisauskas, R. T. and Clark, R. G.,
Condor, 95, 388-394（1993）２８）Minagawa, M., Winter, D. A. and Kaplan, I. R.,

４９）Adams, T. S. and Strner, R. W., Limnol. Oceanogr.,

Anal. Chem., 56, 1859-1861（1984）

45, 601-607（2000）

２９）Fry, B., Brans, W., Mersch, F. J., Tholke, K. and

５０）Vander Zanden, M. J. and Rasmussen, J. B., Lim-

Garritt, R., Anal. Chem., 64, 288-291（1992）

nol. Oceanogr., 46, 2061-2066（2001）

３０）Wong, W. W., Clarke, L. L., Johnson, G. A., Llaurador, M. and Klein, P. D., Anal. Chem., 64, 354-358

５１）Vanderklift, M. A. and Ponsard, S., Oecologia, 136,
169-182（2003）（1992）
３１）Brand, W. A., Adv. Mass. Spectrum., 14, 655-679

５２）Yoshioka, T., Hayashi, H. and Wada, E., Jpn. J.
Limnol ., 50, 313-320（1989）（1998）
３
２）濱

健夫，濱

Vol．
５
６，No．
８

順子，RADIOISOTOPES ，45, 40-48

５３）Yoshioka, T., Wada, E. and Hayashi, H., Ecology,
75, 835-846（1994）（1996）
３３）Altabet, M. A. and Francois, R., Glob. Biogeochem.
Cyc., 8, 20-116（1994）

５４）Roff, C., Mar. Ecol. Prog. Ser., 203, 47-65（2000）
５５）Dore, J. E., Brum, J. R., Tupas, L. M. and Karl, D.
M., Limnol. Oceanogr., 47, 1595-1607（2002）

３４）Voss, M., Dippner, J. W. and Montoya, J. P., Deep-

５６）O Reilly, C. M. and Hecky, R. E., Limnol. Oceanogr.,

Sea Res., 48,1905-1921（2001）
３５）Minagawa, M. and Wada, E., Mar. Chem., 19, 245-

47, 306-309（2002）
５７）Fry, B., Limnol. Oceanogr., 35, 1182-1190（1988）

259（1986）
３６）Liu, K.-K., Su, M.-J., Hsueh, C.-R. and Gong, G.-C.,

５８）Cabana, G. and Rasmussen, J. B., Proc. Natl. Acad.
Sci. USA, 93, 10844-10847（1996）

Mar. Chem., 54, 273-292（1996）
３７）Karl, D., Letelier, R., Tupas, L., Dore, J., Chistian,５９）Sydeman, W. J., Hobson, K. A., Pyle, P., Elizabeth

J. and Hebel, D., Nature, 388, 533-538（1997）

and McLaren, E. B., Condor, 99, 327-336（1997）

３８）Karl, D., Michaels, A., Bergman, B., Capone, D.,

６０）Vander Zanden, M. J., Cabana, G. and Rasmussen,

Carpenter, E., Letelier, R., Lipschultz, F., Paerl, H.,

J. B., Can. J. Fish Aquat. Sci., 54, 1142-1158（1997）

Sigman, D. and Stal, L., Biochemistry, 57/58, 47-98

６１）Ogawa, N. O., Koitabashi, T., Oda, H., Nakamura,T., Ohkouchi, N. and Wada, E., Limnol. Oceanogr.,（2002）

46, 1128-1136（2001）

３９）Mino, Y., Saino, T., Suzuki, K. and Marañón, E.,
Glob. Biogeochem. Cyc., 16, 1059, doi : 10.1029/

６２）Schmit, K., Atkinson, A., Stubing, D., McClelland,
J. W., Montoya, J. P. and Voss, M., Limnol. Ocean-

2001GB001635（2002）

ogr., 48, 227-289（2003）

４０）Wada, E. and Hattori, A., Geochim. Cosmochim.

６３）Matthews, B. and Mazumder, A., Limnol. Ocean-Acta, 40, 249-251（1976）

ogr., 50, 1404-1414（2005）

４１）Miyake, Y. and Wada, E., Rec. Oceanogr. Works..
６４）Freudenthal, T., Wagner, T., Wenzhofer, F., Za-

Japan, 9, 37-53（1967）

bel, M. and Wefer, G., Geochim. Cosmochim Acta,

４２）Hayes, J. M., Rev. Mineral. Geochem., 43, 225-277

65, 1795-1808（2001）（2001）
４３）DeNiro, M. J. and Epstein, S., Geochim. Cosmochim.

６５）Lehmann, M. F., Bernasconi, S. M., Barbieri, A.
and McKenzie, J. A., Geochim. Cosmochim. Acta,

Acta, 45, 341-351（1981）
４４）Macko, S. A., Lee, W. Y. and Parker, P., J. Exp.
Mar. Bio. Eco., 63, 145-149（1982）

66, 3575-3584（2002）
６６）Gaebler, O. H., Vitti, T. G. and Vukmirovich, R.,
Can. J. Biochem., 44, 1249-1257（1966）

４５）Minagawa, M. and Wada, E., Geochim. Cosmochim.
Acta, 48, 115-1140（1984）

６
７）Macko, S. A., Fogel（Estep）, M. L., Hare, P. E. andHoering, T. C., Chem. Geol ., 65, 79-92（1987）

４６）Hobson, K. A. and Clark, R. G., Condor, 94, 189197（1992）

６８）Serban, A., Engel, M. H. and Macko, S. A., Org.

（ ４８ ）

Aug．
２
０
０
７

力石，他：生態学指標としての安定同位体：アミノ酸の窒素同位体分析による新展開477８２）Petzke, K. J., Boeing, H. and Metges, C. C., Rapid

Geochem., 13, 1123-1129（1988）

Commun. Mass Spectrom., 19, 1392-1400（2005）

６９）Hare, P. E., Fogel, M. L., Stafford Jr, T., Michell, A.
D. and Hoering, T., J. Archaeol. Sci., 18, 277-292

８３）Veuger, B., Middelburg, J. J., Boschker, H. T. S.
and Houtekamer, M., Limnol. Oceanogr. : Methods,（1991）
７０）Minagawa, M., Egawa, S. and Kabaya, Y., Mass
Spectros., 40, 47-56（1992）

3, 230-240（2005）
８４）Chikaraishi, Y., Kashiyama, Y., Ogawa, N. O.,
Kitazato, H. and Ohkouchi, N., Mar. Ecol. Prog.

７１）Macko, S. A. and Engel, M. H., Phil. Trans. R. Soc.

Ser.,（in press）

Lond. B , 333, 367-374（1991）
７２）Hayes, J. M., Freeman, K. H., Popp, B. N. and Ho-８５）Macko, S. A., Uhle, M. E., Engel, M. H. and An-

ham, C. H., Org. Geochem., 16, 1115-1128（1990）

drusevich, V., Anal. Chem., 69, 926-929（1997）

７３）Merritt, D. A. and Hayes, J. M., J. Am. Soc. Mass

８６）Brand, W. A., Tegtimeyer, A. R. and Hilkert, A.,
Org. Geochem., 21, 585-594（1994）

Spectrom., 5, 387-397（1994）
７４）Metges, C. C., Petzke, K.-J. and Hennig, U., J.
Mass Spectrom., 31, 367-376（1996）

８７）Sessions, A. L., J. Sep. Sci., 29, 1946-1961（2006）８８）力石嘉人，
奈良岡浩，
ぶんせき，
8, 456-462（2004）

７５）Metges, C. C. and Petzke, K. J., Anal. Biochem.,

８９）Lengeler, J. W., Drew, G. and Schlegel, H. G., Biology of the Prokaryotes, Blackwell Science, New

247, 158-164（1997）

York（1999）

７６）Metges, C. C., Petzke, K. J., El-Khoury, A. E., Henneman, L., Grant, I., Bedri, S., Regan, M. M.,

９０）Buchanan, B. B., Gruissem, W. and Jones, R. L.,

Fuller, M. F. and Young, V. R., Am. J. Clin. Nutr.,

Biochemistry and Molecular Biology of Plant,
American Society of Plant Physiology, Rockville70, 1046-1058（1999）
７７）Fogel, M. L. and Tuross, N., Oecologia, 120, 336-

（2000）
９１）Bender, D. A., Introduction to Nutrition and Me-

346（1999）７８）Metges, C. C. and Daenzer, M., Anal. Biochem.,

tabolism, CRC Press, London（2002）
９２）Macko, S. A., Fogel Estep, M. L., Engel, M. H. and

278, 156-164（2000）

Hare, P. E., Geochim. Cosmochim. Acta, 50, 2143-

７９）McClelland, J. W. and Montoya, J. P., Ecology,2146（1986）

2173-2180（2002）
８０）McCellland, J. M., Holl, C. M. and Montoya, J. P.,

９３）Matter III, P. and Miller, H. W., Comp. Biochem.
Physiol ., 43B, 55-56（1972）

Deep-sea Res. I , 50, 849-861（2003）
８１）Schmidt, K., McClelland, J. W., Mente, E., Mon-

９４）Ostrom, P. H., Macko, S. A., Engel, M. H. and Sil-

toya, J. P., Alkinson, A. and Voss, M., Mar. Ecol.
Prog. Ser., 266, 43-58（2004）（ ４９ ）

fer, J. A., Org. Geochem., 16, 1139-1144（1990）