Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## (6) その他

大手信人：「第17回 生態学琵琶湖賞」受賞 2013年7月

### 8 \. 引用文献

1) Rabalais, N.N. (2002) Nitrogen in Aquatic Ecosystems. AMBIO: A Journal of the Human Environment, 31: 102-112

2) Likens, G.E. and Butler, T.J. (1981) Recent acidification of precipitation in North America. Atmospheric Environment (1967), 15: 1103-1109

3) Aber, J., McDowell, W., Nadelhoffer, K., Magill, A., Berntson, G., Kamakea, M., McNulty, S., Currie, W., Rustad, L. and Fernandez, I. (1998) Nitrogen saturation in temperate forest ecosystems. BioScience, 48: 921–934

4) Anderson, C. and Cabana, G. (2005) $ \delta^{15} $ N in riverine food webs: effects of N inputs from agricultural watersheds. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 62, 333-340

5) Ohte, N., Tayasu, I., Kohzu, A., Yoshimizu, C., Osaka, K., Makabe, A., Koba, K., Yoshida, N., and Nagata, T. (2010). Spatial distribution of nitrate sources of rivers in the Lake Biwa watershed, Japan: Controlling factors revealed by nitrogen and oxygen isotope values. Water Resour. Res. 46, pp. W07505

6) 国土地理院（2013）国土数値情報土地利用細分メッシュデータ http://nlftp.mlit.go.jp/ksj/gml/datalist/ KsjTmplt-L03-b.html （2014/3/6 参照）

7) 白濱圭通（2008）土地利用と地質が有田川水系の水質に与える影響．京都大学卒業論文

8) Sigman, D.M., Casciotti, K.L., Andreani, M., Barford, C., Galanter, M. and Böhlke, J.K. (2001) A bacterial method for the nitrogen isotopic analysis of nitrate in seawater and freshwater. Analytical Chemistry, 73:4145-4153

9) 総務省統計局（2010）平成22年度国勢調査統計データ http://www.stat.go.jp/data/kokusei/2010/index.htm（2014/3/6 参照）

10) 中村高志，長田淑美，風間ふたば (2007) 水素・酸素および窒素安定同位体組成からみた甲府盆地東部地下水の涵養源と硝酸イオン濃度分布特性．水環境学会誌, 31: 87-92

11) Kendall, C., E. M. Elliott, and S. D. Wankel (2007) Tracing anthropogenic inputs of nitrogen to ecosystems, in Stable Isotopes in Ecology and Environmental Science, edited by R. H. Michener and K. Lajtha, pp. 375–449, doi: 10.1002/9780470691854.ch12, Blackwell, Oxford, U. K.
## （３）安定同位体解析による食物網構造解析技術の開発

京都大学

生態学研究センター 陀安一郎

<研究協力者>

京都大学生態学研究センター 由水千景・加藤義和

海洋研究開発機構 海洋・極限環境生物圈領域 石川尚人

平成23(開始年度)～25年度累計予算額：47,002千円（うち、平成25年度予算額：14,336千円）予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

本サブテーマにおいては、炭素・窒素の安定同位体比（バルク同位体比）、アミノ酸窒素同位体比、および放射性炭素14（天然存在比）を用いた食物網構造解析手法の開発を目的とした。まず、本研究の遂行のために必要な安定同位体比質量分析装置の改造を行った。そして、琵琶湖集水域に属する野洲川・安曇川の上流および下流において、河川生物の定量採集を行い、各種同位体分析を行った。アミノ酸窒素同位体比分析結果からは、いままでの炭素・窒素バルク安定同位体比を用いた研究では難しかった河川生態系においても、食物網構造（一次生産起源割合および栄養段階）の把握が行えることを世界で初めて明らかにした。本手法が、外部生産（陸域起源炭素）および内部生産（水域起源炭素）が混合する系では一般的に利用可能であることを、河川におけるヨシノボリの研究、および琵琶湖におけるアユとビワマスの研究によって明らかにした。さらに、放射性炭素14を用いることによっても、この外部生産と内部生産の割合を計算することが出来ることを示し、各種同位体手法を測定することによって食物網構造解析を精緻に行うことができることを明らかにした。これらの食物網構造解析手法を元にすると、生物多様性と、栄養転換効率といった生態系機能を比較することができ、それらを元にした評価をすることが出来ることを示唆した。さらに、ホルマリンで固定された琵琶湖の魚類標本試料の窒素同位体比分析、さらにはアミノ酸窒素同位体比分析を用いた、長期にわたる魚類の栄養段階の変遷を明らかにすることにより、過去の生態系における特定種の栄養段階の変化の議論を行うことが可能となった。特に、アミノ酸窒素同位体比分析は、一次生産起源割合の仮定をすることが可能であれば、原理的に魚類のみの同位体比で計算することが可能なため、断片的な試料しか存在しない場合でも利用可能であることに利点がある。さらに、サブテーマ（4）で開発された食物網構造解析手法を用いることにより、栄養段階の変化を取り込んだ多様性評価手法を提案した。

## [キーワード]

安定同位体比、アミノ酸窒素同位体比、放射性炭素14、生物標本、食物網複雑性指標
### 1. はじめに

生物多様性は、(1)遺伝子の多様性、(2)種多様性、(3)生態系の多様性といった階層構造をもった複雑系と解釈されるが、生態系機能を議論するためには遺伝子の多様性および種多様性に関する情報の総和だけでは不十分である。特にエネルギーと物質の流れと、生物多様性を関連づけるためには、生物間相互作用を簡便に記述する必要がある。食う-食われる関係はそのなかでも物質の流れに直接関係するため、食物網を的確に記述する必要がある。

安定同位体手法は、それらの問題を解決するために近年幅広く使われるようになってきた。特に、炭素・窒素の安定同位体比は、炭素が食物源の情報、窒素が栄養段階の情報を持つために、食物網の形を記述する上で重要なパラメータとして使うことができる。さらに、近年では分子レベル安定同位体分析手法の進歩から、今後の生物多様性モニタリングに利用することも可能ではないかと考えられる。しかしながら、炭素・窒素のバルク（全体）同位体比手法に比べ、分子レベル手法は分析化学の予備知識が必要であることに加え、実際の野外調査が十分に行われていないため、現実の多様性モニタリングには利用されていないのが現状である。

## 2 ．研究開発目的

本研究においては、最新の各種同位体分析手法を駆使することにより、生態系機能を評価することも考慮に入れながら、生物多様性モニタリング調査を行う上で有効な研究手法の開発を行うことを目的とした。まず、市販の安定同位体比質量分析計をカスタマイズし、アミノ酸窒素同位体比分析に最適な分析機器のセッティングを行う。そして、本手法を人間活動が生態系に与える評価を研究する上でもっともわかりやすい生態系として、陸水生態系を選んだ。河川や湖沼によって代表される陸水生態系は、人間活動の結果として物理的・化学的・生物学的な影響を受けている。陸水生態系における生物多様性は、それら複数の影響下に置かれている。特にここ100年の著しい人為影響によって、陸水生態系を改変してきたことは明白であるが、正当にそれを評価する手法は十分ではないと考えられる。現在の生態系においても、生物多様性調査といわゆる環境調査ついては別々の評価基準で進められているため、客観的なデータセットを得るのが難しい。本研究においては、それらの状況に鑑み、博物館等に断片的に存在する過去100年程度の標本分析を利用することができ、かつ今後の生物多様性・生態系変化を的確に記録しておける手法の開発を目標に定めた。

### 3. 研究開発方法

研究を（１）～（１０）の10項目に分け、順を追って説明する。

## （１）アミノ酸分析技術の開発

食物網は生態系の中で物質やエネルギーの流れを規定しており、その研究は生態学の中で最も重要なテーマの1つである。陸域と水域とをつなぐ河川生態系において、生物の餌起源の指標となる炭素安定同位体比（δ¹³C）は、小さなスケールで大きな変動を示す¹。一方、栄養段階の指標となる窒素安定同位体比（δ¹⁵N）は、生物分類群間で分別係数が異なることが知られている²。

このような従来手法の問題点を克服し、河川食物網を高精度に解析するためには、新たな指標の開発・応用が必要不可欠である。
近年、動物のアミノ酸窒素安定同位体比から栄養段階を推定する手法が開発され、注目を集めている。アミノ酸代謝において、脱アミノ基やアミノ基転移を繰り返すアミノ酸（例：グルタミン酸）は、栄養段階間で顕著に窒素同位体比が上昇するのに対し、C-N結合が保存されるアミノ酸（例：フェニルアラニン）は、栄養段階間で窒素同位体比がほとんど変化しない。先行研究によればこの原理から、両アミノ酸の窒素同位体比の差は動物の栄養段階の一次関数となり、単一の一次生産者を起点とする食物連鎖に依存している動物の栄養段階は、以下の式により決定される $ ^{3)} $ 。すなわち、

$$ \mathrm{TP}=\frac{\delta^{15}\mathbf{N}_{\mathrm{Glu}}-\delta^{15}\mathbf{N}_{\mathrm{Phe}}+\beta}{8.0-0.4}+1 $$

[式(3)-1]

ここで、TPは栄養段階（または栄養位置）、$\delta^{15}N_{Glu}\cdot\delta^{15}N_{Phe}$ はそれぞれグルタミン酸・フェニルアラニンの窒素安定同位体比、βは一次生産者のフェニルアラニン・グルタミン酸同位体比の差を表す。βは水域生産者で-3.4‰，陸上C3植物で+8.4‰、陸上C4植物で-0.4‰と見積もられている³⁴）。分母における8.0、0.4はそれぞれグルタミン酸とフェニルアラニンの濃縮係数である。従って、この式は高次捕食者のみのデータで栄養段階が推定可能であることを示している。

そこで、平成21年度に京都大学生態学研究センターに導入された、ガスクロマトグラフGC-Isolink付き安定同位体比質量分析計を用いて、分析システムの確立・調整を試みた。

## （２）野洲川・安曇川における食物網解析

ところで、水域・陸域一次生産者は式(3)-1中のβ値が異なることから³⁾、水域・陸域食物連鎖が混合する系においては、それぞれに由来する資源の混合割合を考慮する必要がある。しかしながら、複雑な食物網の解析にアミノ酸同位体比を応用した例はほとんどなく、この栄養段階推定法が生態系一般に広く応用可能かどうか、まだ分かっていない。

本研究では河川生態系に着目し、まず2004年に野洲川および安曇川で採集した試料の、バルク窒素安定同位体比測定結果を再解析した。この結果を基に、河川生態系の食物網を高精度に解析することを目的として、2011年11月と2012年5月の2季節に野外調査を行った。次に採集した水生昆虫や魚類、およびこれらの餌資源（礫表面付着性の藻類：水域一次生産者：C3植物リター：陸域一次生産者）から、Nピバロイル／イソプロピル誘導体化法によってアミノ酸を抽出し、ガスクロマトグラフ／燃焼／同位体比質量分析計を用いて各アミノ酸の窒素安定同位体比を測定した。また、食物網解析でこれまで広く用いられてきた生物体全体（バルク）の炭素・窒素安定同位体比も測定した。

各地点において、礫表面に付着している藻類（以下付着藻類）、C3植物リターと水生昆虫や魚類のバルク炭素・窒素安定同位体比から、各動物へのC3植物リターに対する付着藻類の相対的奪与率（f）を、以下のように算出した $ ^{5)} $ ：
$$ f=\frac{\frac{\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{A}]-\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{L}]}{\Delta_{\mathrm{N}}}-\frac{\delta^{13}\mathrm{C}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{A}]-\delta^{13}\mathrm{C}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{L}]}{\Delta_{\mathrm{C}}}}{\frac{\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{P}]-\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{L}]}{\Delta_{\mathrm{N}}}-\frac{\delta^{13}\mathrm{C}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{P}]-\delta^{13}\mathrm{C}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{L}]}{\Delta_{\mathrm{C}}}} $$

ここで、 $ 0 \leq f \leq 1 $ であり、 $ \delta^{15}N_{Bulk}[A] $ ， $ \delta^{13}C_{Bulk}[A] $ ， $ \delta^{15}N_{Bulk}[L] $ ， $ \delta^{13}C_{Bulk}[L] $ ， $ \delta^{15}N_{Bulk}[P] $ ， $ \delta^{13}C_{Bulk}[P] $ はそれぞれ動物、C3 植物リター、付着藻類のバルク窒素・炭素安定同位体比を表す。 $ \Delta_{N} $ と $ \Delta_{C} $ は、栄養段階あたりの $ \delta^{15}N_{Bulk} $ と $ \delta^{13}C_{Bulk} $ の濃縮係数である。式(3)-2 から、動物の栄養段階（TP）を以下のように算出した：

$$ \mathrm{TP}{=}\frac{\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{A}]-\delta^{13}\mathrm{C}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{A}]-\left\{f(\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{P}]-\delta^{13}\mathrm{C}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{P}])+(1-f)(\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{L}]-\delta^{13}\mathrm{C}_{\mathrm{Bulk}}[\mathrm{L}])\right\}}{\Delta_{\mathrm{N}}-\Delta_{\mathrm{C}}}+1 $$

同様に、付着藻類、C3植物リターと水生昆虫や魚類のグルタミン酸・フェニルアラニンの窒素安定同位体比から、各動物へのC3植物リターに対する付着藻類の相対的寄与率（g）を、以下のように算出した：

$$ g=\frac{\frac{\delta^{15}N_{Glu}[A]-\delta^{15}N_{Glu}[L]}{\Delta_{Glu}}-\frac{\delta^{15}N_{Phe}[A]-\delta^{15}N_{Phe}[L]}{\Delta_{Phe}}}{\frac{\delta^{15}N_{Glu}[P]-\delta^{15}N_{Glu}[L]}{\Delta_{Glu}}-\frac{\delta^{15}N_{Phe}[P]-\delta^{15}N_{Phe}[L]}{\Delta_{Phe}}} $$

ここで、 $ 0 \leq g \leq 1 $ であり、 $ \delta^{15}N_{Glu}[A] $ , $ \delta^{15}N_{Phe}[A] $ , $ \delta^{15}N_{Glu}[L] $ , $ \delta^{15}N_{Phe}[L] $ , $ \delta^{15}N_{Glu}[P] $ , $ \delta^{15}N_{Phe}[P] $ はそれぞれ動物、C3植物リター、付着藻類のグルタミン酸・フェニルアラニンの窒素安定同位体比を表す。 $ \Delta_{Glu} $ と $ \Delta_{Phe} $ は、栄養段階あたりの $ \delta^{15}N_{Glu} $ と $ \delta^{15}N_{Phe} $ の濃縮係数である。式(3)-4から、動物の栄養段階（TP）を以下のように算出した：

$$ \mathrm{TP}{=}\frac{\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Glu}}[\mathrm{A}]-\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Phe}}[\mathrm{A}]-\left\{g(\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Glu}}[\mathrm{P}]-\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Phe}}[\mathrm{P}])+(1-g)(\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Glu}}[\mathrm{L}]-\delta^{15}\mathrm{N}_{\mathrm{Phe}}[\mathrm{L}])\right\}}{\Delta_{\mathrm{Glu}}-\Delta_{\mathrm{Phe}}}+1 $$

最後に、バルク炭素・窒素安定同位体比を用いた場合の2ソース混合モデルによる付着藻類の寄与率推定値および栄養段階推定値と、グルタミン酸・フェニルアラニンの窒素安定同位体比を用いた場合のそれらの推定値との違いについて、検討した。
## （３）琵琶湖産魚類の栄養段階および栄養起源の推定

琵琶湖内に生息する多様な魚種についてアミノ酸窒素安定同位体分析を行い、その栄養段階および栄養起源の推定を行った。2000年以降に採集され、乾燥保存されていた魚類標本から分析試料を採取し、3種（アコPlecoglossus altivelis、ビワマスOncorhynchus masou rhodurus、ビワコオオナマズSilurus biwaensis）についてアミノ酸窒素安定同位体分析を行った。栄養起源の候補として、沖合の植物プランクトン、湖の表層（水深2.5m）および深層（50m）で採集した粒状有機物（POM）についてもアミノ酸窒素安定同位体分析を行った。各魚種の栄養段階の推定には式(3)-1を用い、β=3.4（水域での生産者の値）として計算した。

さらに、琵琶湖流域に生息する2種のヨシノボリを対象とし、アミノ酸窒素安定同位体比による栄養段階の推定を行った。カワヨシノボリRhinogobius flumineusは完全な陸封性であり、琵琶湖の流入河川の上流部のみに生息するが、トウヨシノボリRhinogobius sp. ORは成長段階に応じて琵琶湖と流入河川を行き来する両側回遊性の生活史を持ち、河川の中流部から下流部にかけて生息する。野外調査は、琵琶湖の流入河川である安曇川および野洲川の流域で、2011年11月および2012年5月に実施した。安曇川流域は上流から下流まで森林が多く、比較的自然状態が保たれている。一方、野洲川流域では、上流は安曇川と同様に自然状態が保たれた景観だが、下流に行くほど農地や住宅地が増えてくる。両河川の流程に沿って複数の調査サイトを設定し、各サイトで採集したヨシノボリ、付着藻類（水域の栄養起源）、陸上C3植物の落葉（陸域の栄養起源）について、アミノ酸窒素安定同位体比を測定した。2種のヨシノボリは雑食性であるため、水域と陸域両方の栄養起源を混合して利用していると予想される。そこで、2ソース混合モデルにより、ヨシノボリの栄養段階およびそれぞれの栄養起源への寄与率を求めた。バルクの窒素安定同位体比を用いた先行研究では、トウヨシノボリは琵琶湖から流入河川に遡上した直後（8月頃）からしばらくの間は、湖由来の栄養起源（植物プランクトン）の同位体比を反映するが、3か月が経過した時点では河川由来の栄養起源のみを反映した値となることが知られている $ ^{6} $ 。今回採集を行った時期（11月および5月）は、湖由来の栄養起源が反映される期間に当たらないため、本研究では湖由来の栄養起源の混合は考慮しなかった。さらに、同一の試料についてバルクの炭素および窒素安定同位体比による栄養段階推定も行い、推定手法間での比較検討を行った。

## （４）放射性炭素14を用いた琵琶湖流入河川食物網の炭素起源推定

河川生態系は空間的な異質性が大きく、瀬淵構造や明暗環境の存在は、一次生産者である付着藻類の光合成活性に影響を及ぼす。付着藻類の炭素安定同位体比（$\delta^{13}\mathrm{C}$）は光合成に伴う同位体分別によって値が決定されるため、河川生態系のハビタット間で大きな差が生じる$^{7),8)}$。炭素起源の指標である$\delta^{13}\mathrm{C}$の大きな変動は、食物網への寄与率推定に不明確さを生み出す要因となる。これに対して、放射性炭素14天然存在比（$\Delta^{14}\mathrm{C}$）は光合成に伴う同位体分別効果を理論上相殺し$^{9)}$、純粋に付着藻類の炭素起源を反映した指標になると考えられる。本研究の野外調査は、滋賀県芹川上流の河内地区にて行われた。対照的な光および流速環境を持つ1つの蛇行区間（リーチ）が選ばれた。本リーチは石灰岩および玄武岩で覆われており、幅10-15 m、深さ10-40 cm、高度250 mであった。河岸の優占樹種はブナ科およびスギ科であった。調査リーチ中で4つのハビタット（$2\times2$ factorial design: 明/瀬、明/淵、暗/瀬、暗/淵）が選ばれた。それぞれのハビタットにおいて、12個のコドラート（$30\times30\mathrm{~cm}^{2}$）をランダムに設定した。それぞれのコドラートにおいて、河川中の石
を5個ランダムに選び、表面をブラシでこすり取り、付着藻類を、また各ハビタットにおいて、粒状有機態炭素（POC）をメッシュサイズ1-mmのサーバーネットを用いて採取し、それぞれのδ¹³C・Δ¹⁴Cを測定した。

河川生態系は、各種の生態系プロセスが最も盛んな系の1つであり、同時にその空間的な異質性は生物群集の多様性を生み出し、捕食・被食関係を通じて複雑な食物網を形成する。また集水域には、現世の大気$\mathrm{CO}_{2}$と異なる放射性炭素$^{14}\mathrm{C}$年代をもつ炭素リザーバーがいくつか存在する。例えば石灰岩は、数千万年以上前に大気$\mathrm{CO}_{2}$から隔離された炭素を炭酸塩として保持しているため、その$^{14}\mathrm{C}$年代は極めて古い（加速器質量分析計における$^{14}\mathrm{C}$年代の検出限界は約60,000年）。炭酸塩が風化してできた溶存$\mathrm{CO}_{2}$は、河川の一次生産者を介して食物網に$^{14}\mathrm{C}$年代の古い炭素を供給する。本研究では、琵琶湖流域の15河川において付着藻類と、河川食物網の高次消費者であるトウヨシノボリ（Rhinogobius sp. OR）の$\Delta^{14}\mathrm{C}$を測定した。

流域内の様々なソースに由来する炭素は、その生成過程や分解特性、流下プロセスなどに応じて、固有の時間的遅れを示しながら各炭素プールに流入・滞留し、その履歴が$\Delta^{14}\mathrm{C}$値に反映されていると考えられる$^{10),11}$。石灰岩を基盤とする河川（以下、石灰岩河川）は、集水域に成立年代の古い炭酸塩岩から成る炭素リザーバーが存在するため、ここから風化する無機炭素の$\Delta^{14}\mathrm{C}$値は極めて低い$\left(\Delta^{14}\mathrm{C}=-1000\%\right)$。この無機炭素を光合成により固定する河川の一次生産者（例：岩表に付着する藻類）の$\Delta^{14}\mathrm{C}$値も低く、水生昆虫や魚類といった、食物網の構成要素の$\Delta^{14}\mathrm{C}$値も低くなると考えられる。一方、石灰岩を基盤としない河川（以下、非石灰岩河川）は、古い炭酸塩岩から成る炭素リザーバーが存在しない、もしくは少ないため、石灰岩河川のような炭素輸送経路は存在しない、もしくは重要ではない。しかしながら、土壌に蓄積された無機態、有機態の炭素画分が河川へ流入しているとすれば、大気$\mathrm{CO}_{2}$から固定されてから数十年程度の炭素が食物網へと供給されている可能性はある$\left(\Delta^{14}\mathrm{C}>+50\%\right)$。同時に、いずれの河川においても現在の大気$\mathrm{CO}_{2}$を固定した陸上植物由来のリター$\left(\Delta^{14}\mathrm{C}=+50\%\right)$は河川に供給されており、食物網の中でこれらの年代および起源の異なる炭素が混合されていると考えられる。以上のような予測を検証するために、琵琶湖流域の3石灰岩河川（芹川、犬上川、愛知川）および3非石灰岩河川（和邇川、安曇川、野洲川；ただし野洲川は上流の調査地点よりやや下流側に、石灰岩地帯が少し分布している）において、網羅的な生物サンプリングを行い、得られたサンプルの一部を用いて$\Delta^{14}\mathrm{C}$分析を実施した。本研究では河川食物網の主要な構成要素である水生昆虫および魚類に着目した。特に水生昆虫には、口腔の形態と採餌パターンから、摂食機能群（FFG）と呼ばれる分類体系が存在する。本研究では、FFGに基づき個々の水生昆虫を藻類食者、リター食者、ろ過食者、雑食者、捕食者に分別し、それぞれの炭素起源と$\Delta^{14}\mathrm{C}$値との対応関係を調べた。

付着藻類、リター、粗大粒状有機物（CPOM）、微細粒状有機物（FPOM）、水生昆虫の各サンプルは、封緘法にてΔ¹⁴C測定のためのグラファイト化を行った。サンプルは石英管を用いて酸化銅・還元銅・銀と共に真空中で封緘した後、850℃で燃焼しCO₂と窒素化合物とに変換した。得られたCO₂は寒剤を用いてライン上で分取し、鉄触媒下650℃で水素を用いて還元してグラファイトを得た。グラファイトサンプルは、GNS Science（ニュージーランド）のRafter Radiocarbon Laboratoryの加速器質量分析計（AMS）によりΔ¹⁴C分析を実施した。Δ¹⁴C値は1950年のスタンダードに対する¹⁴C活性の相対値として定義され、サンプルのδ¹³C値によって補正された値となる。Δ¹⁴C値の測定誤差は概ね3‰以内であった。理論上、¹⁴Cには¹³Cの2倍の同位体分別が働くと仮定され、以下の
式により $ \Delta^{14}C $ として定義される $ ^{8)} $ ：

$$ \Delta^{14}C\left(\%o\right)=\delta^{14}C-2\left(\delta^{13}C+25\right)\left(1+\delta^{14}C/1000\right) $$

[式(3)-6]

## （５）放射性炭素14を用いた護摩壇山試験地河川食物網の炭素起源推定

我が国は国土の7割を森林が占めるため、大規模な伐採と人工林化が、涵養する河川や集水域の生態系の炭素循環に及ぼす影響を解明することは極めて重要である。本研究では森林伐採・植栽からの時間経過と河川食物網の $ ^{14} $ C年代との間にどのような関係があるかを明らかにすることを目的とし、集水域の林齢が異なる調査地において、付着藻類、陸上植物リター、水生昆虫の $ \Delta^{14} $ Cを測定した。伐採直後は、土壌から栄養塩が溶脱し、河床に到達する光量も増加する。このため、河川の内部生産力は増加し、陸上植物由来資源の供給は減少すると考えられる。一方で林齢が進むにつれ、植生が回復し林冠が閉鎖されるため、河床に到達する光量は減少し、土壌からの栄養塩溶脱も減少する。これにより、河川の内部生産力は低下するため、生態系が陸上由来の資源に依存する割合が増加すると考えられる。以上の仮説は、サブテーマ（1）における $ \delta^{13} $ Cの変動パターンによって間接的に支持された。しかしながら、河川の主要な一次生産者である付着藻類の $ \delta^{13} $ Cは時空間的な変動が大きく、極端な場合、陸域C3植物リターの $ \delta^{13} $ Cと重複してしまうことがある。一方、 $ \Delta^{14} $ Cは $ \delta^{13} $ Cとは異なり、同位体分別とは独立に値が決まるため、特に一次生産者の光合成活性の違いに起因する、付着藻類の同位体比の時空間変動は小さいことが予測される。このことは、河川食物網が陸域・水域由来の資源にどれだけ依存しているかを評価する上で有効と考えられる。以上の予測を検証するために、サブテーマ（1）と連携して研究を実施した。

サブテーマ（1）の研究サイトである京都大学フィールド科学教育研究センター和歌山研究林およびその周辺の集水域（護摩壇山試験地）は、集水域単位の皆伐施業が行われ、集水域面積が $ 1km^{2} $ 未満の一次～三次河川が集中的に分布する $ ^{12)} $ 。林齢以外の要因がほぼ等しいため、スギ人工林の皆伐から再成立過程と、それに伴う河川生態系の変化を把握できる。それぞれの林分の伐採後の経過年数は台帳から照会可能であり、森林管理の時間軸に基づいた生物群集と生態系の応答を把握することができる。本研究では、森林伐採からの時系列に応じた生物群集の時間変動と食物網構造の変化を明らかにするため、調査地を伐採からの時系列の異なるS34(3yr)、S16(12yr)、S12(23yr)、S5(38yr)、S20(49yr)、及び上ウレビ(90yr以上)の6地点に設定した。水生昆虫は、コドラート付サーバーネットによる定量採集を行った。得られた生物は同定可能な分類群に類別後、分類群ごとに $ \Delta^{14}C $ を分析した。

## （6） 安定同位体指標に基づく生物多様性と生態系機能の関係解明

平成18年に琵琶湖沿岸33地点から底生動物群集を定量採集したデータをもとに解析を行った。同定可能な分類群に類別した後、その個体数とバイオマスを計数・計測し、各地点の生物多様性をShannon-Wienerの多様度指数（ $ H' $ ）で評価した。さらに、分類群ごとに炭素・窒素安定同位体分析を行い、底生動物群集の基盤餌源となるPOMと礫付着物の安定同位体比に基づいて、各分類群の栄養段階を推定した。バイオマスで重みづけした群集の平均栄養段階（CTL）は、以下のように定式化した。
$$ CTL=\Sigma(TL_{i}*M_{i})/CM $$

ここで、 $ TL_{i} $ と $ M_{i} $ は底生動物iの栄養段階とバイオマス、CMは群集の総バイオマスを表わす。また、底生動物の栄養段階と栄養転送効率（TTE）を考慮しながら、群集の総バイオマスを以下の式に従って基盤資源への生産依存量（BPR）に換算した。

$$ BPR=\Sigma\{M_{i}*(1/TTE)^{TLi}\} $$

ここで、TTEは沿岸底生動物で報告されている最小（TTE=0.037）と最大（TTE=0.271）の推定値を代入した。

## （7） 安定同位体指標に基づく空間食物網解析

生物の食性・行動圏と安定同位体情報の空間変異に基づいて、空間食物網解析を実施した。上記（6））より多地点から複数の個体が採集されているベントス・魚類の炭素同位体データを解析に使用した。また、高次捕食魚であるハスについては、平成23年に沿岸7地点から42個体を採集して、安定同位体分析に供した。

各種生物の炭素安定同位体比に基づく局所食物網情報の空間変異（$\delta^{13}\mathbf{C}_{var}$）は、以下のように定式化できる。

$$ \delta^{13}\mathbf{C}_{var}=\ \sum_{i=1}^{k}n_{i}(\bar{x}_{i}-\bar{\bar{x}})^{2}/(k-1) $$

ここで、$\bar{x}_{i}$ は炭素安定同位体比の地点別平均、$\bar{x}$ は全地点平均、$k$ は地点数を表す。局所食物網に依存する定住性の生物種ほど$\delta^{13}C_{var}$ が大きい値を示し、広域に移動することによって局所食物網の同位体情報を平均化する生物種ほど$\delta^{13}C_{var}$ が小さい値を示すと理論的に予測される。各生物種の$\delta^{13}C_{var}$ の逆数を対数変換$ln(1/\delta^{13}C_{var})$ することによって、生物の摂餌行動圈を数値化することを試みた。

## （８）液浸標本を用いた食物網の長期動態解析

大正3年（1914年）以降に収集・保管された液浸生物標本のアミノ酸窒素安定同位体分析を行うため、バルク（組織全体）窒素安定同位体比に基づく既存の解析データの整理と新たな安定同位体分析試料の収集を実施した。既存資料には平成16年以降の安定同位体データが存在しないため、今回新たに平成22年に琵琶湖で採集され、液浸保存された魚類標本から分析試料の採取および調整を行った。魚類14種（ハス、オオクチバス、ブルーギル、アユ、オイカワ、ホンモロコ、トウヨシノボリ、ヌマチチブ、ウツセミカジカ、ゼゼラ、カマツカ、ニゴイ、ワカサギ、イサザ）、のベ122個体について、バルク窒素安定同位体比を測定した。分析値に基づいて、各個体の栄養段階をOkudaら $ ^{13} $ に従い、以下のように算出した。

$$ 栄養 段階 =\left( 魚 \mathcal{O}\delta^{15}\mathrm{N-}\right. 湖底 表層 堆積物 \mathcal{O}\delta^{15}\mathrm{N}\left)\mathcal{O}\left.\bigtriangleup3.4+1\right. $$

ここで、湖底表層堆積物（主に植物プランクトン遺骸によって構成される）のδ¹⁵Nは食物網の窒素同位体比ベースラインとして使用した。表層堆積物は平成23年に生態学研究センターの定期観測定点Ie-1においてエクマンバージ採泥器を用いて採集されたものをバルク窒素同位体分析に供試した。栄養段階を魚種ごとに平均し、Okudaら¹³によって報告された1910年代から2000年代までの各魚種・年代別平均栄養段階と比較した。
## （9） ハスおよびイサザにおける栄養段階の長期変動

琵琶湖流域において1914年より収集・保管されてきた魚介類の液浸標本のうち、遊泳性の肉食魚であるハスOpsariiichthys uncirostris uncirostrisを用いて、アミノ酸窒素安定同位体比による栄養段階の推定を行い、その長期変動を解析した。ハスの生活史は、沖合での回遊生活が大部分を占めるが、繁殖期（6～8月）になると成魚は琵琶湖流入河川の河口から下流域に滞在する。そのため、繁殖期のハスは、河川を流下してきた陸域由来の有機物（落葉など）も栄養起源として利用している可能性がある。そこで、ハスが水域・陸域両方の栄養起源を混合して利用している可能性を考慮し、2ソース混合モデルによって栄養段階を推定した。過去の琵琶湖における水域栄養起源の候補には、琵琶湖固有の遊泳魚であるイサザGymnogobius isazaを用いた。イサザは、沿岸部で孵化した直後から沖合で一生を過ごすため、水域栄養起源の同位体情報を有していると考えられる。また、ハスと同様に1910年代から液浸標本が蓄積されているため、過去100年にわたる栄養起源の候補として適している。陸域の栄養起源候補には、野洲川、安曇川の下流部で2011年11月および2012年5月に採集した陸生C3植物の落葉を用いた。2ソース混合モデルによって推定された栄養段階を、バルク窒素安定同位体比に基づく栄養段階の推定値と比較するため、同じ個体について求めた両値の相関を求めた。

## （１０）理論と実証の融合—複雑性指標の野外食物網への適用—

理論研究で得られた複雑性指標の利用可能性を示すため、野洲川および安曇川の野外調査で得られた底生動物群集について、Shannon-Wienerの多様度指数（ $ H' $ ）および複雑性指標（ $ D_{H} $ 、 $ D_{V} $ 、 $ D_{C} $ ）を算出し（手法はサブテーマ（4）を参照）、食物網の構造を地点・季節間で比較した。比較検討には、バルク安定同位体比によって得られた食物網のみを用いた（食物網の数：2河川×上流・下流×2季節＝8個）。

## 4 ．結果及び考察

## （１）アミノ酸分析技術の開発

京都大学生態学研究センターのガスクロマトグラフGC-Isolink付き安定同位体比質量分析計では、標準仕様で窒素測定を行う場合、ガスクロマトグラフで分離された成分は、燃焼炉で酸化分解された後、トラップで水と二酸化炭素を除去してからヘリウムキャリアガスと共に質量分析計に導入される。高温で燃焼することにより窒素酸化物の発生は押さえられるとされているため、本システムには還元炉が設定されていなかったが、実際には発生を完全に防ぐことはできないため、システムを改造して還元管をとりつけた。また、燃焼管の内容物の検討を行うなどして、システムの調整を行った。その結果、標準試薬の実測値の較正直線からのずれは小さくなり、アミノ酸窒素同位体比の分析精度は向上した。また、指標化に向けたデータ収集のためには測定の高速化が求められるため、上記機械の改造・調整と並行して、ガスクロマトグラフィーの分析条件も最適化を行った。

## （２）野洲川・安曇川における食物網解析

平成16年に野洲川および安曇川で採集した試料のバルク炭素・窒素同位体比の再解析から、図
(3)-1、図(3)-2を得た。下流にかけて人口密度が大幅に増加する野洲川では、生物のバルク窒素同位体比が顕著に増加した（図(3)-1）。一方、安曇川流程での窒素同位体比の変化は明確ではなかった（図(3)-2）。このことは、集水域から負荷される人為起源の窒素化合物（農業肥料、生活排水など）が高い窒素同位体比を持ち、それが一次生産者を経て食物網に流入していることを示唆する。一次生産者を起点とした、バルク窒素同位体比による栄養段階推定では、いくつかの生物で食性と栄養段階推定値が一致しない場合が見られた。この結果をもとに、野洲川と安曇川の各上下流において代表的な2地点を選定し（野洲川は図(3)-1の地点番号2と14、安曇川は図(3)-2の地点番号3と12）、2011年11月と2012年5月の2季節に、それぞれの地点において重点的な生物採集調査を行った。

図(3)-1 野洲川における、生物の窒素安定同位体比の流程変化。

図(3)-2 安曇川における、生物の窒素安定同位体比の流程変化。

2011年11月と2012年5月に野洲川・安曇川上下流で採集した生物試料のバルク炭素・窒素安定同位体比から、図(3)-3、図(3)-4を得た。また、グルタミン酸とフェニルアラニンの窒素同位体比から、図(3)-5、図(3)-6を得た。野洲川では、11月、5月とも、流下過程で水域ベースラインのバルクおよびフェニルアラニン窒素同位体比が顕著に増加した。これは、先行研究で示されている、硝酸の窒素同位体比が下流で増加するパターンと一致しており、人為起源の窒素負荷の影響を反映しているものと考えられる $ ^{14} $ 。一方で、集水域からの人為影響の少ない安曇川では、流下過程で窒素同位体比はあまり変化しなかった。付着藻類の $ \delta^{13}C_{Bulk} $ は、同一地点内でも5~10‰変動し、一部の地点では付着藻類とC3植物リターの $ \delta^{13}C_{Bulk} $ の間に、生物の $ \delta^{13}C_{Bulk} $ が挟まれないことがあった（例：11月の安曇川上流）。また、一部の地点で付着藻類の $ \delta^{15}N_{Bulk} $ が生物の $ \delta^{15}N_{Bulk} $ を上回ることがあった（例：11月の野洲川上流）。これらの地点では、式(3)-2を用いた2ソース混合モデルによる付着藻類とC3植物リターの寄与率推定が行えなかった。
図(3)-3 2011年11月（左）、図(3)-4 2012年5月（右）におけるバルク食物網マップ

◆付着藻類、■C3植物リター、☑POM、☐藻類食者、☐破砕食者、○濾過食者、△捕食者、▽他の無セキツイ動物、★ヨシノボリ（Goby）、☆他の魚類

図(3)-5 2011年11月（左）、図(3)-6 2012年5月（右）におけるアミノ酸食物網マップ

河川食物網の一次消費者（カゲロウやトビケラ幼虫）の栄養段階は、生産者（付着藻類：Periphyton や陸上植物リター：C3 litter）よりも1段階高く、食性に近い推定値が得られた。一方、肉食性の水生昆虫（カワグラやサナエトンボ幼虫）や魚類の栄養段階は、単一の餌資源（水域生産者）を仮定すると、食性からの予測値よりも低く推定された。水域・陸域生産者間では式(3)-1中のβの値が異なることから、水域・陸域生産者に由来する食物連鎖の混合を考慮し、高次捕食者の栄養段階を計算したところ、食性からの予測値に近くなった。

図(3)-7a, bは、付着藻類とリターの2ソース混合モデルから推定した、各生物に対する付着藻類の寄与率と、ソースの混合を考慮した場合の各生物の栄養段階を、それぞれ示している。カゲロウ（藻類食者）は、付着藻類の寄与率が高く、水域一次消費者に近いアミノ酸同位体比を示した。コカクツツトビケラ（破砕食者）は、付着藻類の寄与率が低く、陸域C3一次消費者に近いアミノ酸同位体比を示した。雑食者であるシマトビケラ（濾過食者）やガガンボ（他の無セキツイ動物）
などは、混合を考慮すると栄養段階が少し上がったといえる。カワグラ（捕食者）のアミノ酸栄養段階は変動が大きく、種間・季節間で餌が異なることが示唆された。サナエトンボ（捕食者）やヘビトンボ（捕食者）など捕食性昆虫の栄養段階は、混合を考慮して若干上がったものの、3以下であった。ヨシノボリや他の遊泳魚類は陸域C3植物由来の資源の影響をかなり受けており、混合を考慮すると栄養段階は3程度となった。

バルク炭素・窒素安定同位体比を用いた場合の2ソース混合モデルによる付着藻類の寄与率推定値および栄養段階推定値は、11月と5月とで対照的な結果となった。5月においては、ほとんどの動物の$\delta^{13}C_{Bulk}$は付着藻類とC3植物リターとの間に位置し、2ソース混合モデルによって付着藻類の寄与率が算出できた。また、ほとんどの水生昆虫の$\delta^{15}N_{Bulk}$は付着藻類もしくはC3植物リターと魚類との間に位置し、2ソース混合モデルによって栄養段階が推定できた（図(3)-8b）。これに対し、11月においては、一部の動物の$\delta^{13}C_{Bulk}$が付着藻類より高く（例：安曇川下流）、また一部の動物の$\delta^{15}N_{Bulk}$が付着藻類より低かった（例：野洲川下流）このため、2ソース混合モデルによる付着藻類の寄与率推定および栄養段階推定が困難となる場合があった。さらに、推定された栄養段階は1～4と大きくばらついた（図(3)-8a）。

本研究では、先行研究の結果 $ ^{3)} $ ， $ ^{4)} $ ， $ ^{15)} $ に基づき、グルタミン酸とフェニルアラニンの同位体比が栄養段階間でそれぞれ8.0‰、0.4‰濃縮すると仮定して計算を行った。しかし、サナエトンボやヘビトンボなど捕食性昆虫の栄養段階は、彼らの食性からの予測値よりも低かった $ ^{16)} $ ， $ ^{17)} $ ため、彼らの栄養段階間濃縮係数を検証することは今後の課題である。実際にいくつかの研究例において、グルタミン酸とフェニルアラニンの濃縮係数が、我々の仮定とは異なる場合があることが報告されている $ ^{18)} $ ， $ ^{19)} $ ， $ ^{20)} $ 。

図(3)-7 河川生物における付着藻類と陸上植物リターの相対的寄与率 (a) と栄養段階 (b)
図(3)-8 バルク法とアミノ酸法による栄養段階推定値の比較

一方、グルタミン酸・フェニルアラニンの窒素安定同位体比を用いた場合の2ソース混合モデルによる付着藻類の寄与率推定値および栄養段階推定値は、11月・5月ともに、妥当な結果が得られた。なぜなら、ほとんどの動物のδ¹⁵Nₚheは付着藻類とC3植物リターとの間に位置し、2ソース混合モデルによって付着藻類の寄与率が算出でき、また、ほとんどの水生昆虫のδ¹⁵Nₘluは付着藻類もしくはC3植物リターと魚類との間に位置し、2ソース混合モデルによって栄養段階が推定できたからである（図(3)-8a, b）。

バルク炭素・窒素安定同位体比による河川食物網解析には、ベースラインの同位体比の変動や栄養段階間の濃縮係数が分類群によって異なることなど、多くの問題点が指摘されてきた。このため、付着藻類の寄与率および栄養段階に基づく河川食物網構造は、これまであまり精度よく解析されていなかった。本研究から、グルタミン酸・フェニルアラニンの窒素安定同位体比を用いることで、河川生態系の中で水域由来の食物連鎖と陸域由来の食物連鎖がどのように統合されているかが明らかとなり、食物網構造を解明することができた（図(3)-9）。

図(3)-9 アミノ酸同位体比によって明らかになった河川食物網構造

本研究から、河川生態系のような複数の食物連鎖が食物網を構成する複雑系の解析において、アミノ酸窒素安定同位体比が有効な指標となることが示された。
## （３）琵琶湖産魚類の栄養段階および栄養起源の推定

2010年代に採集されたハスについて、アミノ酸窒素安定同位体分析によって求められた栄養段階（TP）は、6月に採集された個体では3～3.5、8月に採集された個体では2.8程度であった。また、前者よりも後者の方が、 $ \delta^{15}N_{Phe} $ は2～3‰程度高かった。琵琶湖のハスは普段は沖合を広範囲にわたって遊泳しているが、5月下旬から8月中旬には繁殖のため、流入河川の河口付近に滞留する。この期間には、流入河川を通じて流れ込む陸域の栄養起源（C3植物由来の有機物）も利用していると考えられる。そのため、6月と8月での栄養段階および $ \delta^{15}N_{Phe} $ の違いは、陸域由来の栄養起源への寄与率の違いによるものと推測された。

2010年代に琵琶湖の沖合で採集されたアユの栄養段階は3～3.5程度、沿岸で採集されたアユの栄養段階は2.5程度であった(図(3)-10a)。このことから、沖帯のアユは動物プランクトンなどを主に摂食しているが、沿岸帯のアユは付着藻類も多く摂食していることが示唆された。また、ビワマスの栄養段階はおよそ3と推定されたが(図(3)-10b)、ビワマスは小型魚類やヨコエビ（底生の一次消費者）を摂食していることが知られている。さらに、夏期には通常、躍層付近（水深15～20m）で遊泳しているが、採餌のときは表層へと移動する。ビワマスのδ¹⁵Nₚheが表層と深層のPOMの中間程度の値を取ったことは、ビワマスの生活パターンをよく示していると考えられる。ビワコオオナマズの栄養段階は3.5程度と推定され、小型魚類などの水生動物を捕食していることが示唆された(図(3)-10c)。これらの結果から、湖に生息するさまざまな生活パターンを持つ魚類の栄養段階や栄養起源を推定する際に、アミノ酸窒素安定同位体比が有効なツールとなることが示された。

安曇川および野洲川の流程で採集された2種のヨシノボリおよび付着藻類について、アミノ酸窒素安定同位体比に基づく2ソース混合モデルによって推定された栄養段階を図(3)-11に示す。野洲川、安曇川ともに、上流部にカワヨシノボリ、中流部から下流部にトウヨシノボリが棲み分けていた。アミノ酸窒素安定同位体比に基づく推定では、安曇川に生息するトウヨシノボリの栄養段階はカワヨシノボリのそれよりも有意に高く、また、水域の栄養起源への寄与率は有意に低かった。一方、野洲川では、トウヨシノボリとカワヨシノボリの栄養段階に有意な差はなかったが、5月に採集したヨシノボリの方が11月に採集したものよりも有意に高い栄養段階を示した。また、水域の栄養起源への寄与率に有意な差はなかった。これらの結果から、2種のヨシノボリは、水域と陸域の栄養起源を混合して利用していることが明らかになった。また、2種のヨシノボリで栄養段階や寄与率が異なったのは、餌群集の変化を反映している可能性がある。本研究により、多様な栄養起源が存在する複雑な食物網においても、アミノ酸窒素安定同位体比を用いることで栄養段階や異なる栄養起源の寄与率を同時に推定できることが示された。
a) アユ

b) ビワマス

c) ビワコオオナマズ

図(3)-10 琵琶湖産魚類におけるアミノ酸食物網マップ。a）湖内のアユ、b）ビワマス、c）ビワコオオナマズ。矢印は単一の栄養起源（植物プランクトン、表層あるいは深層の粒状有機物）を利用した場合の食物連鎖の方向をそれぞれ示す。

## ◆ 付着藻 ● カワヨシノボリ ☐ トウヨシノボリ

(上流←) 地点番号 (→下流)

(上流←) 地点番号 (→下流)

図(3)-11 野洲川・安曇川の流程における2種のヨシノボリおよび付着藻類の栄養段階（アミノ酸窒素安定同位体比に基づく2ソース混合モデルによる推定値）。
一方、ほとんどのサイトにおいて、陸域および水域の栄養起源のバルク炭素安定同位体比はヨシノボリのそれよりも著しく低く（図(3)-12）、2ソース混合モデルによる栄養段階推定を行うことができなかった。付着藻類の炭素安定同位体比は、成長速度や流速、代謝に用いる溶存態炭素の安定同位体比といったさまざまな要因によって大きく変動することが知られており、栄養段階の推定が不正確になる場合がある。しかし、アミノ酸窒素安定同位体比に基づく2ソース混合モデルでは、ヨシノボリの栄養段階や栄養起源への寄与率をうまく推定することができた。バルクの安定同位体比では値のばらつきが大きすぎ、生物の栄養段階や栄養起源への寄与率の推定が難しい食物網の構造解析には、アミノ酸窒素安定同位体比が威力を発揮する可能性がある。

◆ 付着藻	● カワヨシノボリ
▲ 落葉	◼ トウヨシノボリ

図(3)-12 野洲川・安曇川の流程における2種のヨシノボリ、付着藻、陸上植物の落葉のバルク炭素安定同位体比。

## （４）放射性炭素１４を用いた琵琶湖流入河川食物網の炭素起源推定

付着藻類の$\delta^{13}C$値は$-31.9\sim-16.3\%$で、光、流速環境において有意に異なっていた（光：P<0.001、流速：P=0.04、光×流速：P<0.001）。付着藻類の$\delta^{13}C$値はハビタット間で有意に異なっていた(Tukey HSD検定)。付着藻類の$\Delta^{14}C$値は$-379\sim-141\%$で、光、流速環境において有意に異なっていた（光：P=0.13、流速：P=0.26、光×流速：P=0.82）（図(3)-13）。陸上由来の有機物を主な起源とするPOCの$\delta^{13}C\cdot\Delta^{14}C$値はそれぞれ一定であったため、付着藻類のハビタット間における同位体比の差の有無は、直接的に炭素起源推定に影響を及ぼすことが明らかとなった。すなわち、たとえ付着藻類とPOCの$\delta^{13}C$値が重複しない場合であっても、河川生態系のハビタット間を移動する生物の炭素起源を推定するにあたり、$\delta^{13}C$よりも$\Delta^{14}C$の方が有効であることが示された。