Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
得られた結果につきヤリタナゴとアブラボテ間で比較を行い、これらの二種のニッチの重複について検討した。

## 交雑個体率の地域変異

またヤリタナゴとアブラボテの自然分布域で二種が共存している西日本各地の調査地、熊本県緑川、佐賀県嘉瀬川、佐賀県六角川、福岡県遠賀川、福岡県今川、大分川駅館川、山口県厚東川、広島県芦田川、兵庫県武庫川、京都府淀川の10の河川で、ヤリタナゴとアブラボテの採集を行い、標本からDNA抽出し、核遺伝子の6つのマイクロサテライトマーカーを用いた集団遺伝解析を行い、各調査地において採集された各個体につき、ヤリタナゴ純系、アブラボテ純系、交雑個体のいずれに当たるか判定を行った。得られた交雑個体率について松山とその他調査地との間で比較を行った。愛媛県松山平野では、国近川水系において2014年6月、8月、10月に河川上流から300mおきにエレクトロフィッシャーを用いて採集を行った。サンプリングによる攪乱を極力少なくするために採集したタナゴは目視で種同定した後、尾ヒレの一部を切り取って99%エタノールで固定し、その場で放流した。DNAは魚体から切り取ったヒレの一部を用いてGenomic DNA Purification Kit (Promega)により抽出した。マイクロサテライト解析には上記と同様計6つのマーカーを用いて行った。各マーカーにつき、得られたアリルサイズを用いてMicroChecker v. 2.2.3によりヌルアリルの有無を確かめた。結果、全てのマーカーにおいてヌルアリルの存在が確認されたため全てのマーカーを解析に用いた。この結果に基づき、STRUCTURE version 2.3.4を用いて各個体の帰属性について解析を行った。100,000回のburn-inの後、1,000,000回のMCMCシミュレーションを繰り返すことによりLnP（D）を求めるという作業を1から20の各クラスター数（k）について各10回繰り返すことにより行った。そして、Structure Harvester v. 0.6.93を用いて最適なKを推定した。その結果、K = 2で最も高い△Kを示した。これに従い、各個体の帰属性をヤリタナゴ、アブラボテ、交雑個体に分類した。交雑個体は、ヤリタナゴとアブラボテのそれぞれの遺伝的要素を2:8から8:2まで併せ持つ個体と定義した(Vähä and Primmer, 2006)。

### 4. 結果及び考察

湧水池における分布調査の結果、アブラボテは全湧水池42地点のうち、国近川水系、長尾谷川水系周辺の松前区域に位置する4地点と重信川中流の東温区域に位置する2地点の合計6地点に出現した。一方、1994年、1995年、2000年に魚類相が記録されている29地点の湧水池（うち2地点の湧水池が2012年12月までに消失）では、そのいずれでもアブラボテは確認されていない（愛媛県立博物館，1994，1995；Uchida and Inoue，2010）。本研究で2013年にアブラボテを確認したこれらの6地点の湧水池は松前区域の1地点を除いて上記29地点の湧水池に含まれる（表2）。また、2000年にはヤリタナゴの生息が確認されていた東温区域の1地点（Uchida and Inoue，2010）では2013年にはヤリタナゴは見られず、アブラボテが確認された。cytb領域の塩基配列を決定したアブラボテ146個体にDDBJから引用した70配列を加え、合計216個体から得られた1016塩基対を相同領域として解析に用いた。この領域において挿入や欠損による塩基配列長の多型はなく、塩基置換によって区別される87種類のmtDNAハプロタイプが検出された。アブラボテはHashiguchi et al.（2006）と同じ東瀬戸内グループ、西瀬戸内グループ、西九州グループの3グループに分けられた
(図2)。それぞれのグループは高いブートストラップ値を示して単系統性が支持された。西九州グループと西瀬戸グループとの境界はHashiguchi et al. (2006)が示した結果と一致するものであったが、鹿児島県を流れる高松川と小次郎川、熊本県緑川が西九州グループに含まれることや愛媛県とは豊後水道をまたいで近接する大分県で、国東半島を南に流れる八坂川が西瀬戸グループに含まれることが新たに明らかとなった。また、Hashiguchi et al. (2006)ではやや不明瞭であった西瀬戸、東瀬戸グループの境界が瀬戸内海側では広島県沼田川と芦田川との間にあることが示された。一方で、松山平野で採集された42個体は全て西九州グループに包括された。この西九州グループにおいて統計学的最節約法によるハプロタイプネットワークを作成したところ、愛媛県でみられた4種類のハプロタイプは、そのすべてが福岡県矢部川水系でのみみられる11種のハプロタイプの中に含まれた（図3）。遺伝的な分化を示すFst値は、長尾谷水系と重信川水系との間ではFst = 0.280、国近川水系と重信川水系間ではFst = 0.227、国近川と長尾谷川水系間ではFst = -0.846となり、いずれの集団間においても有意な遺伝的分化は見られなかった（長尾谷川－重信川、P = 0.018；国近川－重信川、p = 0.027；国近川－長尾谷川、p = 0.802；いずれもボンフェロ一二補正後有意でない）。

表2。松山平野の湧水池におけるヤリタナゴとアブラボテの分布

調査年	湧水池数	引用
ヤリタナゴ生息	アブラボテ生息	不在
1994, 1995	2	0	23	愛媛県立博物館 (1994, 1995)
2000	9 (9)	0	4	Uchida and Inoue (2010)
2013	4(2)<9>	6(6)	37	本研究

()内の数は過去の記録に加えて新たに見つかった湧水池数、<>内の数は過去の記録から見られなくなった湧水池数

松山平野のアブラボテの分布は、湧水池が集中する松山平野沿岸部の松前区域と重信川水系中流の東温区域の2区域に限られていた。この2区域で採集したアブラボテは全てmtDNAの系統において西九州グループに含まれた。1979年に重信川中下流域で初確認された松山平野のアブラボテ（愛媛県，1979）は、湧水池における過去との魚類相比較から分布域を拡大していることが明らかとなった。松前区域には水田が多くみられ、灌漑用の複雑な水路網により、湧水池と河川が結ばれている（愛媛県立博物館，1994，1995）。また、1979年にアブラボテが初確認された重信川の地点もこの区域に含まれる。この区域のアブラボテが確認された湧水池では、接続する周辺河川に多くのアブラボテ個体や、産卵床となるイシガイ科二枚貝が生息しているため、アブラボテはこの水路網を介して分布を広げたと考えられる。一方、松山平野においてアブラボテが確認された松前区域と東温区域との間には連続的な分布が見られず、この分布域の拡大には人為的な移植の関与が疑われる。

松山平野では湧水池に加え、河川で採集した全てのアブラボテ個体が福岡県西部の矢部川水系に見られるアブラボテ個体群とハプロタイプを共有した。これらは西九州グループに属する。愛
媛県と隣接する香川県、広島県芦田川以東では東瀬戸内グループの個体群が、山口県、広島県沼田川以西、大分県、福岡県東部の豊前地域（中島 et al., 2006）は西瀬戸内グループの個体群が生息していた。瀬戸内西部は、約2万年前まで陸化した瀬戸内海を豊後水道へ流れていたとされる古瀬戸内川水系を共有していたと考えられている（桑代，1972；日本第四紀学会，1987）。

図2。ヤリタナゴとアブラボテのミトコンドリア遺伝子cytochrome b領域を用いた分子系統樹。最尤法により構築。枝上の値は最尤法/近隣結合法によるブートストラップ値。括弧内の数字は同一配列を持つ個体数。 $ ^{*} $ は、その配列がDDBJからの引用であることを示す。
一方、九州北部は三郡山地・英彦山地の東西で魚類相が異なり（中島 et al., 2006）、本研究やHashiguchi et al.（2006）でもこの両山地東西でアブラボテが遺伝的に別グループに分かれることが示されている。三郡山地・英彦山地が障壁となってその間で遺伝的分化が生じている例は他魚種にも見られ、メダカでは愛媛県に生息する個体群は山口県や大分県の個体群と同一のグループに属する一方で、有明海沿岸諸河川の個体群はそれらと大きく隔たったグループに属することが系統地理解析で明らかになっている（Takehana et al., 2003）。そのため、松山平野で採集されたアブラボテ個体群が、福岡県西部の矢部川のみでみられるハプロタイプを持つのは不自然であり、三郡山地・英彦山地の地理的隔離を越えて人為的にもたらされた個体群である可能性が極めて高い。

図3。アブラボテの九州グループのcytochrome b遺伝子領域のハプロタイプネットワーク図。円グラフの黒は松山平野で採集した個体、灰色は福岡県矢部川で採集した個体、白は矢部川以外の九州の河川で採集した個体を示す。円の大きさは個体数に対応する。トッドは検出されなかったハプロタイプを示し、各ハプロタイプを結ぶ線は一塩基の変異を示す。
ヤリタナゴとアブラボテが同所的に生息している九州北部では、アブラボテはヤリタナゴに比べ川幅の狭い場所を好むことが知られている(Onikura et al., 2012)。松山平野は規模が小さく、平野部で湧出して生じた河川は比較的細いまま海に流れ込む。このような小河川はアブラボテにとって潜在的な生息適地であり、アブラボテの分布域拡大を容易にしている要因なのかもしれない。

各遺伝子のマイクロサテライト6マーカーに基づき、ヤリタナゴとアブラボテ純系、二種の交雑由来の個体を判定したところ、調査した松山平野全体では22.5%（40/178個体）交雑個体が見られた。交雑個体のうち、ヤリタナゴとアブラボテどちらかの計数形質を示した個体が80.0%（32/40個体）であり、両種の中間型の個体が15.0%（6/40個体）であった。採集したタナゴ類のうち、計数形質がヤリタナゴ型であるものの、ミトコンドリア遺伝子型がアブラボテである個体は1.9%（1/53個体）見られ、一方計数形質はアブラボテ型でヤリタナゴのミトコンドリア遺伝子型を持つ個体は14.3%（12/84個体）であった。

図4。マイクロサテライト解析により判定したヤリタナゴ純系（赤）、アブラボテ純系（緑）、ヤリタナゴーアブラボテ交雑（灰）個体の松山平野における分布。
核遺伝子のマイクロサテライト解析で、これらの13個体のうち12個体はヤリタナゴとアブラボテの交雑個体であることが明らかとなった。また、これら12個体以外にも、ミトコンドリア遺伝子型、計数形質ともにヤリタナゴだが、核遺伝子型からは交雑個体と考えられる個体は19.2%（10/52個体）見られ、ミトコンドリア遺伝子型、計数形質ともにアブラボテだが、核遺伝子型は交雑個体である個体は12.5%（9/72個体）であった。一方、計数形質がヤリタナゴーアブラボテ中間型の個体では73.3%（22/30個体）がヤリタナゴの核遺伝子型を持ち、6.7%（2/30個体）がアブラボテの核遺伝子型、20.0%（6/30個体）が交雑個体であった。

松山平野における交雑個体の分布は、国近川、神寄川、長尾谷川ともに上流ほどアブラボテの割合が高く、特に湧水池においては出作新泉、福徳泉ともにアブラボテの割合が高かった(図4)。つまり、流速が早く河川幅のある国近川河口付近にはヤリタナゴが分布し、湧水池から近く流速が遅い地点にはアブラボテが分布しており、2種は棲み分けていることが分かった。しかし、交雑個体は湧水池から河口付近まで幅広く分布し、松山平野で広く見られることが明らかになった。また、両種とも浸透交雑が進んでいることが明らかとなった。これらの結果から、ヤリタナゴとアブラボテはそれぞれのニッチに適応していると考えられること、それにより、本来交雑個体は適応度のピークから外れたものが生じていると考えられ、普通はそれによって両者の生殖隔離が獲得されていると考えることができる。しかし松山平野では交雑由来の個体が極めて多いことが分かり、また雑種第二世代以降の交雑も進んでいた。このことは、松山平野では、雑種由来の個体がどのような生態を示し、どのようなニッチを占めているのかを調べることの必要性が示唆された。

図5。松山平野における淡水二枚貝の分布。円の大きさは個体数を表す。
ヤリタナゴとアブラボテとは、二枚貝の鰓に産卵し、そこで受精が起こるという特異な繁殖生態を持つことでも知られている。そのため、二種の交雑には産卵床となる二枚貝の生息状況が重要な役割を果たしているに違いない。松山平野において二枚貝類の分布を調査したところ、松山平野にはマツカサガイが最も優占していたが、その分布は局所的であった（図5）。

回帰木分析によってイシガイ類の生息密度を説明する要因を選択したところ、底質材料中の砂の割合が37.3％より大きい場所では密度が有意に高いという結果が得られた（図6A）。また、分類木分析によってイシガイ類の在不在を説明する要因を選択したところ、マツカサガイが生育している地点はほぼ全てが堰堤より下流であることが分かった（図6B）。イシガイ類は自身の体を底質中に埋没させ生活しており、マツカサガイは一般に砂礫から砂質の底質を好むことが知られている（近藤，2008）。松山平野の湧水性河川でも、マツカサガイは砂質の底質を好むことが示唆された。また、分類木分析の結果から、河川堰の下流側に集中して分布していることが分かった。

図6。マツカサガイ密度を目的変数に、底質、流速、溶存酸素量、水温、水深、河川（国近川/神寄川/長尾谷川）、堰堤の上流/下流を説明変数とした回帰木分析の結果(A)と、マツカサガイの在/不在を目的変数に、回帰木分析と同様の説明変数を用いた分類木分析の結果(B)。

Watters（1996）はアメリカのオハイオ州やミシガン州、インディアナ州、ウェストヴァージニア州を流れる5河川について調査しており、1～17 mの高さの河川堰が宿主となる魚類Aplodinotus grunniensの遡上を妨げるため、二枚貝の分布が堰の下流側に制限されていると考えている。松山平野の湧水性河川においても、河川堰がオイカワなどの宿主となりえる魚類の遡上を妨げ、マツカサガイの分布が河川堰の下流側に制限されていると考えられる。一方で、堰の上流側においてもマツカサガイのグロキディウム幼生の宿主となりえる魚類やタナゴ類が生息している。また、今回の調査では神寄川の河川堰のすぐ上流側でわずかだが生貝が採集され、国近川の河川堰の上
流側、及び大井手川でも合弁死貝が採集された。このことは、国近川と大井手川でも河川堰の上流域にイシガイ類が成育していた、または現在でも生息している可能性を示唆している。また、しかし、河川堰の上流側にはマツカサガイが選好する砂質が37.3%以上を占める底質をもつ場所が少なく、マツカサガイの上流域の生息密度が低いと考えられる。また、国近川では砂質の底質の場所が少なく、マツカサガイの生貝は全て神寄川との合流地点より下流で、かつ底質に占める砂の割合が37.3%より低い場所で採集された。これらのことから、国近川のマツカサガイは神寄川から流されて供給されているが、適した生息場所が少なく、生息密度が低いと考えられる。さらに、今回採集された生貝は殻長より全て性成熟していると考えられ、殻長組成のピークは一つしかなかった（図7）。

図7。愛媛県松山平野におけるマツカサガイの殻長のサイズ分布。

図8。愛媛県松山平野におけるマツカサガイのグロキディウム幼生保有率の季節変化
カナダに生息するイシガイ科の一種Elliptio complanataでは、生貝の生息密度が10個体/m²を下回ると受精がほぼ成功しないという報告がある(Downing et al., 1993)。本研究での生息密度は最も高い地点で2.73個体/m²であり、この値を下回った。しかし、マツカサガイは調査区内で集中分布しており、局所的にみるとこの密度を上回るパッチもあった。メスの貝の妊卵率は、他地域と同様に7月をピークに高い値を示した（図8）。先行研究で調査された岡山県の祇園用水に生息しているマツカサガイの妊卵率はおよそ40～50%であるが(近藤, 1987)、それと比較しても本研究でのマツカサガイの妊卵率は高い値であった。また、グロキディウム幼生の寄生も、シマヨシノボリにおいて高い割合で確認することができた（図9）。これらのことから、採集された生貝は全て再生産に参加できるにも関わらず、少なくとも過去数年間は新規加入した個体は存在しないと推察できる。つまり、松山平野の湧水性河川のマツカサガイでは過去数年間新規加入が起こっておらず、その理由としてはグロキディウム幼生の生残率、着底率、稚貝の生残率が低いことなどが考えられる。このように、本研究により、松山平野の湧水性河川ではマツカサガイが河川堰の下流域に局所的に分布しており、複数年にわたって再生産が行われていないことが分かった。このことから、松山平野の湧水性河川に生息するマツカサガイの保全は早急に行われなければならないことが示唆される。そのためには、マツカサガイの繁殖生態を明らかにして繁殖を妨げる要因を解明し、それを取り除く必要がある。たとえば、松山平野には田畑や市街地が広がっており、そこから河川への泥の流入が繁殖を妨げる要因の一つとなっている可能性が考えられる。泥底上ではイシガイ類の成長率や採餌効率が低下するなどの海外の事例が報告されており(Downing and Downing, 1993; Ellis, 1936)、日本国内でも泥質の底質ではマツカサガイを含むイシガイ類の個体数が減少することが知られている(近藤, 1998)。

図9。愛媛県松山平野における、シマヨシノボリへのマツカサガイグロキディウム幼生寄生率の季節変化
そのため、松山平野の湧水性河川でも泥の流入による底質の泥質化によってマツカサガイを含むイシガイ類の個体数が減少し、またグロキディウム幼生の生残や、着底、稚貝の生残に影響を及ぼしている可能性がある。松山平野には各所に湧水池が点在している。これらの湧水池群は人工的に管理されており、環境の改変も起こりにくいと考えられる。また、それらの湧水池群にはグロキディウム幼生の宿主となるヨシノボリ類も生育している(愛媛県立博物館，1994，1995)。松山平野の自然再生地や湧水池群を利用したヤリタナゴの保全を検討するためには、イシガイ類を同時に保全する必要がある。そのために、保全区の選定には、イシガイ類の生息適地かどうかという観点からの湧水池の調査が必要である。

図10。愛媛県松山平野の3河川における、ヤリタナゴとアブラボテの標準体長に対する産卵管長と、交雑個体出現数の季節変化。

産卵管長、卵保有率から判断したヤリタナゴの産卵期は国近川、神寄川では7月下旬にピークを迎え、そこから減退していった（図10）。しかし、長尾谷川では調査開始4月から7月上旬にかけてピークを迎え、国近川、神寄川より産卵期のピークが早かった。一方アブラボテの産卵期は3河川で同様に、調査開始4月が最も盛んで、以降徐々に減退した。採集した二枚貝を飼育し、得ら
れたタナゴ稚魚について、6つのマイクロサテライトマーカーの解析を行なった。その結果、3河川ともに交雑由来の仔魚が確認でき、交雑仔魚の割合は、国近川で3.0% (4/135個体)、神寄川で11.2% (20/178個体)、長尾谷川で14.4% (34/235個体) であった（図11）。

アブラボテとヤリタナゴの産卵期は、3河川で6月中旬から8月下旬にかけて重なっていた。アブラボテとヤリタナゴの交雑個体は3河川で確認でき、いずれも2種の脳出した時期が重なった期間に交雑個体が脳出した傾向にあるため、2種の産卵期が重なっている時期に交雑が起こっていることが示唆された。神寄川と長尾谷川では交雑個体の割合が高かった。これはこれらの河川でマツカサガイの密度が低く、マツカサガイ一個体に産卵されていたタナゴ類の卵が多いためと考えられる。

図11。愛媛県松山平野の3河川における、ヤリタナゴとアブラボテ、および交雑個体の出現数の季節変化。
九州北西部の事例（(福原 et al., 1998)に示されるようにアブラボテとヤリタナゴが同所に生息する地域では2種は一日のうちの異なる時間帯に産卵を行い、接合前生殖隔離を発達させていることや、タナゴ亜科バラタナゴ属の亜種間では、求愛行動の選好性が異なり、交雑が起きにくくなっていることが知られており、タナゴ類には異種間の交雑を避けるメカニズムが存在するとされている。それにも関わらず松山平野において2種が交雑している背景には、地理的な隔離により、長期にわたってアブラボテと産卵床を共有する事のなかった松山平野のヤリタナゴの雌には、求愛行動が同種のものか異種のものかを見分ける生殖的隔離機構が失われ、人為的に移入されたアブラボテの雄との交雑が起きている可能性が考えられる。今後は行動学的観点からも2種の交雑メカニズムをさらに研究する必要があり、アブラボテとヤリタナゴの交雑が生じる原因を明らかにして、それを防ぎ、ヤリタナゴの松山地域個体群を守っていかなければならない。

ヤリタナゴとアブラボテの消化管長の違いと、安定同位体比を用いた餌資源の違いについて次に述べる。各地点での採集数は、国近川上流（KT19）で21個体（6月ヤリタナゴ2個体、アブラボテ14個体；10月アブラボテ5個体）、国近川下流（KT8）で56個体（6月ヤリタナゴ14個体、アブラボテ13個体；10月ヤリタナゴ16個体、アブラボテ13個体）、神寄川（KY6）で48個体（6月ヤリタナゴ5個体、アブラボテ17個体；10月ヤリタナゴ12個体、アブラボテ12個体）、長尾谷川（NG6）で52個体（6月ヤリタナゴ3個体、アブラボテ19個体；10月ヤリタナゴ13個体、アブラボテ17個体）であった。6月のIP値はヤリタナゴで、9から21、アブラボテで5から13の範囲であった。10月のIP値は、ヤリタナゴで15から25、アブラボテで7から17の範囲であった。IP値は6月、10月ともに種間で有意差が見られ、ヤリタナゴがアブラボテより有意に高かった（二元配置分散分析，p<0.01）。

図12。6月と10月の国近川（KT8）、神寄川（KY6）、長尾谷川（NG6）におけるヤリタナゴとアブラボテの標準体長に対する消化管長の割合。
また、6月ではKT8で最も高く、10月ではNG6が最も高かった（p<0.05）。6月のILRはヤリタナゴで、2.28～7.22、アブラボテで1.43～3.78の範囲であった（図12）。10月のILRは、ヤリタナゴで5.21～10.98、アブラボテで2.03～5.93の範囲であった。ILRでも6月、10月ともに種間で有意差が見られ、ヤリタナゴがアブラボテより有意に高かった（二元配置分散分析，p<0.01）。また、6月ではKT8で有意に高く、10月ではNG6で有意に高かった（Tukey, p<0.05）。つまり、ヤリタナゴは長く複雑な腸をもち、アブラボテは短く単純な腸を持つことが示された。

ヤリタナゴとアブラボテの筋肉組織における炭素・窒素安定同位体比（δ¹³C値、δ¹⁵N値）を地点、季節ごとにそれぞれ比較した（図13）。種間の差は、δ¹³C値において6月ではKT8でヤリタナゴがアブラボテより高く、KY6では逆にアブラボテがヤリタナゴより高かった。（t-検定，p<0.05）。10月ではKT8とNG6のδ¹⁵N値でアブラボテがヤリタナゴより高く、KT8とKY6のδ¹³C値で、ヤリタナゴの方が高い値を示した。（t-検定，p<0.05）。

また、ヤリタナゴとアブラボテのδ¹³C値、δ¹⁵N値を季節間でそれぞれ比較すると、KT19を除く地点でδ¹³C値またはδ¹⁵N値のいずれかに有意差が見られた。KT8では両種ともδ¹⁵N値が6月で高く、δ¹³Cは両種とも10月で高かった。KY6ではアブラボテで、δ¹⁵N値、δ¹³C値共に6月で高かった（t-検定，p < 0.05）。NG6ではδ¹⁵N値のみ両種ともに6月で高かった（t-検定，p < 0.05）。

図13。6月と10月の国近川（KT8）、神寄川（KY6）、長尾谷川（NG6）における、ヤリタナゴ（赤●）とアブラボテ（青■）、および潜在的な餌資源の炭素、窒素安定同位体比。図中の直線はデトリタスを基点とする傾き4の線。
一般線形モデル（GLM）を用いて、ヤリタナゴとアブラボテの標準体長と窒素安定同位体比（$\delta^{15}\mathrm{N}$ 值）を検定したところ、6月では、いずれの地点においても有意差は見られなかった。10月では、KY6とNG6でアブラボテがヤリタナゴより高かった。両地点で交互作用が見られ、ヤリタナゴは成長によって$\delta^{15}\mathrm{N}$ 値が増加していたが、アブラボテでは成長による$\delta^{15}\mathrm{N}$ 値の変化はなかった。

腸管長とδ¹⁵N値を検定したところ、6月ではKY6でアブラボテがヤリタナゴより高かく、ヤリタナゴは腸管長の伸長によってδ¹⁵N値が増加したが、アブラボテでは伸長による変化は見られなかった（p<0.05）。KT8、NG6では有意差が見られなかった。10月では、KT8でアブラボテがヤリタナゴより高く、ヤリタナゴは腸管長の伸長によってδ¹⁵N値が増加したが、アブラボテでは伸長による変化は見られなかった。

安定同位体比解析の結果、6月ではヤリタナゴのδ¹³C値、δ¹⁵N値の平均値は各地点でそれぞれ、-23.1‰、12.9‰（KT19）、-22.8‰、13.8‰（KT8）、-23.6‰、13.2‰（KY6）、-22.7‰、14.8‰（NG6）であった。アブラボテは、-23.6‰、13.0‰（KT19）、-23.2‰、13.7‰（KT8）、-22.7‰、13.5‰（KY6）、-23.1‰、15.2‰（NG6）であり、両種の値は地点間で同様であった。マツカサガイの値は-25.6～-22.5‰、11.3～12.7‰であった。POMは、KT8、KY6、NG6でδ¹³C値、δ¹⁵N値共に同様の値であったが、KT19ではδ¹³C値が高かった。底生藻類は、KT8、KY6で同様の値を示した。デトリタスの値は各地点でばらついており、δ¹³C値で-29.1～-25.0‰、δ¹⁵N値で0.7～4.2‰であった。水草はKT19、KT8、KY6で同様の値を示したが、NG6ではδ¹⁵N値が他の3地点よりも高かった（12.9‰）。ミズムシはKT19とKY6でのみ採集され、δ¹³C値はKY6の方が低く（-23.8‰）、δ¹⁵N値はKT19の方が低かった（7.4‰）。

10月においては、ヤリタナゴのδ¹³C値、δ¹⁵N値の平均値は各地点でそれぞれ、-21.2‰、12.2‰（KT8）、-23.2‰、12.4‰（KY6）、-23.4‰、13.1‰（NG6）であった。アブラボテは、-22.8‰、12.7‰（KT19）、-22.1‰、12.7‰（KT8）、-23.7‰、12.4‰（KY6）、-23.2‰、13.6‰（NG6）であり、両種の値は地点間で同様であった。マツカサガイの値はKT8とKY6では同様であったが、NG6はδ¹³C値が低く（-25.4‰）、δ¹⁵N値は高かった（13.2‰）。POMの値は各地点でばらついており、δ¹³C値で-30.4～-25.0‰、δ¹⁵N値で6.8～8.4‰であった。底生藻類の値も各地点でばらついており、δ¹³C値で-24.7～-22.6‰、δ¹⁵N値で8.4～10.4‰であった。デトリタスではδ¹³C値は同様の値であったが、δ¹⁵N値はKT19とKT8、KY6とNG6が同等の値であり、KY6とNG6の方が高かった。水草の値は各地点でばらついており、δ¹³C値で-33.8～-28.1‰、δ¹⁵N値で9.5～15.4‰であった。ミズムシはKT19でのみ採集された（δ¹³C値-23.6‰、δ¹⁵N値7.4‰）。季節間で、陸生由来のPOMとデトリタスでδ¹⁵N値が約3‰、水草で約1‰高かった。

これらの結果より、ヤリタナゴとアブラボテの腸形態は異なることが明らかとなった。腸形態は一般に、摂食生態、系統発生、体長に相関するとされており(Yamano et al., 2012)、腸形態の違いは、食性の違いを示唆する。本研究で観察された、ヤリタナゴでより腸管長が長く複雑であるという違いは、食性に関する知見と一致しており(Karachle and Stergiou, 2010；中村，1969)、ヤリタナゴは藻類食が強く、アブラボテは動物食が強いことが示唆された。松山平野では遺伝子型と形態形質が一致しない個体が存在することから、2種が交雑していることが示唆され、地点ごとに両種の交雑率が異なっていることからも、地点間で見られた違いは、交雑個体が異なる割合で含まれているためであると考えられる。また、季節によって、有意に高い地点が異なっていたのは、採集した両種の標準体長の違いによると考えられる。
ヤリタナゴとアブラボテの窒素安定同位体比（$\delta^{15}\mathrm{N}$ 值）については、地点や季節によりアブラボテがヤリタナゴより有意に高いか、または差がないかであった。炭素安定同位体比（$\delta^{13}\mathrm{C}$ 值）については、季節、地点によりヤリタナゴがアブラボテより有意に高い、アブラボテがヤリタナゴより有意に高いまたは差がないかのいずれかであった。このことから、地点や季節によって両種が利用している餌資源が重複することが分かった。6月は種間に差がなく、両種とも10月より$\delta^{15}\mathrm{N}$ 值が高かったため、6月は餌資源を共有し、両種ともに水生無脊椎動物や水生昆虫を多く摂食している可能性が示唆された。両種の$\delta^{15}\mathrm{N}$ 值の差は約1‰であり、栄養段階が異なるほど食性に違いはないものの、アブラボテがヤリタナゴより有意に高いことから腸形態の観察と同様にアブラボテで動物食が強く、ヤリタナゴで藻類食が強いことが示唆された。

また、(奥田, 2012)では種内にみられる栄養段階における幅は、食性の個体差を反映すると述べられている。標準体長の増加によるδ¹⁵N値の変化が、ヤリタナゴで見られ、ヤリタナゴは成長に伴い栄養段階が上昇することが分かった。一方で、腸管長の増加によるδ¹⁵N値の変化は特に見られなかった。デトリタスを始点とした傾き4の直線よりもδ¹³C値が高い位置に両種の値が存在することから、両種が陸上植物由来と考えられるデトリタスと底生藻類の両方の生産物に依存していることが分かった。10月では6月よりもδ¹³C値が高くなっており、底生藻類の高いδ¹³C値に依存している可能性が示唆された。これらのことから、6月でよりデトリタス起源の炭素を多く利用し、10月では底生藻類起源の炭素を多く利用していると考えられる。季節間で見られた安定同位体比の変化は、農業や工業排水といった人為的な栄養塩の付加の季節変化の影響が一つの原因と考えられる。溶存態無機窒素（DIN）の脱窒やアンモニアの揮散といった窒素除去プロセスによって有機物のδ¹⁵N値が高くなること、また、水生植物のδ¹³C値は光合成基質である溶存態無機炭素（DIC）の安定同位体比とその供給速度を支配する環境因子に強く影響されることが知られている（永田and 宮島, 2008）。調査地周辺では、春から夏にかけて農業による水利用、排水により、河川水が濁り、水量が増加している。このことから、DIN、DICの同位体比が変化し、これらを利用している河川内の一次生産者の値も変化したと考えられる。ただし、本研究では、環境調査を行っていないため、同位体比に影響を与えると考えられる要因を特定することはできない。また、(諸澤and 藤岡, 2007)はアカヒレタビラやタナゴが半年間で少なくとも2～3 km移動することを示していることから、松山平野においてもヤリタナゴとアブラボテが移動していると考えられる。そのため、地点間、季節間で見られた安定同位体比の違いは、人為的な影響だけでなく、調査地外から移動してきたものが含まれている可能性もある。今後、両種と交雑個体の餌資源の利用に関して、より正確なデータを得るためには、遺伝子解析により交雑個体の判別を行う必要がある。また、安定同位体解析は、魚類の移動追跡に効果的であることが琵琶湖水系におけるトウヨシノボリで示されている(Maruyama et al., 2001)ため、安定同位体比と移動を合わせて考えることでより明確な結果が得られると思われる。これらの結果から、繁殖期である6月に両種が類似した食物網上の位置にあることが明らかとなり、ヤリタナゴは産卵床に加えて餌資源をめぐってもアブラボテと競争関係にあることがわかった。ヤリタナゴの保全を行う際には餌資源の量と質にも留意して実施する必要があると考えられる。

松山平野と西日本各地で採集したヤリタナゴ、アブラボテのマイクロサテライト遺伝子型を用いたSTRUCTUREによるクラスター解析の結果、各サンプルをヤリタナゴ、アブラボテ、交雑個体に
分類することができた。その結果、交雑個体率は芦田川（5.7%）、緑川（6.7%）、駅館川（5.4%）、嘉瀬川（12.5%）、厚東川（7.1%）、今川（30.8%）、武庫川（5.3%）、六角川（33.3%）、国近川（17.7%）であった（図14）。また、マイクロサテライトによる種判定の結果とmtDNAのCytochrome b領域の解析結果を合わせて見ると、交雑個体に判定された個体からヤリタナゴ、アブラボテ双方のmtDNA型が見つかった。また、松山平野においては6月ではヤリタナゴは河川下流側と国近川の水源である最上流部で見られた（図15）。一方アブラボテは河川全体に広く分布していた。また、交雑個体は河川上流から下流にかけて分布していた。8月も6月と同様に河川の下流側にヤリタナゴは分布が集中しており、アブラボテは6月に比べると下流部での出現率は低くなっているものの河川全体に広く分布していた。また、交雑個体は6月と同様に河川上流から下流にかけて分布していた。10月も6、8月同様にヤリタナゴは下流側に集中しアブラボテは河川全体に広く分布していた。

図14。西日本各地のヤリタナゴ、アブラボテ共存域における、ヤリタナゴ純系、アブラボテ純系、交雑個体の割合。核のマイクロサテライトマーカー6遺伝子座に基づいて判定した。
図15。松山平野における6月、8月、10月のヤリタナゴ純系、アブラボテ純系、交雑個体の割合。核のマイクロサテライトマーカー6遺伝子座に基づいて判定した。
このように、西日本のヤリタナゴ、アブラボテの共存域11地点のうち8地点で遺伝子解析によって交雑個体が確認された。多くの地点で交雑個体が確認されたことから、交雑は自然下でも生じていることが示唆された。中でも、今川（30.8%）、六角川（33.3%）、国近川（17.7%）の3河川では交雑個体率が他の河川に比べて高かった。また、これらの地点と比較すると交雑個体の割合は低下するが、六角川に隣接する嘉瀬川でも（12.5%）という交雑個体率が明らかとなった。このことに関して、福岡県の今川については本河川に生息しているアブラボテ個体群は九州クレードに属するのに対し、ヤリタナゴ個体群は西九州クレードと西本州クレードに属する個体から形成されている。このように同所的に異なるクレードの個体群が生息していることから本河川に生息するヤリタナゴの一部は人為的に導入されたと考えられる(Hashiguchi et al., 2006)。従って、愛媛県と同じく移入の影響により今川では高い交雑個体率を示していると考えられる。佐賀県の六角川および嘉瀬川については、ヤリタナゴもしくはアブラボテの人為的な導入を裏付ける根拠はない。

この二河川の特徴として、広大な平野において支流間が網の目状に分布する無数のクリーク網でつながっている。このクリークでは護岸工事の度合いにより水生生物の生息に影響を与えるとされている(鬼倉 et al., 2006)。また、これらタナゴ二種の産卵床となるイシガイ類の減少が理由として推測される。そのため、今後これらの地点において交雑の発生原因と環境要因との関係について調査していく必要がある。交雑はヤリタナゴ、アブラボテ間では双方向に生じていることが示唆された。

松山平野において、ヤリタナゴとアブラボテの間で流程分布に差が見られ、季節を通してヤリタナゴは河川の下流側、アブラボテは河川上流から下流側にかけて分布が集中していた。また、交雑個体は河川上流から下流にかけて分布していた。本来、ヤリタナゴとアブラボテが共存している河川ではアブラボテは河川沿岸部に分布しヤリタナゴは河川全体に広く分布するとされている(Kitamura, 2007)。しかし、本研究ではヤリタナゴの分布は河川の最上流部と下流側への集中的な分布がみられ、アブラボテは河川全体に広く分布していた。また、ヤリタナゴに関しては愛媛県松山平野において近年急速に数を減らしている。このことから、ヤリタナゴの急速な減少により、導入されたアブラボテがその個体数を増やし河川全体でみられるようになったと考えられる。また、アブラボテとの交雑により生じた交雑個体が季節を通して河川全体に出現していることから、遺伝子浸透の進行や餌資源・繁殖資源をめぐる競争により、更にヤリタナゴの絶滅に拍車をかけているものと考えられる。そのため、在来ヤリタナゴ個体群を保全するために早急な対策を行う必要があると考えられる。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

本研究では、ミトコンドリア遺伝子を用いて系統地理解を行うことで、愛媛県松山平野に分布するアブラボテは、福岡県矢部川水系からの移入集団である可能性が高いことを明らかにした。また核のマイクロサテライト遺伝子マーカーを用いることで、在来のヤリタナゴと交雑が生じており、特に産卵床となるマツカサガイの密度が低い場所で交雑個体が多く生じることが分かった。
松山平野ではヤリタナゴのみが生育する場所はすでになく、松山平野で広くアブラボテとの交雑個体が生育しており、両種の遺伝子浸透も双方向に進んでいるという危機的実態が明らかになった。また松山平野に共存する在来のヤリタナゴと国内移入種のアブラボテとで、消化管の形態を比較し、ヤリタナゴが藻食に適応し、アブラボテは雑食性であることを明らかにし、さらに炭素、窒素安定同位体比をマーカーとして用いることで、やはりアブラボテの方がより高い栄養段階を占めるが、繁殖期には両種が同様な餌資源を利用して競合関係にある可能性を示した。松山においては、マツカサガイの分布は極めて局所的で、その密度も低かった。さらに、マツカサガイの稚貝や幼貝が見られないことから、数年に亘って再生産していないものと考えられる。そのため、愛媛県の絶滅危惧種ヤリタナゴを保全するために、ヤリタナゴのみならず、その産卵床となるマツカサガイ、さらにマツカサガイのグロキディウム幼生の寄主となるヨシノボリ類、これらを含んだ保全区を策定する必要があることを示した。

さらにヤリタナゴとアブラボテが共存する西日本各地の調査地において、核のマイクロサテライトマーカーを用いた集団解析により、松山平野以外にも高い交雑率を示す河川があることを明らかにした。松山のみならず、複数の地点で何らかの理由によって二種の間の生殖隔離機構が損なわれている可能性があるため、その原因を突き止め、準絶滅危惧種である両種の保全にあたる必要があることを示唆した。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

本研究の成果に基づき愛媛県レッドデータブックの執筆を行い、ヤリタナゴを絶滅危惧IA (CR) に格上げ、アブラボテを情報不足（DD）に格下げを行った。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

本研究の成果について、行政（国土交通省四国地方整備局、愛媛県、松山市、伊予市、松前町、砥部町、東温市）と10のNPO、地域の大学（愛媛大学）、高校（伊予農業高校）が集まった重信川の自然を育む会第16会総会（2015年2月2日開催）において「自然再生地を用いたヤリタナゴ保全の提案」という議題で話題提供し、この会の合意を得て、官民学が協働してヤリタナゴ保全区を策定し、ヤリタナゴの保全にあたる計画が進行している。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1）松葉成生，吉見翔太郎，井上幹生，畑 啓生. 2014. 分子系統地理が示す愛媛県松山平野におけるアブラボテの人為移入起源. 魚類学雑誌. 61：89-96.
## <査読付論文に準ずる成果発表>

特に記載すべき事項はない。

## くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない。

## （2） 口頭発表（学会等）

1）松葉成生、畑啓生：日本生態学会（2013）

「愛媛県における在来種やリタナゴと国内移入種ア ブラボテの交雑」

2）松葉成生、久保田菜々、黒川真帆、畑啓生：四国魚類研究会（2013）

「松山平野における在来種やリタナゴと国内移入種アブラボテの交雑実態及びそれらの分布把握」

3）松葉成生、大内魁人、吉見翔太郎、畑 啓生：日本魚類学会（2013）「松山平野における在来ヤリタナゴと移入アブラボテの交雑と遺伝子浸透」

4) 吉見翔太郎、畑啓生：四国魚類研究会（2014）

「DNAで探るアブラボテ属タナゴ2種の系統地理」

5) 桑原明大、畑啓生：四国魚類研究会（2014)

「愛媛県松山平野の湧水性河川における希少イシガイ類の生息環境」

6）大内魁人、畑啓生：四国魚類研究会（2014）

7）大内魁人、畑啓生：第42回四国魚類研究会（2015）

「松山平野における在来種ヤリタナゴと国内移入種アブラボテの交雑」

8) 桑原明大、畑啓生：第42回四国魚類研究会（2015）

「愛媛県松山平野の湧水性河川におけるマツカサガイの分布と再生産」

9）畑 啓生、松葉成生、大内塊人、桑原明大、吉見翔太郎、石井麻友、井上幹生：日本生態学会（2014）

「国内外来種が引き起こす在来種との交雑と遺伝子浸透：松山平野の在来ヤリタナゴと移入アブラボテの事例」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

## （４）「国民との科学・技術対話」の実施

1）愛媛大学ミュージアム講座（主催：愛媛大学ミュージアム、2014年6月12日、愛媛大学ミュージアム、聴講者約40名）畑啓生：「愛媛の希少種ヤリタナゴを守れ！国内外来種アブラボテとの競合と交雑」

2）坂の上の雲ミュージアム・大学連携市民講座（大学からアジアをみる）（主催：坂の上の雲ミュージアム、2014年9月21日、受講者約20名）畑 啓生：「幻の魚をさがして」
3）第16回重信川の自然をはぐくむ会総会（主催：重信川の自然をはぐくむ会、2015年2月2日、メルパルク松山、総会参加者約100名）畑啓生・井上幹生：「自然再生地を用いたヤリタナゴ保全の提案」

4）中国四国地区生物系三学会合同大会公開シンポジウム「淡水魚をめぐる水辺の生物多様性一その危機の保全への取り組みー」（主催：日本動物学会・日本植物学会・日本生態学会中国四国地区支部会、2015年5月16日、愛媛大学メディアホール）畑啓生：「松山の絶滅危惧種ヤリタナゴを国内外来種アブラボテとの交雑から守れー自然再生地を用いた希少種の保全ー」

## （５）マスコミ等への公表・報道等

※本研究についてのマスコミ等への公表履歴等について、記載すること。該当部分のコピー等を添付しても構わない。ただし、コピーの添付については、著作権等の問題が生じない場合に限る。

1）愛媛新聞（2013年3月18日、「絶滅危惧種交雑進む、松山平野の川ヤリタナゴと移入？近縁種。生態系かく乱の懸念、地域固有遺伝子専門家「保護を」）
# 県絶滅危惧種 交雑進む 松山平野の川 ヤリタナゴと移入?近縁種

# 生態系かく乱の懸念 専門家保護を

県のレッドデータブラボテの交雑が、松助教（37）生態学に与えられる研究でこのほど長尾谷川で両種を20に指定されているコイ高い頻度で起きている分かった。8匹採取し、母方の遺科の淡水魚やリタナゴここが、愛媛大学院2011年4月から伝情報を受け継ぐミトと、同I類の近縁種理工学研究科の畑生同平野を流れる重信コンドリアから由来を

夕ナゴは香川県や岡山県など瀬戸内海地域の個体と同系統だったが、アブラボテは福岡県西部や佐賀県の個体と同系統だった。

畑助教は、アブラボテが在来種なら瀬戸内海地域の系統に属するはずとし「自然に生息域を広げたとは考えにくく、福岡西部などから人為的に移入され、繁殖している可能性が

ヤリタナゴ（愛媛大提供）

2022年1月2日

アブラボテ（愛媛大提供）

高いと指摘する。

県栽培資源研究所の

清水孝昭主任研究員（47）生態学によるとアブラボテは1979年に重信川で2匹報告された後、80年代に報告例が途絶。99

00年調査で神寄川などで再び見られるようになった。環境変化で自然に個体数が増えたとは考えにくい。住民が自覚なく放流し、生態系のかく乱が起きている可能性があると感念する。

さらに21・3％が相手の遺伝的要素を核遺伝子に20％以上持つ交雑個体と判明した。畑助教は、両種は同じ一枚貝に産卵するが、長い時間をかけて共存関係を築いていないため交雑を防ぐ仕組みが機能しておらず、高い頻度で交雑が起きている可能性があると推測。一松山で育まれてきた地域個体のオリジナル遺伝子が永久に失われてしまう。結果を地域住民と共有し、地域固有遺伝子の保護を訴えたいと話している。

（長谷川悠介）
2）朝日新聞（2015年4月16日、「絶滅危惧ヤリタナゴ、純粋種繁殖ピンチ。産卵に使う貝の不足原因？愛媛大が研究」）

# 産卵に使う貝の不足原因？

愛媛大が研究

# 絶滅危惧ヤリタナゴ 純粋種 繁殖ピンチ

県のレッドデータブックで絶滅危惧種に指定されている淡水魚のヤリタナゴと、後から持ち込まれたとみられる近縁のアプラボテとの間で自然交配（交継）が生じていることが、愛媛大の研究グループの調査でわかった。昔から松山平野にいたヤリタナゴの純粋な種が姿を消すおそれがあるとして、保全純を造るなどの対策を提案している。

乱癬や放流が繰り返されて

いるため、人為的に県内に

持ち込まれた可能性が高い

という。

とちらもタナゴの一種でよく似ており、全長約10秒のヤリタナゴがやや大きい。両種の間に生まれた交雑種も含め外見では判別できないという。

%に当たる21匹が交雑種だった。

⽹⽉ ⼀ 亲⽄ 隆⽇ 2015年(平成27年)4⽉16⽇ ⽊曜⽇ 13版▲ 愛 嬢 26

14年6～10月に国近川で

採集した調査では、331

匹のうち交雑種が13％に当

たる44匹と比率が高まり、

ヤリタナゴよりアプラボテ

のほうが多かった。

同大学院理工学研究科の畑啓生助教（生態学）らは2011～13年、松山平野を流れる重信川、国近川など3水系の19地点と周囲にある湧水池3地点でタナゴを採集し、遺伝子型で種を調べた。216匹のうち112匹がヤリタナゴ、83匹がアブラボ、10畑助教によると、アブラボは1979年に重信川で確認されたのが県内で初めてだった。今、重信川や近くにいるのは、有明海（九州）に注く川にいるのと同じ遺伝子型を持っている。タナゴは鍼菅用として

近い二つの種が交配 増える交雑種

畑助教が交離の要因とみ

ているのは、産卵と使う二

枚貝の少なさだ。両種とも

マツカサガイに雄が営を伸

ばしてエラに産卵、孵化し

た赤ちゃんはしばらく貝の

中で育つ。

調査では、マツカサガイが多くいる川では交雑がほとんど見られない一方、密度が半分以下の二つの川では交雑が高い頻度で起きていた。貝が少ない川では両種とも雌に多くの雄が群がる集団受精が起きやすく交雑につながっている可能性があるという。

マツカサガイは各川で局所的にしか見られず、殻が小さいものはほとんど見つかっていない。稚貝がコイなどに食べられたり、稚貝が好む川底の砂が減ったりしてマツカサガイが減少している可能性があるとみている。

交雑穂にも生殖能力があることから、放置すれば遺伝子污染が進む。畑助教は重信川そばにある湧水池にヤリタナゴとマツカサガイを一緒に放流して保護することを提案している。「放置すれば、1万年もの時をかけて松山平野に適応してきた在来種が失われ、生態系が掲亂されてしまう。ヤリタナゴの純粋な遺伝子を守りたいと話した。

（清野贵幸）
## (6) その他

特に記載すべき事項はない。

### 8 \. 引用文献

1) Clement, M., Posada, D., Crandall, K.A., 2000. TCS: a computer program to estimate gene genealogies. Molecular Ecology 9, 1657–1659.

2) Dawson, D. A., Burland, T. M., Douglas, A., Le Comber, S. C., Bradshaw, M., 2003. Isolation of microsatellite loci in the freshwater fish, the bitterling Rhodeus sericeus (Teleostei: Cyprinidae). Molecular Ecology Notes 3, 199–202.

3) Downing, J.A., Rochon, Y., Pérusse, M., Harvey, H., 1993. Spatial aggregation, body size, and reproductive success in the freshwater mussel Elliptio complanata. Journal of the North American Benthological Society 12, 148-156.

4) Downing, W. L., Downing, J. A., 1993. Molluscan shell growth and loss. Nature 362, 506–506.

5）愛媛県，1979．第2回自然環境保全基礎調査　河川調査報告書．In:

6）愛媛県，2003．愛媛県レッドデータブック2003，愛媛県県民環境部環境局自然保護課，愛媛県

7）愛媛県立博物館，1994．重信川周辺の泉とその生物，愛媛県立博物館，愛媛県

8）愛媛県立博物館，1995．重信川周辺の泉とその生物II，愛媛県立博物館，愛媛県

9) Ellis, M. M., 1936. Erosion silt as a factor in aquatic environments. Ecology 17, 29–42.

10）藤原，结花，内田，有紀，川西，亮太，井上，幹生，2014．灌溉用湧水池における魚類群集の変化－護岸改修と外来魚に着目した10年前との比較－．応用生態工学 16:91-105

11）福原，修一，前川，渉，長田，芳和，1998．九州北西部の3小河川におけるタナゴ類の産卵床利用の比較．大阪教育大学紀要 47:27-37

12) Gilles, A., Lecointre, G., Miquelis, A., Loerstcher, M., Chappaz, R., Brun, G., 2001. Partial combination applied to phylogeny of European cyprinids using the mitochondrial control region. Molecular Phylogenetics and Evolution 19, 22–33.

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14) Karachle, P. K., Stergiou, K. I., 2010. Intestine morphometrics of fishes: A compilation and analysis of bibliographic data. Acta Ichthyologica et Piscatoria 40, 45–54.

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16）桑代，勲，1972．瀬戸内海の地形発達史，桑代勲遺稿出版委員会，広島

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