A single introduction of wild rabbits triggered the biological invasion of Australia

論文 “A single introduction of wild rabbits triggered the biological invasion of Australia” の日本語訳です。

https://www.pnas.org/doi/10.1073/pnas.2122734119

Joel M. Alves https://orcid.org/0000-0001-6138-9134 joel.alves@arch.ox.ac.uk, Miguel Carneiro https://orcid.org/0000-0001-9882-7775, Jonathan P. Day, +6, and Francis M. Jiggins https://orcid.org/0000-0001-7470-8157 fmj1001@cam.ac.ukAuthors Info & Affiliations Edited by Daniel Simberloff, University of Tennessee at Knoxville, Knoxville, TN; received December 28, 2021; accepted May 31, 2022

August 22, 2022

119 (35) e2122734119

https://doi.org/10.1073/pnas.2122734119

View PDF



野ウサギの一度の持ち込みがオーストラリアの生物学的侵略の引き金となった

意義

生物学的侵略は世界的な脅威であり、その成功を促進する要因を理解することは、緩和策を開発する上で極めて重要である。 生物学的侵略の成功には、侵略種や環境の特性が関係しているが、遺伝学の役割を実証することはより困難であった。 私たちは、ゲノムデータと歴史的データを組み合わせて、最も象徴的な生物学的侵略の 1 つが、オーストラリアにたった 1 度導入されたウサギによって引き起こされたことを示し、このつながりを明らかにした。 ウサギは、野生の祖先のために自然環境によりよく適応した可能性がある。 この系統が到着する以前には、多くの導入個体が拡散しなかったことから、導入個体の遺伝的組成が侵略の成功を決定する上で重要な役割を果たしたと考えられる。

概要

生物学的侵入は、環境と経済の混乱の主な原因となっている。 生態学的な要因が彼らの成功の重要な決定要因である一方で、遺伝学の役割を実証することはより困難である。 ヨーロッパウサギによるオーストラリアの植民地化は、記録された歴史の中で最も象徴的で壊滅的な生物学的侵略の一つである。 ここでは、70年の間に何度も導入されたにもかかわらず、この侵略は数匹の動物が一度に放たれたことが引き金となり、大陸を数千キロメートルにわたって拡散したことを示すものである。 その結果、1859年にトーマス・オースティンという入植者が輸入したイギリスウサギであるという歴史的証言の遺伝的裏付けが得られ、侵略的集団の起源を彼の出身地であるイギリスにさかのぼることができた。 また、地域的な個体群を確立したものの、地理的に広がっていない追加導入の証拠も見つかっている。 ゲノムと歴史的データを組み合わせることで、家畜を主成分とする初期の導入とは異なり、侵入したウサギは野生の祖先を持つことがわかった。 ニュージーランドやタスマニアでも、導入から数十年後にウサギが害獣になった。 これらの侵略に共通するのは、自然環境に適応した新しい遺伝子型の登場であったということである。 これらの発見は、侵入した個体の遺伝的構成がいかに導入の成功を左右するかを示し、生物学的侵入に複数の導入が必要となるメカニズムを提供するものである。

生物は、その生息域を越えて拡散すると、局所的な個体群を形成するか、生き残れないことが多い。 しかし、時には外来種が増殖し、順応性の高い在来種を駆逐してしまうこともある。 生物学的侵略と呼ばれるこれらの現象は、環境 (1) や経済を混乱させる大きな原因となっており、過去50年間に全世界で1兆2880億米ドルのコストがかかったと推定されている (2)。 人間活動や気候変動により、生物種が生息域外に移動する割合が増え、国際化が進む世界では、生物侵入のリスクはかつてないほど高まっている。 このような壊滅的かつ不可逆的な影響から、生物学的侵略につながる導入とそうでないものがある理由が注目されている (3, 4)。

生物学的侵略には生態学的要因が重要で、ある種は侵略に成功し、ある種の環境は侵略に弱いという性質がある (5)。 また、侵入した個体群の遺伝学が、これらのプロセスの結果に重要な役割を果たすことが示されている (6)。 さらに近年では、集団の絶滅につながる確率的なプロセスを克服するために、「散布体の導入圧 (propagule pressure)」 (導入回数と導入個体数) が重要な役割を果たすことがわかってきた（3, 4）。 しかし、「散布体の導入圧」によって、導入された集団の遺伝的構成が変化することで、定着しているが局地的な集団が侵略的になる可能性も指摘されている (4)。 このメカニズムは、より大きな遺伝的変異を導入することで、近親交配の抑制が軽減されるか、自然淘汰が作用して集団を新しい環境に適応させるための遺伝的変異を提供することができる (3、4)。 また、「散布体の導入圧」が高いと、侵襲的な適応遺伝子型が導入される確率が高くなることもある (4、7)。

生物学的侵略における遺伝的要因の役割を理解するために、遺伝データと歴史的記録を組み合わせて、歴史上最も象徴的で、徹底的に記録された生物学的侵略の1つであるウサギのオーストラリアへの植民地化を調査した。 ヨーロッパウサギ (Oryctolagus cuniculus) は、その存在のほとんどをイベリア半島と南フランスに限定していた (8, 9)。 中世には、ウサギは人間によって広範囲に移入され、今日では、ウサギは複数の大陸にまたがり、世界中に広がる数百の島々に存在する、最も広範な哺乳類の一つである(10、11)。 本来の生息域ではキーストーン種であるにもかかわらず (12)、ほとんどの導入地ではウサギは害獣とみなされ、農業への被害、生息地の劣化、在来種の絶滅の原因となっている (13)。 紀元前30年頃、バレアレス諸島でウサギが大発生し、住民がローマ皇帝に助けを求めたと Strabo (Geographica, III, v) に記されているように、この侵略的な潜在能力は人類の歴史を通じて記録されている。 1500年前、ポルトガルの歴史家ジョアン・デ・バロス (João de Barros, 1496-1570) は、15世紀にマデイラ島のポルト・サント島にあった集落が、一匹の妊娠した雌ウサギから発生したウサギの蔓延のために放棄せざるを得なかったことを記している (14)。 ウサギによる生物学的侵略の中でも、オーストラリアへの影響は最も大きく、農家はウサギに覆われた土地を放棄し、農業分野全体を混乱させた (15, 16)。 個体数抑制の努力にもかかわらず、ウサギはオーストラリアにおける主要な外来種の一つであり、在来の動植物に影響を与え(17)、農業界だけで年間2億ドル、ノブタの22倍 (18) のコストを負担していると推定されている。

種が導入されてから侵略的になるまでにタイムラグがあることはよく観察されることだが (19)、このよくわからない現象は、オーストラリアのウサギで明確に示された。 ウサギがオーストラリア本土に初めて導入されたのは、1788年に第一艦隊でシドニーに運ばれた5匹のイエウサギ (カイウサギ) が、入植家畜の記録 (20) に記載されているためである。 それから数十年後、シドニー周辺の家では、ウサギが普通に飼われていた (21)。 最初の輸入から数年間は、ウサギの移動が頻繁に行われ、ウサギの群れが全国で報告された (22)。 1870年には、海岸沿いの主要な集落でウサギが広く飼われるようになった (22)。 これらの個体群は家畜由来とされることが多かったが、これは野生のウサギが家畜に比べて入手しにくく、輸送や繁殖、管理に適していなかったためと思われる (20)。 これらの個体群は、人なつっこい、派手な毛色、垂れ下がった耳など、通常野生のウサギにはない形質が報告されていることから、家畜由来であることが裏付けられる(20-22)。 オーストラリア全土にウサギが生息しているにもかかわらず、その個体群の大部分は野生に定着しなかったか、その地域の範囲を超えて広がることはなかった (21, 22)。 しかし、19世紀後半になるとウサギの個体数が飛躍的に増え、全国に広がっていった (21)。 年間 100 km の速度で、イベリア半島でウサギが自生地の13倍の面積をカバーするのに50年かかり、これは外来哺乳類としては史上最速の植民地化速度であった (21)。 20世紀初頭には、ウサギはオーストラリアの風景で目立つ存在となり、「灰色の毛布」が大地を覆っていると表現されるようになった (15)。

19世紀後半にオーストラリア本土で観察された個体数の増加は、ニュージーランドやタスマニアでも再現された。 いずれの場所でも、1800年代前半にはウサギが普通に取引されており、地域的な個体群は存在したものの、広まることなく侵略的なものになってしまった (11, 22)。 これらの初期の導入は、家畜からのものであった可能性が高く、イエウサギ (domestic rabbits) の導入が明示されている記録もあり (15)、1856年にニュージーランドでロップイヤーウサギなどの特定の品種が導入されたこともある (20、23)。 しかし、1860年代に入るとウサギの数が急激に増え始め、最終的には両地とも害獣駆除が必要なほど厄介な存在となった (11、22)。

歴史的な文献では、ウサギが局地的な種であったのが侵略的な種に変化したのは、しばしば1つの導入によるものだとされている。 オーストラリア本土の領地で狩猟用のウサギを飼おうとしたイギリス人入植者トーマス・オースティンは、イギリスの家族にウサギを送るよう要請した (20、24)。 1859年10月6日、トーマスの弟ジェームスは、イングランド南東部バルトンズボローの家屋敷周辺で捕獲した家畜と野生のウサギを船 Lightning 号で送った (20, 24)。 同年のクリスマスに、24 匹のウサギを乗せた貨物はメルボルンに到着した (25、26)。 これらのウサギは、ビクトリア州ジーロング近郊のバーロン・パークのトーマス・オースティン氏の所有地に持ち込まれた。 3 年以内に、1862年の Chronicle 紙には「オースティンのウサギ」の数が数千に達したことが記載され (20)、1865年にはオースティン自身が「イングランドのウサギの異常な繁殖力」に対する声明として、自分の領地で2万匹のウサギを殺したことを Geelong Advertiser に報告している。 1906年までに、ウサギは西海岸に到達する数千キロメートルをカバーし、歴史的な報告は古典的にバーロン・パークから拡大したと主張している。 このような通説があるにもかかわらず、これまでの研究では、オーストラリアのウサギの個体群にこのような拡大と一致する遺伝的パターンを見つけることができず(27)、最近のゲノムワイド研究では、単一起源仮説に異議を唱え、代わりに侵略的ウサギはいくつかの独立した導入によって生じたと主張した (28)。

なぜウサギは、局地的で無害な種から侵略的な種に変化したのか? 広大な牧草地が開発され、肉食動物の個体数が牧畜民によってコントロール (駆除) されるなど、人為的な環境の変化はウサギにとって有益であり、オーストラリア本土が徐々に侵略されやすくなったかもしれない (21)。 しかし、ウサギが個体群を形成してから侵略的になるまでに観察されたタイムラグは、ニュージーランドやタスマニアなど他の場所でも再現され、他の要因が作用していることが示唆された。 このように、環境条件の異なる3つの場所でウサギの個体群動態が並行して変化していることから、この生物侵入の成功には、環境以外の要因が重要な役割を果たした可能性があると考えられる。 一つの可能性は、自然環境により適応した新しいウサギの遺伝子型が導入されたことであり、トーマス・オースティンのウサギの野生の遺伝的祖先が、このメカニズムを提供した可能性がある。 これは、オースティンのリリースが、我々が知る限りオーストラリア本土への野生のウサギのリリースを明示した唯一の史料であり (22)、その後オースティンのウサギは、ウサギが害獣となり始めた1860年代にニュージーランドに導入された (15、20) ことから妥当であろう。

生物学的侵略の原因を探るため、オーストラリア本土、タスマニア、ニュージーランドの各地で採集されたウサギの遺伝子データと、オーストラレーシアの遺伝子プールに貢献したと考えられる集団の遺伝子データを解析した (図1)。 これにより、オーストラリアにおける侵略的なウサギの発生が、単一の導入によるものか、複数の導入によるものかを検証することができた。 これは重要なことで、もし侵略のきっかけが環境変化であったなら、複数の地域個体群が拡大する可能性が高いからである。 しかし、きっかけが特定の侵略的な遺伝子型の到来であれば、全国のウサギがその導入に由来することになる。 次に、侵略的なウサギが野生の祖先を持つかどうかを検証した。これにより、初期の導入よりも地域の条件によく適応していた理由が説明された。 最後に、トーマス・オースティンによるリリースがウサギの侵略的な遺伝子型を生み出したかどうかを調べることで、我々のデータを歴史的な記録に結びつけることになる。

図1.

img イベリア半島からオーストラリア、ニュージーランドに至るアナウサギの植民地化ルート。 矢印は導入を示す。 オーストラリア本土の破線は、バーロン・パーク内のトーマス・オースティン氏の土地から大陸にウサギが広がった最前線を示す (Stodart and Parer, ref. 21 に基づく)。

ビューアーで開く

結果

以下の3つに属する 187人 の全エクソームシーケンシング (WES) を解析した。

  1. オーストラリア本土 (n = 62)、タスマニア (n = 2)、ニュージーランド (n = 5) のオーストラレーシア集団
  2. フランス (n = 55) とイギリス (n = 55) のノウサギの集団
  3. 8 種類のウサギの品種に属するイエウサギ (n = 8) (SI Appendix, Table S1) サンプル全体の平均カバレッジは 30.5 倍だった。 捕獲対象は 32.10Mb で、ゲノムの 1.17% に相当する。 フィルタリング後のバリアント (変異) 総数は 1,987,606個となった。

連続的な植民地化により、ウサギ集団の遺伝的多様性が減少した。

オーストラリアのウサギは、ヨーロッパ大陸からイギリスにウサギが持ち込まれ、そこからオーストラリアに持ち込まれるという、一連の植民地化プロセスの結果であると考えらる。 これらの導入に伴う集団ボトルネックにより、ヨーロッパ大陸 (フランス) からイギリスまでは 10.6%、イギリスからオーストラリア本土までは 12.3% の遺伝的多様性が減少した (図2A、SI Appendix, Table S2)。 このような遺伝的多様性の緩やかな減少は以前にも報告されており (29)、植民地化に伴う集団ボトルネックに続いて急激な集団拡大が起こった場合に予想される。

図2.

img ウサギ集団の遺伝的多様性。 (A) 異なるウサギ集団の平均遺伝的多様性。 ドットは、各染色体を均等に重み付けした平均値を示す。 信頼区間は、サブサンプリングと染色体置換で得られた100本のブートストラップ推定値の0.025と0.975の分位に相当する。 (B) フランス (灰色)、イギリス (青色)、オーストラリア本土 (赤色) の展開された対立遺伝子頻度スペクトル (SFS) である。 x 軸は、派生した対立遺伝子頻度を示す。 y 軸は、各カテゴリのバリアント数を示す。 信頼区間は、サイトを置換してリサンプリングした 95% ブートストラップ信頼区間に対応する。 タンパク質コード配列 (CDS) のバリアントのみを対象とした解析で、1集団あたり 25個体に制限されている。 両分析におけるオーストラリアの推定値には、キャタイ (Cattai) とシドニー (Sydney) のウサギは含まれていない。

ビューアーで開く

ヌクレオチドの多様性の減少に加え、近年の集団ボトルネックにより、希少な遺伝的バリアント (変異) が優先的に失われる (30)。 このパターンを調べるために、ノウサギの塩基配列を使って対立遺伝子を祖先型と派生型に分類し、展開された対立遺伝子頻度スペクトルをプロットした。 連続した集団ボトルネックを裏付けるように、低頻度の対立遺伝子の数が最も多かったのはフランスで、次いでイギリス、オーストラリア本土の順だった (図2B)。 これは、Tajima の D 統計 (対立遺伝子頻度スペクトルの要約) に反映されており、フランスからイギリス、そしてオーストラリアへと徐々に大きくなっていく (SI Appendix, Table S2)。

オーストラリア本土への一度の導入で発生した侵略的ウサギ

オーストラリアのウサギの起源は1859年の一度の導入とする説が多いが、遺伝子解析や歴史的な記録から、現在のウサギの集団は複数の導入や移動の結果であるとする説もある (22, 28)。 これを解決するために、オーストラリア本土全体の集団における遺伝子構造のパターンを調べました (図3A)。 その結果、2か所からの 5 匹のウサギを除いて、地域間で高い遺伝的類似性があることがわかった。 これは主成分分析 (PCA、principal component analysis) (図3B) で示されており、オーストラリア本土のウサギは 3 つの異なるグループに分類され、そのうちの最大のグループ (62個体中57個体) には国全体、数千キロメートルに及ぶ地域のウサギが含まれる。 地理的にはるかに狭い地域で 2 つの小さな群れが発見された。それは、4 匹のウサギからなるグループはシドニーのものと、もう 1 匹はシドニーの北西に位置するキャタイ国立公園の 1 匹のウサギだった。 この結果を裏付けるために、NJ 法による系統樹を用いてウサギの遺伝的類似性によるクラスタリングを行った (SI Appendix, Fig S1)。 ここでも、シドニーとキャタイのウサギは、オーストラリアの他の地域のウサギの主要グループとは独立したクラスターを形成していた。

図3.

img ウサギの集団の遺伝的構造と祖先。 (A) サンプルの位置を示したオーストラリア本土の地図。灰色の丸はキャタイ、白の丸はシドニーに対応する。 (B) ノウサギとイエウサギの主成分分析。破線の円はキャタイとシドニーの個体を強調している。 (C) 3つの祖先集団 (K = 3) を仮定して Admixture で推定した祖先の割合。 各バーは 1つの個体を表し、祖先の割合に応じて色分けされている。 (D) オーストラリア本土の個体群、ニュージーランド、タスマニア、イギリスからのウサギ (上)、イエウサギ (下) の間で共有される遺伝的ドリフトを反映したウサギ集団の f 3 統計データ。 棒グラフは SE に対応する。 (E) TreeMix プログラムを用いて、対立遺伝子頻度データを用いて再構築された集団間の歴史的関係。 枝の長さは遺伝的ドリフトの量を反映し、スケールバーはサンプル共分散行列のエントリの平均 SE を10倍したものを示している。 数字は、SNP のブロックを 1,000回リサンプリングして算出したブートストラップ サポートの割合である。

ビューアーで開く

オーストラリア本土に野生のイギリスウサギと家畜のウサギが持ち込まれた。

オーストラリアのウサギの起源に関する歴史的な記述はさまざまで、最初にイエウサギが導入されたという記録がほとんどで、後に野生のイギリスウサギが導入されたという記述もある。 ウサギのゲノムは離散的な祖先集団の混合物であると仮定した Admixture 解析 (SI Appendix, Fig S2) (31) により、これらの導入源を調査した。 この解析により、PCA と NJ 法による系統樹が裏付けられ、オーストラリア本土における 3 つの異なる遺伝子グループの祖先が明らかになった (図3C, K = 3)。 大陸を越えてやってきたウサギの多くは、その祖先の割合がはっきりしており、おそらく集団のボトルネックによって源流集団とは遺伝的に異なるものになったことを反映していると思われる (32)。 シドニーのウサギは、1788年に第一艦隊でシドニーに運ばれた5匹のイエウサギの歴史的記録 (20) と一致して、主にイエウサギに由来すると思われる。 キャタイのウサギのゲノムで最も大きな祖先の割合がイギリスのウサギと共有されていることから、この地域にはイギリスから別の導入があったことが示唆される。 これらの祖先のパターンは、私たちが以前に行った分析でも裏付けられている。つまり、PCA と NJ 法による系統樹の両方で、シドニーの集団はイエウサギに最も似ており、キャタイのウサギはイギリスの集団に含まれる (図3B および SI Appendix, Fig S1)。 シドニーのウサギはすべて同一の mtDNA ハプロタイプ (haplotype) を共有しており、これはほとんどのイエウサギに見られるハプロタイプと密接な関係がある (図4A および SI Appendix, Fig. S3)。

図4.

img ミトコンドリア系図。 (A) 系統の先祖の地理的位置の再構築により、ミトコンドリア ゲノム全体で再構築された最大クレード信頼性ツリー (Maximum clade credibility tree)。 枝やラベルは、出身母集団に応じて色分けされている。 ラベルコードは、国や地域に対応している。 強調表示されたラベルは、キャタイとシドニーの個体を示している。 (B) オーストラリア本土、タスマニア、ニュージーランドの集団に推定される移動回数の中央値。 エラーバーは 95％ 信頼区間。 赤色の値は、BSSVS モデルの 95％ 以上に含まれている。

ビューアーで開く

オーストラリア本土の集団に対するイエウサギと野生のイギリスウサギの相対的な貢献度を調べるため、アウトグループ f 3 統計 (33) を計算した。 フランスをアウトグループとしたこの統計では、対立遺伝子頻度の相関を利用して、2つの集団がどの程度遺伝的ドリフトを共有しているか、つまり共通の祖先を持つかを調べることができる。 その結果、キャタイのウサギが最もイギリスの野生の祖先を持ち、シドニーが最も少ないことが判明した (図3 D、上)。 オーストラリアの他地域のウサギは中間的だった。 このパターンは、国内の祖先を考慮すると逆転する (図3 D、下)。 国内での祖先はシドニーが最も多く、キャタイが最も少なく、それ以外は中間的だった。 したがって、これらの結果は、侵略的なオーストラリアのウサギの主な遺伝子型は、家畜 (イエウサギ) と野生 (ノウサギ) の祖先が混在していることを示すものである。

そこで、オーストラリア本土を亜集団に分け、集団の対立遺伝子頻度を用いて集団の樹を構成する TreeMix 法 (図3 E) を用いて、集団間の歴史的関係を再構築した。 その結果、キャタイのウサギは遺伝的に区別され、オーストラリアの他の地域のウサギよりもイギリスウサギに近いことが確認され、イギリスウサギが別に導入されたことに由来することが判明した。 シドニーの集団はイエウサギに最も近縁である。 本土の残りの地域にわたる集団は近縁であり、ツリー上では中間の位置にある。 ウサギの家畜化はフランスで行われたにもかかわらず (34、35)、我々のツリーでは、イエウサギとフランスウサギは同じクレードに分類されない。 これは、イエウサギを生んだフランスの集団をサンプリングできなかったことや、集団間の混合により、分岐木で表現できない集団関係があることを反映しているのかもしれない。

ミトコンドリア DNA は、オーストラリアに導入された雌のウサギの数が少なかったことを示唆している。

オーストラリアウサギの雌系統の進化史を調べるため、ヨーロッパ大陸からオーストラリアへの植民地化ルートを網羅するミトコンドリア ゲノム配列の系図を再構築した。 ツリーの再構築の際に、出身母集団を離散的な形質として含めることで、雌ウサギの過去の移動を再構築することができた。 ミトコンドリア系統の祖先位置を推測すると、オーストラリア本土のウサギは樹上で少数のクラスターに分類され、他の場所から導入された少数の雌ウサギに由来することがわかる (図4 A)。 これは、バーロン・パークのリリースが、わずか 13 匹に由来する可能性を示唆する歴史的記録と一致する (ディスカッション)。 サンプル中のミトコンドリア ゲノムを生んだ導入雌ウサギの数を定量化するために、ツリートポロジーの不確実性を考慮しながら国間の遷移をカウントした (マルコフジャンプ、文献 36)。 このことから、我々のデータセットに含まれるオーストラリア本土のウサギは、ヨーロッパから導入された 5 匹の雌に母方の祖先を遡ると推定される (図4B; 95％信憑性区間: 3～5匹)。

たった一度の導入が、急速に拡大し、オーストラリアの大部分を植民地化した。

歴史的な記録によると、トーマス・オースティンの所有地であるバーロン・パークがあるビクトリア州からオーストラリア本土にかけて、ウサギの個体数が極めて急速に拡大したと報告されている (図1)。 個体が集団の発生源から遠く離れ、新しい地域が植民地化されると、遺伝的ドリフトにより対立遺伝子の頻度が変化する。 これと一致して、全国から採取した個体のペア間で遺伝的距離と地理的距離に相関があることがわかった (r = 0.361; マンテル検定: P < 0.001; 図5 A、赤い点、シドニーとキャタイを除く)。 しかし、シドニー/キャタイのウサギとオーストラリア本土の他の地域との間の遺伝的距離は、サンプル間の地理的距離を考えると、一貫して予想よりも大きい (図5 A、灰色と白のポイント)。 このことは、オーストラリア本土のウサギのほとんどは、大陸を横断して拡大した単一の導入から生じたが、キャタイとシドニーのウサギは別の起源を持つという仮説を支持するものである。

図5.

img 範囲拡大が遺伝的変異と構造に与える影響。 (A) オーストラリア本土の 62 サンプルにおける一対 (ペアワイズ) の遺伝的距離と地理的距離の相関関係。 遺伝的距離は、分離部位のみを用いて算出。 赤で示した回帰直線は、キャタイ (白) とシドニー (灰色) を除くすべてのペアの間で計算された。 同じ場所のサンプル間のペアワイズ比較はプロットされていない (1,891件の比較のうち24件)。 (B) シドニーとキャタイを除くオーストラリア本土のウサギの主成分分析。 カラーパレットは、バーロン・パークにあるトーマス・オースティンの物件までの距離をキロメートル単位で反映し、シンボル形状は出身地の個体数を示す。 (C) オーストラリア本土の 4 つの異なる地域における遺伝的多様性。 サンプリングは均一ではないので、遠方の 4 箇所 (ビクトリア/NSW、南オーストラリア、クイーンズランド、西オーストラリア) に焦点を当て、各地域で地理的に最も近い 7 個体を集約した。 ドットは、各染色体を均等に重み付けした平均値を示す。 95% 信頼区間は、染色体の置換を伴うサンプリングによって得られた 100回のブートストラップ推定値からのものである。 (D) オーストラリアにおけるアレルサーフィン (対立遺伝子サーフィング) の影響。 オーストラリア本土の4つの異なる集団における、イエウサギおよびイギリスの集団に存在しない対立遺伝子の頻度について。 遺伝的多様性の推定に使用したのと同じ 7 匹のウサギについて、アレル頻度 (Allele frequencies) を報告している (C)。 棒グラフは集団別に色分けされている。

ビューアーで開く

オーストラリア本土のウサギの主成分分析では、バーロン・パークまでの距離に応じてサンプルを色分けし、この範囲拡大のパターンをさらに説明する (図5 B、シドニーとキャタイを除いた分析)。 第1主成分は集団の北方への初期拡大を反映し、第2主成分は西オーストラリア州とクイーンズランド州の個体を東西軸に分離している。 これは、バーロン・パークの北側で最初に拡大した後、これらのより遠い地域を植民地化するために取られたルートを反映していると考えられる。

集団が拡大し、新しい地域が植民地化されると、創始者効果 (founder effects) が繰り返され、遺伝的多様性が失われることがある (37)。 そこで、オーストラリア本土のウサギ集団の遺伝的多様性を計算することで、導入地点であるバーロン・パーク (ビクトリア州) からの距離が長くなると遺伝的多様性が低下するかどうかを検証した。 サンプリングが均一でないため、遠方の4カ所 (ビクトリア/NSW、南オーストラリア、クイーンズランド、西オーストラリア) に絞った。 それぞれの場所でバーロン・パークに最も近い個体は、それぞれ 72km、979km、1,323km、2,521km の距離にあった。 バーロン・パークから遠くなるにつれて集団の遺伝的多様性は低下し、ビクトリア州/NSW州が最も多様性が高く、西オーストラリア州が最も低いことがわかった (図5 C)。

遺伝的多様性の低下と並行して、地理的な拡大が進むと、アレルサーフィンと呼ばれるプロセスによって希少対立遺伝子が高頻度になることがある (38, 39)。 これは、新しい突然変異や希少な対立遺伝子が、急激な個体数増加の恩恵を受け、拡大の波の先頭に立つときに起こる。 オーストラリア本土のウサギの植民地化は、一度の導入で広い地域に急速に拡大した可能性が高いため、この理論的予測を自然環境下で実証的に検証するための理想的な枠組みである。 オーストラリア本土に最初に持ち込まれたウサギで希少または存在しない変異体を選択するために、オーストラリア本土のウサギの起源となった 2 つの集団であるイギリスウサギとイエウサギのサンプルから存在しない対立遺伝子を特定した。 アレルサーフィン モデルで予測されたように、これらの当初稀だった対立遺伝子 (アレル) は、ビクトリア州バーロン・パークのリリースサイトから遠ざかるほど頻度が増加する傾向があった (図5 D)。

オーストラリア本土のウサギはイギリスの南西部からやってきた。

史料には、オースティンが輸入したイギリスの野生のウサギは、サマセット州バルトンズボローにある彼の家族の敷地周辺で捕獲されたと記されている (序論)。 これが正しいかどうかを検証するために、イギリスとオーストラリア本土の異なる地域間の対立遺伝子頻度の相関を調べた。 イギリスのサンプルを採集した郡でグループ分けし、フランスをアウトグループとしながら、これらの集団とオーストラリア本土 (キャタイ/シドニーを除く) との間の f 3 統計量を計算した。 その結果、ハンプシャー、ドーセット、グラモーガン (図6A、赤丸) が、オーストラリア本土のウサギと最も遺伝的類似性が高い 3 カ所であることが判明した。 驚くべきことに、これらの集団はすべてイギリスの南西部、バルトンズボロー付近 (図6A、SI Appendix, Fig. S4 AとC) にある。

図6.

img オーストラリアの個体群のイギリス起源。 (A) イギリス南部の地図。丸印は、オーストラリアとの祖先の共有度合いを反映した f 3 統計値によって色分けされた17の集団。 個体群は、各ウサギの英国の郡に基づいて定義された。 赤い三角形は、バーロン・パークに輸入された野生のウサギの原産地とされるオースティン家の屋敷があったバルトンズボロー村の位置を示している。 (B) オーストラリアの個体群 (キャタイとシドニーを除く) と共有されている英国の個体のシングルトンの割合と、バルトンズボローまでの距離 (キロメートル) との相関関係。 英国ではシングルトンであるが、イエウサギに存在するアレル (対立遺伝子) は解析から除外された。

ビューアーで開く

オーストラリア本土のウサギの出所を調べる別のアプローチとして、希少なバリアントを調べました。 これらは近縁の集団間で高度に分化していることが予想され、最近の人口動態に関する情報を与えてくれる (40, 41)。 それぞれのイギリスウサギについて、私たちが採取した他のイギリスウサギには見られないバリアント (つまりシングルトン) を取り出し、そのうちの何パーセントがオーストラリア本土のサンプルに見られるかを尋ねた。 オースティンのウサギの家系と英国の家系が混在していることによる交絡効果を避けるため、家系に存在する変種は除外した。 希少なバリアントは、南西イングランドとオーストラリア本土のウサギの間でより頻繁に共有されていることがわかり、侵略的集団の源はバルトンズボローであるという仮説を再び支持した (図6 B; 共有されたシングルトンの割合とバルトンズボローへの距離のピアソンの相関: r = 0.611, P < 0.001).

タスマニアの個体群は、オーストラリア本土のウサギとイエウサギが混在 (混血?) している。

タスマニアウサギの起源を調べるため、地理的に離れた場所から採取した 2 つの個体の塩基配列を決定した。 これらのウサギは、我々のデータセットで最も遺伝的多様性が低いものだった (SI Appendix, Table S2)。 イエウサギがタスマニアの遺伝子プールに大きく貢献したことを示唆する証拠が複数ある。 第一に、PCA と集団樹 (population tree) において、タスマニアは一貫してシドニーや国内の集団と近縁である (図3 B と E)。 第二に、Admixture 解析では、最大の祖先成分がイエウサギと共有されている (図3 C)。 最後に、f 3 統計によると、家畜の祖先がかなり寄与していることを示しており、シドニーウサギに取って代わられているだけである (図3 D, 下)。 これらの結果を総合すると、タスマニアのウサギはシドニーと同様、家畜に由来する部分が大きいことが示唆される。

歴史的記録によると、オーストラリア本土でバーロン・パークに放たれた直後からタスマニアウサギの個体数が増加したと報告されており、このウサギがタスマニアで放たれた可能性がある (序論)。 これと一致するように、Admixture 解析では、タスマニアウサギは国内とオーストラリア本土の集団の間で混在 (混血?) していることがわかった (図3 C)。 さらに、タスマニアウサギは PCA 上では家畜とオーストラリア本土のウサギの中間であり (図3 B)、ミトコンドリア DNA の解析により、雌のウサギが本土からタスマニアに持ち込まれた証拠が見つかった (図4 B)。 PCA、Admixture 解析、f 3 統計のすべてがイギリスからの直接の祖先の証拠を示していないことから、イギリスからタスマニアへのウサギの直接の導入について、我々のデータには有意な裏付けはない (図3 B–D)。

ニュージーランドのウサギは、野生のイギリス、家畜、オーストラリア本土の祖先が混在 (混血?) している。

ニュージーランドの 2 つの主要な島である、北島 (n = 2) と南島 (n = 3) から採取した 5 匹のウサギの塩基配列を決定した。 この結果は、家畜のウサギがニュージーランドの集団の祖先の重要な構成要素であることを明確に示唆している。 f 3 統計は、ニュージーランドとオーストラリア本土の集団における家畜が祖先であるレベルが同程度であることを示し (図3 D, 下)、Admixture 解析はかなりの家畜の祖先であることを示している (図3 C)。 また、イギリスからニュージーランドに直接導入された証拠もあり、f 3 統計と Admixture 解析の両方で、シドニーやタスマニアの場合よりもイギリスの祖先が多いことがわかる (図3 C および D, 上)。 実際、ニュージーランドの 3 つのサンプルの Admixture プロットにおけるイギリスの祖先のレベルは、キャタイを除いてデータセットの中で最も高い。 これは、ミトコンドリア ゲノムの分析によっても裏付けられており、ヨーロッパからの直接導入が支持されている (図4)。 さらに、Admixture 解析 (SI Appendix, Fig S2, K = 7) と f 3 統計 (SI Appendix, Fig S4 B and D) はともに、南西イングランドを起源とするオースティンのウサギとは異なり、ニュージーランド ウサギは東イングランドの集団とより関係が深いことを示している。

イギリスの祖先の程度はサンプルによって異なり、その結果、ニュージーランド国内では顕著な遺伝的構造が見られる (図3 B と C、SI Appendix, Fig S1)。 このパターンをさらに調べるために、ニュージーランドの集団を PCA で見られる 2 つのグループに分け、TreeMix を使って集団関係を再構築した。 これにより、ニュージーランド ウサギの中には、イエウサギと近縁なものもあれば、イギリス ウサギと近縁なものもあることが確認された (SI Appendix, Fig S5)。 これらの違いは、ウサギの産地が北島か南島かとは関係なく、独立した起源を持つ地域集団が存在することを示唆している。 これらの結果を総合すると、イギリスからニュージーランドへの直接導入があったことがわかるが、イギリスの祖先の程度はサンプルによって異なる。 また、オーストラリア本土のウサギがニュージーランドに導入された証拠もあり、Admixture 解析で最も小さい祖先成分はオーストラリア本土と共有されている (図3 C)。

ディスカッション

生態学では、ある種の導入が生物学的侵略になる理由と、そうでない理由が大きな問題になっている。 しかし、生物学的侵略の初期段階には多数の同時進行要因が存在し、それぞれの導入の起源、数、時期に関する詳細な記録がないため、このプロセスを解剖することは困難であると言われている。 ウサギのオーストラリアへの植民地化には、出来事や関わった人々に関する詳細な歴史的文献が添付されており、遺伝学と歴史学を組み合わせて、史上最も象徴的な生物学的侵略の一つを理解し、その成功につながった要因を検討するユニークな機会となった (図1)。 オーストラリアにおけるウサギの歴史的文献には、生物学的侵略に共通するパターンとして、当初は数多くの導入があり、小さな地域個体群が形成されたが、タイムラグを経て個体数が劇的に増加し、ウサギが侵略的になったことが記されている。 したがって、重要な疑問点とは、「ウサギが侵略的になったのは、何が変わったからなのか?」ということである。

生物学的侵略は、侵略種や環境の特性に起因することが多いが、「散布体の導入圧」 (導入回数や導入個体数) の重要性を示す証拠が増えてきている (4)。 ウサギの場合、1859年にトーマス・オースティンがバーロン・パークで野生のイギリス ウサギを放したときまでに、オーストラリア本土に 90 匹以上の輸入があったという歴史的記録が残っている。 この 90 匹のうち、少なくとも 30% が野生へのリリースと報告されている (22)。 1788年に第一艦隊でシドニーに持ち込まれたイエウサギの原型が、その後のリリースによるものであったとしても、複数の分析で現代のシドニーのイエウサギの祖先を支持する結果が得られた。

ウサギが広範囲に導入された証拠があるにもかかわらず、シドニーにウサギがやってきてから生物学的侵略が起こるまで 70 年以上かかっている。 密林に覆われたグレートディヴァイディング山脈という自然の障壁が、シドニー ウサギの西方への進出を阻んだのかもしれないが、そのことが他の場所に定着した個体群に影響を与えることはないだろう。 より可能性が高いのは、初期のウサギの導入が侵略的なものにならなかったのは、後に人為的な圧力によって環境要因が変化し、侵略しやすい景観になったからかもしれない。 特に牧畜業の拡大は、ウサギの個体数の増加に継続的な食料源を供給することになる (16)。 さらに、牧畜民は捕食者の個体数を抑制しており、オーストラリア本土では捕食者がウサギの個体数をコントロールしていることを示す証拠が豊富にある (22)。 もし、環境変化だけが侵略の引き金であったなら、複数の地域個体群が生息域を拡大したと予測される。 その代わりに、我々の結果は、侵略的なオーストラリア本土のウサギが単一の導入に起因する明確な遺伝的証拠を提供し、これらのウサギは遺伝的に以前のリリースよりも侵略しやすいことが示唆された。 これは、1859年にトーマス・オースティンがビクトリア州のバーロン・パークに所有する土地で、この侵略的な遺伝子型をリリースしたことを示唆する歴史的記録を裏付けるものである。

オーストラリア本土へのウサギの侵入のダイナミクスは、そのスピード、規模、地理的範囲、そして既知の起源から、集団遺伝学の理論を検証するための理想的なデータセットとなる。 ウサギがバーロン・パークから遠ざかるにつれて遺伝的多様性は減少しており、拡大の波の先頭で創始者イベント (founder events) が繰り返されたことと一致する。 変異 (バリアント) の喪失と同時に、範囲拡大の手前で急速に増加した集団で発生した希少な対立遺伝子が、ドリフトによって頻度を上げることがあり、これはアレルサーフィン (対立遺伝子サーフィン) と呼ばれるプロセスである (38, 39)。 アレルサーフィン理論に関する文献は豊富であるにもかかわらず、それを実証的に示した研究はほとんどない (42)。 その結果、侵入元集団で希少または存在しない対立遺伝子が、侵入元であるビクトリア州からさらに離れた集団で一般的である可能性が高いことがわかった。

今回の結果を歴史的な記録と照らし合わせると、1788年にウサギが初めて上陸した後、オーストラリア全土でウサギの導入が頻繁に行われ、時には地域個体群を確立したことが明らかになった。 シドニーの他に、侵略的にならなかったイギリス ウサギの別の導入の証拠を発見した。これは、シドニーから 50km 離れたキャタイ国立公園からの 1 つのサンプルに基づくものである。 我々の分析を通じて、この個体は一貫して、オーストラリア本土のウサギよりもイギリスの野生のウサギに近縁と思われた。 キャタイ ウサギの分岐の高さは、Phillips らがオーストラリア全土の mtDNA ハプロタイプ頻度を比較した際にも注目された (43)。 これらのウサギが侵略的にならなかった理由は不明だが、周辺地域がバーロン・パークのウサギによって植民地化された後、キャタイのリリースが行われた可能性がある。

シドニーとキャタイに別々に導入されたことがわかり、我々がサンプリングしていないローカルな集団として存在する他の導入の可能性があることが明らかになった。 1870年からの歴史的記録では、南オーストラリア州のカパンダで、バーロン・パークでのリリースと並ぶ重要性を持つ 2 番目の大規模なウサギの拡散があり、1979年にバーロン・パークからの拡張と統合されたことが示唆されている (16, 21)。 南オーストラリアの近くに別のウサギの系統が導入されたという証拠は見つからなかった。 このことは、今回のリリースがバーロン・パークの同じストックに由来する可能性が高いこと、あるいはこの集団が今回採取した地域には拡大していないことを意味する。 より細かいサンプリングにより、地理的に広がっていない、バーロン・パークとは無関係な起源を持つ個体群がさらに発見されると思われる。 それにもかかわらず、この結果は、オーストラリア本土のウサギの大多数が、トーマス・オースティンによる 1 回の導入に由来することを示す圧倒的な証拠となった。

この結果は、侵略的なウサギはオーストラリア本土への複数回の導入によって生じたと主張する最近の遺伝学的研究とは対照的である (28)。 著者も認めているように、彼らは祖先であるヨーロッパと国内の個体群をサンプリングしていなかった。これは、我々にとって侵略的なウサギが単一の導入から生じたことを識別するために重要だった。 この情報がないまま、著者たちは2つの論拠に基づいて結論を出した。 第一に、彼らは距離による孤立の兆候を見つけられなかった。 しかし、これは、シドニーに導入された大規模なサンプル (および我々のデータセットに含まれていない他のリリースも含まれる可能性がある) が含まれているため、不明瞭になった可能性がある。 第二に、著者らは、メルボルンやシドニーなどの集団で私的対立遺伝子 (private alleles) が多いことと合わせて、オーストラリア本土内の部分構造を、独立した導入の兆候であると解釈した。 これはシドニーの場合だが (我々のデータでも支持されている)、これらの影響は、集団の拡大が遺伝的多様性に及ぼす影響でも説明できる。

バーロン・パークで放たれたウサギがなぜ侵略的になったのか、他の多くのウサギの放流はそうならなかったのかが重要な問題である。 我々の結果は、これらのウサギの遺伝的構成が重要であったという仮説を支持している。 オースティンのウサギはイングランドで野生で捕獲されたウサギと記載されており (21)、我々のデータはこれらの個体の野生の祖先を明確に裏付けている。 さらに、オーストラリア本土のウサギは、オースティンのウサギが捕獲されたイングランド南西部のウサギに遺伝的に最も近い。 我々の結果は、トーマス・オースティンの親戚であるジョーン・パーマー (24) の次の言葉とも一致している。 「(…) 祖父のウィリアムは、バーロン・パークに十数匹の委託品を送るようトーマス叔父さんに頼まれた時、バルトンズボロー周辺では野生のウサギは決して一般的ではなかったので、かなり難しい仕事だと思った。 彼がなんとか 6 匹を捕獲したのは非常に困難だった。これらは、巣から取り出されて飼いならされた、半分成長した標本だった。 村人たちがペットとして、あるいは食べるために小屋で飼っていた灰色のウサギを 7 匹買ってきて、その数を補ったのである。(…) 」 侵略的なオーストラリアのウサギは、家畜の祖先の要素もかなり含んでおり、バーロン・パークのウサギが、旅行中に繁殖した野生と家畜のウサギに由来することと一致する。 我々のデータでは、オーストラリア到着後に起こった交配を否定できないが、イギリスから送られた 13 匹とオーストラリアに到着した 24 匹が食い違っていることから、ジョーン・パーマーが語ったように、80日間の旅の前かその間に交配を行った可能性が高いと考えられる。 この少ない匹数は、ミトコンドリア解析で、我々のサンプルに含まれるオーストラリア本土のウサギが、導入された 5 匹の雌に由来すると推定されることとも一致する。

オーストラリア本土で見られた最初の導入から生物学的侵襲までのタイムラグは、タスマニアとニュージーランドでも繰り返された。 イギリスの野生の祖先を持つウサギの導入も、これらの侵略の引き金になった可能性がある。 どちらの場所でも、再野生化したウサギ (feral rabbits) の個体数が深刻な害獣になることなく数十年続いたという歴史的な記録が残っている (序論)。 しかし、両地域でほぼ同時に、1860年代にオースティンがオーストラリア本土に輸入されたことをきっかけに、ウサギの数が爆発的に増加した。 1864年から1867年にかけてニュージーランドでウサギの解放が成功したことを示す歴史的証拠があり、その中にはオースティン自身が提供したウサギのバッチも含まれていた (15、20)、それ以前の記録では1858年に野生型とされるウサギの解放が成功したと記されている (23)。 さらに、表現型の変化から、ウサギが侵略的になったのと時を同じくして、古典的な家畜の形質が野生の形質に移行したことが示唆される。 タスマニアでは、1869年にタスマニア州測量総監のジェームズ・カルダーが、個体数の増加は野生のイギリスのウサギで見られる灰色の毛色への移行と一致するとコメントしている (20)。 我々のデータは、タスマニアとニュージーランドのウサギの集団が、野生の祖先の要素をかなり含んでいることを裏付けている。 タスマニアの場合はオーストラリア本土を経由し、ニュージーランドの場合はイギリスから直接来たというデータが出ている。 遺伝的証拠と歴史的証拠を総合すると、ウサギの個体群の拡大は、野生の遺伝的祖先の導入と関連しているという考えが支持される。

シドニー、タスマニア、ニュージーランドのような集団に家畜の祖先がかなりいることが我々のデータでわかった場合でも、イギリスの野生の祖先を持つウサギがやってきたことが、生物学的侵略が起こるきっかけになったのかもしれない。 侵略的な集団が、すでに小さな地域集団が占有している地域に拡大する場合、地域集団から侵略的な集団への遺伝的導入が広範囲に及ぶことがある (44)。 これは、最初の侵略的な移入集団が到着したとき、彼らは居住動物と交尾するので、侵略的な集団が拡大するにつれて、居住集団の対立遺伝子が確立される可能性があるためである。 その結果、元の居住集団から侵略的集団への非対称的な遺伝子移入が広範囲に及ぶことになる (44)。

再野生化したウサギ (feral rabbits) が野生での生存に適応できないような形質がたくさんある。 ウサギを含む家畜は、形態 (毛色や大きさなど) から行動 (人なつっこさや恐怖反応など) に至るまで、野生動物とは大きく異なる形質を持っている (45, 46)。 これは保全生物学ではよく知られた現象で、再野生化した動物 (feral) と野生動物 (wild) の交雑 (hybridization) は、遺伝的多様性を侵し、不適応な対立遺伝子の導入を許すことによって、野生集団の存続に危険をもたらす (47, 48)。 ウサギの場合、再野生化した個体群 (feral populations) が繁栄することもあるが、これは捕食や競争が少ない島嶼部で起こることが多く、家畜化 (domestication) せずに飼いならされることが多い (11, 49, 50)。 また、集団の遺伝的祖先が野生であることも、オーストラリアの環境に対する新たな適応を進化させる能力に影響を与えた可能性がある。 オーストラリアの大部分は乾燥または半乾燥気候であるため、ウサギは体温調節を助けるために体型の変化を進化させてきた (51)。 初期の再野生化した集団 (feral populations) には、こうした状況に適応するための遺伝的変異が欠けていた可能性がある。

トーマス・オースティンが兄に頼んで、イギリスの実家から野生のウサギを送ってもらってから、150年以上が経った。 この依頼は、彼の知らぬ間に、大陸全体の風景を一変させ、20世紀最大の牧畜のペスト (pastoral pest) を生み出すという連鎖を引き起こした。 ここでは、歴史的な記録と遺伝子データを組み合わせて、イングランド南部のオースティン家の敷地から、ウサギの拡大範囲の最奥である西オーストラリア州までのウサギの植民地化ルートを再構築した。 オーストラリアでウサギが引き起こした生態学的・経済的被害は悲劇的であり、他に例を見ないものであったが、生物学的侵略の原因やダイナミクスの理解に大きく貢献する枠組みをうっかり作り出してしまった。 我々の結果は、侵略が起こるまでに多くの導入が必要であったことから、「散布体の導入圧」の重要性を裏付けている。 しかし、単に個体数や導入回数だけでなく、その個体の遺伝的構成が生物的侵略を引き起こす可能性があることを示唆している。 Zenni と Nunēz (3) は、侵略が成功した場合と失敗した場合の遺伝的差異を調査する研究が不足していることを指摘した。 このリンクを作成することにより、環境変化がオーストラリアを侵略に対して脆弱にした可能性がある一方で、史上最も象徴的な生物学的侵略の1つに火をつけたのは、野生のウサギ (wild rabbits) の小さなバッチの遺伝子構成であったことを示している。

素材 (Materials) と方法 (Methods)

サンプリング (Sampling) と DNA 抽出 (DNA Extraction)

この研究では合計 187 個体を使用した。 このうち 179 匹は、フランス (n = 55)、イギリス (n = 55)、オーストラリア本土 (n = 62)、タスマニア (n = 2)、ニュージーランド (n = 5) で 1865 年から 2018 年の間に採集された野生で捕獲されたウサギであった。 さらに、 ベルギーウサギ (Belgian Hare)、シャンパンシルバー (Champagne Silver)、イングリッシュシルバー (English Silver)、フォーヴ・ド・ブルゴーニュ (Fauve de Bourgogne)、フレミッシュジャイアント (Flemish Giant)、フレンチアンゴラ (French Angora)、ヒマラヤン (Himalayan)、ウィーンホワイト (Vienna White)、という品種のイエウサギ 8 匹の塩基配列を決定した。 153 個体の塩基配列データは以前の研究 (29) から入手し、34 の新しいサンプルはこの研究のために特別に塩基配列を決定した (SI Appendix, Table S1)。 オリジナルの配列データは、BioProject ID PRJNA783625 の Sequence Read Archive (SRA) にある。

ライブラリー調製 (Library Preparation)、キャプチャー エンリッチメント (Capture Enrichment)、シーケンシング (Sequencing)

ゲノム DNA の抽出は、Qiagen DNAeasy Blood and Tissue Kit (Qiagen) を用い、製造元のプロトコルに従って行った。 個々のバーコード付きライブラリは、KAPA LTP Library Preparation Kit for Illumina platforms (KAPA Biosystems) を用いて、メーカーのプロトコルに従って DNA 抽出液から調製した。 PCR 増幅後、qPCR KAPA Library Quantification Kit (KAPA Biosystems) を用いてライブラリーを定量した。 qPCR 定量に基づいてライブラリの 2 つのプールを調製し、製造業者のプロトコルに従って NimbleGen 溶液ベースのキャプチャー (NimbleGen SeqCap EZ Developer Library、Roche) でキャプチャーし、濃縮した。 このキャプチャーは以前の研究 (29) で使用されたもので、OryCun 2.0 ウサギ リファレンス ゲノムの Ensembl 遺伝子アノテーション (リリース 2.69) に基づいている (34)。 ターゲットの総サイズは 32.10Mb で、これは 2.73Gb のウサギのアセンブリの 1.17 ％に相当する。 キャプチャー濃縮後、イルミナ HiSEq. 4000 の 1 レーンで 150bp ペアエンドリードを用いて各プールを独立にシーケンスした。

バイオインフォマティクス (生物情報科学, bioinformatics) と バリアントコール (Variant Calling)

生のシーケンスリードの品質は、FastQC (52) で評価した。 Trimomatic (バージョン0.32) (53) を用い、trailing = 15 (閾値品質 15 を下回るとリードの末尾の塩基をカット)、slidingwindow = 4:20 (スライディング ウィンドウトリミングを行い、ウィンドウ内の平均品質が閾値 20 以下になるとカット)、illuminaclip = TruSeq3-PE. fa:2:20:10:1:true (アダプターのコンタミネーションを除去する。この値は、マッチングするアダプター配列を含む入力 fasta ファイル、シードミスマッチ、回文クリップしきい値、単純クリップしきい値、最小アダプター長、回文モードでペアリードにリードスルーが検出された場合に両方のリードを残すオプションの順に対応する。)
オーバーラップしたペアエンドリードは、Pear (version 0.96) (54) を用いてデフォルトのパラメータでマージした。 bwa-mem (バージョン 0.7.10) とデフォルトのパラメータを用いて、コラプスリードとペアエンドリードをウサギ参照ゲノム OryCun 2.0 にアライメントした。 PCR の重複は、Picard Tools, version 1.126 (55) の MarkDuplicates モジュールを用いて除去した。

GATK (バージョン3.3.0; https://www.broadinstitute.org/GATK) は、インデルの周りの局所的なリアライメントに使用された。 バリアントコーリングは、GATK モジュール HaplotypeCaller (バージョン4.1.8.1) を使用して、マッピング品質が 30 (56) 以上のリードのみを使用して、各ターゲットの周囲に 300 bp のパディングを行った後、モジュールGenotypeGVCFs を使用してすべてのサンプルのジョイント ジェノタイピングを行い、各サンプルについて実施した。 VariantFiltration モジュールを用いて、次のパラメータでバリアントをフィルタリングした。 QD < 2.0、QUAL < 30、FS > 60.0、MQ < 40.0、MQRankSum < -12.5、ReadPosRankSum < -8. 0、ここで QD は (QUAL フィールドからの) バリアント信頼度を非参照サンプルのフィルターなしの深さで割った値、FS はリードの鎖の偏り (順鎖のみ、または逆鎖のみで見られる変動) を検出するためのフィッシャーの正確検定を用いて、段階的にスケーリングした P 値、MQ は全サンプルにわたるリードのマッピング品質の二乗平均平方根: MQRankSum は、マッピングの質に関する Mann-Whitney 順位和検定からの U ベースの z 近似値 (参照塩基を持つリードと代替対立遺伝子を持つリードを比較)、ReadPosRankSum は、代替対立遺伝子を持つリードのリード末端からの距離に関する Mann-Whitney 順位和検定からの U ベースの z 近似値 (代替対立遺伝子がリードの末端付近にのみ見られる場合、これは誤差を示している)。 カバレッジの深さ (DP) が 10 で、遺伝子型の質 (GQ) が 30 の遺伝子型のみが保持された。 VCFtools (57) を使って、データセット全体にわたってフィルターされた位置と単型対立遺伝子をすべて取り除いた。 Plink (58) は、特定の集団のデータのサブセットを作成し、欠損データの割合やマイナーアレル数の閾値を選択するために使用された。 MapDamage (バージョン 2.06) (59) は、過去のサンプルの損傷パターンを定量化するために使用され、100,000 リードにダウンサンプリングした後、死後に損傷した可能性のある塩基の品質スコアをダウンスケールした。

集団遺伝分析 (Population Genetic Analysis)

我々はまず、Plink2、バージョン 1.02 (リファレンス) を用いた PCA により、ウサギ個体群の集団構造を調査した。 ジェノタイピング率が 95 ％以上のバリアントのみを対象とし、この解析には損傷による変異が濃縮された古い過去のサンプルが含まれるため、頻度の低いバリアント (マイナーアレル数 = 3) は除外した。 また、ウサギのペア間で異なるヌクレオチドの割合 (p-距離モデル) に基づき、FastMe (バージョン 2.0) (60) を用い、1,000 ブートストラップで近傍結合樹を構築した。 最後に、ウサギ個体群の祖先と集団構造を、Admixture プログラム、バージョン 1.23 (31) を用い、K 値 を 1 から 7 の範囲で分析した。

トーマス・オースティン (オーストラリア、ビクトリア州Winchelsea、Barwon Park Mansion、座標: -38.224758、143.995314) の敷地内のウサギ放飼地点までの距離を用いた分析では、個々のサンプル採集地点の座標と R パッケージ Geosphere (61) を用いて地理的距離を計算した。 正確な座標がないサンプルについては、記述されている最も近い場所の座標が採用された。

完全なミトコンドリア (mtDNA) ゲノムから系図を構築するために、プログラム BEAST、version 1.10.4 (62) を使用した。 fasta 形式ファイルでゲノム配列を作成するために、SAMtools version 1.3 (http://samtools.sourceforge.net) を使用して、mtDNA にマッピングされているすべてのリードを抽出した。 これらは、HTSBOX pileup (https://github.com/lh3/htsbox) を用いてマジョリティーアレルの Fasta ファイルに変換され、マッピング品質が 30 のリードと品質が 30 の塩基のみが保持された。 これらのフィルター後、リード深度が 4 倍以下の部位は欠損データに分類された。 ヨーロッパウサギ mtDNA ゲノムの 17,245 bp のうち、合計 1,245 bp は、サンプル間で欠損データが多かったため、全配列の末尾でトリミングされた。 mtDNA 配列の 20 ％以上の部位が欠損している個体は解析から除外され、合計 152 個の mtDNA ゲノムが得られた。 我々は、イエウサギに由来するウサギ参照ゲノムに属する配列を含めた (GenBank リファレンス: AJ001588)。

Fasta 形式のファイルは、AliView (version 1.26) を用いて結合され、nexus 形式のファイルに変換され、データは次の 5 つのカテゴリーに分割された。第1コドン位置、第2コドン位置、第3コドン位置、制御領域、およびその他。 BEAUti (version 1.10.4) を用いて XML ファイルを作成し、BEAST の入力とした。 各サンプルの原産国は、系統解析において離散形質 (discrete trait) として扱われた (63)。 国間の移行率は、非対称代替モデルを用いて推定した (つまり、どの国のペア間でも、移動の 2 つの方向に対応する 2 つの率を推定した)。 ベイズ確率的探索変数選択 (BSSVS) 手順を用いて、統計的に支持される国間の遷移を特定した (63)。 ヌクレオチド置換モデルは、推定塩基頻度と 4 つのカテゴリーからなるガンマ部位不均一性モデル (64) を用いた Hasegawa–Kishino–Yano (HKY) を使用した。 対数正規緩和分布 (lognormal relaxed distribution) の無相関緩和クロック (uncorrelated relaxed clock) を使用した。 祖先の状態はすべての祖先について再構築され、ツリーのプロットに使用された。 我々は、Minen and Suchard (36) のアプローチを用いて、異なる国間の移動イベントの数を推定した。 1 億ステップの連鎖長で、1,000 ステップごとにサンプリングし、異なるランダムシードで4回の独立した実行を行った。 Tracer (version 1.7.1) を使用してログを解析し、バーンインとしてマルコフ連鎖モンテカルロ (MCMC) 連鎖の開始から削除するサンプル数を特定するために収束をチェックした。 歴史的な記録から、イエウサギとヨーロッパウサギがオーストラレーシアに持ち込まれたことは明らかであるが、その逆はないため、我々はこのケースに限定して分析を行った。 そのために、オーストラレーシアの集団 (オーストラリア、ニュージーランド、またはタスマニア) からフランス、イギリス、または国内への状態遷移のカウントが0より大きいサンプルを MCMC チェーンから取り除いた。 残りのツリーを TreeAnnotator v.1.10.4 で解析し、最大クレード信頼性ツリーを作成し、Figtree (version 1.4.4; https://github.com/rambaut/figtree) で可視化した。 mtDNA ゲノムの中央結合ハプロタイプネットワークを、欠損データのある位置をトリミングした PopART で構築し、合計 133 の分離部位を残した (version 1.7) (65)。

ジェノタイピングの不確実性を考慮するため、ANGSD (version 0.935) に実装されている確率的枠組みを用いて、部位頻度スペクトル (SFS)、遺伝的多様性、Tajima の D を計算した (66)。 解析対象は、タンパク質コード配列 (Orycun 2.0 ウサギ リファレンスゲノムのアノテーション version 0.104 に基づく) と、エクソームキャプチャープローブでカバーされている領域 (均一なカバレッジを保証するため) に限定した。 ウサギの参照ゲノムからマッピングされていないスキャフォールドは解析から除外した。 解析した領域の合計サイズは 18.87 Mb であった。 次のパラメータを使用してバリアントをフィルタリングした。baq 1 -remove_bads -C 50 -minMapQ 30 -minQ 30。 ここで、-baq 1 は塩基ごとのアライメント品質計算を実行して、一塩基多型 (SNP) 検出の精度を向上させる (67)、 -C は過剰な不一致に対して MapQ を調整し、minMapQ は読み取りの最小マッピング品質であり、minQ はしきい値を下回る qscore を持つ塩基を破棄する。 検出されたバリアントの祖先状態を推測するために、3 つの異なるノウサギ種を反復マッピングして構築した擬似参照ゲノムを使用した (68)。 SFS 分析では、3 つの個体群を 25 個体までダウンサンプリングし、領域の代表性を最大化した。 キャタイとシドニーのオーストラリア個体はこの分析から除外された。 SFS のブートストラップ信頼区間は、部位を置換して再サンプリングし、統計量を 1,000 回再計算して求めた。 ヌクレオチド多様性 (π) は各染色体について別々に推定し、各染色体を均等に重み付けして平均値を算出した (69)。 ヌクレオチド多様性推定値のブートストラップ信頼区間は、染色体を 1,000 回置換して再サンプリングすることによって得られた。 染色体 6 (Chromosome 6) は遺伝的多様性が異常に高い異常値であったため、計算から除外した。 これらの分析では、両方の統計の推定値に偏りをもたらす可能性がある、過去のサンプルの損傷による突然変異の影響を最小限に抑えるために、最新のサンプルのみが使用された。

さらに、TreeMix プログラム (70) を使用して、オーストラリアの異なる集団間の歴史的関係を調査した。 これにより、集団間の対立遺伝子頻度相関に基づく最尤ツリーが作成される。 イベリア半島 (スペイン) からの 1 羽のウサギをアウトグループとして使用した。 この個体について作成されたシーケンシングデータの種類は全ゲノムであり、今回の解析にはエクソーム標的と重複する配列のみが用いられた。 連鎖不平衡による部位の非依存性を考慮し、100SNP のブロックサイズ (k) を使用し、100SNP のブロックを再サンプリングして 1,000 ブートストラップを実行した。 結果のツリーは、DendroPy パッケージ (version 4.1.0) (71) の sumtrees 関数で要約した。 集団間の混血のパターンを調べるために、TreeMix にも実装されている Reich et al. (33) の3集団統計 (f 3) を使用した。 このツリーは、過剰補正によって長さゼロの枝が発生するため、サンプルサイズ補正をオフにして計算した。

我々は、ウサギの個体数拡大が個体間の遺伝的距離に与える影響を調べた。 このために、Geosphere パッケージを使用して個体間の地理的距離を計算し、Plink (58) を使用して遺伝的距離を計算した (-distance オプション “square0 1-ibs” を使用して、状態ごとの恒等正方行列を生成する)。 遺伝的距離と地理的距離の相関の統計的有意性を評価するために、マンテル検定を用いた。 これを行うために、サンプルの位置を 1,000 回並べ替え、そのたびに r 2 を再計算することで、ピアソンの r 2 統計量のヌル分布を作成した。

我々は、イギリスまたは国内の個体群サンプルに存在しない対立遺伝子を同定し、放飼場所からの距離が異なるオーストラリアの個体群全体でその頻度を調べることにより、オーストラリア本土全域におけるウサギ拡大の前波における対立遺伝子サーフィンの発生を調査した。 現代の個体のみを使用し、特にビクトリア州/ NSW 州、南オーストラリア州、クイーンズランド州、西オーストラリア州の 4 つの異なる集団に焦点を当てた。 これらの個体群について、バーロン・パークに最も近い個体はそれぞれ 72km、979km、1,323km、2,521km の距離にいた。 各集団について合計 7 個体を使用した (SI Appendix, Table S1)。 ビクトリア州/ NSW 州では 7 個体以上の塩基配列を決定したため、バーロン・パークに最も近い 7 個体を選んだ。 データプロットは R パッケージ ggplot2 (72) を用いて作成した。

データ入手方法

オリジナルの生配列データは、BioProject ID PRJNA783625 (73) の Sequence Read Archive (SRA) (https://www.ncbi.nlm.nih.gov/sra) で公開されている。 パラメータとミトコンドリア DNA (mtDNA) 配列を含む BEAST XML 入力ファイルは、https://figshare.com/s/78d2b37cd102f3586b8e で入手できる。 この研究では、以前に公開されたシーケンスデータを使用した (29)。

謝辞

本研究は、Programa Operacional Potencial Humano-Quadro de Referência Estratégica Nacional、欧州社会基金、ポルトガル高等教育省からの助成金により J.M. A. (SFRH/BD/72381/2010) および M.C. (CEECINST/00014/2018/CP1512/CT0002)、COMPETE プログラムを通じた FEDER 資金、および科学技術財団 (FCT) を通じたポルトガル国家資金 (PTDC/BIA-EVL/30628/2017) によるものである。 F.M.J. は Biotechnology and Biological Sciences Research Council の助成金 BB/V000667/1 および BB/V000756/1 を受けた。 西オーストラリア州からの材料入手は、Invasive Animals Cooperative Research Centre のプロジェクト (ウサギ出血性疾患ブースト展開) により可能となった。 Susan Campbell 氏、Peter West 氏、RabbitScan チームの皆様には、一般からのサンプル提出を円滑に進めていただいた。 Rasmus Nielsen 氏には、本研究で使用した解析について洞察に満ちた示唆をいただいた。

サポート情報

Appendix 01 (PDF)

参考文献

  1. J. G. Ehrenfeld, Ecosystem consequences of biological invasions. Annu. Rev. Ecol. Evol. Syst. 41, 59–80 (2010). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  2. C. Diagne et al., High and rising economic costs of biological invasions worldwide. Nature 592, 571–576 (2021). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  3. R. D. Zenni, M. A. Nuñez, The elephant in the room: The role of failed invasions in understanding invasion biology. Oikos 122, 801–815 (2013). Crossref Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  4. D. Simberloff, The role of propagule pressure in biological invasions. Annu. Rev. Ecol. Evol. Syst. 40, 81–102 (2009). Crossref Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  5. J. A. Lau, C. P. terHorst, Causes and consequences of failed adaptation to biological invasions: The role of ecological constraints. Mol. Ecol. 24, 1987–1998 (2015). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  6. D. G. Bock et al., What we still don’t know about invasion genetics. Mol. Ecol. 24, 2277–2297 (2015). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  7. K. Saltonstall, Cryptic invasion by a non-native genotype of the common reed, Phragmites australis, into North America. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 99, 2445–2449 (2002). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  8. C. Hardy et al., Rabbit mitochondrial DNA diversity from prehistoric to modern times. J. Mol. Evol. 40, 227–237 (1995). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  9. G. Queney, N. Ferrand, S. Weiss, F. Mougel, M. Monnerot, Stationary distributions of microsatellite loci between divergent population groups of the European rabbit (Oryctolagus cuniculus). Mol. Biol. Evol. 18, 2169–2178 (2001). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  10. J. E. C. Flux, “World distribution” in The European Rabbit: The History and Biology of a Successful Colonizer, H. V. Thompson, C. M. King, Eds. (Oxford University Press, 1994), pp. 8–21. Go to reference Google Scholar ↩︎

  11. J. E. C. Flux, P. J. Fullagar, World distribution of the rabbit Oryctolagus funiculus on islands. Mammal Rev. 22, 151–205 (1992). Crossref Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  12. M. Delibes-Mateos, M. Delibes, P. Ferreras, R. Villafuerte, Key role of European rabbits in the conservation of the Western Mediterranean basin hotspot. Conserv. Biol. 22, 1106–1117 (2008). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  13. A. C. Lees, D. J. Bell, A conservation paradox for the 21st century: The European wild rabbit Oryctolagus cuniculus, an invasive alien and an endangered native species. Mammal Rev. 38, 304–320 (2008). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  14. J. de Barros, D. do Couto, Da Asia (Regia Officina Typografica, 1777). Go to reference Google Scholar ↩︎

  15. F. Fenner, B. Fantini, Others, Biological Control of Vertebrate Pests: The History of Myxomatosis, An Experiment in Evolution (CABI Publishing, 1999). Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  16. K. Myers, I. Parer, D. Wood, B. D. Cooke, “The rabbit in Australia” in The European Rabbit: The History and Biology of a Successful Coloniser, H. V. Thompson, C. M. King, Eds. (Oxford University Press, 1994), pp. 108–157. Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎

  17. B. D. Cooke, Rabbits: Manageable environmental pests or participants in new Australian ecosystems? Wildl. Res. 39, 279–289 (2012). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  18. W. Gong, J. Sinden, M. Braysher, R. Jones, The economic impacts of vertebrate pests in Australia (2009) (October 11, 2021). Go to reference Google Scholar ↩︎

  19. J. A. Crooks, Lag times and exotic species: The ecology and management of biological invasions in slow-motion1. Ecoscience 12, 316–329 (2005). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  20. E. C. Rolls, They All Ran Wild, A&R Non-Fiction Classic Edition 1977 (Angus and Robertson, 1969). Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  21. E. Stodart, I. Parer, Colonisation of Australia by the Rabbit Oryctolagus cuniculus (L.) (CSIRO, Canberra, 1988). Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  22. D. Peacock, I. Abbott, The role of quoll (Dasyurus) predation in the outcome of pre-1900 introductions of rabbits (Oryctolagus cuniculus) to the mainland and islands of Australia. Aust. J. Zool. 61, 206–280 (2013). Crossref Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  23. J. A. Gibb, J. M. Williams, “The rabbit in New Zealand” in The European Rabbit: The History and Biology of a Successful Colonizer, H. V. Thompson, C. M. King, Eds. (Oxford University Press, 1994), pp. 158–204. Google Scholar ↩︎ ↩︎

  24. J. A. Palmer, Memories of a Riverina Childhood (New South Wales University Press, 1993). Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎

  25. F. G. A. Barnard, Ed., Gleanings from the Richmond “Australian” 1859-61 (The Victorian Historical Magazine, 1913). Go to reference Google Scholar ↩︎

  26. The Bulletin (John Haynes and J.F. Archibald, 1922). Go to reference Google Scholar ↩︎

  27. K. R. Zenger, B. J. Richardson, A.-M. Vachot-Griffin, A rapid population expansion retains genetic diversity within European rabbits in Australia. Mol. Ecol. 12, 789–794 (2003). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  28. A. Iannella, D. Peacock, P. Cassey, N. Schwensow, Genetic perspectives on the historical introduction of the European rabbit (Oryctolagus cuniculus) to Australia. Biol. Invasions 21, 603–614 (2019). Crossref Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎

  29. J. M. Alves et al., Parallel adaptation of rabbit populations to myxoma virus. Science 363, 1319–1326 (2019). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎ ↩︎ ↩︎

  30. F. Depaulis, S. Mousset, M. Veuille, Power of neutrality tests to detect bottlenecks and hitchhiking. J. Mol. Evol. 57 (suppl. 1), S190–S200 (2003). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  31. D. H. Alexander, J. Novembre, K. Lange, Fast model-based estimation of ancestry in unrelated individuals. Genome Res. 19, 1655–1664 (2009). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  32. D. J. Lawson, L. van Dorp, D. Falush, A tutorial on how not to over-interpret STRUCTURE and ADMIXTURE bar plots. Nat. Commun. 9, 3258 (2018). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  33. D. Reich, K. Thangaraj, N. Patterson, A. L. Price, L. Singh, Reconstructing Indian population history. Nature 461, 489–494 (2009). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  34. M. Carneiro et al., Rabbit genome analysis reveals a polygenic basis for phenotypic change during domestication. Science 345, 1074–1079 (2014). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  35. J. M. Alves et al., Levels and patterns of genetic diversity and population structure in domestic rabbits. PLoS One 10, e0144687 (2015). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  36. V. N. Minin, M. A. Suchard, Counting labeled transitions in continuous-time Markov models of evolution. J. Math. Biol. 56, 391–412 (2008). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  37. M. Nei, T. Maruyama, R. Chakraborty, The bottleneck effect and genetic variability in populations. Evolution 29, 1–10 (1975). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  38. C. A. Edmonds, A. S. Lillie, L. L. Cavalli-Sforza, Mutations arising in the wave front of an expanding population. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 101, 975–979 (2004). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  39. S. Klopfstein, M. Currat, L. Excoffier, The fate of mutations surfing on the wave of a range expansion. Mol. Biol. Evol. 23, 482–490 (2006). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  40. I. Mathieson, G. McVean, Demography and the age of rare variants. PLoS Genet. 10, e1004528 (2014). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  41. S. Gravel et al; 1000 Genomes Project, Demographic history and rare allele sharing among human populations. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 108, 11983–11988 (2011). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  42. P. Pereira, J. Teixeira, G. Velo-Antón, Allele surfing shaped the genetic structure of the European pond turtle via colonization and population expansion across the Iberian Peninsula from Africa. J. Biogeogr. 45, 2202–2215 (2018). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  43. S. Phillips, K. R. Zenger, B. J. Richardson, Are Sydney rabbits different? Aust. Zool. 32, 49–55 (2002). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  44. M. Currat, M. Ruedi, R. J. Petit, L. Excoffier, The hidden side of invasions: Massive introgression by local genes. Evolution 62, 1908–1920 (2008). PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  45. I. Brusini et al., Changes in brain architecture are consistent with altered fear processing in domestic rabbits. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 115, 7380–7385 (2018). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  46. L. Fontanesi, Rabbit genetic resources can provide several animal models to explain at the genetic level the diversity of morphological and physiological relevant traits. NATO Adv. Sci. Inst. Ser. E. Appl. Sci. (Basel) 11, 373 (2021). Go to reference Google Scholar ↩︎

  47. R. Henriksen, E. Gering, D. Wright, “Feralisation—The understudied counterpoint to domestication” in Origin and Evolution of Biodiversity, P. Pontarotti, Ed. (Springer International Publishing, 2018), pp. 183–195. Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  48. E. Gering, D. Incorvaia, R. Henriksen, D. Wright, T. Getty, Maladaptation in feral and domesticated animals. Evol. Appl. 12, 1274–1286 (2019). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  49. J. Sheail, H. V. Thompson, C. M. King, The European rabbit: The history and biology of a successful colonizer. J. Appl. Ecol. 32, 254 (1995). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  50. B. K. McNab, Minimizing energy expenditure facilitates vertebrate persistence on oceanic islands. Ecol. Lett. 5, 693–704 (2002). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  51. C. K. Williams, R. J. Moore, Phenotypic adaptation and natural selection in the wild rabbit, Oryctolagus cuniculus, in Australia. J. Anim. Ecol. 58, 495–507 (1989). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  52. S. Andrews, FastQC: A quality control tool for high throughput sequence data (2010). Go to reference Google Scholar ↩︎

  53. A. M. Bolger, M. Lohse, B. Usadel, Trimmomatic: A flexible trimmer for Illumina sequence data. Bioinformatics 30, 2114–2120 (2014). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  54. J. Zhang, K. Kobert, T. Flouri, A. Stamatakis, PEAR: A fast and accurate Illumina Paired-End reAd mergeR. Bioinformatics 30, 614–620 (2014). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  55. A. Wysoker, K. Tibbetts, T. Fennell, Picard tools version 1.90, 107, 308 (2013). https://broadinstitute.github.io/picard/. Accessed 14 December 2016. Go to reference Google Scholar ↩︎

  56. R. Poplin et al., Scaling accurate genetic variant discovery to tens of thousands of samples. bioRxiv [Preprint]. https://doi.org/10.1101/201178. Go to reference Google Scholar ↩︎

  57. P. Danecek et al; 1000 Genomes Project Analysis Group, The variant call format and VCFtools. Bioinformatics 27, 2156–2158 (2011). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  58. S. Purcell et al., PLINK: A tool set for whole-genome association and population-based linkage analyses. Am. J. Hum. Genet. 81, 559–575 (2007). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  59. H. Jónsson, A. Ginolhac, M. Schubert, P. L. F. Johnson, L. Orlando, mapDamage2.0: Fast approximate Bayesian estimates of ancient DNA damage parameters. Bioinformatics 29, 1682–1684 (2013). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  60. V. Lefort, R. Desper, O. Gascuel, FastME 2.0: A comprehensive, accurate, and fast distance-based phylogeny inference program. Mol. Biol. Evol. 32, 2798–2800 (2015). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  61. R. J. Hijmans, E. Williams, C. Vennes, M. R. J. Hijmans, Package “geosphere.” Spherical trigonometry 1, 7 (2017). Go to reference Google Scholar ↩︎

  62. A. J. Drummond, A. Rambaut, BEAST: Bayesian evolutionary analysis by sampling trees. BMC Evol. Biol. 7, 214 (2007). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  63. P. Lemey, A. Rambaut, A. J. Drummond, M. A. Suchard, Bayesian phylogeography finds its roots. PLOS Comput. Biol. 5, e1000520 (2009). Crossref PubMed Google Scholar ↩︎ ↩︎

  64. B. Shapiro, A. Rambaut, A. J. Drummond, Choosing appropriate substitution models for the phylogenetic analysis of protein-coding sequences. Mol. Biol. Evol. 23, 7–9 (2006). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  65. J. W. Leigh, D. Bryant, popart: Full‐feature software for haplotype network construction. Methods Ecol. Evol. 6, 1110–1116 (2015). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  66. T. S. Korneliussen, A. Albrechtsen, R. Nielsen, ANGSD: Analysis of next generation sequencing data. BMC Bioinformatics 15, 356 (2014). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  67. H. Li, Improving SNP discovery by base alignment quality. Bioinformatics 27, 1157–1158 (2011). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  68. F. A. Seixas, P. Boursot, J. Melo-Ferreira, The genomic impact of historical hybridization with massive mitochondrial DNA introgression. Genome Biol. 19, 91 (2018). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  69. M. Nei, W. H. Li, Mathematical model for studying genetic variation in terms of restriction endonucleases. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A. 76, 5269–5273 (1979). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  70. J. K. Pickrell, J. K. Pritchard, Inference of population splits and mixtures from genome-wide allele frequency data. PLoS Genet. 8, e1002967 (2012). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  71. J. Sukumaran, M. T. Holder, DendroPy: A Python library for phylogenetic computing. Bioinformatics 26, 1569–1571 (2010). Go to reference Crossref PubMed Google Scholar ↩︎

  72. H. Wickham, ggplot2: Elegant Graphics for Data Analysis (Springer, 2016). Go to reference Crossref Google Scholar ↩︎

  73. J. M. Alves et al., Data from “A single introduction of wild rabbits triggered the biological invasion of Australia.” BioProject. https://www.ncbi.nlm.nih.gov/bioproject/?term=PRJNA783625. Deposited 25 November 2021. Google Scholar ↩︎

最終更新 2023/08/06: fix translated papers (a0ac4e4)