日本家禽学会誌，51 : J 33-J 42，2014

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ブロイラー使用済み敷料への梅調味廃液添加が堆肥化時のアンモニア揮散量と堆肥成分に及ぼす影響
前田恵助1・橋本真穂2・林1

恭弘2・豊吉正成1

和歌山県畜産試験場，和歌山県西牟婁郡すさみ町見老津 649-3141
和歌山県農業試験場，和歌山県紀の川市貴志川町高尾 640-0423

2

ブロイラーの使用済み敷料堆肥化時におけるアンモニア揮散抑制と，梅干し生産過程で産出される梅調味廃液の有効活用を目的とし，使用済み敷料への梅調味廃液の添加が，堆肥化時のアンモニア揮散量と堆肥成分に及ぼす影響を調べた。
ブロイラー出荷後の鶏舎から使用済み敷料を採取し，5% の割合（容積/重量）で梅調味廃液を添加したものを USW 区，
5% の割合で水道水を添加したものを対照区とし，それぞれ小型堆肥化実験装置に各 5 kg 充填し，試験 1 では切り返しを行わず 7 日間の堆肥化時のアンモニア揮散量を含む窒素収支を調べ，試験 2 ではアンモニア揮散量と堆肥成分に及ぼす影響を調べるために 7 日ごとに切り返しを行い，21 日間堆肥化実験を行った。試験 1 においてアンモニアガス濃度は試験開始時から 4 日目まで対照区より USW 区が少なくなったが，5 日目から 7 日目は対照区と USW 区は同濃度で推移し，
USW 区の揮散アンモニア量は対照区に対し 13% 抑制された。試験 2 における 21 日間のアンモニア揮散量は 0-7 日，
8-14 日，15-21 日のいずれの期間でも，対照区より USW 区の方が少なく，対照区に対する USW 区のアンモニア揮散量の抑制率は 0-7 日，8-14 日，15-21 日でそれぞれ，59.8%，34.3%，5.4% となり，0-7 日に最も揮散量を低減させた。一方，対照区と USW 区の堆肥中アンモニア態窒素含量は同様な推移を示したが，pH はいずれの測定点においても対照区より
USW 区が低くなった。堆肥成分では梅調味廃液の添加により堆肥中 Na 含量がやや高くなり，Ca, Zn 含量はわずかに減
少した（P＜0.01）。以上の結果より，ブロイラー使用済み敷料に梅調味廃液を 5% の割合で添加することは堆肥の Na 含量をやや高めるものの堆肥化を抑制することなく，堆肥化初期のアンモニア揮散を約 13-60% 抑制することが分かった。
キーワード : アンモニア揮散，堆肥化，ブロイラー，敷料，梅調味廃液──────────────────────────緒あるアンモニアが大量に発生する（Rotz, 2004 ; 羽賀，2010）。そ言，
こで，堆肥舎からの排気を脱臭装置に通す方法や（道宗，2001）

近年，環境対策に要する畜産農家の負担は大きくなっている。

吸引堆肥化システムによってアンモニアを含む排気を吸引・捕集

畜産環境問題の中でも悪臭の占める割合は大きく，2012 年の調し資源利用する方法（林ら，2010）なども開発され報告されてい査において養鶏に関する苦情のうち 62.9% が悪臭関係の苦情であるが，設備の設置にコストがかかるため，新規に導入できない農る（農林水産省, 2012）。養鶏に起因する悪臭には，ニワトリ自体家も存在する。また，特別な設備を必要とせず，堆肥化時のアンが発する臭気もあるが，鶏ふんの堆積もしくは堆肥化時の臭気もモニア揮散を抑制する方法として，堆肥を酸性の物質で被覆する

関与することが知られている（Lacey et al., 2004 ; 黒田，2009）。

方法（小山ら，2011b），酸性の薬剤やその他の薬剤，またはゼオ

樋渡（2000）は鹿児島における家畜排せつ物の堆肥化施設におい

ライト，敷料添加製品などを，使用前または使用後の敷料に添加てアンケート調査を実施し，過去に苦情があった施設が 40% でする方法（Moore et al., 1996 ; McWard and Taylor, 2000 ; Ivanov,

あったとしている。家禽の排せつ物はブタや乳牛の排せつ物に比2001 ; Ullman et al., 2004 ; Do et al., 2005 ; Patterson and Adrizal,

べ，堆肥化時にアンモニアが揮散しやすく（前田ら，2001 ; 坂井2005 ; Choi and Moore, 2008 ; Roumeliotis and van Heyst, 2008 ;ら，2004），悪臭源となる可能性が高い。

Ritz et al., 2011 ; Lee et al., 2013）が報告されている。さらに，微堆肥化時の悪臭防止対策として，適正に堆肥化処理を行っても生物を用いた方法では，Bacillus sp. TAT105 株を豚ふんに添加堆肥製造初期には窒素化合物の分解にともない悪臭物質の一つですると堆肥化時のアンモニア揮散を抑制することが報告されている（黒田，2002 ; 小山ら，2011a）。

2013 年 8 月 19 日受付，2014 年 4 月 14 日受理
連絡者 : 前田恵助
〒649-3141 和歌山県西牟婁郡すさみ町見老津 1
Tel : 0739-55-2430
Fax : 0739-55-4020
E-mail : maeda_k0003@pref.wakayama.lg.jp

一方，梅調味廃液は梅干し生産工程で産出される液体であり，pH が低く塩分濃度が高い特徴を持ち（中野と宮武，1998 ; 後藤，
2007），処分に大きなコストがかかる。このため梅調味廃液の安定的な活用方法の開発が望まれている。また，アンモニアは pHの低い物質に吸着しやすい特性をもつことから（Ullman et al.,J33

日 本 家 禽 学 会 誌

51 巻

J 2 号（2014）2004），鶏ふん堆肥化時に梅調味廃液を加えることにより，鶏ふん

ロイラー使用済み敷料）を採取し，2 日間室温に放置した後，8堆肥原料の pH を低く保持し，アンモニア揮散を低減できる可能

mm のメッシュをとおし，粒度を均質にした後，加水し混合した。

性がある。さらに，梅調味廃液を堆肥化に利用することができれ

このブロイラー使用済み敷料の重量 100 に対し，5 の容量になる

ば，廃棄処分される梅調味廃液の有効活用にもつながるであろように，5% の割合で梅調味廃液，または水道水を添加し，混合しう。

た。すなわち，ブロイラー使用済み敷料 6.0 kg に梅調味廃液をそこで，本研究では鶏ふん堆肥化時のアンモニア揮散低減と梅

300 ml 混合した物を梅調味廃液添加（N-USW）区とし，水道水を調味廃液の有効利用を目的とし，試験 1 ではブロイラー使用済み

300 ml 混合した物を N-対照区とした（表 1）。また，試験 1 に用敷料への梅調味廃液添加が堆肥化時のアンモニア揮散量を含む窒

いた梅調味廃液の pH は 2.4 であった。堆肥化実験には小型堆肥素の収支に及ぼす影響を調べるため，切り返しを行わず堆肥化実化実験装置（かぐやひめ，富士平工業, 東京）を図 1 の様に設置験を行った。つぎに，試験 2 ではブロイラー使用済み敷料への梅し，小山ら（2011a）の方法に準じ反復なしの 1 回実施した。小型

調味廃液の添加が実際の堆肥化処理と同様，切り返しをともなう堆肥化実験装置 2 台に N-対照区，N-USW 区を各 5.0 kg，約 25 cm

堆肥化過程におけるアンモニアの揮散と堆肥成分に及ぼす影響をの高さに充填し，通気量を 50 L/m3/min とした。また，堆肥温度調べた。

は付属の温度測定用センサーで測定した。堆肥化実験は試験開始
時を 0 日とし，7 日まで同時に同室内で実施した。試験開始時と

材 料 と 方 法

試験終了時に分析用の堆肥サンプルをそれぞれ 200 g を 3 検体採1． 試験区の設定
1） 試験 1取した。また，1 日ごとに，揮散ガス中のアンモニアガス濃度をブロイラー使用済み敷料への梅調味廃液添加が切測定した。さらに，発生したガスは 3 mol/L 硫酸に捕集した。試り返しをともなわない堆肥化における窒素の収支に及ぼす

験終了時に小型堆肥化実験装置から結露水と 3 mol/L 硫酸を採材

影響し，アンモニア態窒素量を定量した。また，試験開始時の容積重和歌山県内の開放鶏舎において，敷料としてオガクズを用い，の測定は 10 L のポリ容器に堆肥を入れ，圧縮しない状態で重量

ブロイラーを 47 羽/坪（0.07 m2/bird）の飼育密度で 50 日間飼育を測定し，10 L あたりの重量を求めた。

した。飼料は市販の配合飼料をそれぞれの発育ステージに応じて

2） 試験 2

ブロイラー使用済み敷料への梅調味廃液添加と切給与し，給水は自動給水器を用いて不断給水した。ブロイラーをり返しをともなう堆肥化がアンモニア揮散量と堆肥成分に

出荷後，1 つの鶏舎の数カ所から，鶏ふんなどが混ざった敷料（ブ及ぼす影響

表 1． 試験堆肥の構成と容積重試験 1ブロイラー使用済み敷料，kg
水道水，ml
梅調味廃液，ml
容積重，kg/10 L

試験 2

N-対照区

N-USW 区

T-対照区

T-USW 区

6.0
300

6.0
0

6.0
300

6.0
0

0
4.58

300
4.68

300

0
4.58

4.68

図 1． 小型堆肥化装置の構成

J34

前田ら : 梅調味廃液とアンモニア揮散低減
た後，P は分光光度計（U-2000，日立ハイテクノロジーズ，東京），

和歌山県内の開放鶏舎において，敷料としてオガクズを用い，ブロイラーを 55 羽/坪（0.06 m2/bird）の飼育密度で 49 日間飼育

K，Na，Ca，Zn は原子吸光分光分析装置（SOLLAAR M，日本

した。ブロイラーの飼料，給水方法，鶏舎からのブロイラー使用

ジャーレル・アッシュ，京都）により測定し，乾物中の値を求め

済み敷料の採取方法，保存期間，および保存方法は試験 1 と同様た。
4． 統計処理に行った。このブロイラー使用済み敷料 6.0 kg に梅調味廃液を300 ml 混合した物を梅調味廃液添加（T-USW）区とし，水道水を試験 2 の 0 日と 21 日における敷料中の成分は，梅調味廃液の300 ml 混合した物を T-対照区とした（表 1）。また，試験 2 に用添加と堆肥化を要因とした二元配置分散分析を行い，主効果と交いた梅調味廃液の pH は 3.2 であった。堆肥化実験には小型堆肥互作用を調べた。統計処理は Excell2010（Microsoft，米国）のア化実験装置を用い，堆肥の充填量，通気量，温度測定は試験 1 とドインソフト Statcel3（柳井，2011）により実施した。

同様に行った。小型堆肥化実験装置への T-対照区，T-USW 区の結

充填量，通気量，堆肥温度の測定は試験 1 と同様に実施した。堆1． 試験 1

肥化実験は試験開始時を 0 日とし，21 日まで同時に同室内で実施

果ブロイラー使用済み敷料への梅調味廃液添加が切り返しをともなわない堆肥化における窒素の収支に及ぼすした。切り返しは 7 日，14 日に 80 cm×45 cm×30 cm のポリ容影響

器内において十分混和することにより行った。切り返し後，分析用の堆肥サンプルをそれぞれ 200 g 採取した。ただし，試験開始

1） 堆肥温度の推移とアンモニアガス濃度時である 0 日と試験開始から 21 日後の試験終了時には堆肥サン

堆肥温度は N-対照区と N-USW 区においておおむね同様に推プルをそれぞれ 5 検体採取した。また，発生したガスは 3 mol/L

移し，最高温度は N-対照区において 67.4℃，N-USW 区において硫酸に捕集した。分析のため，切り返し時と終了時，すなわち 7

65.4℃となった（図 2）。N-対照区と N-USW 区の小型堆肥化実験

日，14 日，21 日に小型堆肥化実験装置から結露水と 3 mol/L 硫酸装置からの排気中のアンモニアガス濃度はそれぞれ，0 日目は 20を採材した。また，試験開始時の容積重を試験 1 と同様に測定しppm，5 ppm，1 日目は，3000 ppm，140 ppm，2 日目は 3000 ppm，

た。

2000 ppm，3 日目は，4000 ppm，3000 ppm，4 日目は 3000 ppm，

2． アンモニア揮散量の定量

2000 ppm，5 日目は各 2000 ppm，6 日目は各 2000 ppm，7 日目は試験 1 において試験終了時，小型堆肥化実験装置の結露水とア

各 1000 ppm となり，0 から 4 日目までは N-対照区より N-USW

ンモニア捕集液である 3 mol/L 硫酸を回収し，計量後，水蒸気蒸区は低い値で推移し，5 から 7 日目は N-対照区と N-USW 区にお留法（原ら，2000）により，アンモニア態窒素量を測定し，結露

いて同値で推移した（図 3）。両区のアンモニアガス濃度は 1 日目

水とアンモニア捕集液である 3 mol/L 硫酸中のアンモニア態窒素

において最も差が大きくなり，N-USW 区のアンモニアガス濃度

量の合計をアンモニア揮散量とした。また，一日ごとに小型堆肥は N-対照区の 4.7% 程度となった。

化実験装置から発生するアンモニアガス濃度をガス検知器（北川2） 堆肥の性状と窒素の出納式ガス検知器，光明理化学工業，川崎）により測定した。試験 2

堆肥化開始時の堆肥の容積重は N-対照区，N-USW 区でそれぞでは堆肥の切り返しごとに小型堆肥化実験装置の結露水とアンモれ 4.58 kg/10 L，4.68 kg/10 L となった（表 1）。試験 1 の堆肥の水

ニア捕集液である 3 mol/L 硫酸を回収し，計量後，試験 1 と同様

分含量は堆肥化開始時と終了時において N-対照区より N-USWに結露水とアンモニア捕集液である 3 mol/L 硫酸中のアンモニア区が低くなった。pH は堆肥化開始時と終了時において N-対照区

態窒素量の合計をアンモニア揮散量とし，0-7 日，8-14 日，15-21

より N-USW 区が低くなり，アンモニア態窒素含量も N-対照区よ日のアンモニア揮散量を求めた。
3． 堆肥成分の分析
堆肥の分析は堆肥等有機物分析法（原ら，2000 ; 織田ら，2000 ;山口，2000）に準じて行った。試験 1 において水分含量は 105℃
で 24 時間乾燥により，未風乾試料の pH は水抽出法（1 : 5）により求めた。また，未風乾試料のアンモニア態窒素は水蒸気蒸留法
により，乾物中の量を求めた。また，全窒素はアンモニア揮散防止のため未風乾試料約 3 g に 3 mol/L 硫酸 1 ml を添加し，一昼夜保存した後，サリチル酸-硫酸と過酸化水素を用いたケルダール法（山口，2000）により分析し，試験開始時と終了時の全窒素含量，小型堆肥化実験装置内の使用済み敷料中の窒素量を求めた。
窒素の回収率は試験開始時のブロイラー使用済み敷料中の全窒素量を 100% とし，アンモニア揮散量と試験終了時の全窒素量の和を回収量として窒素回収率を求めた。試験 2 では，堆肥の水分含量，アンモニア態窒素，pH は試験 1 と同様の方法を用い測定した。乾燥試料は全炭素含量，全窒素含量，全炭素/全窒素（C/N）
比を燃焼法，P，K，Na，Ca，Zn は硝酸，過塩素酸で湿式灰化しJ35

図 2． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の切り返しをともなわない 7 日間の堆肥化における堆肥
温度の推移

日 本 家 禽 学 会 誌

51 巻

J 2 号（2014）

り N-USW 区がわずかに低値を示した。全窒素含量は N-対照区

くなった。また，窒素の回収率は N-対照区において 99.6%，N-で堆肥化開始時，終了時において 3.52% と変動しなかったが，N-USW 区において 106.5% となった（表 2）。

USW 区では堆肥化開始時の 3.16% に対し終了時は 3.49% とやや

2． 試験 2高くなった。揮散アンモニア態窒素量は N-対照区，N-USW 区でブロイラー使用済み敷料への梅調味廃液添加と切り返しをともなう堆肥化がアンモニア揮散量と堆肥成分にそれぞれ 10.49 g，9.16 g となり，N-USW 区が N-対照区の 87.3%

及ぼす影響に抑制され，揮散アンモニア態窒素の抑制率は 12.7% であった。

1） 堆肥温度の推移

揮散アンモニア態窒素量は N-対照区と N-USW 区の結露水中に堆肥温度は T-対照区と T-USW 区において同様な推移のパ

おいてそれぞれ，4.41 g，5.12 g，3 mol/L 硫酸中において 6.08 g，

ターンを示した（図 4）。切り返しにより堆肥温度は上昇し，各期4.04 g となり，結露水中において N-対照区より N-USW 区が多く

間の最高温度は T-対照区，T-USW 区で 0-7 日において，62.4℃，なり，3 mol/L 硫酸中において N-対照区より，N-USW 区が少な

60.3℃，8-14 日において 65.1℃，61.9℃，15-21 日において 59.7℃，
56.6℃となり，T-対照区より T-USW 区がやや低くなった。また，
T-対照区，T-USW 区において 60℃以上を継続して維持した時間
は 24 時間未満であった。
2） アンモニア揮散量，堆肥中アンモニア態窒素含量およびpH の推移T-対照区，T-USW 区の 3 mol/L 硫酸中と結露水中のアンモニ
ア態窒素量の和であるアンモニア揮散量はそれぞれ 0-7 日において 21.12 g，8.48 g，8-14 日において 10.89 g，7.16 g，15-21 日において 7.20 g，6.81 g となり，21 日間のアンモニア揮散量は 0-7 日，
8-14 日，15-21 日のいずれの期間でも，T-対照区より T-USW 区の方が少なくなった（表 3）。3 mol/L 硫酸中に捕集されたアンモ
ニア態窒素量はいずれの期間においても T-対照区より T-USW
区が少なくなったが，結露水中においては 8-14 日，15-21 日において T-対照区より T-USW 区が多くなった。T-対照区に対する

図 3． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の切り返しをともなわない 7 日間の堆肥化における排気中アンモニアガス濃度の推移

T-USW 区のアンモニア揮散量は 0-7 日が最も少なく 40.2% とな
り，8-14 日，15-21 日はそれぞれ，65.7%，94.6% となった。した表 2． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の切り返しをともなわない 7 日間の堆肥化における堆肥の性状と窒素の収支開始時と終了時の堆肥の性状
開始時
水分含量，%pH

N-対照区

N-USW 区

51.2
8.64

49.8
8.49
346.6

アンモニア態窒素，mg/100 g*a
全窒素含量，%*a

359.1
3.52

終了時
水分含量，%pH
アンモニア態窒素，mg/100 g*a
全窒素含量，%*a

49.5
9.19
755.2
3.52

48.9
9.06
751.6
3.49

小型堆肥化実験装置における窒素の収支
開始時 全窒素量，g
終了時 全窒素量，g
アンモニア態窒素揮散量，g
結露水中アンモニア体窒素量，g

85.88
75.07
10.49
4.41

79.31
75.35
9.16
5.12

6.08
99.6

4.04
106.5

3 mol/L 硫酸中アンモニア体窒素量，g
回収率，%*b3.16*a 乾物中の値*b 回収率 :（アンモニア揮散量＋終了時全窒素量）/ 開始時全窒素量×100

J36前田ら : 梅調味廃液とアンモニア揮散低減
がって，梅調味廃液添加によるアンモニア揮散の抑制率は 0-7て，それぞれ 97.7%，116.8%，104.5%，110.1% となり，その差は最日，8-14 日，15-21 日において，それぞれ 59.8%，34.3%，5.4% と大でも 16.8% であり，T-対照区と T-USW 区はほぼ同様な推移をなった。堆肥化の期間中である 21 日間の切り返し時を除いたア示した。pH は T-対照区，T-USW 区でそれぞれ，0 日においてンモニア揮散量の合計は T-対照区が 39.21 g に対し，T-USW 区

8.25，8.08，7 日において 8.91，8.76，14 日において 9.02，8.89，21

が 22.45 g となり，T-対照区に対する T-USW 区のアンモニア揮日において 8.76，8.67 となり，いずれの測定点においても T-対照

散量の抑制率は 42.7% であった。

区より T-USW 区が低い値となった（図 6）。

T-対照区，T-USW 区のアンモニア態窒素含量は，それぞれ，堆3） 堆肥成分に及ぼす影響

肥化開始時（0 日）において 1248.0 mg/100 g，1219.7 mg/100 g，7

堆肥化開始時の堆肥の容積重は T-対照区，T-USW 区でそれぞ日において 698 mg/100 g，815.4 mg/100 g，14 日において 553.4

れ 4.58 kg/10 L，4.68 kg/10 L となった（表 1）。堆肥成分に及ぼす

mg/100 g，578.3 mg/100 g，21 日において 435.0 mg/100 g，478.8

梅調味廃液添加の影響を表 4 に示した。なお，水分含量は T-対

mg/100 g となった（図 5）。堆肥中アンモニア態窒素含量の T-対照区，T-USW 区で，それぞれ 0 日において 48.8%，47.3%，21 日

照区に対する T-USW 区の割合は 0 日，7 日，14 日，21 日においにおいて 40.2%，39.4% となり，梅調味廃液の添加（P＜0.01）と，堆肥化により低下し（P＜0.01），交互作用も有意であった（P＝0.03）。また，水分含量と Na 含量以外では梅調味廃液添加と堆肥化の間に交互作用は認められなかった。全炭素含量は梅調味廃液の添加により有意に低下し（P＜0.01），さらに堆肥化よって 0 日の 44.4% から，21 日の 40.7% に有意に低下した（P＜0.01）。全窒素含量に梅調味廃液添加の影響は認めなかったが，堆肥化により0 日の 3.58% から 21 日の 3.13% に有意に低下した（P＜0.01）。
C/N 比は梅調味廃液の添加により有意に低くなり（P＝0.04），堆肥化により 0 日の 12.3 から 21 日の 13.0 に有意に高くなった（P＜0.01）。P，K，Na，Ca，Mg，Zn 含量は堆肥化によりそれぞれ，
1.55% から 1.82% に，2.83% から 3.36% に，0.80% から 0.92% に，3.10% から 3.81% に，0.61% から 0.74% に，632.25 ppm から 740.38
ppm に有意に増加した（P＜0.01）。また，梅調味廃液の添加によ。
り堆肥中 Na 含量は増加し，Ca，Zn 含量は低下した（P＜0.01）
堆肥中 Na 含量については堆肥化と梅調味廃液添加による交互作

図 4． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の切り返しをともなう 21 日間の堆肥化における堆肥温度の推移用が認められた（P＜0.01）。また，堆肥中 P，K 含量は T-対照区に比べ，T-USW 区の方が有意ではないが低い傾向が認められた（P≦0.10）。

表 3． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の切り返しをともなう 21 日間の堆肥化におけるアンモニア揮散量
0-7 日

T-対照区
T-USW 区

8-14 日アンモニア
揮散量（g）

結露水中（g）

3 mol/L
硫酸中（g）アンモニア
揮散量（g）

結露水中（g）

3 mol/L
硫酸中（g）

21.12
8.48

8.02
3.69

13.10
4.79

10.89
7.16

1.70
1.75

9.19
5.41

表 3． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の切り返しをともなう 21 日間の堆肥化におけるアンモニア揮散量（続き）
15-21 日

T-対照区
T-USW 区

合計

アンモニア
揮散量（g）

結露水中（g）

3 mol/L
硫酸中（g）アンモニア
揮散量（g）

結露水中（g）

3 mol/L
硫酸中（g）

7.20
6.81

0.87
1.08

6.33
5.73

39.21
22.45

10.59
6.52

28.62
15.93

アンモニア揮散量 : 結露水中アンモニア態窒素量＋3 mol/L 硫酸中アンモニア態窒素量J37日 本 家 禽 学 会 誌

考

51 巻

J 2 号（2014）

しても小型堆肥化実験装置の様な均一な通気は困難なため 60℃

察を数日間維持できる可能性が高いと推測される。坂井ら（2004）

1． 堆肥温度の推移

も採卵鶏の鶏ふんを用いて，小型堆肥化実験装置で堆肥化実験を

容積重は試験 1 および試験 2 の各区において堆肥化の条件であ実施したところ，堆肥の最高温度は堆肥化 1 週目に 63.6℃になっ3る 700 kg/m （本多，2003），すなわち 7 kg/10 L 以下となっておたとし，小山ら（2011b）は 300 日齢の黄斑プリマスロックの鶏ふり，堆肥化にとって適正な容積重であったと考えられる。また，んを小型堆肥化実験装置で堆肥化した場合，堆肥の最高温度は

堆肥温度は試験 1 と試験 2 の各区ともに 60℃以上に上昇した。

63℃に達したとしているが，60℃以上の温度の持続は短時間であ羽賀（2010）は堆肥の発酵温度の必要条件として，堆肥中の大腸

り，鶏種は異なるものの今回の結果と一致している。
2． 排気中アンモニアガス濃度，アンモニア揮散量，堆肥中ア菌の死滅や再増殖の防止と同時に雑草種子の死滅を考えると，ンモニア態窒素量および pH の推移

60℃を数日間維持する必要があるとしている。今回の結果では試
験 1，試験 2 の各区ともに堆肥温度は 60℃を超えたものの，60℃

試験 1 における小型堆肥化実験装置からの排気中アンモニアガを維持した時間は試験 1 において 41 時間程度，試験 2 においてス濃度は梅調味廃液の添加により 0-4 日において低くなり，特に24 時間未満であった。この原因として，小型堆肥化実験装置は約堆肥化開始後 1 日では N-対照区の 4.7% 程度と最も低下した。7

5 kg と少量の使用済み敷料を堆肥化するもので，常時，外気を通日間のアンモニア揮散量は N-対照区に比べ N-USW 区において気しているため，易分解性有機物の分解による熱が通気により放12.7% 低減された。試験 1 の窒素の回収率は N-対照区，N-USW

散し，堆肥温度が早く低下したと考えられる。しかし，堆肥舎に区でそれぞれ 99.6%，106.5% となり，おおむね回収されていた。

おける実用レベルの堆肥化では堆肥の堆積高も高く，通気したと

また，試験 2 においてアンモニア揮散量は 0-7 日，8-14 日，15-21日の各期間において梅調味廃液の添加により減少した。また，試図 5． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の 21
日間の堆肥化におけるアンモニア態窒素含量の推移

図 6． 梅調味廃液を添加したブロイラー使用済み敷料の 21
日間の堆肥化における pH の推移

表 4． ブロイラー使用済み敷料への梅調味廃液添加が堆肥成分に及ぼす影響
試験区

全炭素含量，%
全窒素含量，%
C/N 比
P, %
K, %
Na, %
Ca, %
Mg, %
Zn, ppm

T-対照区

T-USW 区

42.81± 2.14
3.35± 0.26
12.75± 0.40
1.73± 0.17
3.12± 0.28
0.59± 0.05
3.65± 0.46

42.27± 1.87*
3.36± 0.23
12.54± 0.37*
1.64± 0.16
3.07± 0.29
1.13± 0.09*
3.25± 0.47*
0.67± 0.07
671.54±55.39*

0.69± 0.10
701.09±65.54

P-value
＜0.01
0.64
0.04
0.06
0.10
＜0.01
＜0.01
0.38
＜0.01

数値は乾物中の値 : 平均値±標準偏差，（T-対照区，n＝10 ; T-USW 区，n＝10）
C/N 比 : 全炭素/全窒素比* T-対照区との間に有意差あり（P＜0.05）

J38

前田ら : 梅調味廃液とアンモニア揮散低減
験 2 では切り返しを 7 日，14 日に小型堆肥化実験装置の外で実施と考えられる。さらに，梅調味廃液は廃棄物であり，上記薬剤にしたため，切り返し時のアンモニア揮散量については測定できな比べ安価にすむ可能性が高い。

かった。しかし，切り返し時を除いた小型堆肥化実験装置内で通また，試験 1 と試験 2 では堆肥化開始から 7 日間の梅調味廃液

気している 21 日間におけるアンモニア揮散量は，T-対照区に対によるアンモニア揮散抑制率が 12.7% と 59.8% と異なっている。

し，T-USW 区は 42.7% に抑制されていたことから，ブロイラー

この原因については使用済み敷料の状態の違いが影響している可

使用済み敷料への梅調味廃液の 5% 添加によるアンモニア揮散量

能性が考えられる，試験 1 では開始時に比べ終了時のアンモニアの抑制効果は認められると考えられる。

態窒素含量は N-対照区，N-USW 区において 2 倍以上に増加した堆肥からのアンモニア揮散の要因について，前田と松田（1998）

が，試験 2 では堆肥化開始 7 日後の T-対照区，T-USW 区はそれ

は堆肥原料の窒素量，とりわけアンモニア態窒素量，温度上昇とぞれ堆肥化開始時の 55.9%，66.9% となり，堆肥化開始時に比べ減送風による水分蒸発，pH の上昇の影響が大きいとし，Carey et al.

少していた。さらに，梅調味廃液から揮散した有機酸が結露水に（2004）はブロイラー敷料のアンモニア揮散を制御するには水分

溶解し，N-USW 区の結露水中へのアンモニア溶解性が向上したと pH が重要であるとしている。さらに，Rotz（2004）も家畜排ことが試験 1 と試験 2 のアンモニア揮散の程度の違いに影響して

せつ物堆肥からのアンモニア揮散は堆肥のアンモニア態窒素含いる可能性も推察される。N-USW 区のアンモニア揮散量のうち

量，温度，水分，pH の影響を受けるとしている。このように，堆3 mol/L 硫酸中に捕集されたアンモニア態窒素量は N-対照区の肥からのアンモニア揮散は堆肥の pH，堆肥温度，アンモニア態

66.4% に低減されたが，結露水中のアンモニア態窒素は N-対照区

窒素含量，水分含量，通気量の影響を受けるとされている。

の 116.1% に増加していた。

今回，pH は試験 1 では試験開始時と終了時において，試験 2

つぎに，堆肥化期間中における最高温度は試験 1，試験 2 におでは 0 日，7 日，14 日，21 日の全ての測定点において梅調味廃液

いてそれぞれ N-対照区より N-USW 区が 2.0℃低く，T-対照区よ

添加により低くなった。このことから，梅調味廃液添加によるア

り T-USW 区がやや低くなったものの，最もアンモニア揮散量のンモニア揮散量の低減は堆肥の pH の低下が影響している可能性

差の多かった 0-7 日において両区の温度差は 2.1℃とわずかであが高いと考えられる。梅調味廃液にはクエン酸などの有機酸が含り，アンモニア揮散に及ぼす堆肥温度の影響は少ないと考えられ

まれ，pH も 3 程度と低い（後藤，2007）。アンモニア態窒素は pHる。また，堆肥中アンモニア態窒素含量，堆肥温度は N-対照区とが 7 以上でアンモニアとして揮散することが知られている

N-USW 区，T-対照区と T-USW 区において同様な推移のパター（Rotz，2004）。Moore et al.（1996）は 硫 酸 ア ル ミ ニ ウ ム［Al2ンを示した。このことから，後述するように堆肥中の細菌による（SO4）3・18H2O］，硫酸鉄（Ⅱ）
・7 水和物（FeSO4・7H2O），リン

有機物の分解が N-対照区と N-USW 区，T-対照区と T-USW 区に酸（H3PO4）などをブロイラーの使用済み敷料に添加し，敷料のおいて同程度に進行している可能性が高いと推察される。また，

pH を低下させることにより，アンモニア揮散量の低減を報告し，水分含量は堆肥化開始時の 0 日において梅調味廃液の添加により

pH の上昇はアンモニア : アンモニウム比を上昇させ，アンモニ

わずかに低くなったが，これは，梅調味廃液の Brix 値が 35% 程

ア揮散を増加させるとしている。Ritz et al.（2011）は硫酸で酸性度であり（中野と宮武，1998），乾物を含んでいることが影響して化した炭をブロイラー敷料の表面に被覆し，アンモニア揮散を抑いると考えられる。一般的にブロイラー敷料の水分含量が 5% か制したとし，小山ら（2011b）は pH の低いスギ樹皮を鶏ふんに被ら 10% 増加するとアンモニア揮散はやや増加するが（Miles et al.,

覆することにより堆肥化時のアンモニア揮散を抑制したとしてい2011a），敷料の水分含量が多すぎると敷料が嫌気的になりアンモる。また，薬剤などをブロイラー敷料に添加する方法として，硫ニアの発生や揮散量は低減することが指摘されている（Miles et，塩化アルミニウム（AlCl3），
酸アルミニウム［Al（SO2
4）
3･x H2O］

al., 2011b）。しかし，今回，試験 1 における堆肥化開始時の N-対，硫酸水素ナトリウム（NaHSO4），硫酸鉄・7 水和硫酸（H2SO4）

照区と N-USW 区の水分含量の差は 0.4% であり，試験 2 におけ物（FeSO4・7H2O），塩化カルシウム（CaCl2），硫酸カルシウムる 0 日の T-対照区と T-USW 区の水分含量の差は 1.5% とわずか，硫酸銅（Ⅱ）（CuSO4），硫酸亜鉛（ZnSO4），硫酸マグ（CaSO4）で，アンモニア揮散に大きな影響を及ぼすレベルではない可能性（MnCl2），ネシウム（MgSO4），塩酸（HCl），塩化マンガン（Ⅱ）

が高いと考えられる。さらに，今回，試験 1，試験 2 の各区の通気

（OH）
，ケイ
塩化マグネシウム（MgCl2），水酸化カルシウム［Ca2］量も一定であり，アンモニア揮散を抑制した主要因は，堆肥温度，

酸ナトリウム，ケイ酸カルシウム，ケイ酸鉄，リン酸，リン酸ナ

アンモニア態窒素含量，水分含量，通気量ではなく，pH である可トリウム，過燐酸などを単独または組み合わせて敷料に添加する

能性が高いと考えられる。

方 法 が 報 告 さ れ て い る（Ullman et al., 2004 ; Patterson and

つぎに，試験 1 において堆肥中のアンモニア態窒素含量は開始

Adrizal, 2005 ; Choi and Moore, 2008）。Lee et al.（2013）は AlCl3時に比べ終了時に増加し，試験 2 では 0 日，7 日，14 日，21 日にと炭酸カルシウム（CaCO3）を敷料に添加し，35.8% から 56.4%

おいて T-対照区と T-USW 区の差はわずかで同程度に推移し減の ア ン モ ニ ア 揮 散 を 抑 制 し た と 報 告 し た。さ ら に，Ivanov

少傾向を示した。堆肥化過程において易分解性有機物の分解にと（2001）は 5% クエン酸，4% 酒石酸，1.5% サリチル酸を敷料に加もない多量のアンモニアが発生する（羽賀，2002）。アンモニア態

え，敷料の pH を 5 以下に抑えることにより，敷料中のアンモニ

窒素はアンモニア酸化細菌により亜硝酸となり，亜硝酸は亜硝酸

アと空気中のアンモニアを抑制したと報告している。梅調味廃液

酸化細菌により硝酸となるものや，微生物に利用され再有機化さをブロイラーの使用済み敷料に添加することは，敷料の pH を低れるもの（西尾，1989 ; 服部と宮下，1996），さらに，アンモニア

下させ，アンモニア揮散を抑制する上記方法と同様な効果を示す

として揮散することが知られている（羽賀，2006）。一方，著しいJ39

日 本 家 禽 学 会 誌

51 巻

J 2 号（2014）

素含量を高めるほどではないと考えられる。

pH の低下は一般細菌の他にアンモニア酸化細菌，亜硝酸酸化細菌などの硝化細菌の活動も抑制することが知られている（服部とNa 含量は梅調味廃液の添加と堆肥化による効果が有意に認め宮下，1996）。したがって，堆肥中アンモニア態窒素含量の推移がられ，梅調味廃液の添加や堆肥化により増加した。堆肥化が進む

試験 1 の N-対照区と N-USW 区，試験 2 の T-対照区と T-USW 区と，堆肥中の塩類濃度が高くなることが知られている（藤原，において同程度であったことは，ブロイラー使用済み敷料に梅調

2000）。また，梅調味廃液の添加により，Na 含量が増加したの

味廃液を 5% 添加しても，細菌による易分解性有機物の分解，硝は，梅調味廃液中の塩化ナトリウムが影響している可能性が高化作用や再有機化を抑制しない可能性が高いと推測される。まい。Na 含量は 5% の梅調味廃液の添加により使用済み敷料の乾た，堆肥中アンモニア態窒素含量が試験 1 において堆肥化により物中において約 0.5% 増加した。T-対照区，T-USW 区の水分含量増加し，試験 2 において堆肥化期間中に減少傾向を示したのは，が約 50% であることから，梅調味廃液中の Na 含量は約 5% であ

試験 1 では易分解性有機物の分解によるアンモニア態窒素の増加

り，塩化ナトリウムとして換算すると約 13% 含まれていたと推の方が，再有機化，硝化，揮散により減少した量より多く，試験定される。この塩化ナトリウム含量は，梅調味廃液には 10% か

2 ではアンモニア態窒素の増加より，減少した量が多かったため

ら 15%（w/v）程度の塩化ナトリウムが含まれ Na 含量が高いとであると推測される。このことは，堆肥化試験の材料として用いいう報告（中野と宮武，1998 ; 後藤，2007）と一致している。また試験 1 と試験 2 の使用済み敷料の差が原因である可能性が高い

た，加藤ら（1999）は鶏ふんに塩化ナトリウムを添加し，堆肥化と考えられる。使用済み敷料の差の一つとして，試験 1 の使用済に及ぼす影響について調べたところ，電気伝導率が 5.9 mS/cm をみ敷料の方が試験 2 で用いた使用済み敷料より有機物の分解が進

超え，7.5 mS/cm 付近から急激に分解速度が低下したとし，高橋んでおらず，易分解性有機物を多く含んでいた可能性もあると推（2006a）は堆肥への硝酸態窒素含有率が 3.0 g/kg 以上に高くなる察される。この原因として鶏舎の敷料であるオガクズの量や質，と，堆肥化を抑制するとしている。さらに，高橋（2006b）は堆肥

鶏舎温度や湿度など，ブロイラー飼育時の環境の差が有機物の分への硝酸カリウムの添加率が高いほど堆肥中アンモニア態窒素の解 に 影 響 を 及 ぼ し て い る 可 能 性 も 考 え ら れ る。高 橋 と 坂 本

微生物への取り込み，すなわち，再有機化を抑制するとしており，（2008）は採卵鶏の鶏ふん堆肥において最初の 7 日間に約 50% の堆肥中の塩類濃度の上昇は堆肥中の細菌の増殖を抑制する可能性

窒素が無機化されたが，その後，有機化が進んだとし，その原因がある。今回，ブロイラー鶏ふんの分解速度に対する梅調味廃液として最初の 7 日間に無機化されたのは尿酸態窒素で，その後中添加の影響は測定しなかった。しかし，T-対照区と T-USW 区の性デタージェント繊維の分解により有機化が進むとしている。一堆肥化による全炭素含量の減少，C/N 比の上昇，アンモニア態窒

方，ブロイラーの使用済み敷料は，鶏ふん，羽，敷料，食べこぼ

素含量の減少がともに同程度に認められることから，梅調味廃液

し飼料，のみこぼし水，落屑を含み（Ritz et al., 2004），ブロイ

をブロイラーの使用済み敷料に 5% 添加しても細菌による易分解

ラー鶏舎から搬出される時点で分解が進んでいるため，採卵鶏の性有機物の分解は進行し，塩類による堆肥化への悪影響はないと鶏ふんに比べ分解率も少ないことが知られている（本多，2003）。

考えられる。しかし，堆肥の最高温度は T-対照区より T-USW 区

3． 堆肥成分に及ぼす影響

がわずかに低い傾向が認められ，梅調味廃液を堆肥原料に多量に試験 2 における堆肥成分では堆肥化により全炭素含量，全窒素添加すると，堆肥化を阻害する可能性が高いため注意する必要がある。

含量は減少し，C/N 比は上昇した。堆肥化により全炭素含量は減
少し，C/N 比は低下することが知られている（藤原，2000）。まさらに，原田と山口（1997）は良質堆肥の条件として塩類濃度

た，全窒素含量は堆肥化による全炭素含量の減少により堆肥中にが高すぎないこととしている。Na 含量の多い堆肥は土壌に施肥濃縮され増加する場合もあることが知られているが（藤原，した場合，土壌の団粒構造を破壊することや，作物の根に障害を

2000），本試験では堆肥化により減少した。この堆肥化による全起こす可能性が指摘されているが，塩化ナトリウムは水によって窒素含量の減少はアンモニア態窒素の揮散による可能性が高いと流れやすく障害もおきにくい可能性も知られており（藤原，考えられる。また，堆肥化による全炭素含量の減少の割合より全2003），梅調味廃液を用いた鶏ふん堆肥の施肥の効果や施肥量に窒素含量の減少の割合の方が多かったため，C/N 比が低下した可ついては今後，検討する必要があろう。つぎに，使用済み敷料中能性が高いと考えられる。坂井ら（2004）も採卵鶏の鶏ふんを堆

P，K，Ca，Mg，Zn 含量は堆肥化により有意に増加した。また，肥化した場合，全窒素含量がアンモニア揮散などにより減少した

使用済み敷料中 Ca，Zn 含量には梅調味廃液添加の効果が有意にとしており，今回の結果と一致している。また，梅調味廃液の添認められ，T-対照区に比べ T-USW 区が低くなった。使用済み敷加により，全炭素含量，C/N 比は有意な影響を受けたが，T-対照

料中 P,K 含量は T-対照区に比べ，T-USW 区の方が低い傾向が認区と T-USW 区の数値は大きく変わらなかった。さらに，全窒素められた。T-USW 区で P，K，Ca，Zn 含量の有意な減少，あるい

含量には梅調味廃液添加の有意な影響は認められなかった。まは減少傾向が認められたのは，梅調味廃液の添加による粗灰分中た，試験 1 においても堆肥化終了時の全窒素含量は N-対照区との Na 含量の増加により相対的に P，K，Ca，Zn 割合が減少した

N-USW 区で大きく変わらなかった。また，N-USW 区において堆ことが原因であると考えられる。

肥化開始時より終了時の方が全窒素含量はやや高い数値を示した

適正な堆肥化処理を行っても，堆肥温度が上昇する初期には窒が大きな変化はなかった。このことから，ブロイラー使用済み敷素化合物の分解にともなうアンモニアが大量に発生する（羽賀，料に梅調味廃液を添加すると堆積中の堆肥からのアンモニア態窒

2010）。羽賀（2006）は家畜排せつ物堆肥に関する課題は低揮散，

素の揮散は若干抑制されるものの，堆肥中の肥料成分としての窒高品質，低コストな堆肥化技術と良質堆肥の流通利用および，環J40前田ら : 梅調味廃液とアンモニア揮散低減と新しい畜産．229-246 項．農林水産技術情報協会．1997．
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境負荷ガスの揮散の少ない堆肥化条件を現場でいかに実現するかであるとしている。
本研究において，ブロイラー鶏舎の使用済み敷料に 5% の割合
で梅調味廃液を添加することにより，堆肥化時のアンモニア揮散
を堆肥化初期に低減できる可能性が示された。梅調味廃液を用いたアンモニア揮散の少ない堆肥化方法は設備投資が少なく実施できる可能性が高いと考えられる。さらに，ブロイラーの使用済み
敷料への梅調味廃液の添加は敷料中の水分含量を高めることにもなり，粉じんの飛散抑制効果も期待できるため（Roumeliotis andvan Heyst, 2008），今後検討が必要であろう。また，梅調味廃液を堆肥化時に活用することは輸送コストをあまりかけずに地域内で
梅調味廃液をリサイクルする技術にもつながる。石井（2005）は梅加工にともなう廃棄物の地域における安定処理の必要性について言及している。一方，鶏ふんは堆肥化しても利用されにくい現状もあり，梅生産農家，梅加工業者と養鶏農家の間で梅，梅調味廃液，鶏ふん堆肥の循環ができれば梅調味廃液と鶏ふん堆肥の地域内における安定活用につながると考えられる。

謝

辞

本研究は和歌山県戦略的研究開発プラン事業により実施した。
実験に際し材料を提供いただいた，紀州田辺梅干研究センター，
有田養鶏組合猪谷農場の皆さんに深謝します。また，堆肥実験を熱心に補助いただいた畜産試験場生産環境部の尾﨑清志氏，濵田
晋治氏，伊藤重信氏に深謝します。

引

用

文

献

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Effect of Addition of Ume Seasoning Waste Water to used Broiler Litteron Ammonia Emission and Elements in Manure at Composting
Keisuke Maeda1, Maho Hashimoto2, Yasuhiro Hayashi2 and Masanari Toyoshi1
1
2

Livestock Experiment Station of Wakayama Prefecture, Susami, Wakayama, 649-3141, Japan

Agricultural Experiment Station of Wakayama Prefecture, Kinokawa, Wakayama, 640-4123, Japan

This study was conducted to evaluate the effect of addition of ume seasoning waste water, which was by-productsof pickled Japanese apricot fruit (Prunus mume), to used broiler litter on ammonia emission and manure elements atcomposting. The used broiler litter was sampled from one broiler house, after mixed and divided two litters. One wasadded to 5% (vol/wt) of ume seasoning waste water as USW, the other was added to 5% of water as Control. Each litter(5 kg), USW or Control, was composted in laboratory scale. The used broiler litter was composted at 7 days without
turning (Exp 1), and was composted at 21 days with turning at every seven days (Exp 2). The ventilation volumes inlitters were same between Control and USW during composting period, and litter temperature, ammonia emission
volume, ammonia content and pH in litter were measured. The litter temperature of USW changed during composting
period as well as Control. Ammonia emission volumes of USW were reduced by 13% at Exp1, and were reduced by
59.8%, 34.39% and 5.4% at 0-7, 8-14 and 15-21 days, respectively, compared with Control at Exp 2. Ammonia contents of USW changed similarly with Control. pH of USW were lower than that of Control at 0, 7, 14, 21days, respectively (Exp 2). Sodium contents increased, Ca, Zn contents decreased slightly in litter by addition of ume seasoning
waste water. These results indicate that the addition of ume seasoning waste water to used broiler litter result in
reducing ammonia emission by approximately 13-60% at early stage of composting, and increasing sodium content inlitter, without adverse effect on the composting.
(Japanese Journal of Poultry Science, 51 : J33-J42, 2014)
Key words : ammonia emission, composting, broiler, litter, ume seasoning waste water

J42