栃木農試研報 No.63：27～34（2008）
Bull. Tochigi Agr. Exp. Stn. No.63：27～34（2008）

各種土壌の水田条件下での脱窒能力
亀和田國彦
摘要：水田の窒素浄化機能としての脱窒能力を評価するため，栃木県内に分布する 9 種類の水田および畑土
壌を 1/2000a ワグネルポットに充填し，湛水状態でイネを栽培した．6 月下旬から 8 月下旬の一定期間，灌漑
水を硝酸カリウム溶液に換えて土層内硝酸態窒素濃度およびポットの窒素収支を測定した．ポット底部からの排水速度が 0.5Lpot-1d-1(日減水深 1cm 相当)の場合，硝酸態窒素濃度が，50 mgL-1 以下では処理期間を通して灌漑水中硝酸態窒素はおおむね全量が除去されたが，灌漑水中硝酸濃度 100 mgL-1 では一部の土壌ではポット土層内で除去されずに下部排水口から流出した．ポット内の窒素収支に基づく未回収窒素量が脱窒量に相当すると仮定すると，イネの生育期間内の平均脱窒速度は，高水準土壌で 10 mgkg-1d-1 程度，低水準
土壌で 4 から 5 mgkg-1d-1 であった．また，潅漑水と作土内土壌溶液中硝酸態窒素濃度差および水の浸透速度から推定した脱窒率は，浄化量積算値の増加に伴って低下する傾向が見られ，さらに一日当たりの窒素負荷量が多いほど，積算値が少ない段階から脱窒速度は低下する傾向であった．脱窒速度に関するこれらの傾向は，土壌の易分解性有機物の量と分解特性に基づくものと考えた．ポットへの窒素負荷量と脱窒推定量との関係から，一般的なイネ栽培条件での窒素負荷量に対する正味の脱窒量は，可給態窒素水準が高い土壌
で 20 kgha-1，可給態窒素水準が低い土壌で 60 kgha-1 程度と推定した．
キーワード：水田，窒素浄化，脱窒，硝酸態窒素

Evaluating the Denitrification Capacity of Various Soils under
Submerged Conditions
Kunihiko KAMEWADA
Summary ：To evaluate denitrification capacity as the nitrogen depuration capacity of paddy fields, soils
collected from nine sites of paddy or upland fields were put into pots, and rice plants were cultivated undersubmerged conditions.

During late June to late August in 2000 to 2003, irrigation water was replaced with

KNO3 solution, followed by measurement of NO3--N concentrations of the soil solution in the pots and thecalculation of N budgets in the pots.
-1 -1

0.5Lpot d

In the case of pots with drainage rates from the bottom of the pot of(daily infiltration rate 1 cmd-1 equivalent), approximately all of the applied nitrogen was

depurated in the pots with NO3--N concentrations at less than 50 mgL-1; however, defective depuration insome soils led to differences in NO3--N from the lower drain outlet of the pots to which 100 mgL-1 NO3--N
solutions were applied.

If the quantity of un-recovered nitrogen corresponded to denitrification, then the

denitrification ratio during the entire period of rice planting was 10 mg·kg-1d-1 in soils with a highdenitrification capacity, or 4 - 5 mg·kg-1d-1 in the soils with low denitrification capacity. Furthermore, thedenitrification ratio, a value calculated from changes in the NO3--N concentration of irrigation water and thesoil solution in pots, and the water infiltration ratio decreased as integrated values of nitrogen depuration
increased. Increases in daily nitrogen loading led to decreases in the integrated value of nitrogen depurationand lower rates of depuration. The denitrification ratio was assumed to be related to the quantity and qualityof the easily decomposable organic carbon. The net denitrification ratios were estimated as 20 kg·ha-1 forsoils with lower available nitrogen contents, and 60 kg·ha-1 for soils with higher available nitrogen contents.
Key Words ：paddy field, nitrogen depuration, denitrification, nitrate（2008.7.31 受理）

27

栃木県農業試験場研究報告 第 63 号

Ⅰ 緒 言提とした広範囲な農地，水管理の策定に活用するためには，

水田は食料生産以外に，水質浄化，水源の涵養，土壌浸食

より基礎的な窒素浄化能力の評価が必要である．そこで，栃防止，洪水防止および生物多様性の保全などの役割を果たし

木県内に分布する主要な水田土壌をワグネルポットに充填し，ている．本県の水田面積は 102,800 ha であり，耕地面積のイネを栽培して土層内または排出水中の窒素濃度や窒素収78.7 ％，県土面積の 16 ％を占め
322)

，水田灌漑水として年間

24)

約 22 億 m の水を必要とする． また，本県は那珂川，鬼怒川，支を測定し，窒素除去能力に関する一定の成果が得られたので報告する．

渡良瀬川の水源に位置し，それら水質の保全に責任を担ってⅡ 試験方法いるが，都市下流域や南部畑作地域の一部では水質汚濁が
みられる

7,8)

．一般に，水質汚濁の原因は施肥や家畜排泄物などの農業内で発生する物質や生活排水であり，原因物質は有機物と栄養塩類で，多種にわたっている

10)

．

1． 装置
試験は，第 1 図に示すように，底部に排水口を持つ 1/2000 a
ワグネルポットの底面に層厚 1 cm 程度になるようにグラスウー

これまでに単一水田または単一の用排水路系内水田群がルを充填した．その上部約 14 cm 厚に土壌を充填，鎮圧し，耕水質に与える影響について，主にイネ生育に影響の大きい窒盤層とした．更にその上に土壌を 10 cm 厚程度充填し，作土

素およびリンの濃度変化や収支に関する調査が行われ

19)

，窒

層とした．作土層から耕盤層へのイネの根の侵入を防ぐため，

素は流入水の濃度が高いほど，あるいは流入水の流速が遅い

作土層と耕盤層ならびに作土とポット側面との境界面に遮根ほど，または地下浸透量が少ないほど，水田による浄化割合

シートを敷いた．底部排水口にはシリコン栓を介してキャピラリ

3,4,6,14,18)．水田の窒素浄化ーチューブを接続し，ペリスタルチックポンプで一定の速度で能力を，積極的に活用するための研究結果として，例えば，茶排水した．排水は，5 L 容プラスチック製容器に回収した．また，

園 下 流 の 水 田 で灌 漑 期 間 中 の水 田 の 窒 素 除 去 能 は 2.3

20 L 容のプラスチック製容器に灌漑水を入れ，容器の排水口が大きいことが明らかにされている-1 -1 13)

-1 -1 2)と報告されている．また畑の高さを田面水位置に合わせて設置し，田面水の低下に応じ地と畜産業が分布するシラス台地下流の水田で流入する窒素て自動的に給水されるようにした．作土層中央部(表層からの 25 %がイネの吸収により，また 55 %が脱窒によって除去さ5cm)および耕盤層中央部(表層から 17 cm)に土壌溶液採取用

kgha dれ，または 0.95 kgha d

25)，

さらにイネ栽培初期は吸収によって 5 %，脱窒によってのポーラスカップをポット側面から横方向に挿入した．

20 から 30 %，一方生育中後期には吸収によって 40 %，脱窒によって 50 から 55 %と報告されている 15,16)．また硝酸態窒素

2． 供試土壌濃度を 16 mgL-1 程度含む地下水を灌漑水に使用する水田で栃木県内の 6 地点の水田で作土土壌を採取し 4 mm の篩で硝酸態窒素の濃度変化と δ15N 値の変化から灌漑水に含まれ篩別した．土壌の種類および採取場所を第 1 表に示した． 3

る硝酸態窒素の大部分が脱窒によって除去されたことが報告

種類の非黒ボク土水田は，粒径組成が細粒質と中粗粒質の

されている

17)

．さらに，休耕田に汚濁水を導入して水質を浄化する特許も出願され装置が提案され20)

26,27)

灰色低地土およびグライ土を含む．また，水田に分布が少な，また土壌の脱窒能力を活用した浄化いか無い類型として腐植の少ない黒ボク土，灰色台地土およ，土壌の浄化能を積極的に活用すること

び褐色森林土を各 1 点ずつ畑地から採取し，同様に処理をして使用した．

への関心も高まっている．
9)

本県での研究成果として，宮崎ら は 2001 から 2003 年に，栃木県内の水田延べ 295 地点で水質を測定し，水田から流出

給水タンク
潅漑水

する水のアンモニウムおよび硝酸態窒素濃度は，流入する水

水稲-1の濃度にかかわらず 0.004 から 0.015 mmolL に収斂し，非常に高い浄化能力を有することを明らかにした 9)．また市街地を遮根シート

貫流して汚濁が進んだ河川水を利用する水田で灌漑期にU土壌溶液採取器

0.13 kgha-1d-1 の窒素浄化能力があることを明らかにした 5)．
以上のように，水田で窒素がイネによる吸収と脱窒によってL除去されることが各種の調査から報告されているものの，それB

らは断片的で窒素除去速度と土壌や用水の性質などの環境要因との関連は未解決であり，水田による窒素除去速度の予測手法も提案されるには至っていない．水田の窒素除去能力
を，水質汚濁に対するリスク評価や将来の水資源の保全を前

28

ワグネルポット

ペリスタルチックポンプ

排出水回収タンク

第 1 図 装置の概要
注．U：作土土壌溶液採取装置，L：耕盤層土壌溶液採取装置，B：浸透水流出部位

各種土壌の水田条件下での脱窒能力

第 1 表 供試土壌の種類（2002 年 5 月）

た後，一定の排水速度 0.5 Ld-1(減水深 1 cmd-1 相当)でペリス

試料名
（採取
地区）

市町名

野沢Ａ

宇都宮市 Ap 層 水田

多腐植質多湿黒ボク土

9.81

4.12

西刑部

宇都宮市 Ap 層 水田

腐植質多湿黒ボク土

8.89

3.73

大前

藤岡町

淡色多湿黒ボク土

11.02

4.63

野沢Ｂ

宇都宮市 C 層

淡色黒ボク土

9.37

3.94

ネの移植は 5 月 12 日から 17 日の間に実施した．移植後，し

名草

足利市

Ap 層 普通畑

細粒灰色台地土

14.01

5.88

ばらくの間は水道水を灌水しながら栽培し，6 月 27 日から 7 月

粟野

鹿沼市

Ap 層 普通畑

礫質褐色森林土

15.44

6.48

9 日の間に 20 L 容の容器内の灌漑水を硝酸カリウム溶液に換

白鳥

小山市

Ap 層 水田

細粒グライ土

12.71

5.34

大塚

栃木市

Ap 層 水田

細粒灰色低地土

13.97

5.87

えて 8 月 12 日から 27 日までの間に再度水道水に戻した．硝

延島

小山市

Ap 層 水田

中粗粒灰色低地土

12.96

5.44

層位

地目

Ap 層 水田
樹園地

ポット
うち作土
充填量
kgpot-1
kgpot-1

土壌タイプ

タルチックポンプを駆動した．灌漑水は水道水を使用した．
試験は 2000 年から 2003 年の 4 年間，土壌の種類，灌漑水中の硝酸塩濃度またはポットからの排水速度を変えて継続した．それら条件の設定値および処理期間を第 3 表に示した．イ酸カリウムの濃度は 20 から 120 mgNL-1 とした．

第 2 表 供試土壌の主な分析値（2002 年 5 月）
試料名

T-C

pH
(H2O)

T-N
-1

×10gkg ×10gkg

可給態
窒素注

遊離酸化鉄
Fe2O3

-1

×10 gkg

-1

-1

cgkg

4． 排出水および土壌溶液の分析

可給態リン酸(Bray2)P2O5
cg kg

プラスチックタンクに残存する灌漑水量，およびポット底部か-1らの排水量を毎日測定した．また 7 から 14 日の間隔でポット底

野沢Ａ

8.70

0.54

6.6

12.1

1.88

54.0

部からの排出水ならびに作土および耕盤層の土壌溶液を採

西刑部

4.67

0.43

6.5

15.1

1.08

111.6

大前

取し，pH，酸化還元電位(Eh），溶存有機態炭素(DOC)，硝酸

3.95

0.37

5.7

7.6

1.15

77.5

野沢Ｂ

0.49

0.05

5.3

-1.0

4.12

8.3

態窒素(NO3--N)濃度，アンモニウム態窒素(NH4+-N)濃度を測

名草

0.96

0.21

6.5

0.6

0.90

121.1

定した．pH はガラス電極法で，DOC は燃焼法(島津 TOC

粟野

1.75

0.22

7.1

1.0

0.96

211.2

白鳥

VCSN)で，硝酸態窒素はフェノールジスルフォン酸法，アンモ

2.88

0.36

7.0

7.4

1.62

59.2

大塚

1.78

0.15

6.3

3.8

1.22

45.9

延島
1.48
0.12
5.7
9.6
注. 可給態窒素は風乾土 4 週間培養による．

0.46

152.3

ニウム態窒素はインドフェノール青法で測定した 12)．

5． 土壌の主な化学性

第 2 表に各土壌の主な化学性および可給態窒素等の性質

土壌の全炭素および全窒素含有率は乾式燃焼法を示した．3 種類の多湿黒ボク土水田土壌の全炭素含有率は(SUMIGRAPH NC-80AUTO)で測定した．pH はガラス電極法

3.95 から 8.7 ×10gkg-1 の範囲であった．また非黒ボク土の水(水/土壌 = 2.5)で，可給態窒素は 4 週間培養法で，遊離酸化

田土壌の炭素含有率は 1.48 から 2.88×10gkg-1 の範囲であっ

鉄はジチオナイト-クエン酸塩還元溶解法で，可給態リン酸はた．畑地の下層土から採取した土壌の炭素含有率は 0.49 からBray No.2 法でそれぞれ測定した 11)．

-1

1.75×10gkg の範囲であった．pH は 5.3 から 7.1 の範囲にあり，野沢 B で低く粟野および白鳥で高い傾向であった．可給態

6． 脱窒酵素活性

窒素は西刑部で最も高く 15.1 cgkg-1，次いで野沢 A で 12.1
cgkg-1，一方，野沢 B で最も低く-1.0 cgkg-1 であった．

2003 年 7 月 10 日にポット内作土層から採取した生土の脱窒
酵素活性をアセチレン阻害法 21)で測定した．つまり，生土 20 gと培養液 20 mL を 100 mL 容の三角フラスコに入れ，三方コッ

3． 手順

クを具えたブチルゴム栓を取り付けた後，窒素を 3 分間程度通先に述べたワグネルポット内の作土に，基肥として塩化アン

気してヘッドスペースの空気を窒素に置換し，さらにアセチレ

モニウム 1.25 g (N 0.25 gpot-1)，熔成リン肥 35 g (P2O5 7 g pot-1)

ンガスを 10 mL 添加した後 5 秒間程度コックを解放してフラスおよび塩化カリウム 1 g (K2O 0.6 gpot-1)を混合し，湛水後代か

コ内の圧力を大気圧とした．回転型振とう器でおおよそ 150

きをした．各ポットにイネ（コシヒカリ）の稚苗を 4 本ずつ移植し第 3 表 ポット試験の処理内容
実施年

試料名

2000 野沢 A，大塚
2001 野沢 A，大塚
野沢 A，西刑部，大前，野沢 B，名草，粟野，白鳥，大塚，延島
野沢 A，西刑部，大前，野沢 B，
2003
名草，粟野，白鳥，大塚，延島
2002

硝酸カリウム溶液濃度（注mg N L-1

排水速度(減水深相当)Lpot-1d-1

イネ移植 イネ収穫 硝酸カリウム
月/日
月/日 溶液処理月/日

cmd-1
1.0

開始

終了

0, 20, 40, 60, 80, 120

0.5

5/12

9/20

7/9

8/12

0, 20, 50, 100

0,0.25, 0.5, 0, 0.5, 1.0,
1.0, 2.0
2.0, 4.0

5/17

9/20

6/27

8/27

0, 20, 50, 100

0.5

1.0

5/17

9/20

6/27

8/27

0, 20, 50, 100

0.5

1.0

5/13

9/20

7/5

8/27

注. 2000 年は塩化アンモニウム溶液も使用した

29

栃木県農業試験場研究報告 第 63 号

ガスクロマトグラフ(Hewlett-Packard HP5890Ⅱ)で濃度を測定
し，亜酸化窒素発生フラックスを求めた．振とう器とガスクロマト
グラフは 25 ℃に維持された室内に設置して測定を行った．なお，培養液 1L は硝酸カリウム 0.721 g，グルコース 1.8 g およmgL-1

酸化窒素濃度を 4 時間以内に 4 回採取し，ECD 検出器付き

20

深度5cmのNO3 --N濃度

rpm の速度で振とうしながら三角フラスコのヘッドスペースの亜びクロラムフェニコール 0.225 g を含む．

潅漑水 NO3--N, 20 mgL-1

野沢A
西刑部
大前
野沢B
名草
粟野
延島
大塚
白鳥

15

10

5

0
7/1

7． イネの収量調査および収穫物の分析たがって収量などの調査を実施した．わらおよび玄米をそれぞれ粉砕後，0.5 g の試料に硫酸銅と硫酸カリウムを混合した分解促進剤および 10 mL の硫酸を添加してケルダール法で分-1解し，ブレムナー蒸留装置で蒸留後 1/400 molL 硫酸で滴定

9/1

mgL-1

50
野沢A
西刑部
大前
野沢B
名草
粟野
延島
大塚
白鳥

40
深度5cmのNO3 --N濃度

イネは毎年 9 月 20 日に地際から刈り取り，風乾後，慣例にし

8/1
月/日

して窒素含有率を測定した 11)．なお，籾殻の窒素含有率はわらと同様とみなした．

30

20

潅漑水 NO3--N, 50 mgL-1

10

0
7/1

8/1

9/1

月/日

第 2 図 潅漑水硝酸態窒素濃度 20 ｍｇL-1 および 50
mgL-1 処理の作土(深度 5cm)土壌溶液硝酸態窒
素濃度の推移(2003 年)

Ⅲ 結果および考察

および第 3 図に示した．
灌漑水の硝酸態窒素濃度が 20 mgL-1 および 50 mgL-1 の作
土(深度 5cm)土壌溶液中硝酸態窒素濃度は，延島および西刑部土壌で試験開始直後にやや高く，充填土壌の硝酸態窒
素濃度が高かったものと考えられる．粟野土壌で 7 月中旬にmgL-1

土壌溶液および排出水中の硝酸態窒素濃度の推移を第 2 図

150

深度5cmのNO3 --N濃度

2003 年に実施した 9 種の土壌を用いた実験における土層内

100

野沢A
西刑部
大前
野沢B
名草
粟野
延島
大塚
白鳥

50

やや上昇したものの，他の土壌では測定全期間を通して 100

mgL-1 未満で推移した．それら測定値は，潅漑水の濃度から全量が処理期間をとおして継続的に，田面水中または表層か
ら土壌溶液採取装置が設置された深度 5cm までの間に除去されたことを示している．硝酸態窒素は，水田の田面水および作
土内で，a 土壌による吸着，b イネによる選択的吸収，c 有機化

mgL-1

mgL-1 の場合，いずれの土壌でも灌漑水由来硝酸のおおむね

7/1

深度17cmのNO3 --N濃度大幅に低下，灌漑水の硝酸態窒素濃度が 20 mgL-1 および 50

8/1

9/1

月/日

150
野沢A
西刑部
大前
野沢B
名草
粟野
延島
栃木
白鳥

100

50

および d 脱窒の作用を受ける．硝酸態窒素は酸化還元電位-200mV 以下では安定的に存在し得ないので，還元状態にあって有機化または脱窒され，液相中から除去されたものと考えられる．
一方，灌漑水硝酸態窒素濃度が 100 mgL-1 の場合，粟野および野沢 B で処理直後から作土内の硝酸態窒素濃度が上昇
し，この条件では，表層から 5cm までの土層内で灌漑水中硝酸態窒素の全量は除去されないことが示された．一方，西刑

mgL-1

窒素はイネの根に吸収されたか，または土壌中の微生物によ

7/1

150

底部排出水のNO3 --N濃度

る水田作土内で吸着は生じない．したがって，消失した硝酸態

0100

処理終了(8/27)まで 10 mgL-1 未満で，濃度上昇は観察されな

30

9/1

野沢A
西刑部
大前
野沢B
名草
粟野
延島
栃木
白鳥

50

0
7/1

部および延島のポット底部排出水中硝酸態窒素濃度は，溶液

8/1
月/日

8/1
月/日

第 3 図 潅漑水硝酸濃度 100 ｍｇL-1 処理の深さ別土壌溶液硝酸態窒素濃度の推移(2003 年)

9/1

mgL-1

各種土壌の水田条件下での脱窒能力

200に，除去履歴によって除去速度が低下することが示された．

0.25 野沢A
0.25 大塚

田面水の硝酸態窒素またはアンモニウム態窒素濃度の推移

0.5 野沢A

150

0.5 大塚を 24 時間測定した結果を第 5 図に示した．硝酸態窒素，アン

底部排出水NO3 --N濃度

1.0 野沢A
1.0 大塚モニウム態窒素ともに，灌漑水中窒素濃度が 40 mgL-1 以下で

2.0 野沢A

100

2.0 大塚経時的に濃度は低下し，窒素の除去には田面水中での反応50も重要であることが示された．第 3 図で，灌漑水の硝酸態窒素
濃度が 100 mgL-1 の作土内土壌溶液が初期濃度よりも上昇し，

0
6/21

7/21

また第 5 図で灌漑水硝酸態窒素濃度 80 mgL-1 で田面水中の

8/21
月/日

濃度の上昇が見られる．これらの結果は，イネによる排除的第 4 図 排水速度の違いによる排水中硝酸態窒素濃度の推移(2001 年，潅漑水中硝酸態窒素濃度は 100mgL-1)（負の選択的）硝酸態窒素吸収および蒸散による田面水中硝

注．凡例の値は排水速度 Lpot-1d-1酸態窒素濃度の上昇速度が有機化および脱窒による濃度のかった．

低下速度を上回ったためであり，その平衡濃度は，第 3 図およ

100 mgL-1 処理の粟野および野沢 B の耕盤層(深度 17cm)

び第 5 図に示した結果から 50 mgL-1 と 80 mgL-1 の間にあるも土壌溶液および底部排出水中硝酸態窒素濃度は作土の土壌のと推測される．

溶液中濃度と同様に，処理開始直後から上昇し，底部排出水2003 年の窒素投入量と窒素未回収量との関係を，第 6 図には処理終了の 8/27 には潅漑水と同程度の濃度まで上昇した．

示した．窒素未回収量は次式により求めた．

また，耕盤層土壌溶液中硝酸態窒素濃度は，作土または底部

窒素未回収量 = 窒素投入量 – 窒素回収量 （式 1）

排出水の濃度よりも低い傾向にあった．作土と耕盤層の境界

窒素投入量 = 無機態窒素土壌初期保持量 + 基肥 +には遮根シートがあり，イネの根による吸収は無視できるので，給水由来 + 土壌からの無機化 （式 1a）

酸化的条件下の耕盤層での吸着によって，耕盤層の土壌溶

窒素回収量 = イネによる吸収量 + 排水由来 + 土壌残液中硝酸態窒素濃度が低下したものと考えられる．さらに，存量 （式 1b）

100 mgL-1 処理の野沢 A の作土土壌溶液中硝酸態窒素濃度

ただし，土壌からの無機化量は無窒素栽培による吸収量か

は終始低水準であったのに対し，底部排出水硝酸態窒素濃ら灌漑水由来を差し引いた値．また，土壌残存量はリン酸緩衝

度は試験開始直後から徐々に上昇した．耕盤層または耕盤下液抽出窒素量の試験の実測値．

層での無機化によって供給された硝酸が反映されたものと考窒素未回収量の最大値が最も低いのは粟野で 2.0 gpot-1，

えられる．

次いで野沢 B で 3.0 gpot-1 程度であった．これら土壌では窒素

第 4 図に，2001 年に硝酸態窒素 100 mgL-1 の溶液を灌水し，投入量の増加に伴って窒素未回収量が頭打ちとなっているの排水速度を変えた場合のポット底部排出水中硝酸態窒素濃で，これら値が上限値に近いものと考えられる．一方，名草，

-1 -1

-1

度の推移を示した．排水速度 2 Lpot d (減水深相当 4 cmd )白鳥，大前，西刑部，延島は，窒素未回収量の最高値がそれでは両土壌ともに処理直後から排出水中硝酸態窒素濃度がぞれ 4.0 から 5.0 gpot-1 程度で，この領域でも窒素未回収量は-1 -1

上昇したものの，排水速度 0.5 Lpot d では処理開始 2 か月

直線的に上昇する傾向にあり，上限値はより高いものと考えら

程度は硝酸態窒素濃度の上昇は観測されなかった．また，いれる．

ずれの排水速度でも，大塚よりも野沢 A で上昇する時期が早これらポット試験による窒素未回収量を脱窒量とみなし，またかった．

脱窒は全て作土内で生じていると仮定すると，各ポットの作土

黒ボク土，灰色低地土ともに硝酸態窒素濃度が高いほど，または排水速度が

70
60
50
40
30

速いほど，作土内硝酸態

20

窒素濃度が上昇する時期

10が早く，硝酸態窒素の除去速度に上限があるととも

野沢A，20mgL-1
野沢A，40mg
野沢A，80mg
大塚，20mg
大塚，40mg
大塚，80mg

80

mgL-1

90

アンモニウム態窒素濃度変えた実験の結果から，mgL

ット土壌内の排水速度を

硝酸態窒素濃度

硝酸態窒素濃度またはポ-1以上のように，潅漑水中70
野沢A，20,mgL-1
野沢A，40mg
野沢A，80mg
大塚，20mg
大塚，40mg
大塚，80mg

60
50
40
30
20
10

0

0
0

5

10

15
経過時間

20

25
時間

0

5

10
15
経過時間

20
時間

25

第 5 図 田面水中硝酸態窒素およびアンモニウム態窒素濃度の推移(2000 年 8 月 1 日から 2 日)
注．凡例の数値は潅漑水中硝酸態窒素濃度31

gpot-1

栃木県農業試験場研究報告 第 63 号

7.5

名草
粟野
延島
大塚
白鳥

未回収窒素量5.0

1.5

第 3 図によれば，野沢 B および粟野は灌漑水を硝酸カリウ

1.0
未回収窒素量gpot-1

野沢A
西刑部
大前
野沢B

ム溶液に換えた直後から作土
0.5

土壌溶液または排出水の硝酸
態窒素濃度が上昇し始め，試

0.0
0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

-0.5

2.5

験開始直後から，脱窒能力が硝酸態窒素の供給速度を下

-1.0

窒素投入量

回った．一方，野沢Ａ，名草お

g N pot -1

よび大塚では排出水中硝酸濃
0.0
0.0

2.5

5.0
窒素投入量

7.5
g N pot -1

度が 8 月中旬以降に上昇し始めた．これは，10.0

これら土壌で，試験開始直後は窒素除去速度が窒素供給速度を上回っていたものの，試験の経過に伴って，窒素除去速-2.5

第 6 図 窒素投入量と未回収窒素量の関係(2003 年)

度が徐々に低下したことを示している．
作土内での硝酸態窒素濃度の低下の程度を窒素除去率との土壌の質量は 5kg 前後なので，イネ生育期間 106 日間の脱窒速度平均値は，低水準の粟野および野沢 B で 4 から 6
mgkg-1d-1，高水準の名草，白鳥，大前，西刑部，延島では 10して次式により計算し，除去量積算値との関係を第 8 図に示した．
作土の窒素除去率 = (灌漑水の硝酸態窒素濃度 － 作土

mgkg-1d-1 程度である．
一方，投入量が 0 から 2.5 mgpot-1 程度の低水準領域での窒の硝酸態窒素濃度) / 灌漑水の硝酸態窒素濃度 （式 2）
野沢 B，粟野および延島以外の土壌では，除去量積算値が素未回収量は窒素投入量高水準での傾向とは異なり，相対的に野沢 B が高く，西刑部，大前および延島で低かった．脱窒能力が高い土壌は同時に可給態窒素測定値に基づく無機化
窒素量が多く，窒素投入量が低い領域で，未回収窒素量が小5 gpot-1 程度までは灌漑水の硝酸態窒素濃度にかかわらず，除去率はおおむね 0.8 以上が維持され，積算値がそれを越えると 0.8 を下回るようになる．一方，野沢 B，粟野および延島では灌漑水の硝酸態窒素濃度が 50 mgL-1 以下では除去量積算さくなったものと考えられる．
2003 年 7 月 10 日(湛水 50 日後)の作土のアセチレン阻害法
による脱窒酵素活性を第 7 図に示した．野沢 A，西刑部，延島および白鳥で 8 から 13 mgkg-1d-1 と高く，野沢 B，名草および粟野で 2 mgkg-1d-1 未満と低かった．これら土壌間の傾向はポ

値が 3 gpot-1 を超えるまで除去率 0.8 以上が維持されるが，灌漑水中硝酸態窒素濃度 100 mgL-1 では除去量積算値が0.2gpot-1 程度の極めて小さい時期から窒素除去率が極端に低下する．
水田の窒素除去機能の主要因の一つである脱窒の速度は，ット試験による未回収窒素とおおむね同様であった．また，野沢 B や粟野等，脱窒酵素活性低水準土壌の値は，ポット試験
による測定値よりも大幅に値が小さかったものの，白鳥，西刑

脱窒菌の密度および電子供与体からの電子供給速度に規定され，さらに，電子は有機物の分解によって供給されるとされる
1)．したがって，継続的な窒素の除去には有機物の分解速度と部および延島等の脱窒酵素活性高水準土壌の値は，ポット試量によって性格付けられる有機物分解特性が大きく影響する

験での最大値とおおむね同水準であった．
15

0.80
0.60

10
除去率

脱窒酵素活性mgkg-1d-1

1.00

野沢 B，粟野，延島; 0 -50 mgL-1
西刑部，大前，名草，大塚，白鳥; 0 - 100mgL-1

0.40

野沢A
西刑部
大前
野沢B
名草
粟野
延島
大塚
白鳥

0.20

5
0.00
0.0
-0.20

2.0

4.0

6.0

8.0

野沢 B，粟野，延島; 100 mgL-1

白
鳥

大
塚

延
島

粟
野

名
草

野
沢
B

大
前

野
沢
A
西
刑
部

0

第 7 図 各土壌の脱窒酵素活性(2003 年 7 月 10 日)
注．3 反復の平均値と標準偏差値

32

-0.40
窒素除去量積算値 gpot-1

第 8 図 作土での窒素除去量積算値と窒素除去率の関係(2003 年)

各種土壌の水田条件下での脱窒能力

荷強度 50 mgpot-1d-1 程度で窒素負荷を継続すると，窒素除去ものと考えられる．
単位時間内にポットに流入する窒素の量，つまり窒素負荷

量積算値が 5 gpot-1 程度で除去率が低下するのに対し，大塚

強度を，潅漑水の濃度と供給量から算出し第 4 表に示した．第では窒素負荷強度が>50 mgpot-1d-1 でも除去量積算値 10-1 -12 および 3 図で示したように，排水速度 0.5Lpot d の条件下で，野沢Ｂ，粟野および延島では，潅漑水中硝酸態窒素濃度-150mgL まで窒素除去が継続的に進む．したがって，これら土

gpot-1 程度まで相対的に高い除去率が維持された．
土壌有機物の分解は，一般的な土壌中有機物の組成に基づき次式（式 3）によると仮定する 1)．

壌では，窒素負荷強度が 54，61 または 52 mgpot-1d-1 までは継C2.2H2.2O → 2.2C4+ + H2O + 0.2H+ + 9e- （式 3）

続的に土壌中有機物の分解が継続するものの，それ以上の負荷強度ではその分解速度が不十分になると解釈できる．一方，第 8 図に示したように，他の土壌では潅漑水中硝酸態窒

また，脱窒は一般に次式（式 4）による．
2NO3- + 8e- + 10H+ → N2O + 5H2O

素濃度 100mgL-1 でも窒素除去が継続する．つまり窒素負荷強

N2O + 2e- + 2H+ → N2 + H2O（式 4）

度 107（野沢 A）から 138 mgpot-1d-1（名草）でも積算除去量が 4から 5 ｇpot-1 に達するまでは，土壌中有機物の分解と電子の式 3 および式 4 から，脱窒に関わる N と C の比率(C/N)は，
モルベースで 1.80，質量ベースで 1.05 である．したがって，ポ

供給が継続することを示している．
第 9 図には 2001 年に灌漑水中硝酸態窒素濃度は 20 からット試験での名草，白鳥，大前，西刑部および延島土壌の窒100 mgL ，排水速度は 0.25 から 2.0 Ld で測定した結果に基

素収支に基づく未回収窒素量約 5 gpot-1 が作土内脱窒によるづく窒素除去量積算値と窒素除去率の関係を，窒素負荷強と仮定すると，作土の土壌質量は 5 kg 前後なので，土壌質量度の程度ごとにシンボルを区別して示した．野沢 A は窒素負当たりの脱窒量 1000 mgkg-1 に要する易分解性有機態炭素の第 4 表 硝酸態窒素の供給速度（窒素負荷強度，2003 年)

量は約 1050 mgkg-1 である．さらに，土壌有機物の C/N は 12-1

-1

mgpot-1d-1
潅漑水中硝酸態窒素濃度 mgL-1

試料名程度で一定なので，易分解性有機物の分解に伴って放出される C/N も同様に 12 と仮定すると，易分解性有機物の分解

0

20

50

100

野沢 A

0

19

53

107

に伴って放出される炭素 1050 mgkg-1 と同時に放出される窒素

西刑部

0

19

70

124

は 88 mgkg-1 と推定される．同様に，未回収窒素量が低い野沢

大前

0

20

55

127

野沢 B

0

18

54

122

名草

0

20

58

138

mgkg-1 と推定される．これら値は，水田での窒素収支に係る過

粟野

0

19

61

103

去の報告などに比較して，妥当な値と評価できる．したがって，

延島

0

22

52

118

土壌が一定期間内に脱窒できる脱窒容量は，土壌の易分解

大塚

0

19

56

117

白鳥

0

22

55

135

B，粟野および延島で炭素と同時に放出される窒素は，40性有機物の含有率で評価できる可能性が高い．
30℃，4 週間培養による可給態窒素含量と窒素除去率（添1.0

加した窒素量に対する除去窒素量の比）の関係を第 10 図に0.8示した．可給態窒素が 4 cgkg-1 以上では除去率に違いは無い

0.6

ものの，可給態窒素がそれ以下の野沢 B，粟野および名草の

0.4
1.0

大前

0.0
-5

0

5

-0.2
-0.4
-0.6
-0.8
-1.0
窒素除去量積算値

10
15
野沢A，<13mg
野沢A，<25mg
野沢A，<50mg
野沢A，>50mg
大塚，<13mg
大塚，<25mg
大塚，<50mg
大塚，>50mg
gpot-1

第 9 図 浸透速度と潅漑水中硝酸濃度を変えた処理における作土での窒素除去積算値と窒素除去率の関係(2001 年)
注 1.潅漑水硝酸カリウム濃度 20，50 および 100mg N L-1，排水速度 0.25．0.5，1.0 および 2.0Ld-1 の組み合わせによる．
注 2.凡例の値は窒素負荷強度 mgpot-1d-10.8

窒素供給量に対する窒素除去量の比

除去率

0.2

野沢 A

延島

大塚

西刑部
白鳥

0.6

名草
0.4
野沢 B

粟野

0.2

0.0
-5

0

5
可給態窒素

10

15

20

cg N kg-1

第 10 図 可給態窒素と窒素除去供給量比(2003 年)

33栃木県農業試験場研究報告 第 63 号

窒素除去率は，他の土壌よりも低く，脱窒速度が土壌の易分

11. 日本土壌協会(2001)土壌機能モニタリング調査のための解性窒素含有率に規定され，可給態窒素含有率で推定でき

土壌，水質及び植物体分析法，pp33, 79, 86, 250，日本土
壌協会，東京．

ることが示された．
以上のとおり，土壌の脱窒能力は，土壌の種類間差があり，

12. 日本工業規格(1998)工場排水試験法

単位時間内に分解される易分解性窒素の含有率と関連が深く，

13. 新良力也・渥美和彦・宮地直道(2005)静岡県牧ノ原台地

土壌の脱窒特性の把握には，易分解性有機物の含有率と分の茶園地帯における硝酸性窒素の流出量と水田による除解特性の把握が重要であることを示している．

去可能性，土肥誌 76：901-904．

一般の水田の窒素投入量は，化学肥料由来 80 ｋｇha
給水由来 16 kgha

-1

-1 23），(2003 年野沢 A 実測値，硝酸態窒素 3.2-1

ｍｇL の灌漑水使用)，さらに土壌からの無機化由来は，第 2表に示した可給態窒素含量が最も大きい西刑部で 151 kgha
-1

-1

-1

14. 西沢良一・中田均・勝木依正(1979)機械移植イネの効率的施肥法に関する研究．滋賀農試研報 21：1-20．
15. 小川吉雄・酒井 一(1985)水田における窒素浄化機能の解明，土肥誌 56：1-9．

で，計 247 kgha = 1.23 gpot と仮定すると，第 6 図に示した西16. 小山田勉・小林 学(1989)水田の水質浄化機能に関する刑部の傾向線から，この窒素投入量に相当する未回収窒素量研究(1)灌漑水によって流入した硝酸態窒素の黒ボク土壌-1-1

は 0.1 kgpot ( = 20 kgha )前後である．一方，水田土壌の中で可給態窒素水準が最も低い大塚土壌からの無機化量は 38
kgha-1 なので，窒素投入量合計値は 134 kgha-1 ( = 0.67 ｇ
pot-1)で，第 6 図の大塚の傾向線から，未回収窒素量は 0.3-1-1

における浄化，茨城農試研報 28：85-101．
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18. 佐藤紀男・田口明広(2000)福島県の灰色低地土水田における代かき後の田面水の水質変化．土肥誌 71：866-873．

kgpot ( = 60 kgha )程度と推定される．

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34

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