Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## 目的：

酸性土壞環境下における BPR 溶解に及ぼす有機物同時施用の効果と植物生育の影響を明らかにする。

## 方法：

培養試験では、ガーナ産土壌として、Gbrimah 及び Nabogu における表層土壌を用いた。試験設計についての詳細、土壌及び植物体の分析方法、並びに試験作物（Oryza sativa cv. IR74）の生育調査の方法は第 III 章に詳述した。ただし、BPR 溶解や溶出したリンの形態変化、及びその植物可給性を明らかにするために必要な補足的な土壌特性値に関する分析方法については以下に示した。

## 土壤分析

## バイオマスリン

培養した土壌におけるバイオマスリン量をクロロホルム燻蒸法（Hedley and Stewart 1982、Brookes et al, 1892、Wickramatilake et al., 2010）によって定量した。即ち、50ml 容ポリプロピレン製ネジロ遠沈管に1.5gの生土試料を秤量し、1mLのクロロホルムを添加した。密封した後、24℃の温度環境下で10分間おきに10秒間の攪拌を三回繰り返した。その後、ドラフトチャンバー内で開封し、一晩放置した。クロロホルム燻蒸した土壌試料及び非燻蒸試料のそれぞれをオルセンによる抽出液(0.5 M NaHCO₃, pH 8.5)によって、30分間振盪抽出した。なお、抽出比率は土壌試料1gに対して抽出液20mLとした。振盪抽出中の土壌によるリン吸着量は、既知濃度のリン溶液(25 μP g⁻¹ soil as KH₂PO₄)を加えることで算出した。

バイオマスリン量は燻蒸後土壌試料中の無機態リン量と非燻蒸試料の無機態リン量の差、及び土壌バイオマスリンからオルセン抽出リンへの不完全変換を補正する係数によって計算される。なお、土壌試料は分析前に室温で3日間静置した。

## リン吸着量 (%)

Saunders (1965)の方法で定量した。リン吸着量は10mgのリンを含む10mLの酢酸/酢酸ナトリウム緩衝液を2gの土壌試料に添加し、24時間振盪した際の吸着量として表される。

$$ リン吸着量 \ (\%)\ =100\ \left[(a-b)/a\right] $$
ここで、aは10mLの溶液中に含まれるリン量（10mg）を示し、bは振盪後の溶液中リン量を示す。

## 土壤中無機態リン量

土壌中無機態リン量はMurphy and Riley (1962)に従って定量した。即ち、アスコルビン酸還元によるモリブデン青法で発色後、紫外可視分光光度計(UV-2400PC、SHIMADZU)を用いて、波長710nmにて定量した。

## 全炭素及び全窒素量

土壌中全炭素及び全窒素量は、NCアナライザー（SUMIGRAPH NC-220、住化分析センター）を用いて、乾式燃焼法により定量した。

## 計算方法

土壤中のブルキナファソ産リン鉱石溶出の計算方法は以下の通り

土壤中の BPR 溶出率(\%) =

$$ 100\times\frac{BPR 及び有機物施用土壤の抽出リン- 有機物施用土壤の抽出リン-BPR 無施用土壤の抽出リン }{ 添加した BPR 中リン量 } $$

## 結果及び考察

## 土壤中における BPR 溶解について

培養試験により、BPR のみ施用した場合、BPR は水分条件に関係なく培養期間を通じて、常に溶解することが示された（図 IV-1a、b、c、d）。対して、稲わら(RS)、牛粪(CM)、及び稲わらと牛粪の両方(RS+CM)を同時施用した際には、BPR 溶解は減少した。また、BPR 溶解量の減少傾向は、イネを栽培しない状態で培養した際に増大した。これは施用した有機物が間接的に BPR の溶解を低減したことを示し、一方で植物生育が BPR 溶解に寄与したものと思われる。

この BPR 溶解にかかわるメカニズムは、1)有機物施用に伴う pH の上昇、2)有機物由来の植物可吸態リンの過剰溶出、3)植物体による植物可吸態リンの吸収、であると考えられる。

第一に、リン鉱石溶解にかかわる最大の要因は、pH、もしくは土壌溶液中のプロトン（H⁺イオン）とリン鉱石表面の溶解にともない溶出する陰イオンとの自然発生的な中和反応にある(Simpson, 1998)。プロトンの供給は土壌の酸性化
を引き起こす。土壌の酸性条件はリン鉱石の溶解に不可欠であり、それゆえにRSやCMの施用に伴うpHの上昇は、土壌溶液中のプロトンとリン鉱石表面における化学反应を阻害し、結果として植物生育に必要な水溶性もしくは植物可吸態リンの供給を阻害する。

第二に、BPR を RS 及び CM と同時施用した際に、土壌溶液中のリン濃度が上昇した（第 III 章の有効態リン量を参照）。しかし、これら資材から溶出した過剰なリンは、植物個体数もしくは栽植密度の低さ、または他の土壌中の化学反応によって、植物によって十分に吸収されず、土壌溶液中のリン濃度も十分に下がらなかった（第 III 章の地上部及び地下部リン吸収量を参照）。その結果、土壌溶液中リン濃度が高く、化学平衡により BPR 溶解を遅らせたと考えられる。

第三に、BPR 溶解にともないリン及びカルシウムが土壌中に溶出する。溶出したリンやカルシウムなどは、更なる溶解反応のために、系外に移動される必要がある。このプロセスを植物生育が促進すると考えられる。つまり植物がそのバイオマス生産のために、BPR から溶出したリンを土壌環境から吸収することで、リン鉱石溶解反応を阻害しない結果になると思われる。

BPR溶解度(%)

図 IV-1. 湛水並びに陸畑条件下における有効態リン（Bray 1-P）量とブルキナファソ産リン鉱石（BPR）の溶解率の関係

略号は以下の通り。BPR；ブルキナファソ産リン鉱石、RS；稲わら；CM；牛粪施用。なお各点は、2種類の土壌におけるDAI0、28、56の平均値。
BPR 溶解における主要な要因として、土壌水分条件の重要性が、本試験において明らかになった。図 IV-1 は、BPR が陸畑条件に比較して、湛水条件でより溶解することを示している。また、BPR 溶解が促進されると土壌中有効態リン（Bray1-P）が増加することから、BPR 溶解とそれに伴う植物可吸態リンの溶出には、適度な土壌水分条件が必要であることを示唆している。一般に、リン鉱石は乾燥土壌では溶解しない。また、土壌溶液中のイオンに関する様々な化学反応も起こらない。

したがって、表 IV-1 に示した、湛水土壌条件下の BPR 溶解とそれに伴う有効態リンの溶出については、“十分な土壌水分量”が重要であり、“十分な土壌水分量”が、ガーナ産の酸性低リン土壌の培養試験においてイネの地上部バイオマス及び総バイオマス生産量に関する RAE(リン鉱石のリン化学肥料に対する相対農学的効率)を高め、また、前年度試験におけるイネ収量の RAE を高めた理由になると考えられる。

表 IV-1. 培養試験における有効態リン酸とブルキナファソ産リン鉱石溶解の関係についての一次回帰式とその決定係数

处理	一次回帰式	決定係数(R²)
濫水条件 (Gbrimah+Nabogu at 0, 28, and 56 DAI)
+ BPR120	y = 1.1148x + 2.0983	R² = 0.7565
+ BPR120+RS	y = -2.6287x - 0.6577	R² = 0.7065
+ BPR120+CM	y = -1.1151x + 5.6007	R² = 0.4803
+ BPR120+RS+CM	y = -1.2391x + 2.3398	R² = 0.4804
陸畑条件 (Gbrimah+Nabogu at 0, 28, and 56 DAI)
+ BPR120	y = 0.9978x + 1.8909	R² = 0.4091
+ BPR120+RS	y = -0.2511x + 1.3542	R² = 0.0813
+ BPR120+CM	y = -1.5191x + 3.9337	R² = 0.7787
+ BPR120+RS+CM	y = -0.5563x + 1.175	R² = 0.9377

## 植物可吸藍リンに及ぼす有機物施用の影響

## リンの吸着反応について

本試験において供試された有機資材は、ガーナに豊富に存在するリン資源である、稲わら(RS)及び牛糞(CM)である。植物残渣や家畜養堆肥の施用については、これまでに土壌肥沃度改善効果が多く報告されているが、これら有機資材
の施用に伴う土壌化学性の変化には注意を払う必要がある。加えて、リン鉱石や有機物等のリン給源から溶出したリンの植物可給性は、土壌溶液中のリン濃度、土壌溶液にリンを供給する給源としての土壌コロイド中無機物量、及び土壌溶液中リン濃度を維持するための陰イオン交換容量に依存する（Buresh et al., 1997）。したがって、このような有機物施用においては、土壌中の植物可吸態リン含量を増やすため、有機物施用後の適切な管理が非常に重要になると考えられる。

本試験で供試した Gbrimah 及び Nabogu の土壌では、高いリン吸着（79%）が認められた。湛水環境における RS 単独施用または RS の BPR 及び CM との複合施用は、培養期間及び植物生育期間にともなって、これらの土壌のリン吸着をさらに増加した。しかしながら、陸畑環境においてはリン吸着の増加は認められなかった（図 IV-2a、c）。この結果は Singh and Jones (1976) の報告と一致する。Singh and Jones (1976) は、75 日間の培養試験により、全リン含量が 0.3% を超える有機資材の施用はリン吸着を減少させ、かつリン脱着を促進するが、全リン含量が 0.3% 未満の有機資材施用は強いリン吸着を引き起こすことを報告している。なお、本試験において供試された稲わらと牛羆の全リン含量はそれぞれ 0.07% と 0.7% である。牛羆施用におけるリン吸着の低減とリン脱着の促進は、土壌溶液中でより多くのリンがイネ生育に有効な形態になる結果をもたらし、その結果、牛羆施用区はより高いバイオマス生産を示した（第 III 章の地上部及び地下部バイオマスのデータ参照）。堆肥は硫酸イオン（SO_{4}^{2-}）や、もしくはフッ化物イオン（F^{-}）等の無機配位子を含んでおり、それらは交換性アルミニウムと強く複合体を形成する。そのため、堆肥施用は Al や Fe 等によるリン吸着を妨げるとされている（Iyamuremye et al., 1996）。牛羆施用による土壌 pH の上昇は、高 pH 環境への変化に伴う Al 活性の低下や、供給された水酸化物イオン（OH^{-}）がリン吸着サイトにおける無機リン吸着反応に競合することで、リン吸着反応の低減に寄与する可能性がある（Iyamuremye et al., 1996）。一方で、稲わら施用に伴う土壌 pH の上昇はリン吸着反応の低減には寄与しないと思われる。

さらに、土壌に施用された有機資材の C/P 比は、その有機資材が土壌リン吸着反応に及ぼす影響を決定づける重要なファクターである。Singh and Jones (1976)は培養試験において、鶏養堆肥施用が C/P 比の低いオガクズの施用よりもリン脱着を促進したことを示している。また、C/P 比はリン無機化量の推定に用いられる指標となっている。即ち C/P 比が100 未満の場合は無機化が促進され、C/P 比が300 より大きい場合には吸着を引き起こすとされている。このことから、施用した稲わら（C/P 比；527）は牛粪（C/P 比；61）に比べて、土壌中のリンをより吸着したと思われ、また、リン含量の高い有機物が、土壌によるリン吸着反応を低減しリン無機化量を増加させることを示唆している。
また Shapley and Smith (1989)は、有機物施用に伴う有効態リン (Bray1-P) 含量の上昇について、有機物施用によりリン無機化量が増大し、徐々に溶出したリンが土壌のリン吸着サイトと反応する可能性を示唆していると指摘している。リン酸二水素一カリウム施用では、BPR 施用や稲わら施用及び牛粪施用と比較して、施用されたリン量が多量であったと考えられ、溶出したリンの内、余剰のリンがリン吸着サイトに吸着されたためリン吸着量が低かったと考えられる (Iyamuremye and Dick, 1996)。また別の研究では、リン化学肥料に対するリン鉱石の有効性は、土壌のリン吸着量の大きさに依存することを報告している。土壌の強いリン吸着反応はリン鉱石の速やかな溶解を増進するが、同時に高いリン吸着量によって土壌溶液中の低リン状態を引き起こし、植物生育が制限される結果をもたらす (Buresh et al., 1997)。

培養日数(DAI)

図 IV-2. 湛水条件並びに陸畑条件下における各種リン肥料施用による土壌リン吸着量の変化

略号は以下の通り。BPR；ブルキナファソ産リン鉱石、RS；稲わら，CM；牛糞施用。
## C/N 比について

RS、BPR+RS、BPR+RS+CM の処理を施した土壌の C/N 比は、他の BPR、CM、KH₂PO₄ 及びリン無施用等の処理に比べて、土壌及び水分状態に関係なく常に高い値を示した。とりわけ、BPR+RS+CM 処理土壌における C/N 比が BPR+RS や BPR+CM と比べて高い値を示したことから、土壌に施用した稲わらが他の資材に比べて、土壌中有機物含量ないし炭素量の増大をもたらしたと考えられる (図 IV-3)。さらに、稲わらは通常、乾物重量あたり 0.5~0.8% の窒素、0.16~0.27% のリンを含んでいる。それゆえ稲わら施用は、窒素やリンの付加よりも、土壌中有機態炭素量の増加をもたらすと考えられる (Dobermann and Fairhurst, 2002)。湿土への稲わらの鈔き込みは、一時的な窒素の不可給化をもたらし、結果として土壌 C/N 比を増大させる (Dobermann and Fairhurst, 2002)。土壌微生物は土壌有機物の分解過程とそれに伴う土壌中栄養塩類の溶出において重要な役割を担っている。稲わらの分解時において微生物は窒素が基質として必要であり、植物による窒素吸収と競合する。また同様に、窒素の有機化や脱室等の反応も植物による窒素吸収と競合する (Gao et al., 2003)。

BPR, CM, BPR+CM, 及び KH_{2}PO_{4} 処理区における C/N 比の増加傾向は、土壤中窒素が植物の良好な生育によって吸収され、土壤中窒素含量が低下したことによるものと考えられる。また、この窒素吸収を促した植物の生育には、BPR, CM, BPR+CM, 及び KH_{2}PO_{4} 処理区からの継続的なリン溶出が影響しているものと考える。一方で、RS 区ないし RS との複合施用区では土壌の C/N 比が低下したことから、特に湛水土壌環境において、RS 施用区では、イネによる窒素吸収が阻害された可能性がある(図 IV-3 a、c)。

稲わら施用方法の差異は、総合的な栄養塩収支及び長期的土壌肥沃度に、様々な影響を与える。植物体の移植は稲わら鈔き込みの2~3週間後に行うことが推奨される(Dobermann and Fairhurst, 2002)。他方、Giller et al. (1997)は作物生育に及ぼす牛糞施用の効果は、施用された窒素の影響よりも、カルシウムやマグネシウム等の交換性塩基類やリン等の寄与が大きいことを示し、また土壌有機物施用に伴う土壌水分保持等の物理的な効果が大きいことを示した。

各種リン資材と有機資材の施用により土壌中栄養塩類の挙動は複雑になった。しかし、炭素、リン及び窒素の挙動にかかわる土壌の諸特性や微生物学的プロセスに関する既知の知見を活用することによって、理解することが出来ると考える。
培養日数(DAI)

図 IV-3. 湛水条件並びに陸畑条件下における各種リン肥料施用による土壌 C/N 比の変化

略号は以下の通り。BPR；ブルキナファソ産リン鉱石、RS；稲わら，CM；牛糞施用。

## 微生物バイオマスリン

土壌微生物は“生きている土壌有機物”、即ち土壌微生物バイオマスの唯一のプールとして考えることが出来る。微生物バイオマスは土壌中の全有機炭素量の約1~4%の炭素を含み、これはリンのような植物栄養塩の重要なリザーバーとして機能する（Brookes, 2001）。また、その代謝は一年にも満たない（Brookee, 2001）。なぜなら微生物画分は生体の死滅にともない急速に他の画分に変化するからである。この研究では、燻蒸法によって抽出されたリン酸二水素ーカリウム施用後の土壌中微生物バイオマスリン（MBP）が、土壌及び水分条件に関係
なく培養期間を通じて、他の処理区に比べて高かった（図 IV-4）。この結果は、リン酸二水素一カリウム由来の速やかに溶出する有効態リンが土壌微生物によって利用されたことを示している。また、有効態リン量が高い土壌で、かつ炭素源が施用されていない土壌においては、元々の土壌有機物がこのMBPに寄与していると考えられる。

培養日数(DAI)

図 IV-4. 湛水条件並びに陸畑条件下における各種リン肥料施用による土壤バイオマスリン量の変化

略号は以下の通り。BPR；ブルキナファソ産リン鉱石、RS；稲わら，CM；牛糞施用。

一方、リン酸二水素ーカリウムを施用していない土壌から抽出した MBP は、処理区間で変動した。またその変動の範囲は絶乾土壌 1kg あたり 1~15mg であった。BPR+RS+CM から抽出されたバイオマスリンは他の処理に比較して高い値を示す傾向がある。これは有機物量の増加が MBP の増加をもたらしたものと
推祭される（図 IV-4）。微生物バイオマスは土壤中全有機炭素量の1~3%の炭素を占めるが、同時に土壤中のリンに関する潜在的なシンクとソースである。微生物リンはゆっくりとリンを放出することが可能であり、土壤中の有効態リン含量が低い時には溶出したリンが植物に吸収されることもある。Brookes (2001)は、例えばC/N比やリグニン含量、易分解もしくは難分解性の植物組織等によって示される植物残渣の組成が、植物残渣に含まれる栄養塩類の無機化や植物体による吸収に影響を与えると指摘した。したがって、植物残渣及び家畜堆肥の適切な管理は、農業における土壤肥沃度改善にとって重要である。適切な土壤管理下では、土壤肥沃度は植物体、土壤微生物、土壤有機物によって構成される有機物プールの中で循環する栄養塩類に依存すると考えられる。

## 要約

1. BPR は酸性、高リン吸着、高水分の土壌環境において、より溶解が進んだ。また、植物に対する自然発生的なリン溶出、及び植物生育に伴う土壌溶液からのリンやカルシウム等のイオンの継続的持ち出しが BPR 溶解に寄与するものと考えられた。

2. 土壤の高リン吸着条件ではリン鉱石の溶解はより速やかに起きるものの、高いリン吸着により土壤溶液中リン濃度が低く、この低いリン濃度が植物生育を制限する。土壤によるリン吸着を低減し土壌コロイドからリンを脱着するためには、リン濃度の高い有機資材（全リン含量0.3%以上、もしくはC/P比が100以下）が求められる。

3. 稲わら(C/N=70, C/P=527, 全リン含量 =0.07%)の施用は、リンの付加よりも有機物量の増加に寄与し、結果として植物可吸態窒素量の低減、もしくは一時的な窒素不足を引き起こす。対照的に牛糞(C/N=32, 全リン含量 =0.7%)は窒素の不可給化の程度が低いと思われ、かつ、稲わら施用よりもリン付加に寄与するだけでなく、カルシウムやマグネシウムなどの交換性塩基類も供給すると期待できる。

4. 土壤中の有効態リンは微生物バイオマスの細胞内に固定された。またそれは植物可吸態ではないと考えられた。このリン形態変化は、土壤によるリン吸収や溶脱などによる損失を防ぐ。バイオマスリンは代謝にもなって、植物可吸態になるリンである。したがって、微生物バイオマスは土壤における潜在的有効態リンと見なすことが出来る。有機物施用は土壤微生物バイオマスリンを増加させると思われるが、その値は有機物の種類によって差異が認められる。
## まとめ

1. ブルキナファン産リン鉱石は、その反応性が低ないし中程度とされているが、酸性、低有効態リン、及び高リン吸収土壊環境においては、特にリン溶出に必要な土壊水分がある場合において、直接施用による農業利用の可能性が十分にあると考えられる。

2. 牛糞を BPR と同時施用した際の相対農学的効率（RAE）はイネバイオマス量において、化学肥料に比べて高い値を示し、土壌条件によっては、牛糞のみの施用でもイネバイオマス収量に有効に作用する。

3. 施用する有機資材の性質の差異は、その分解や栄養塩溶出、及び土壌溶液中リン濃度に強く影響する。土壌肥沃度の改善及びリン鉱石の溶解においては、リン含量が高く、C/N比の低い有機資材が適切である。

4. 鶏糞や牛糞を含む動物性廃棄物及び人糞や下水污泥等のリン含量の高い資材が推奨される。しかしながら、これら資材の入手可能性を考慮にいれると、賦存量が確認されていること、及び重金属除去等の前処理が不要なことから、鶏糞並びに牛糞が有力な資源である。

5. 稲わらの堆肥化技術は C/N 比の低下に寄与できる。さらに稲わらの堆肥化過程にリン鉱石を添加することで、堆肥中リン濃度を高めることが出来る。このようにして得られた堆肥はリン富化堆肥と呼ばれ、これも有望なリン肥料として考えられる。

6. 加えて、有機資材の施用は、化学肥料には含まれない植物に必要な微量成分を含んでおり、さらに土壤有機物施用の土壤水分保持特性に及ぼす物理的効果や他の土壤特性においても有益であると考えられる。
## リン鉱石可溶化技術について

低地土壌において、湛水条件下ではリン鉱石直接施用は、pHが上昇するために溶解が遅れることがあり注意が必要であるとされている。リン鉱石直接施用の効果が水溶性リン酸肥料に比べて落ちる場合には、リン鉱石の可給化を図る技術として、生物的、化学的、及び物理的改善技術が挙げられる(FAO,2004)。

化学的改善技術としては、リン鉱石を部分的に酸処理することにより、水溶性の第一リン酸カルシウムと難溶性リン鉱石の混合物にする方法があり、すでに実用化されている。これにより水溶性リン酸の割合を高めることができ、肥効が高まる(Bationo et al, 1985)。硫酸で処理する場合には、40~50%程度、リン酸で処理する場合には20~30%程度の可溶化率で良いとされている。

物理的改善技術としては、微粉砕化により、土壌粒子との接触を促進し、土壌の酸性により溶解を促進する方法、水溶性リ酸肥料と混ぜて用いる方法などがある。後者は混ぜられる水溶性リ酸肥料に速効的な効果を期待し、その根系を発達させることにより、リ鉱石の吸収範囲が広がることで、リ鉱石の吸収も高まるとされる。

生物的改善技術は微生物や植物などの力を利用して、リン鉱石を溶解する方法である。リン鉱石富化堆肥は、堆肥を製造する際にリン鉱石を混ぜることにより、堆肥が作られる過程で生成される有機酸などの酸によりリン鉱石を溶解させるものである。その際には、有機酸生成能力の高い菌（例えば、Aspergillus Niger や Tricoderma viride）を接種し、溶解を促進する場合もある（Zayed and Abdel-Motaal, 2005）。また、リン鉱石に硫黄を添加し、土壤中の硫黄酸化細菌が生成する硫酸によりリン鉱石を溶解する方法はすでにオーストラリアで試験され、Biosuper と称されている。根から有機酸を分泌する植物によりリン鉱石由来のリンを吸収させる研究も多くなされており、特に、ピジョンピーやルーピンなどのマメ科作物が有望である。このように生物的改善技術は、生物が生成する酸によるリン鉱石溶解の促進技術であることがわかる。

## (イ) 有機資材の堆肥化過程を利用したリン鉱石可溶化技術の検討

昨年度、稲から堆肥並びに稲わら牛粪堆肥を作成する過程を利用して、リン鉱石の可溶化を試みた。その結果、稲わら堆肥区においては、リン鉱石の施用量に応じて、有効態リン量が増加した。このことから、リン鉱石の可溶化技術として、堆肥化過程の利用は有効であると考えられた。しかし同じ試験において、稲わら牛粪堆肥区においては、リン鉱石の可溶化を確認することは出来なかった。また、リン鉱石溶解菌として黒麹菌を添加したが、黒麹菌添加区と無添加区の間に有効態リン濃度の差異は認められなかった。

堆肥化過程を利用したリン鉱石可溶化技術は、リン鉱石溶解に有効であり、かつ、
堆肥化のもつ一般的な効果、即ち、リン濃度の増大や有機物の C/N 比低下などの肥料効果の増大や、病原菌リスクの低下などの効果が期待できる。これらから、堆肥化過程を利用したリン鉱石可溶化技術は、ガーナ稲作において有用な技術であると考えられた。しかしながら、依然として黒麹菌の添加時期や堆肥化期間など、改良すべき点があり、継続して検討する必要があると考えられる。

そこで本年度は、稲わら堆肥の堆肥化過程を利用したリン鉱石可溶化技術の再現性評価、牛糞を副資材として混入した際に効果が得られない理由の検証、及び黒麹菌の添加による可溶化が認められない理由の検証を目的とした。

## 材料と方法

試験地：沖縄県石垣市 国際農林水産業研究センター熱帯島嶼拠点

試験設定: 稲わら堆肥区、稲わら牛糞堆肥区のそれぞれを設定した。

稲わら堆肥区については、昨年度試験によって効果の得られなかったリン鉱石溶解菌添加処理として、黒麹菌(Aspergillus Niger)の添加区と無添加区を設定した。また、黒麹菌の添加が有効でなかった理由として、一次発酵時の発酵熱によって黒麹菌が死滅した可能性が考えられたため、その添加時期を、堆肥化開始時点及び一次発酵終了時点の2処理に設定した。この計3処理のそれぞれについて、ブルキナファン産リン鉱石(BPR)を乾物重量に対して0%、5%、及び10%添加した処理区を設定した。

稲わら牛糞堆肥区については、昨年度試験において、溶解したリンが副資材として投入した牛糞に含まれる易分解性有機物に吸蔵され、結果として有効態リンにならない可能性が考えられたことから、投入する牛糞量を稲わら重量の10%、5%、2%に設定した。これにより、牛糞投入量と有効態リン量の関係を明らかにすることが出来ると考えられる。なお、稲わら牛糞堆肥区にはBPRを乾物重量の10%添加した。また、黒麹菌については、一次発酵終了時に、稲わら堆肥区の場合と同様に添加した。

黒麹菌は、種菌を PDA 培地で 3 日間予備培養したのち、海砂(Wako sea sand 425~850μm) 10kg に対して小麦粉 1 kg の割合で混合した培地に添加し 5 日間培養した。これをよく攪拌し堆肥 1 kg あたり 25 g の割合で堆肥に添加した。

また、微生物活性を促進するため、窒素肥料として硫酸アンモニウムを150 g添加した。ただし、処理番号13番については、硫酸アンモニウム添加の影響を把握するため、硫酸アンモニウム無添加処理とした。試験設計の詳細は表IV-2に示した。また、堆肥化中、水分量は常時約60%を目安に一定に維持された。なお、堆肥化は112日間行なわれたが、本稿では56日間の結果について示す。
表 IV-2. 試験設計概要

ID	Treatment	Rice Straw	Manure	A.Niger	Inoculation timing	BRP	Sulpheric Anmonium	Initial P contents
g DM	g	mgP kg-1
1	RS+SA	7500	0	0	None	0	150	686
2	RS+SA+RP5	7500	0	0	None	375	150	7617
3	RS+SA+RP10	7500	0	0	None	750	150	13929
4	RS+SA+ANi	7500	0	187.5	DAT 0	0	150	670
5	RS+SA+ANi+RP5	7500	0	187.5	DAT 0	375	150	7443
6	RS+SA+ANi+RP10	7500	0	187.5	DAT 0	750	150	13624
7	RS+SA+ANd	7500	0	187.5	DAT 28	0	150	670
8	RS+SA+ANd+RP5	7500	0	187.5	DAT 28	375	150	7443
9	RS+SA+ANd+RP10	7500	0	187.5	DAT 28	750	150	13624
10	RS+SA+ANd+M10+RP10	6750	750	187.5	DAT 28	750	150	14786
11	RS+SA+ANd+M5+RP10	7125	375	187.5	DAT 28	750	150	14205
12	RS+SA+ANd+M2+RP10	7350	150	187.5	DAT 28	750	150	13857
13	RS+And+M10+RP10	6750	750	187.5	DAT 28	750	0	15049

RS:稲わら。SA:硫酸アンモニウム。M10、M5、M2:牛粪堆肥を有機物重量あたり10%、5%、2%で施用した。AN:黒麹菌を添加した。なお添字は添加時期の試験開始(ANi)及び一時発酵終了時(And)。RP5及びRP10:ソ鉱石を有機物重量あたり5%及び10%で施用した。

## 分析方法

堆肥化中の温度変化は三点平均化回路の熱電対を作成し、試料の中央に設置して30分間おきに測定した。堆肥試料はコンテナの3点から採取され、分析に供試した。堆肥試料の一部は80℃で48時間乾燥後、粉砕して乾燥試料とし、残りはハサミで5~10mmを目標に裁断し、生試料とした。

全炭素及び全窒素量については、乾燥試料を Sumigraph NC-220F を用いて、乾式燃焼法により定量した。

リン濃度については、Hedley et al. (1982)、及びFrossard (1994)を参考に逐次抽出による形態別分析を行なった。この方法では堆肥試料を、水抽出(水溶性)、0.5M重炭酸ナトリウム溶液(pH8.5)抽出(遊離のリン)、0.1M水酸化ナトリウム溶液抽出(腐植酸及びフルボ酸に含まれる有機態リンと有機・無機コロイドに吸着された無機態リン)、1M塩酸抽出(リン酸カルシウム等の無機リン酸塩)の各形態に分画し、それぞれの有機態リン及び無機態リンを定量する。本研究では各種溶媒で抽出された抽出液に2.5M硫酸を添加し、沈殿部と上澄みを分離し、上澄みについてはアスコルビン酸ーモリブデン青法により、沈殿部については、1M水酸化ナトリウム溶液により、再溶解後、ICP発光分析法により定量した。多くの既報により上澄み部分のリン濃度を無機態リンとして定義していることから、本稿では上澄み部分を無機態、沈殿部分を有機態と考えることとする。また、伊藤ら(2005)は本試験で用いられた形態別リン分析法の4画分のうち、溶解性の高い水抽出と重炭酸ナトリウム抽出リンの無機態リンの合計を有効態リンとしている。本稿においても同様に有効態リンを定義する。
## 結果

## 堆肥化過程の概要

図 IV-5 に C/N 比の変化を示す。全ての堆肥試料は順調に堆肥化が進み、56 日目には硫酸アンモニウム無施用区を除き、C/N 比が概ね 15～17 程度の値に低下した。昨年度試験の結果では、56 日目のデータで、14～19.5 とほぼ同様の結果だった。なお、主資材である稲わらの堆肥化開始時点における C/N 比は 58.3 だった。C/N 比の低下は堆肥化の指標とされている。硫酸アンモニウムを添加しなかった処理区については、他の処理区に比較して C/N 比は高い値で推移したものの、DAT56 では 21.7 になった。

図 IV-5. 堆肥化期間中の C/N 比の変化

堆肥化中の堆肥温度変化を図 IV-6 に示す。堆肥温度はほぼ昨年度試験と同様に推移した。即ち、堆肥化開始後 9 日～11 日目に夜間温度 50℃を超え、30 日経過後から徐々に対照である地温との差が小さくなった。これらの事から約 2 週間程度で一次発酵が最盛期を迎え、約 1 ヶ月経過後から二次発酵が開始したものと思われる。そこで、本試験における堆肥化開始後 1 ヶ月間を一次発酵期間、以後を二次発酵期間と呼称することとした。

また、堆肥化中の積算温度を図Ⅳ-7に示した。前述したように堆肥温度は10日目頃に一時発酵にともない急上昇したが、以後、二次発酵期になるとともに、参照温度との差が少なくなった。積算温度で比較すると、牛糞堆肥区の積算温度は35日目には、稲わら堆肥区に比べ低い値になり、発酵熱の大部分が一時発酵時によるものであることが分かる。また、稲わら堆肥区については、黒麹菌を一時発酵終了時に添加した区
(ANd 処理)のみ DAT30 以降にも温度上昇が認められ、添加時期の変更により、黒麹菌による再発酵が起きた可能性を示している。

図 IV-6. 堆肥化期間中の堆肥温度の変化

図 IV-7. 堆肥化期間中の積算温度の変化
## 各形態の無機態リン濃度の経時変化

図Ⅳ-8に稲わら堆肥の堆肥化過程における水溶性無機態リン含量の変化を示す。稲わら堆肥における水溶性無機態リン含量は、試験開始時に比較して、全ての処理区において、概ね減少傾向を示した。前年度試験においては、水溶性無機態リンは稲わら堆肥区では、二次発酵期に増加する傾向を示したが、本年度試験においては、現在まで頭著な増加傾向は確認されていない。ただし、前年度試験結果においても、稲わら堆肥区における一時発酵期間中の水溶性無機態リン含量の低下が確認されており、今後、徐々に増加する可能性は否定出来ない。

図 IV-8. 稲わら堆肥における水溶性無機態リン濃度の経時変化

(上:黑麹菌無添加、中:黑麹菌初期添加、下:黑麹菌後添加)
また、図Ⅳ-9には稲わら牛糞堆肥中の水溶性無機態リン量の変化を示した。稲わら牛糞堆肥における水溶性無機態リン量は、前年度と同様に、DAT 35までに大幅に増加した。また、溶出したリン量は、添加した牛糞堆肥の多寡によって変化し、添加量に規定されている。これは牛糞堆肥に含まれる易分解性有機物の分解にともなって、無機態リン量が増加したものと考えられる。

図 IV-9. 稲わら牛糞堆肥における水溶性無機態リン濃度の経時変化

遊離のリンとされている0.5M重炭酸ナトリウム溶液抽出リンについては、稲わら堆肥並

図 IV-10. 稲わら牛糞堆肥における遊離性無機態リン濃度の経時変化

びに稲わら牛糞堆肥ともに無機態リン濃度が徐々に減少し、稲わら堆肥についてはDAT40以降の変化は少なかった(図 IV-10、11)。その絶対値は試験開始直後には変動が大きかったが、DAT56では稲わら牛糞堆肥が119~182ppmであったのに対し、稲わら堆肥では65~103ppmと低い値を示した。前年度試験においては、稲わら堆肥及び稲わら牛糞堆肥ともにDAT40以降に徐々に増加する傾向が認められており、異なる結果となった。
図 IV-11. 稲わら堆肥における遊離性無機態リン濃度の経時変化

稲わら牛糞堆肥区では水抽出の無機態リンが DAT35 まで頭著な濃度上昇傾向を示した。これは前年度試験と同様の結果であり、牛糞には稲わらに比較して易分解性の有機物が多く含まれているため、一次発酵においてより多くの有機物が分解され、それにもない堆肥中無機態リン濃度が上昇したものと考えられる。

対して、稲わら堆肥区では稲わら牛糞堆肥区と比較して、一次発酵期の無機態リン濃度の上昇は顕著ではなく、二次発酵期における無機態リン濃度も上昇傾向は認められなかった(図IV-11)。前年度試験においては、二次発酵期間中にこれらの水溶性無機態リン量が増加し、稲わら堆肥区におけるリンの無機化が二次発酵期に起きている可能性を示した。しかしながら、本年度試験においては、これらの画分における無機態リン濃度の上昇は認められなかった。

有効態リンは、ほぼ水抽出リンと同様の傾向を示した。本試験における有効態リンの主体は水抽出の無機態リンであり、およそ63%が水溶性リンであった(図 IV-12)。そのため、稲わら堆肥における有効態リン量の推移は、ほぼ水溶性無機態リンの傾向と同様であった(図 IV-13)。また、稲わら牛糞堆肥における有効態リン量は、遊離性リンの減少傾向はあったが、やはり水溶性無機態リンと同様の傾向を示した(図 IV-14)。
図 IV-12. 有効態リン濃度と水溶性無機態リン濃度の関係

図 IV-13. 稲わら堆肥における有効態リン濃度の経時変化
図 IV-14. 稲わら牛糞堆肥における有効態リン濃度の経時変化

本年度試験においては、前年度試験結果と異なる傾向が示された。特に稲わら堆肥においては、水溶性、遊離性無機態リンともに減少傾向を示し、結果として有効態リン量の減少につながった。前年度試験において、有効態リン量が二次発酵期に増加する傾向を示したのに対し、本年度試験で減少傾向を示した背景には、溶出したリンと堆肥化に伴い生成される低分子有機化合物との吸脱着反応があるものと考えられる。

図 IV-15 に 2010 年度試験及び 2011 年度試験における稲わら堆肥施用区の NaOH 抽出無機態リ酸量の経時変化を示す。図中の 2010 年度と 2011 年度試験における各処理区は、完全に同一の処理である。

若干の誤差はあるが、前年度、本年度ともに試験開始直後には概ね $ 100\ mg\ P\ kg^{-1} $ 以下の値を示したが、一次発酵が終了し、二次発酵期に入ったと考えられる DAT35 付近では、前年度試験結果では特に変化がないのに対して、本年度試験結果においては、150～200mgP kg $ ^{-1} $ 程度まで上昇した。

ここで示された NaOH 抽出の画分は、主にフルボ酸等の有機酸や有機・無機コロイドに吸着されたリンクであと考えられ、本稿の定義上、有効態リンクには含まれない。この画分で認められた増分が、前年度は恐らく遊離性リンク分に分画されたことで、有効態リンクの総量が増加したが、本年度試験においては有機物吸着態に分画されたため、有効態リンク量が減少したものと考える。このことは、堆肥化過程におけるリンク石溶解にともない、溶出したリンクが周辺の環境によって、存在形態を変化させることを示唆しているが、前年度試験と本年度試験において、有機物吸着態リンクと遊離性リンクの存在量に影響をおよぼした要因は不明である。
図 IV-15. 2010 年度及び 2011 年度試験における稲わら堆肥試料中有機吸着態リン濃度の経時変化

## 堆肥化過程を利用したリン鉱石可溶化の有効性

前年度同様、稲わら堆肥区における、処理開始後56日目の堆肥試料における有効態リン量を指標として、リ鉱石の可溶性を検討した。DAT56における有効態リン濃度は黒麹菌無添加区(Non-AN)及び黒麹菌初期添加区(ANi)においては、ほぼ同様の値であり、リ鉱石5%施用区では、無施用区のそれぞれ1.46倍、1.37倍の値を示し、リ鉱石10%施用区においてはそれぞれ1.52倍、1.60倍の値を示した(図IV-16)。

リン鉱石施用量にともない有効態リン量が増加していることから、稲わら堆肥の堆肥化にともないリン鉱石が可溶化したものと考えられるが、初期に添加した黒麹菌の影響は認められず、黒麹菌添加によるリン鉱石の可溶化は認められなかった。これは前年度試験において示された結果と同様であると考えられる。なお、前年度試験において稲わら堆肥区では、リン鉱石無施用区に比較して、リン鉱石5%施用区で1.2倍、またリン鉱石10%施用区では約1.4倍の値を示した。

対して、黒麹菌を一時発酵期終了後に添加した処理区(ANd)においては、リン鉱石5%施用区で1.66倍、リン鉱石10%施用区では2.10倍と、他の二処理と比較して顕著に高い値を示した(図IV-16)。これは、黒麹菌を一次発酵終了時に添加したことにより、黒麹菌が一次発酵熱による死滅を免れ、また一次発酵時に他の競合雑菌が大
幅に減少したことで、堆肥中で増殖することが出来たものと推察される。さらに黒麹菌の増殖にともない、有機酸が生成されリン鉱石が可溶化したものと考えられる。

図 IV-16. 56 日経過した堆肥におけるリン鉱石可溶化の効果

(リン鉱石無施用区における有効態リン濃度を 1 とした際の各処理区における有効態リン濃度の比)

しかし一方で、DAT56 における有効態リン濃度を、初期の有効態リン濃度と比較すると、稲わら牛糞堆肥区を除く全ての処理区において減少傾向を示した(図 IV-17)。これは、本稿において有効態リンを水溶性及び遊離性の無機態リンとして定義したためと思われる。つまり、可溶化したリンが有機態画分に分画された際に、有効態リンが減少することに起因するものと考えられる。こうしたリンの有機物による吸脱着の可能性は、前年度報告においても示唆されており、有機態画分に分画されたリンの潜在的植物可給性を今後評価する必要があると思われる。

なお、前年度試験においては、初期有効態リン濃度と比較すると、全ての処理区で増加傾向であった。前年度結果は DAT70 で比較しているため、今後も分析を継続し、DAT70 あるいはそれ以降に有効態リン量が初期値を上回る可能性を検証する。
初期有効態リン濃度を1とした際の有効態リン濃度の比

図 IV-17. 56 日経過した堆肥試料におけるリン鉱石可溶化の効果

(各処理区における初期有効態リン濃度を1とした際のDAT56における有効態リン濃度の比)

## 堆肥化を利用したリン鉱石可溶化技術のまとめ

堆肥化過程を利用したリン鉱石可溶化技術は、黒麹菌などの生物資材の添加が無くともリン鉱石溶解に有効であるが、黒麹菌の添加によりその可溶化は促進されると考えられる。特に稲わら堆肥区においては、リン鉱石の施用量に応じて、有効態リン量が増加した。このことは、リン鉱石の可溶化技術として、堆肥化過程の利用が有効であることの証左であると言える。

しかしながら、堆肥化後の有効態リン量は試験開始当初に比較して減少傾向にあり、堆肥化に伴うリンの有機物による吸着等の影響を考慮する必要がある。また、このような有機吸着態リンの土壤環境下における植物可給性を検証する必要があると思われる。

堆肥化のもつ一般的な効果、即ち、リン濃度の増大や有機物の C/N 比低下などの肥料効果の増大や、病原菌リスクの低下などの効果が期待できることから、ガーナ稲作において有用な技術であると考えられる。
## (ウ) 焼成によるリン鉱石可溶化技術の検討

先述したように、リン鉱石の可溶化技術には生物的、物理的及び化学的可溶化技術が挙げられる(FAO, 2004)。また、化学的可溶化技術は、酸処理等専門の技術並びに施設が必要となる場合が多く、農家が実践するには困難であると考えられる。そこで、化学的可溶化技術の中でも、農家が実践可能な技術として、リン鉱石の低温焼成による可溶化技術の可能性を検証する。

リン鉱石を高熱処理することによって、その溶解度を大幅に向上することが出来ることは広く知られており、高熱処理したリン肥料は、一般に焼成リン肥料及び熔成リン肥料と呼ばれ化学肥料として利用されている。

焼成リン肥料は、リン鉱石中のフッ化アパタイトを1300℃の高熱処理及びNa₂Oの添加によって、脱フッ素処理し、α-リン酸三石灰(α-TCP)が生じるとともに一部CaNaPO₄(レナニット)が生じることにより、クエン酸可溶性(ク溶性)が高まることを利用したリン肥料である。熔成リン肥料はリン鉱石に多成分を加えて溶融するもので、日本では、ケイ酸マグネシウムを加えて溶融し急冷することでガラス状にすることで得られる熔成苦土リン肥料が多く作られていた。

しかしながら、これら焼成、溶融処理は硫酸添加処理のような高度な技術及び施設が不可欠であり、農家が実践できる技術ではない。一方で、低品位リン鉱石を比較的低温で焼成することで、溶解度が向上した例は、幾つか報告されている。低品位リン鉱石の低温焼成は、温度によっては、農家が実践することの出来る可能性があると考えられる。

そこで本稿では、比較的低温でリン鉱石を焼成し、その可溶性を向上させる技術を検討することとした。

## 方法：

ブルキナファン産リン鉱石(BPR)をマッフル炉(ヤマト科学、FP-32)により、100℃から600℃まで100℃おきに、1時間、2時間、4時間、8時間焼成した。焼成後、デシケーター内で放冷し、得られた焼成後リン鉱石を、低温焼成リン鉱石試料とした。

## 分析方法

焼成リン鉱石試料 0.25g に対し 25mL の蒸留水を添加し、16 時間振盪を行なった。振盪後、3000rpm で 5 分間遠心分離し、上清について、モリブデン青法により発色定量した。また、同様に 2% クエン酸溶液で抽出し、リン溶出量を定量した。また、焼成時の強熱減量については、リン鉱石試料 2.5g を 30mL 容ルツボに精秤し、各焼成処理
後、デシケーター内で放冷後、試料重量を再度秤量しその差から強熱減量を算出した。

## 結果

低温焼成に伴うリン鉱石の強熱減量を図 IV-18 に示す。強熱減量は焼成温度の上昇とともに高くなった。Doak ら(1965)は、ニュージーランド産リン鉱石について低温焼成にともない、強熱減量が高くなり、およそ500℃で最高値に達し以後変化がなかったことを報告している。BPRでは、試験した800℃までの範囲において、強熱減量の上昇は続き、最高値には達しなかった。また、Doak ら(1965)では、強熱減量の最高値が約18%であったのに対して、本試験においては800℃焼成においても4.5%と低い値を示した。この強熱減量の差異は、リン鉱石の対熱特性が産地によって異なることを示しており、リン鉱石の化学的組成によって異なるものと考えられる。また、このことから、リン鉱石の低温焼成による効果が、リン鉱石の産地によって異なる可能性を示唆している。

図 IV-18. ブルキナファソ産リン鉱石の低温焼成に伴う強熱減量 エラーバーは標準誤差 $ (n=3) $

水溶性リンは、焼成温度が約400℃の時、最も低い値を示した。室温状態のリン鉱石における水溶性リン量は0.86 g kg⁻¹であったのに対して、400℃で焼成したリン鉱石では0.21~0.27 g kg⁻¹と大幅に低下した。このような低温焼成に伴う水溶性リン量の低下は鶏糞焼却灰などでも確認されている（君和田ら，2010）。しかし400℃を超える温度での焼成では、水溶性リンが増加する傾向が認められ
た(図 IV-19)。水溶性リンの増加については、リン酸成分のガラス化による可能性があるが、低温焼成条件下でガラス化が発生する可能性など、詳細については検討が必要である。

クエン酸可溶性リン量は、水溶性リン量とは対照的に、約300～400℃で最も高い値を示した（図IV-20）。常温条件下のリン鉱石ではクエン酸可溶性リン量は34.1g kg⁻¹であったが、300℃で46.1g kg⁻¹、400℃で45.8g kg⁻¹と大幅に向上した。リン鉱石が含有する全リン量に対する可溶性割合を計算すると、常温状態では全リン量の22.86%がクエン酸可溶であったが、300℃焼成により30.95%、400℃焼成により30.73%まで向上した。なお、クエン酸可溶性リン酸は、植物可給態リン酸を示すと考えられている。

低温焼成による水溶性リン量の低下は最大で $ 0.59 \, g \, kg^{-1} $ であったのに対し、クエン酸可溶性リン量は、最大で $ 12.0 \, g \, kg^{-1} $ のリンが可溶化された。このことから、300～400°C での焼成により、リン鉱石の水可溶性はやや減少するものの、クエン酸可溶性が上昇すると考えられる。

なお、水溶性リン量及びクエン酸可溶性リン量の低温焼成による変化は、いずれも焼成時間の長短には影響されず、1時間の焼成時間で可溶性を高めることが可能であることが示唆された。

図 IV-19. ブルキナファソ産リン鉱石の低温焼成に伴う水可溶性の変化 各点は3反復の平均値
図 IV-20. ブルキナファソ産リン鉱石の低温焼成に伴うクエン酸可溶性の変化 各点は3反復の平均値

## 焼成方法の検討

上記のように約 $ 350^{\circ}C $ の焼成を 1 時間程度維持することが可能であれば、リン鉱石を低温焼成により、クエン酸可溶性を大幅に向上出来る。そこで、有機資材の前処理の一つとして提案してきた炭化処理に着目し、各種有機資材の炭

写真 IV-1. 椀殻燻炭器（ホンマ製作所 HP より引用）

化処理にともなって生じる熱を利用したブルキナファソ産リン鉱石可溶化の可能性を検証した。

本年度は、予備試験として、赤道森林帯における未利用有機資源であるオガクズを燻炭化し、その熱を利用したリン鉱石の可溶化の可能性を検証した。オガクズはクマシ市近郊の製材所にて採取したものを利用した。オガクズの燻炭化は特に道具を必要としないが、試験的にステンレス製もみ殻燻炭器（ホンマ製作所、写真 IV-1）を利用してオガクズ燻炭を作成した。燻炭化の方法は以下の通り。
燻炭器内部に着火材として木片を少量用意する。着火後、速やかに燻炭器を被せ、採取したオガクズを燻炭器の周囲に高さ50cmの円錐状に設置した。白煙を確認後、炭化が進行し表面に黒斑が確認されるまで待つ。表面が炭化したら、全体が炭化するまで適宜攪拌する。全体の炭化を確認したら、水で消火後、乾燥させて、オガクズ燻炭試料とした。

図 IV-21 に、オガクズ燻炭化における温度変化を示す。なお、オガクズの温度変化は、燻炭の中心部（燻炭器から 5cm、地表から 5cm）の位置に、データロガー温度計（CT-05SD, CUSTOM 社）の高温センサー（LK-1200i）を設置し、温度変化を観測した。

点火後約 15 分程度で試料温度は急上昇し 30 分程度で 300°C に達することが明らかになった。また最高温度である 360°C に至った後にも約 120 分間 300°C 以上の高熱環境を維持することが示された。

このように予備試験として実施されたオガクズ燻炭化においては、300～360℃の高熱環境を約2時間維持しており、前述したリン鉱石の低温焼成は、十分に可能であると考えられる。なお、オガクズ燻炭化において観察された温度環境を、先述した焼成試験の結果と照らし合わせると、未処理のリン鉱石に比べて、全リン量の9~10%程度の可溶化が可能である。

図 IV-21. 赤道森林帯で得られたオガクズの燻炭化過程における温度変化
## リン鉱石の低温焼成まとめ

以上の結果から、赤道森林帯において容易に入手できる有機資源であるオガクズを用いて、燻炭化によるリン鉱石の低温焼成は可能であると結論付けられる。また、燻炭化処理は、オガクズだけでなく、もみ殻等でも可能であり、各種作物のもみ殻炭化過程を利用することで、様々な地域で実践が可能であると考えられる。低温焼成によりリン鉱石のクエン酸可溶性が10 g P kg $ ^{-1} $ 程度向上することが期待できる。
## 引用文献

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