Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
法を参考に、化学肥料100 kg-N/haを施肥し、水管理として常時湛水を行ったものをC系(Control)とした。これに対し、発酵残渣300 kg-N/haを施肥し、常時湛水を行ったものをMC系(Methane fermentation residue & Continuous flooding)、発酵残渣300 kg-N/haを施肥し、間断灌溉を行ったものをMI系(Methane fermentation residue & Intermittent flooding)とした。各実験系につき、3つの小区画を割り当て、実験を実施した。

表（2）−2 実験系

C	MC	MI
肥料	化学肥料	発酵残渣	発酵残渣
水管理	常時湛水	常時湛水	間断灌溉
窒素負荷量（kgN/ha）	100	300	300
炭素負荷量（kgC/ha）	0	5496	5496

## 3 ）サンプリングおよび分析

栽培期間中、各小区画より排出される温室効果ガス排出速度（フラックス）は、クローズドチャンバー法により測定した。また、飼料イネ移植時に土壌深さ5 cmおよび15 cmに埋設したポーラスカップを用い、定期的に土壌間隙水を採取した。採取した水は、溶存有機炭素濃度（DOC）、無機態窒素（ $ NH_{4}^{+} $ 、 $ NO_{2}^{-} $ および $ NO_{3}^{-} $ ）濃度測定に供した。

飼料イネ収穫時、各小区画における収量を把握するために、1 m²分のイネ（18株、根を含む）を各区画から採取した。採取した飼料イネは、風乾後重量を測定した。また、収穫したイネとは別に各区画からイネを1株採取し、葉、茎、穂、根に分離し、元素分析計を用いて窒素含有率を測定した。また、水田の浸透速度を把握するために、水位計を各小区画中央に設置し、水位を常時モニタリングした。

## （３）安定同位体を用いた発酵残渣を施肥した水田の脱窒速度の評価

## 1 ）硝化速度の評価

水田における窒素除去において、硝化および脱窒反応は重要である。間断灌溉を実施した場合、土壌と大気が接触するため、酸化部位が拡大し $ NH_{4}^{+} $ の硝化が進み、結果的に脱窒反応を促進すると考えられる。そこで、本研究では間断灌溉が硝化反応に及ぼす影響を明らかにするためのポット試験を実施した。水田土壌を充填したポットを調製し、多収米飼料イネを植栽し、栽培を開始した。窒素肥料の施肥は、飼料イネ移植前の基肥として50 kg-N/ha、栽培期間中の追肥として200 kg-N/haを2回施肥した。従って、合計450 kg-N/haの窒素を施肥した。水管理は、常時湛水系および間断灌溉系の二種類をおこなった。

水田のような硝化反応と脱窒反応が同時に起こる場では、硝化反応により生成した硝酸は脱窒反応により消費され、硝酸態窒素の蓄積からは硝化活性を求めることはできない。そこで、本研究では $ ^{15} $ N同位体希釈法を採用した。以下に $ ^{15} $ N同位体希釈法の原理および計算式(Koike and Hattori, 1978)および実験方法を示す。
図のように有機窒素、 $ ^{14}NH_{4}^{+} $ 、 $ ^{14}NO_{3}^{-} $ のプールができ、Z、Yをそれぞれの過程の速度と仮定すると以下の2つの式が得られる。

$ N_{2}-N_{1}=Z-Y $ [1]

$ N_{2}X_{2}-N_{1}X_{1}=ZX_{n}-YX $ [2]

Y：硝酸態窒素(Y)の消費速度

Z：硝酸態窒素(Zn)の生成速度

N1,2：時間 t1（培養開始時），t2（培養終了時）時の硝酸態窒素の濃度

X1,2：時間 t1, t2 時の硝酸態窒素中の $ {}^{15}N $ 含有率

X：時間 t1, t2 間の硝酸態窒素中の $ {}^{15}N $ 存在比の平均値

Xn：自然レベル $ ^{15} $ N存在比(0.37%)

$ NO_{3}-N $ 濃度および、 $ ^{15}N $ 存在比を求め、[1]、[2]式を連立して解くこと

で硝化活性を求める。

## ● 実験方法

1. 追肥前、追肥 5 日後、14 日後に土壌サンプラーでポットから表層 1～2 cm の土壌を採取した。また、田面水がある場合には田面水も採取した。

2. 図採取した土壌2 gを壁面にできるだけ付着しないように試験管に入れ、(1日間培養用， $ t_{2} $ )。また、50 mlの遠沈管にもそれぞれの土を2 gずつ入れた。（培養開始時の分析用， $ t_{1} $ ）。

3. 図（2）-5 の①のように田面水がある表層のサンプルには、 $ t_{2} $ ， $ t_{1} $ 用両方に田面水 5ml を加え、カラムと同様の条件にした。

4. 各サンプルに $ 120\ mg\cdotN/L $ の $ Na^{15}NO_{3} $ 溶液を 0.5ml 加え、培養開始時の分析用 $ (t_{1}) $ のサンプルはすぐに 0.01 M の塩化カリウム溶液を加えて 1 時間振とうし、土壌中の $ NH_{3}\cdotN,NO_{x}\cdotN $ を抽出した。

5. 1 日間培養用（ $ t_{2} $ ）のサンプルを $ 30^{\circ}C $ の恒温培養室で静置して 1 日間好気培養した。

6. 培養したサンプル 0.01 M の塩化カリウム溶液を加えて 1 時間振とうして抽出し、遠心分離により土壌を沈降させ、抽出液を取り出した。

7. 抽出液をイオンクロマトグラフィーで分析してアンモニア態窒素、硝酸態窒素の量を測定した。また、抽出液中のアンモニア態窒素、硝酸態窒素をアンモニア拡散法でガラス繊維ろ紙に吸着させ、同位体質量分析装置（IRMS）で分析し、硝酸態窒素中の $ ^{15} $ N存在比を測定した。

8. 上記の計算式で硝化活性を求めた。

## 2 ） $ ^{15}N_{2} $ 希釈法による脱窒速度測定の提案

脱窒の産物である $ N_{2} $ ガスは、大気中ガスの78%を占める。従って、土壌における脱窒計測における課題は、如何に大気中の窒素ガスと脱室より生成される窒素ガスとを区別するかにある。アセチレン（ $ C_{2}H_{2} $ ）阻害法や $ ^{15}N $ トレーサー法など各種測定法が考案され、実施されてきた。しかしこれらの手法は、微生物活性の阻害や系のかく乱など克服すべき課題が存在する。また、堆肥や発酵残さなどは容易に $ ^{15}N $ による標識ができない。また、人工的にアンモニア性窒素を系に加えるため、自然な状態での脱窒量を見積っているとは言い難い。ましてや発酵残さに含まれる有機体窒素と
して添加することは困難である。このように、より正確な脱窒計測法の発展のためには土壌を攪乱せずに自然な状態での測定法が必要である。

本研究では、反応基質を $ ^{15}N $ で標識せずに環境中の生成物の変化速度を測定する $ ^{15}N $ 希釈法に注目した。本手法では、 $ ^{15}N $ で標識された生成物 $ \left(^{15}\mathrm{NO}_{3}^{-}\right) $ を予め水中に一定量添加しておく。水中に元々存在する基質 $ \left(^{14}\mathrm{NH}_{4}^{+}\right) $ が生成物 $ \left(^{14}\mathrm{NO}_{3}^{-}\right) $ に変化すると、水中の生成物 $ \left(^{15}\mathrm{NO}_{3}^{-}\right. $ と $ ^{14}\mathrm{NO}_{3}^{-}\right) $ の $ ^{15}N $ 存在比が変化する。この $ ^{15}N $ 存在比の変化を利用して物質の変化速度（この場合、硝化速度）を決定できる。 $ ^{15}N $ 希釈法は、環境水中の硝化速度の測定に応用されている。本研究では、この $ ^{15}N $ 希釈法に着想を得て、 $ ^{15}N_{2} $ ガスを用いた $ ^{15}N_{2} $ ガス希釈法を提案する。具体的には、水-イネ-土壌系をチャンバーで囲い、最初にチャンバー気相中の窒素をヘリウムと酸素ガスで置換し、 $ ^{15}N_{2} $ を一定量添加しておく。脱窒により気相内に $ ^{14}N_{2} $ が増加すると、結果として $ ^{15}N $ 存在比が変化する。この $ ^{15}N $ 存在比変化から脱窒速度を求める。すなわち、水-イネ-土壌系を攪乱せずに自然な状態での脱窒速度の評価が可能となる。

$ ^{15} $ N希釈法による脱窒速度の評価法を以下に述べる。 $ ^{15} $ N $ _{2} $ ガス希釈法（図（2）－5）では、まず、気相をHe/O $ _{2} $ で置換し、 $ ^{14} $ N $ _{2} $ 濃度を下げる。その後、 $ ^{15} $ N $ _{2} $ を気相に添加し、一定時間置くことで、脱窒により発生する $ ^{14} $ N $ _{2} $ により気相中の $ ^{15} $ N存在比が低下する。脱窒量は、 $ ^{15} $ N希釈法（Koike and Hattori（1978））を参考に、気相中全N $ _{2} $ 量と $ ^{15} $ N存在比の変化を考慮した式より決定される。

$$ \mathrm{P}_{\mathrm{N}_{2}}=\frac{\mathrm{C}_{0}(\mathrm{x}_{1}-\mathrm{x}_{2})}{\mathrm{t}(\mathrm{x}_{\mathrm{n}}-\mathrm{x}_{2})} $$

ここで、 $ C_{0} $ ：チャンバー内の窒素濃度 $$ \mathrm{g/L} $$ 、 $ x_{n} $ ：自然界の $ ^{15}N $ 存在比 $$ \text{[-]} $ 、 $ P_{N2} $ ：窒素流入量 $$ \mathrm{g/L} $$ 、 $ x_{1} $ ， $ x_{2} $ ：それぞれ $ t = t_{1} $ および $ t_{2} $ のときの $ ^{15}N $ 存在比である。

$$ C_{0}: $$

$$ :C_{0}; $$

$$ \mathsf{P}_{N2} $$

$$ \boldsymbol{x}_{n}: $$

図（２）－５ $ ^{15} $ N_{2}ガス希釈法概略図（①から④の順に操作手順を示してある）

## 2 ） $ ^{15}N_{2} $ 希釈法と $ ^{15}N $ トレーサー法による脱窒速度測定の比較

今回考案した $ ^{15} $ N希釈法により脱窒量が測定可能かどうか、従来法である $ ^{15} $ Nトレーサー法と比較することで検討した。実験系を表（2）－3に示す。土壌スラリーをバイアル瓶に調製し、脱気およびArガス通気を実施し、バイアルヘッドスペース内を無酸素状態にするとともに $ N_{2} $ を除去した。 $ ^{15} $ N $ _{2} $ 希釈法のバイアルヘッドスペースには、純 $ N_{2} $ ガス、 $ ^{15} $ N $ _{2} $ ガスおよびArガスを添加し、気相 $ ^{15} $ N $ _{2} $ 濃度が約20％となるように調製した。 $ ^{15} $ Nトレーサー法、ブランク、アセチレン添加およびアセチレン無添加系のバイアルヘッドスペースの気相には、 $ ^{15} $ N $ _{2} $ 希釈法のバイアルと同様の全 $ N_{2} $ 濃度となるように、純 $ N_{2} $ ガスおよびArガスを添加した。その後、各バイアルに脱窒の基質となるグルコースお
よび $ ^{14}NO_{3}^{-}-N $ を添加し、培養を開始した。なお、 $ ^{15}N $ トレーサー法のバイアルでは $ ^{15}N $ 存在比99%の $ ^{15}NO_{3}^{-}-N $ を添加した。培養0日後および27日後に、 $ ^{15}N $ トレーサー法、 $ ^{15}N_{2} $ 希釈法およびブランク系から採取したガスの $ N_{2} $ 濃度をGC-MSにより、 $ ^{15}N_{2} $ 存在比をIR-MSにより計測し、脱窒量を推定した。アセチレン添加および無添加系においては、バイアル内の脱窒の進行を確認するため、適宜サンプリングおよびGC-ECDによる $ N_{2}O $ の定量を実施した。

表（2）-3 バイアル実験 実験系

実験系	処理の内容	評価内容
$ ^{15} $ Nトレーサ一法	$ ^{15} $ NNO $ _{3} $ $ ^{-} $ を土壌に添加	一般的な脱窒測定法
$ ^{15} $ N $ _{2} $ 希釈法	$ ^{15} $ N $ _{2} $ をヘッドスペースに添加	$ ^{15} $ Nトレーサ一法と脱窒速度比較
ブランク	空の瓶に $ ^{15} $ N $ _{2} $ を添加	漏れによる $ ^{15} $ N $ _{2} $ 濃度変化の確認
アセチレン添加	アセチレン添加	脱窒が起こる
アセチレン無添加	無添加	タイミングの確認

## 3 ）発酵残渣を施肥した多収米飼料イネにおける脱窒の評価

発酵残さによる多収米飼料イネ栽培における脱窒量を把握するために、ポット試験による $ ^{15} $ N希釈法を実施した。ポットおよびチャンバーは、図（2）－2および図（2）－3と同様のものを使用した。ポットに水田土壌を充填し、発酵残渣を300 kg-N/ha相当施肥した後、多収米飼料イネを1株移植し、栽培を開始した。栽培中、適宜 $ ^{15} $ N₂希釈法により脱窒速度を定量した。ポット試験における $ ^{15} $ N₂希釈法の手順を以下に示す。

チャンバーをポットにかぶせた際の密閉性を高めるために、ポットとチャンバーの接続部分にシリコングリスを塗り、さらにシリコンリングをはさんだ。チャンバーをかぶせ、クリップでポットとチャンバーをはさんだ。 $ Ar/O_{2} $ をチャンバーに5 L/minの流速で40 min通気させ、チャンバー内の $ N_{2} $ 濃度を低下させた。50 mLシリンジで $ ^{15}N_{2} $ ガス（ $ ^{15}N $ 存在比99.9%）を120 mL添加した。ポット密閉から0，24，48時間後に、チャンバーより20 mlのガスを採取し、脱気した10 mlバイアル瓶に注入・保存した。採取したガスの $ N_{2} $ 濃度をGC-MSにより、 $ ^{15}N_{2} $ 存在比をIR-MSにより計測し、脱室量を推定した。図（2）－6に1ポットにて $ ^{15}N $ 希釈法を実施している様子を示す。
図（２）－６ $ ^{15} $ N希釈法 ポット

## 4 ．結果及び考察

## （１）発酵残さ施肥および水管理が温室効果ガス排出および窒素溶脱におよぼす影響（ポット試験系）

## 1 ）温室効果ガス排出

ポット試験において、異なる施肥量及び水管理により$\mathrm{CH}_{4}$および$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$フラックスの季節変動を図（2）－7および図（2）－8にそれぞれまとめた。$\mathrm{CH}_{4}$はどのN負荷および水管理においても中干し以前の栽培前期にフラックスが高く、$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$は中干し期に排出される傾向にあった。発酵残渣を施肥した際に、移植から10から30日で$\mathrm{CH}_{4}$排出のピークがきて、その後中干し以降に$\mathrm{CH}_{4}$排出が激減するという傾向が分かった。また、同じ水管理の実験系において、発酵残さの施肥量が高ければ高いほど、$\mathrm{CH}_{4}$フラックスが高くなる傾向が見られた。水管理を比較すると、300および450 kg-N/haにおいて間断灌溉における$\mathrm{CH}_{4}$フラックスは常時湛水におけるフラックスよりも低かった。

土壤中において、$\mathrm{CH}_{4}$ 生成は還元的な状態で起こる。中干し前の土壤Ehの値は、いずれの系においても-400 mVに達しており、非常に還元的な状態だったと推察され（図（2）－9）、$\mathrm{CH}_{4}$ 発酵が起こりやすい環境だったと考えられる。一方、表（2）－1に示すように、発酵残さ施肥量の違いにより投入有機炭素量にも違いが生じており、$\mathrm{CH}_{4}$ 発生量に差が生じたと考えられる。中干し前、常時湛水系と間断灌溉系では大きな土壤Ehの差は生じなかったものの（図（2）－9）、窒素負荷量300および450 kg-N/haの系において$\mathrm{CH}_{4}$ フラックスに差が生じた（図（2）－7）。これは、間断灌溉により表面水が消失し、大気中の酸素が土壤中に流入し、土壤Eh計測部位（5 cm）よりも浅い領域で$\mathrm{CH}_{4}$ 生成の抑制あるいは$\mathrm{CH}_{4}$ 酸化細菌による$\mathrm{CH}_{4}$ 酸化が生じたためと考えられる。中干し期間中は、図（2）－9に示されるように、土壤Ehが+300～+500 mVにまで上昇した。これは、中干しにより表面水が消失し、大気中の酸素が土壤中に流入し、土壤が酸化的になったことを示
している。中干し開始時における $ CH_{4} $ フラックスの減少は、酸化的な土壌において、 $ CH_{4} $ 生成古細菌の活性が低下したか、あるいは $ CH_{4} $ 酸化細菌により $ CH_{4} $ が $ CO_{2} $ に酸化されたためと推察される。

図（２）－７ 栽培期間中の（ａ）常時湛水系および（ｂ）間断灌溉系におけるＣＨ４フラックス

一方、$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ は $\mathrm{CH}_{4}$ とは異なり、中干し以後に排出される傾向が見られた（図（2）－8）。移植後 60 日まで、$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ フラックスは I450 を除いた全系において 0 で推移した。しかし、$\mathrm{CH}_{4}$ の排出が観測されなくなった中干し期間（62～69 day）に入ると、$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ の発生が見られたが、N 負荷量による大きな違いは見られなかった。$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ の排出は、$\mathrm{CH}_{4}$ と比べて突発的に起こっていた。このメカニズムを明らかにするために、微小電極を用いて、発酵残さを施肥したポット表層の溶存 $\mathrm{O}_{2}$ および溶存 $\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ 濃度分布を計測したところ、湛水時酸素濃度は土壤表面の所でほぼゼロとなるが、落水に従って、土壤表層の酸素濃度が徐々に高くなり、落水 3 日後、表層から約 5 mm まで酸素が検出された（図（2）－10）。一方、湛水時 $\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ 濃度が土壤表面でほぼゼロだったが、落水後、表層から約 3 mm に $\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ のピークが検出された。以上から、落水することによって、土壤表面近傍に硝化反応が進み、$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ が生成されたと考えられる。
図（２）－８ 栽培期間中の（ａ）常時湛水系および（ｂ）間断灌溉系におけるＮ₂０フラックス

図（２）－９ 深さ５ｍにおける土壌 Eh の推移
図（２）－１０　発酵残さを施肥した土壤表層における溶存 $ O_{2} $ および溶存 $ N_{2}O $ 濃度分布

図（2）－１１に栽培期間中における$\mathrm{CO}_{2}$等量の$\mathrm{CH}_{4}$および$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$累積排出量を示す。図から明らかなように、$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$排出が占める割合は全排出量の１.５％未満であり、発酵残さを施用した水田から排出される温室効果ガスの大部分は$\mathrm{CH}_{4}$だった。$\mathrm{CH}_{4}$および$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$を合わせた累積$\mathrm{CO}_{2}$等量排出は、常時湛水の系においては負荷量の増加に伴い増加する傾向にあった。一方、間断灌溉系の増加の割合は同じ負荷量の常時湛水系よりも小さく、３００および４５０$\mathrm{kg-N/ha}$の実験系において、間断灌溉を行うことによって常時湛水より５９％と８０％の温室効果ガスが削減できたことがわかった。これらの結果は、発酵残さを高負荷で施肥した多収米飼料イネ水田においては、間断灌溉を実施することで温室効果ガスを削減できる可能性を示している。

図（２）－１１ 水管理による温室効果ガス排出の削減効果

## 2 ）窒素溶脱

図（２）－１２に栽培期間中におけるポット試験の浸透水中の無機態窒素（ $ NH_{4}^{+} + NO_{2}^{-} + NO_{3}^{-} - N $ ）濃度の推移を示す。無施肥のCOにおいて、無機態窒素濃度は栽培後期を除いてほとんどゼロだった（図（２）－１２）。一方、発酵残さを施肥した系では、栽培初期から無機態窒素が浸透水に検出された（図（２）－１２）。無機態窒素濃度はN負荷量に依存しておらず、中干し前は0～6 mg-N/Lで推移した。中干し後、発酵残さを施肥した系における無機態窒素濃度は1 mg-N/Lにまで減少した。

COにおける無機態窒素濃度との比較から、中干し前の浸透水中に検出された無機態窒素は発酵残さに由来するものと考えられる。発酵残さは、土壌表層の0 cmから10 cmに施肥されたため、浸透水において検出された無機態窒素は、発酵残さ中の有機体窒素が無機化されたものに由来すると考えられる。発酵残さ施肥系の無機態窒素濃度の時間変動に着目すると、間断灌溉系における濃度の減少は常時満水系におけるよりも早かった。中干しを実施した際、常時満水系および間断灌溉系にかかわらず、無機態窒素の大幅な減少が見られた（図（2）－12）。これは、中干しにより有機体窒素の無機化および硝化反応が促進され、生成した $ NO_{2}^{-} $ および $ NO_{3}^{-} $ が嫌気的な領域において脱室を受けたためと考えられる。従って、定期的に土壌面が大気に暴露される間断灌溉系においてはこのような現象が常時満水系よりも頻繁に起こっていたと考えられる。
図（２）－１２ 浸透水中の無機態窒素 $ \left(NH_{4}^{+}+NO_{2}^{-}+NO_{3}^{-}-N\right) $ 濃度

栽培期間中の累積無機態窒素溶脱量を表（2）－4にまとめた。C0における溶脱無機態窒素量（11.6 g-N/pot）に対し、発酵残さを施肥した系では30.7-118 g-N/potと約3-10倍の無機態窒素が流出した。これは、発酵残渣に由来する窒素と考えられる。溶脱無機態窒素量の窒素負荷量依存性を調べるために、以下の式により発酵残さに由来する窒素の割合を算出した。

$$ 発酵残さ由来割合 =\frac{ 溶脱無機態 N 量 - 溶脱無機態 N 量 (C0)}{ 窒素施肥量 }\times100\ (\%) $$

表（２）－４には、発酵残さに由来する溶脱窒素の割合も示した。同じ窒素負荷の常時湛水および間断灌溉系を比較すると、間断灌溉の方が発酵残さ由来の窒素割合が低い傾向となった。従って、間断灌溉は発酵残さを施肥した水田からの窒素流出抑制にも効果があることが示唆された。

表（2）－4 栽培期間中の溶脱無機態窒素量

溶脱無機態 N 量 (g-N/pot)	発酵残さ由来割合 (%)
C0	11.6	-
C150	116	14.3
I150	30.7	2.6
C300	118	7.3
I300	99.1	6.0
C450	118	4.9
I450	61.1	2.3

## （２）乾式メタン発酵残さを施肥した多収米飼料イネ水田における環境負荷低減（実水田系）

## 1 ）温室効果ガス排出

図（2）－１３に栽培期間中の$\mathrm{CH_{4}}$フラックスを示す。水田から排出される$\mathrm{CH_{4}}$フラックスの報告値は10～50 mg/(m²h)とされており、C系（コントロール）のフラックスはこの値の範囲に入っている、もしくはそれよりも低かった。一般的な水田では稲わらのすき込みもしくは堆肥の施肥などにより炭素量を2000～4000 kg-C/haとしている場合が多い。C系の栽培ではこういった操作による炭素の投入をしていないため、$\mathrm{CH_{4}}$フラックスの値が低くなった。すなわち今回C系から排出された$\mathrm{CH_{4}}$はもともと土壌中に存在していた有機物が徐々に分解されたものによると考えられる。

C系と比較して発酵残渣を施肥したMC，MI系では高いフラックスが観測された。これは発酵残渣中に含まれる有機物が分解されたためである。中干しにより土壌は酸化的な状態となり（図（2）－１５）、CH_{4}フラックスは一気に低下したが、中干し終了後から徐々にCH_{4}フラックスが上昇した。図（２）－１４に示すように中干しにより、多くの有機物が酸化されたが、酸化されずに残存した有機物やあらたにイネから浸出液として供給された有機物が再び濃水による嫌気条件下で分解され、CH_{4}となって排出されたと考えられる。中干し後のCH_{4}フラックスを比較すると、MC系にくらべMI系の方がより低い値で推移した。MI系における土壌Ehは、79日から上昇したのに対し、MC系では低下した。これは、間断灌溉により土壌の還元化が遅れたためと考えられ、結果的にCH_{4}生成も抑制されたと考えられる。

図（２）－１３ 栽培期間中のCH_{4}フラックス
図（２）－１４ 間隙水（深さ５ cm）中のDOC濃度

図（２）－１５ 土壤Eh（土壤深さ５ cm）

栽培期間中の累積CH_{4}排出量を図（2）－16に示す。C系は110 kg C/ha、MC系は464 kg C/ha、MI系は300 kg C/haとなった。C系に対し、MC系では4.2倍、MI系では2.7倍のメタンが排出された。一般的に堆肥を施用した水田から排出されるメタン排出量は100～600 kg C/haであるため、本実験における発酵残渣の施肥は堆肥施用をした場合と同様であると考えられる。また、発酵残渣施肥を行ったMC、MI系の比較では、常時湛水を行ったMC系に対し、間断灌溉のMI系では35%の削減となった。これより、一般的な飼料イネの栽培と比較して、発酵残渣の施肥ではメタン排出量は増加するが、間断灌溉により削減可能ということが示された。
図（2）－１６ 栽培期間中における積算CH_{4}排出量

## 2 ）窒素溶脱

図（2）－１７に、深さ１５ｍにおける間隙水中の$\mathrm{NH}_{4}^{+}$濃度を示す。いずれの系においても、$\mathrm{NH}_{4}^{+}$濃度は移植後２２日目まで徐々に増加した。これは、移植前に土壌中に施肥した化学肥料（C系）および発酵残渣（MCおよびMI系）が分解し、$\mathrm{NH}_{4}^{+}$を放出しているためと考えられる。MCおよびMI系の濃度がC系よりも小さいのは、発酵残渣に含まれる無機態窒素量が少ないためと考えられる。しかし、これらの窒素は中干し前に検出されなくなっており、飼料イネによる吸収などが影響したと考えられた。中干し以降は、いずれの系においても全く検出されなかった。

図（2）－１７ 土壤深さ１５ｍにおける$\mathrm{NH}_{4}^{+}$濃度変化

栽培期間中に各小区画に設置した水位計から、算出した水田の浸透速度と、図（2）－17から溶脱窒素量（栽培期間中に地下に浸透した窒素量）を推定した（図（2）－18）。C系における溶脱窒素量は、7 kg N/haであり、MC系（4.6 kg N/ha）およびMI系（3.8 kg N/ha）よりも高かった。この結果から、乾式メタン発酵残渣による多収米飼料イネ栽培における水環境負荷は、慣
行の栽培方法（化学肥料および常時湛水）よりも小さいことが示唆された。

図（２）－１８ 栽培期間中の溶脱窒素量

## 3 ）窒素收支

化学肥料および乾式メタン発酵残さで栽培した際の窒素収支を評価した。窒素収支は、肥料など区画に流入した窒素および、飼料イネによる吸収などにより区画外に流出した窒素から計算した。

$$ 肥料 + 灌溉水 + 雨水 + 土壤無機化窒素 =\quad 飼料 \begin{aligned} 礻吸收 + 地下浸透 +NH_{3} 揮散 + 脱窒 \end{aligned} $$

なお、窒素は有機体窒素と無機態窒素（ $ NH_{4}^{+} $ 、 $ NO_{3}^{-} $ および $ NO_{2}^{-} $ ）に大きく分けられる。微生物やイネが利用可能な窒素は無機態であるため、今回の計算では無機態窒素の収支を求めた。発酵残さにはほとんどが有機体窒素だったので、土壤中で無機態窒素に変換される割合（無機化率）を20％として設定した。また、脱室は実測していないため、収支の不明分から算出した。

窒素収支の結果を図（2）－１９に示す。地下への浸透とアンモニアガスの揮散は全ての系で10％未満と少なく、その環境負荷は少なかった。化学肥料系はほとんどがイネによって吸収され、窒素が浄化されていた。また、全ての系で不明分が生じたため脱室量とした。MCおよびMIでは、300 kg-N/ha相当の発酵残さを施肥したにもかかわらず、100 kg-N/ha施肥したCよりも飼料イネによる窒素吸収が低かった。この原因として、発酵残さを調製する際に乾燥したため、無機態窒素の $ NH_{4}^{+} $ が $ NH_{3} $ として揮散してしまい、有機体窒素しか残らなかったことが考えられる。間断灌溉を実施したMIではイネの吸収が最も低かった。間断灌溉を実施することで、硝化脱室が進行し、イネにとって利用可能な無機態窒素が不足したことが一因と考えられる。
図（2）－19 無機態窒素収支

窒素収支に見られたように、イネによる吸収は発酵残さを施肥した系で低かった。これは、収量にも反映されている。図（2）－20に示すように、MCおよびMIは、Cよりも低い収量となった。高温乾式メタン発酵と多収米飼料イネ栽培のコベネフィットシステムにおいて、豚への飼料供給および高温乾式メタン発酵への稲ワラ供給に大きく影響する。窒素収支において、MI系の窒素吸収量がMC系よりも低い原因は、間断灌溉による脱室と考察された。しかし、脱室は計測して求められた値ではないので、実測により明らかにする必要がある。

図（2）－20 収穫した多収米飼料イネの各部位のバイオマス重量
## （３）安定同位体を用いた発酵残渣を施肥した水田の脱窒速度の評価

## 1 ）間断灌溉が硝化速度におよぼす影響

図（2）－21に異なる水管理における硝化速度の変化を示す。ポット表層での硝化活性は、植栽期間を通して間断灌溉系が常時湛水系より高い値を示した。硝化速度の制限因子にはアンモニア態窒素濃度と酸素供給などがあり、間断灌溉系では落水時に土壌表層に酸素が供給されるため硝化反応が促進されたと考えられる。

間断灌溉系では1回目、2回目の追肥後に硝化活性が高くなり、他の間断灌溉系でも追肥後に活性が高くなった。この理由としては、追肥によって大量のアンモニア態窒素が供給され土壌中に反応基質が十分に存在したこと、落水時に酸素が供給されたことが挙げられる。また、2回目の追肥前には中干しを行っており、土壌Ehが高く、酸素が土壤中に多く供給されている状態であったため、硝化活性が高くなったと考えられる。

また、間断灌溉系、常時湛水系共に3回目の追肥前には硝化活性が低くなった。この3回目の追肥前の時期は飼料イネが出穂前の最も窒素を吸収する時期である。このため、土壤中に残存するアンモニア態窒素や、有機態窒素の無機化によって生成したアンモニア態窒素が飼料イネに吸収され、反応基質が少なくなり、活性が低下したと考えられる。

本実験における最大硝化活性は間断灌溉系で48.7 μg-N/g-乾土/day、常時湛水系で10.7 μg-N/g-乾土/dayであった。この値は他の文献で $ ^{15} $ Nを用いて測定された水田の最大硝化活性が3～10 μg-N/g-乾土/day（長谷部、1985）であるのに対して間断灌溉系では5倍以上高い値であった。これは通常の水田と比較して窒素負荷が高いこと、間断灌溉により表層土壌が酸素と直接触れる落水状態が存在することで硝化が促進されたものと考えられる。

図（２）－２１ 異なる水管理における硝化速度

## 2 ） $ ^{15}N_{2} $ 希釈法と $ ^{15}N $ トレーサー法による脱窒速度測定の比較

（２）では、発酵残さを施肥した多収米飼料イネ水田における収量低下の原因として、脱窒による窒素の損失が原因のひとつとして考えられた。そこで、発酵残さを施肥した土壌の脱室を $ ^{15}N_{2} $
希釈法により評価した。表（2）－5に実験結果を示す。 $ ^{15} $ N の存在比が、 $ x_{1} $ より $ x_{2} $ のほうが濃くなったため、脱窒速度 ( $ N_{2} $ 発生量) が負の値となった。この原因として考えられるのは、サンプリング法を破壊試験法で実施したため、各バイアルの差が大きく影響してしまったことも考えられる。再実験では、破壊試験法ではなく、大きい三角フラスコなどにより培養を行う必要があると考えられる。また、サンプリング中に外気の高濃度の窒素のコンタミの影響も大きくなることが予想される。従って、グローブボックスにArを満たし、その中で培養・サンプリング等を行うことで、窒素のコンタミを防ぐ必要がある。

表（2）-5 予備実験 結果

处理区	窒素初期濃度C0[mgN/mL]	15N存在比X1[atm%]	15N存在比X2[atm%]	発生Xn[atm%]	15N存在比N2発生量[mgN/mL/d]
15N希釈法	0.22	11.73	15.66	0.37	-0.0019
15Nトレーサ一法	0.18	0.61	1.52	99.6	0.000058

## 3 ）発酵残渣を施肥した多収米飼料イネにおける脱窒量の評価

図（2）－22 にポット試験における $ ^{15} $ N希釈法による脱窒速度を示す。通常の土壌の脱窒速度は30 mg-N/m $ ^{2} $ /day程度であるが、今回の結果はその1000倍ほどの値となった。ばらつきも大きいことから、ポット試験では正しく脱窒速度が評価できていないことが考えられた。その原因として、外気の窒素による汚染が考えられた。

図（２）－２２ $ ^{15} $ N希釈法による脱窒速度（図中のバーは標準偏差）

ポット試験における $ ^{15} $ N希釈法の結果が外気の窒素ガスによる汚染の影響か確認するために、密閉試験を行った。土壌微生物による脱窒の影響を除外するため、空のポットに水を満たし、 $ ^{15} $ N $ _{2} $ 希釈法による脱窒測定と同様の操作を行った。密閉試験の結果を以下に示す。
図（2）−23^{15}N希积法 密閉試驗

今回は2つ(chamber 1および2)のチャンバーを試験した。図（2）－22と比較するため、脱室速度の単位に換算した。密閉試験の結果は図（2）－22の脱室速度より小さい値となったが、一般的な脱室速度に比べて300−500倍高い値を取っているため、脱室由来でない部分の窒素変化が大きいことがわかった。

ポット試験において一般的な脱窒速度を10%の精度で捉える場合、0.4 mlの空気の混入しか許されない。また、チャンバー密閉中における外気の窒素ガスによる汚染だけでなく、サンプリング中にける窒素の混入も考えられる。今後は、どの部分での窒素の混入の影響が一番大きいかを確認し、その対策を考えていくことが必要である。

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

高温乾式メタン発酵残さを水田に施肥した例はこれまでに報告されておらず、本サブテーマで得られたデータは初めてである。さらに、 $ CO_{2} $ の約300倍の温室温室効果を有する $ N_{2}O $ の水田土壤中における生成機構は未だ明らかにされていない。本研究では、発酵残さを施肥した水田土壤表層の $ O_{2} $ および $ N_{2}O $ 濃度分布を計測することにより、落水後の突発的な $ N_{2}O $ 生成のタイミングおよび位置を特定することができた。このように落水後の水田土壤表層の $ N_{2}O $ 濃度分布の計測は初めての試みであり、 $ N_{2}O $ 生成機構の解明に資するデータと考えられる。

乾式メタン発酵残渣を肥料として実際の水田で初めて多収米飼料イネを栽培し、水環境負荷および温室効果ガス排出量を定量的に明らかにできた。多収米飼料イネの生育期間を通して、発酵残さを施肥した水田の浸透水中の $ NO_{3}^{-}-N $ 濃度は低く、地下水汚染のリスクはきわめて低いと考えられる。

発酵残さを施肥した多収米飼料イネ水田における窒素浄化能を評価する上で、脱窒の計測は重要である。土壌をかく乱することなく脱窒を計測する手法は未だ提案されていないため、本研究で提案した $ ^{15}N_{2} $ ガス希釈法は発酵残さを施肥した水田における脱窒量の評価に有効な手法と考え
られる。しかし、本研究で示したように、本手法を脱窒量の計測に応用するには外気窒素による汚染の回避などまだ克服すべき課題があることがわかった。

## （２）環境政策への貢献

＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

高温乾式メタン発酵残さを施肥した水田土壌からの温室効果ガス発生の特性を始めて明らかにした。本研究で得られたデータは、発酵残さを施肥した水田土壌の温室効果ガス排出量算定における知見を提供するものと考えられる。

また、発酵残さを施肥した多収米飼料イネ水田における窒素溶脱量は、畜産地域に本システムを適用した際の水環境への窒素負荷を推定する上で有用と考えられる。

### 6. 国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない

### 7. 研究成果の発表状況

（1）誌上発表

<論文（査読あり）>

特に記載すべき事項はない

<査読付論文に準ずる成果発表>

特に記載すべき事項はない

くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない

（2）口頭発表（学会等）

特に記載すべき事項はない

（3）出願特許

特に記載すべき事項はない

（４）シンポジウム、セミナーの開催（主催のもの）

特に記載すべき事項はない

（５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない
## (6) その他

特に記載すべき事項はない

### 8 \. 引用文献

森昭憲（2010）家畜ふん尿の新処理・利用技術と課題：2. 家畜ふん尿に含まれる重金属元素、日本土壌肥料学雑誌、81、413-418

長谷部亮（1990）水田圃場における硝化脱室に関する研究-特に酸化層・還元層の分化とアンモニア酸化菌の生態について-、北陸農試報、32, 123-170

Koike I. and Hattori A. (1978) Simultaneous determinations of nitrification and nitrate reduction in coastal sediments by a 15N dilution technique, Applied and Environmental Microbiology, 35(5), 853-857

Nishio T. (1994) Estimating nitrogen transformation rates in surface aerobic soil of a paddy field, Soil Biology and Biochemistry, 26(9), 1273-1280
## （３）発酵残さを用いた多収米の生産評価

東京農工大学 大学院農学研究院

豊田剛己

平成23～25年度累計予算額：18102千円

（うち、平成25年度予算額：3860千円）

予算額は、間接経費を含む。

[要旨]

乾式メタン発酵と多収米を用いたコベネフィットシステムの構築において、多収米飼料イネ栽培におけるモミおよび稲ワラの生産性は、自給飼料の供給可能量および乾式メタン発酵におけるメタンガス生成量ならびに処理可能豚ふん尿量を決定する上で重要である。本研究では、多収米飼料イネ生産における乾式メタン発酵残さの肥料効果を明らかにする。発酵残さの肥料としての価値を評価するために、化学肥料や堆肥、湿式メタン発酵消化液による多収米飼料イネ栽培成績と比較を行った。また、乾式メタン発酵残さ施肥に伴う環境負荷を調査した。

ポット試験およびライシメータ試験ともに、多収米飼料イネの収量（モミおよび稲ワラ）を比較したところ、乾式メタン発酵残さは化学肥料、堆肥および湿式消化液と同等の施肥効果が確認された。

一方、乾式メタン発酵残さ施肥は、化学肥料施肥の数倍、堆肥および湿式消化液施肥と同等の $ CH_{4} $ を発生することがわかった。しかし、硝酸性窒素の流出はほとんど見られず、地下水汚染の危険はないと考えられた。また、重金属であるCuやZnの土壌および飼料イネへの蓄積も少ないことが明らかとなった。

[キーワード]

乾式メタン発酵残さ、多収米飼料イネ、収量、肥料、環境負荷

### 1. はじめに

乾式メタン発酵と多収米を用いたコベネフィットシステムの構築において、多収米飼料イネ栽培におけるモミおよび稲ワラの生産性は、自給飼料の供給可能量および乾式メタン発酵におけるメタンガス生成量ならびに処理可能豚ふん尿量を決定する上で重要である。通常、水稲栽培では堆肥などの有機物と化学肥料を肥料としている。わが国の水稲栽培では、過度の生長による倒伏を避けるために、窒素施肥量はせいぜい100 kg-N/haであり、バイオマスの生産量は少ない。一方、多収米飼料イネは、通常の食用イネよりも高い窒素吸収性、耐倒伏性および高バイオマス生産性を有するという特徴があるため、多肥栽培が可能である。本研究において提案するシステムでは、乾式メタン発酵より発生する発酵残さを唯一の肥料として多収米飼料イネ栽培を実施することを前提としている。しかしながら、これまでに豚ふん尿および稲ワラの乾式メタン発酵残さを単一の肥料とする多収米飼料イネ栽培は報告例がなく、発酵残さによる多収米の生産性は不明である。
## 2 ．研究開発目的

本研究では、多収米飼料イネ生産における乾式メタン発酵残さの肥料効果を明らかにする。発酵残さの肥料としての価値を評価するために、化学肥料や堆肥、湿式メタン発酵消化液による多収米飼料イネ栽培成績と比較を行う。

## 3 ．研究開発方法

## （１）発酵残さが多収米飼料イネの生育および環境負荷におよぼす影響

## 1 ）肥料の種類および窒素施肥量の効果（ポット試験）

発酵残さの多収米品種タカナリに対する肥料効果を0.05m²のポット（5反復）を用いて評価した。発酵残さとしては長野県穂高広域施設組合から入手した乾式メタン污泥を用いた。この時、比較対象として化学肥料（高度化成、N:P:K=14:14:14）ならびに堆肥、湿式のメタン発酵消化液を用いた。

多収米栽培時の施肥設計を表（3）－1に示す。施肥は6月中旬に行い、1－2週間後にイネの幼苗を移植し、常時湛水条件下で栽培した。10月中旬に収穫、その後落水し、11月初旬に施肥を行い、コムギを播種した。イネの収穫以降は灌水せず畑状態の水分条件とした。

収穫したイネは、茎葉部と穂部にわけて80℃で乾燥し、乾物収量を求めるとともに、粉砕後CNコーダーで窒素含量を測定し、収量と窒素含量から窒素吸収量を求めた。試験期間中、適宜チャンバー法にてガスを採取し、メタンおよび亜酸化窒素排出速度をそれぞれFID-GCおよびECD-GCを用いて測定した。

表（3）－１ イネ栽培における施肥設計

(ポット試験 (0.05 m^{2}) 6月～10月：飼料イネ、11月～：コムギ)

処理区	肥料	窒素施肥量	施肥パターン
化肥30	化学肥料	30 g N/m²	基肥、追肥2回
灰肥区	化学肥料+コムギ灰 (860g/m²)	30 g N/m²	基肥、追肥2回
湿式30	湿式メタン消化液	30 g N*1/m²	基肥、追肥2回
堆肥30	堆肥	30 g N*2/m²	基肥のみ
乾式15	乾式メタン発酵残さ	15 g N*3/m²	基肥のみ
乾式30	乾式メタン発酵残さ	30 g N*3/m²	基肥のみ
乾式45	乾式メタン発酵残さ	45 g N*3/m²	基肥のみ

## 2 ）発酵残さの連用が多収米生産に及ぼす影響（ライシメータ試験）

発酵残さの多収米品種タカナリに対する肥料効果を1 m²のライシメータ（3反復）を用いて評価した。多収米栽培時の施肥設計を表（3）－2に示す。施肥は6月中旬に行い、1－2週間後にイネの幼苗を移植し、常時湛水条件下で栽培した。ライシメータ試験では11月中旬に収穫し、それ以降は無作付けの状態で灌水せず、畑状態のまま管理を続けた。なお、乾式メタン発酵残さを施肥した水田からのCH₄排出の削減を実施するために、2013年度のみ、堆肥区を乾式メタン発酵残さおよびスラグ区とした（乾式+スラグ区）。スラグは、製鉄の副産物であり、酸化鉄を含有している。この酸化鉄が水田における還元化を抑制し、土壌中におけるメタン生成を抑制すると考えられている。
収穫したイネは、茎葉部と穂部にわけて80℃で乾燥し、乾物収量を求めるとともに、粉砕後CNコーダーで窒素含量を測定し、収量と窒素含量から窒素吸収量を求めた。試験期間中、適宜チャンバー法にてガスを採取し、メタンおよび亜酸化窒素発生速度をそれぞれFID-GCおよびECD-GCを用いて測定した。

表（3）－２ イネ栽培における施肥設計（ライシメータ）

処理区	肥料	窒素施肥量	施肥パターン
化肥30	化学肥料	30 g N/m²	基肥、追肥2回
湿式30	湿式メタン消化液	30 g N*1/m²	基肥、追肥2回
堆肥30	堆肥	30 g N*2/m²	基肥のみ
乾式30	乾式メタン発酵残さ	30 g N*3/m²	基肥のみ

$ ^{*} $ 1：アンモニア態窒素量（4.7 g NH $ _{4} $ -N/L，pH 6.9）で換算

$ ^{*} $ 2：全窒素（26 mg/g）の50％が無機化されるとして換算

*3：無機態窒素量（2.6 mg/g）+有機態窒素（3.0 mg/g）の50%が無機化されるとして換算

湿式メタン消化液：豚糞尿原料（養豚農家）

堆肥：豚粪尿原料（太洋興產）

乾式メタン発酵残さ：生ゴミ原料（穂高広域施設組合）

## （２）発酵残さ施肥に伴う環境負荷の評価

試験期間中、サブテーマ（2）で記載した方法に準じて、ポット試験およびラインメータ試験において、適宜チャンバー法にてガスを採取し、メタンおよび亜酸化窒素排出速度をそれぞれFID-GCおよびECD-GCを用いて測定した。

また、水田からの窒素の地下水への溶脱については、ポット試験およびライシメータ試験において、浸透水を採取し、地下水成分を分析することから、窒素溶脱量を評価した。

銅や亜鉛は飼料添加物として、特に豚の飼料に添加される。したがって、銅や亜鉛がメタン発酵残さに含まれ、土壤中に蓄積し、多収米に吸収される可能性があることから、作物（茎葉部と穂部）中の銅や亜鉛の全量分析を行った。さらに土壤中の分析には、交換態の銅および亜鉛を定量するため、0.1N塩酸抽出および1N酢安（酢酸アンモニウム）抽出による分析を実施した。

## 4 ．結果及び考察

## （１）発酵残さが多収米の生育および環境負荷におよぼす影響

## 1 ）肥料の種類および窒素施肥量の効果（ポット試験）

乾式メタン発酵残さを施用して1週間後に苗を移植したポット試験では、乾式残さを多量に施用した乾式45区で初期生育が若干抑制された。したがって、乾式残さは植物に対する生育抑制効果を有することが確認されたが、移植後1ヶ月以降は生育抑制はみられなくなり、むしろ残さ添加量が多いポットほど、イネの生育は良好になった。乾式残さのイネに対する初期の生育抑制効果は湿重で3.7%添加した乾式30区ではみられなかった（図（3）－1）。別途行ったポット試験では、乾式45区でも乾式残さを施用して2週間し経ってから苗を移植したところ、生育抑制効果は見られなくなったので、施肥と苗の移植のタイミングを考慮すれば、乾式残さの生育抑制効果は容易に回避できることがわかった。
ポット試験での収穫時の乾物収量は、化肥区に比べ乾式15区は劣ったが、乾式30区、乾式45区と残さ施用量が多くなるほど収量が高まったことから、乾式残さの肥料効果を確認することができた（図（3）－2）。

図（3）-1 ポット試験での収穫間近の様子

図（3）－2 各種有機物を肥料源とした多収米（タカナリ）の乾物生産量

## 2 ）発酵残さの連用が多収米生産に及ぼす影響（ライシメータ試験）

ライシメータ試験の様子を図（3）－3を示す。また図（3）－4にH23年度のライシメータ試験におけるタカナリの収穫物の乾物重、窒素含量および窒素吸収量を示す。ライシメータ試験でもタカナリは良好な生育を示し、乾式メタン残さ30区は化学肥料区と同程度の乾物生産量を示した（図（3）－4a）。湿式メタン消化液区では化学肥料と同様に基肥と追肥2回の合計3回の施肥を行ったが、堆肥および乾式メタン残さ区は基肥の1回しか施用していない。それにもかかわらずほぼ同等の収量が得られたことは、これら有機物の施用により土壌微生物バイオマスが高まると同時に無機態窒素の一部が微生物バイオマスプールに貯えられ、それらが生育後半の窒素源となったと推定された。ところで、同一処理区でも0.05 m²のポットに比べ（図（3）－2）、1 m²のライシメータでは乾物生産量が3割以上低下したことから（図（3）－4a）、圃場試験ではさらなる収量の低下が予想される。生産性の正確な評価には圃場試験が不可欠と考えられた。

一方、イネ体の窒素含量は、3回の施肥を行った化肥30区、湿式メタン消化液30区に比べると、堆肥30区、乾式メタン残さ30区では若干低かったが、乾物生産量は高かったために単位面積当たりの窒素吸収量は化肥30区、堆肥30区、乾式メタン残さ30区間で差はみられなかった（図（3）−4a、b）。
図（3）－3 ライシメータ試験での生育最盛期

図（3）－4 ライシメータ試験において収穫されたタカナリの(a)収穫物の乾物重、(b)窒素含量および(c)窒素吸収量

図（3）－5にライシメータ試験による3年間の乾物生産量を示す。この推移から、乾式メタン発酵残さ、湿式メタン消化液ともに化学肥料と同程度の肥料効果を有することが明らかとなった（図（3）－3）。化学肥料と湿式メタン消化液は基肥と追肥2回の合計3回の施肥を行っているの対し、乾式メタン発酵残渣区では基肥の1回しか施肥していない。それにも関わらず同程度の肥
料効果を示したことは、乾式発酵残さに含まれる有機態窒素が栽培期間中徐々に無機化され、イネに対する追肥として機能したと考えられた。

図（3）－5 ライシメータ試験における多収米（タカナリ）の乾物生産量（2013年の堆肥区は乾式残さ＋スラグ区）

## （２）発酵残さ施肥に伴う環境負荷の評価

## 1 ）多収米飼料イネ栽培における温室効果ガス排出（ポット試験）

イネの栽培期間中のメタンフラックスは、生育初期は、乾式30ならびに乾式45区で非常に高い値となった（図（3）－6）。ついで、堆肥30区、乾式15区となった。施用した有機残さ中に含まれる炭素含量が高いほどメタン発生量が高くなることが確認された。 $ N_{2}O $ の発生は認められなかった。

図（3）－6 ポット試験における発酵残さ施用土壌からの$\mathrm{CH}_{4}$ フラックス

## 2 ）多収米飼料イネおよびコムギ栽培における温室効果ガス排出（ライシメータ）

図（3）－7に、多収米飼料イネを栽培したライシメータにおけるCH_{4}フラックスを示す。栽培期間中のメタンフラックスは、いずれの年度においても化学肥料区は一貫して低い値となり、い
ずれの残さ添加区では高い値となった（図（3）－7）。有機物の施用に伴うメタン発生量の増加は、これまでの既存の知見と一致した。

茨城県行方市の実際の水田で実施した結果（図（2）－13）と同様、栽培初期に高い $ CH_{4} $ フラックスが乾式区で観測された。一方、この挙動は堆肥区でも観察されているが化肥区では観察されておらず、有機物を基肥として施肥した水田では共通して見られると考えられる。また、ライシメータ試験の乾式30区における $ CH_{4} $ フラックスの最大値（約94 mg-C/m²/h）は、図（2）－13よりも高い値となった。この原因として、浸透速度の違いが考えられる。ライシメータ試験では浸透速度を1 mm/dayにしていたが、茨城県行方市の水田では約1 cm/dayと10倍近い浸透速度だった。浸透速度は、土壤中への溶存 $ O_{2} $ の輸送に重要であり、土壤の還元化にも影響する因子である。ライシメータ試験では浸透速度が小さかったため、土壤がメタンを生成しやすい状態だったと考えられる。
図（3）－7 ライシメータ試験における多収米栽培時のCH_{4}フラックスの変化 （ADS：湿式区、DryBS：乾式区）

栽培期間中の累積CH_{4}発生量は、年次変動があるものの、化学肥料に比べ堆肥、湿式消化液および乾式発酵残さは高いCH_{4}発生量となった。この結果は、茨城県行方市における実際の水田での結果（図（2）－16）と一致する。また、乾式メタン発酵残さを施肥した水田は、従来水田で用いられる有機物である堆肥を施肥した水田とほぼ同等のメタン排出であることがわかった。通常、堆肥をすき込んだ水田のメタン排出は稲ワラをすき込んだ水田よりも低い。これは堆肥化により
易分解性の有機物が除去されているためである。発酵残さも、高温乾式メタン発酵過程で易分解性の有機物がメタンに変化したため、堆肥と同様水田にすき込んだ際のメタン生成が抑制されたと推察される。

スラグを添加することにより有意差はなかったが（2013年度のみ）、乾式発酵残さ区のメタン発生量が8％減少した（図（3）－8）。乾物生産量1kg当たりのメタン発生量を求めたところ、化学肥料区の19gに対し、湿式消化液区では40g、乾式発酵残さ区では41gとなった。乾式＋スラグ区では35gとなり、乾式区に比べ乾物当たりのメタン発生量が15％低下し、スラグ添加によるメタン発生量の低減効果が示唆された。

図（3）－８ ライシメータ試験における多収米（タカナリ）栽培時のメタン発生量

## 3 ）多収米飼料イネ栽培における窒素溶脱

イネの生育期間（2011年）を通して、浸透水中の硝酸態窒素濃度は一貫して0.5 mg/L以下と低い値を示した（図（3）－9）。2011年および2012年とも、浸透水中の硝酸性窒素は、2012年6月（基肥を施肥したときのみ）を除けば、すべての処理区において、1 mg/l以下だった。従って、窒素が硝酸性窒素として溶脱するリスクはほとんどないといえる。