Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
り、しばらく運転することで資化された。その後、酪酸濃度の資化と同時に、55日目からプロピオン酸の蓄積が見られた。これらの有機酸の過度の蓄積の結果、25日目までは順調なバイオガス生成が見られたが（25日目のバイオガス発生量625 $ Nm^{3}/t-VS $ 、メタンガス発生量407 $ Nm^{3}/t-VS $ ）、25日目以降から急激にバイオガス発生量が低下した。120日目まで培養を続けたが、プロピオン酸は資化されず（平均39 mmol/kg-w.w）、バイオガス生成はほとんど見られなかったため、培養を停止した。以上より、豚ふん尿のみを基質として培養したC/N比=8では連続運転が不可能であることがわかった。

バイオガス発生量が低下した原因として、アンモニアによるメタン発酵阻害が考えられる。高温域（55℃）のメタン発酵において、アンモニアによるメタン発酵阻害が生じると報告されているアンモニア態窒素濃度は3000 mg-N/kg-w.w以上である。培養初期から污泥中のアンモニア態窒素濃度は3000 mg-N/kg-w.w（平均3300 mg-N/kg-w.w）に達していたことから、アンモニアによってメタン発酵阻害が生じたと考えられる。しかしながら、使用した豚ふん尿のアンモニア態窒素濃度は2672 mg-N/kg-w.wであり（表（1）－4）、アンモニア阻害濃度に達していない。污泥中のアンモニア態窒素濃度が3000 mg-N/kg-w.wに達した原因としては、使用した豚ふん尿のTON（有機態窒素）が無機化したことによるものである。使用した豚ふん尿のTONは3512 mg-N/kg-w.w（表（1）－4）、污泥中のTONは平均2840 mg-N/kg-w.wであり、豚ふん尿中の約20%のTONである670 mg-N/kg-w.wがアンモニア無機化したことがわかる。つまり、使用した豚ふん尿のアンモニア態窒素濃度2672 mg-N/kg-w.wに、TONの約20%が無機化され生じたアンモニア態窒素濃度670

mg-N/kg-w. wが加わり、污泥中のアンモニア態窒素濃度3300 mg-N/kg-w. wとアンモニア阻害濃度に達したことでメタン発酵が阻害されたと考えられる。

しかしながら、アンモニアによるバイオガス発生量は約50%減少するという報告が多数ある。本実験では、バイオガス発生量が90%以上減少しており、既往の報告とは、異なるものとなった。その原因としては、リアクター内にメタン発酵に関わる微生物群を保持できなかった、つまりwashoutが考えられる。種汚泥として乾式メタン発酵由来のものを使用し、豚ふん尿のみを基質として培養したことで、培養中に汚泥のTS濃度が減少したことがわかる。つまり、乾式メタン発酵から湿式メタン発酵に切り替わり、反復回分操作上の引き抜きにより汚泥（メタン発酵に関わる微生物群）を過剰に引き抜いてしまい、バイオガス発生量が大幅に減少したと考えられる。
図（1）－14 C/N比=8（豚ふん尿のみ）における培養結果-1。（a）設定したSRTおよびOLR、(b)投入VSあたりのガス発生量、(c)アンモニア態室素濃度およびpH、(d)各種有機酸濃度
図（1）－15 C/N比=8（豚ふん尿のみ）における培養結果-2。（a）設定したSRTおよびOLR、(e)TS・VS濃度、(f) TOC・TON濃度

## b C/N比=20

C/N比=20における培養結果のグラフを図（1）－16および図（1）－17に示す。C/N比=8（豚ふん尿のみ）の系と同様に、SRT=40日（OLR=5.0 kg-VS/m³-sludge/day）の培養初期にショックロードが生じ、有機酸の蓄積が見られたが（10日目のプロピオン酸濃度86 mmol/kg-w.w、50日目の酪酸濃度30 mmol/kg-w.w）、しばらく運転することで資化された。その後、121日目まで培養したが、有機酸は全く検出されず、VS分解率は平均49%で、安定的なバイオガス生成が見られた（バイオガス発生量は平均546 Nm³/t-VS、メタンガス発生量は平均302 Nm³/t-VS）。

C/N比=8（豚ふん尿のみ）と違い、豚ふん尿に稲ワラを混合することで発酵污泥中のアンモニア態窒素濃度が低下し（平均1860 mg-N/kg-w.w）、アンモニアによるメタン発酵阻害が生じると報告されているアンモニア態窒素濃度は3000 mg-N/kg-w.w以下で保つことができ、安定的なバイオ
ガス生成を得られることがわかった。

121日目からは、SRT=30日（OLR=6.7 kg-VS/m³-sludge/day）に変更した。63日間培養したが、SRT=40日と同様に有機酸が全く検出されることなく、VS分解率は平均48%で、安定的なバイオガス生成が見られた（バイオガス発生量は平均535 Nm³/t、メタンガス発生量は平均293 Nm³/t）。

184日目からは、SRT=25日（OLR=8.0 kg-VS/m³-sludge/day）に変更した。変更時に1度だけ、基質を設定値の1.5倍過剰、つまり1.5倍の有機物負荷量を投入してしまった。その結果、有機酸が蓄積し、ガス発生量が低下し始めた。その後、73日間培養したが、有機酸の資化は見られず、257日目では酢酸濃度178 mmol/kg-w.w、プロピオン酸濃度55 mmol/kg-w.wと過度な蓄積が見られた。その結果、VS分解率およびガス発生量はSRT=40および30日と比較して40%低下した（VS分解率は平均34%、バイオガス発生量は平均340 Nm³/t、メタンガス発生量は平均178 Nm³/t）。

257日目からは、有機酸の資化を進行させバイオガス発生量を回復するために、SRT=25日よりも有機物負荷量が小さいSRT=30日に変更した。しかし、27日間培養後も、酢酸および酪酸の資化が進行しないだけでなく、酪酸も蓄積し始め（284日目の酪酸濃度43 mmol/kg-w.w）、バイオガス発生量が回復することはなかった。

そのため、284日目からは、混合基質の投入を停止し、有機酸が資化されるのを待った。その結果、酢酸濃度が著しく資化されたが、プロピオン酸および酪酸は全く資化することはなく、さらに吉草酸が蓄積を始めた。混合基質の投入を停止してから117日間が経過したが、有機酸が資化しないため、培養を停止した。
図（1）－16 C/N比=20における培養結果-1。（a）設定したSRTおよびOLR、（b）投入VSあたりのガス発生量、（c）アンモニア態室素濃度およびpH、（d）各種有機酸濃度
図（1）-17 C/N比=20における培養結果-2

(a) 設定したSRTおよびOLR、(e) TS・VS濃度およびVS分解率、(f) TOC・TON濃度

## c C/N 比 = 20

C/N比=20において、SRT=30日からSRT=25日に変更した際に基質を設定値の1.5倍過剰に投入してしまいバイオガス発生量の低下を引き起こしてしまった。そのため、SRT=25日以下のSRTで連続培養が可能であるのかを検討できなかった。そこで、C/N比=20、SRT=30日で90日間安定的にバイオガス発生量（データは省略）を得られた汚泥を種汚泥として、C/N比=20、SRT=25日で培養を開始した。以後、この系をC/N比=20とした。

C/N比=20'における培養結果を図（1）-18に示す。SRT=25日（OLR=8.0 kg-VS/m³sludge/day）で18日間培養を行った。その結果、有機酸が蓄積し（18日目の酢酸濃度33 mmol/kg-w.w、プロピオン酸17 mmol/kg-w.w）、バイオガス発生量はSRT=30日の場合（540 Nm³/t-VS）の約40%減少した状態で推移した（バイオガス発生量の平均334 Nm³/t-VS、メタンガスの平均173 Nm³/t-VS）。した
がって、C/N比=20と似たような傾向となった。

以上より、C/N比=20でのSRT=25日においてバイオガス発生量が40%減少したことは、基質投入量を1.5倍過剰にしてしまったことが主要な原因ではなく、SRT=25日は処理速度として不可能であることが主要な原因であると考えられる。つまり、有機酸の消費速度よりも生成速度が上回り有機酸が蓄積し、結果としてガス発生量が低下したことが考えられる。したがって、C/N比=20でのSRT=25日においては、有機酸の消費、つまり酢酸生成段階やメタン生成段階が律則であるということが考えられる。また、C/N比=20ではSRT=30日（OLR=6.7 kg-VS/m³-sludge/day）が限界SRTであり、SRT=30日で運転を行うことが最も処理速度が速く、効率的であることがわかった。

図（1）－18 C/N比=20'における培養結果。（a）設定したSRTおよびOLR、（b）投入VSあたりのガス発生量、（c）アンモニア能室素濃度およびpH、（d）各種有機酸濃度
## d C/N比=30

C/N比=30における培養結果のグラフを図（1）－19および図（1）－20に示す。C/N比=8（豚ふん尿のみ）および20の系と同様に、培養初期にショックロードが生じ、有機酸の蓄積が見られたが（7日目のプロピオン酸濃度83 mmol/kg-w.w、31日目の酪酸濃度21 mmol/kg-w.w）、しばらく運転することで資化された。その後、121日目まで培養したが、有機酸は全く検出されず、VS分解率は平均53%で、安定的なバイオガス生成が見られた（バイオガス発生量の平均569 $ Nm^{3}/t-VS $ 、メタンガス発生量の平均297 $ Nm^{3}/t-VS $ ）。

C/N比=20と同様に、豚ふん尿に稲ワラを混合することで発酵污泥中のアンモニア態窒素濃度が低下し（平均1060 mg-N/kg-w.w）、アンモニアによるメタン発酵阻害が生じると報告されているアンモニア態窒素濃度は3000 mg-N/kg-w.w以下で保つことができ、安定的なバイオガス生成を得られることがわかった。

121日目から184日目までの63日間をSRT=30日（OLR=6.7 kg-VS/m³-sludge/day）、184日目から257日目までの73日間をSRT=25日（OLR=8.0 kg-VS/m³-sludge/day）、257日目から328日目までの77日間をSRT=20日（OLR=10.0 kg-VS/m³-sludge/day）で培養した。その結果、SRT=40日と同様に有機酸が全く検出することなく、VS分解率は平均で52%で、安定的なバイオガス生成が見られた（バイオガス発生量は平均553 Nm³/t-VS、メタンガス発生量は平均288 Nm³/t-VS）。

しかしながら、328日目以降にガスメータの故障によりバイオガス発生量の測定を正常にできなくなったため、混合基質の投入を停止した。

378日目からは、SRT=20日（OLR=10.0 kg-VS/m³-sludge/day）で培養を再開した。457日目までの79日間を培養したが、257日目から328日目までのSRT=20日と同様に有機酸が全く検出することなく、VS分解率は平均51％で、安定的なバイオガス生成が見られた（バイオガス発生量は平均553Nm³/t-VS、メタンガス発生量は平均285Nm³/t-VS）。

457日目から511日目までの54日間をSRT15日（OLR=13.3 kg-VS/m³-sludge/day）で培養を行った。その結果、有機酸は全く検出することはなかったが、SRT=15日以前と比較してVS分解率は7%減少し（VS分解率は平均44%）、バイオガス発生量は10%減少した（バイオガス発生量は平均486 Nm³/t-VS、メタンガス発生量は平均242 Nm³/t-VS）。

511日目から529日目までの18日間をSRT=12日（OLR=16.6 kg-VS/m³-sludge/day）で培養を行った。その結果、有機酸は全く検出することはなかったが、SRT=12日よりもさらにバイオガス発生量は10%減少した（バイオガス発生量の平均437 Nm³/t-VS、メタンガス発生量の平均221 Nm³/t-VS）。よって、さらなるSRTの短縮によってSRT=40、30、25および20日と同様の安定かつ高いバイオガス発生量は得られないと予想し、培養を停止した。

SRT=15日以下にした場合では、有機酸が全く検出されず、VS分解率およびバイオガス発生量が低下したことから、C/N比=20で律則となった有機酸からメタンへの段階（酢酸生成段階・メタン生成段階）が律速となっているのではなく、有機酸よりも高分子の成分から有機酸への分解、つまり加水分解段階が律速となっていることがわかった。また、C/N比=30ではSRT=20日（OLR=10.0 kg-VS/m³-sludge/day）が限界SRTであり、SRT=20日で運転を行うことが最も処理速度が速く、効率的であることがわかった。

また、C/N比=20および30での限界SRTは、それぞれSRT=30日（OLR=6.7 kg-VS/m³-sludge/day）、SRT=20日（OLR=10.0 kg-VS/m³-sludge/day）と、異なった結果になったが、それは豚ふん尿と稲ワ
ラの分解速度の違いによるものではないかと考えられる。豚ふん尿は稲ワラよりも分解速度が非常に遅く、豚ふん尿の処理量が多いC/N比=20では限界SRTが長くなったのに対し、稲ワラの処理量が多いC/N比=30では限界SRTはより短くなったものであると考えられる。

図（1）－１９　C/N比＝３０における培養結果－１。（a）設定したSRTおよびOLR、（b）投入VSあたりのガス発生量、（c）アンモニア態窒素濃度およびpH、（d）各種有機酸濃度
図（1）−20 C/N比=30における培養結果−2

(a) 設定したSRTおよびOLR、(e) TS・VS濃度およびVS分解率、(f) TOC・TON濃度

## e 物質收支

各C/N比・SRTにおける物質収支を把握することで、実験データの信頼性を確認し、乾式メタン発酵における物質の流れの違いを解明した。また、物質収支は重量基準、炭素基準、窒素基準の3つの基準で評価した。

投入した原料および乾式メタン発酵により生じた発酵残渣およびバイオガス（メタンガスおよび二酸化炭素ガス）の重量収支を計算した。各C/N比・SRTにおける重量収支を図（1）－21に示す。ただし、縦軸は、1日あたり汚泥1m³あたりの重量を表している。また、原料および発酵残渣の重量は、それぞれ反復回分操作での投入量および引き抜き量から計算した。メタンガスおよび二酸化炭素ガスの重量は、体積にそれぞれの密度717、1976 g/m³を乗じることで計算した。本実験
では、汚泥の体積を一定に保ちつつSRTを短縮した。理論的にはSRTを短縮するとSRTの短縮比に反比例して重量は増加する。例えば、SRT=40日から30日に短縮した場合、SRTの短縮比は30/40となり、SRT短縮による重量はSRT=40日の時の40/30倍となる。図（1）-21での計算結果は、理論的な計算と一致していることがわかる。

次に、各C/N比・SRTにおける原料（図（1）－21のinput）を100％として重量収支を計算した（図（1）－22）。図（1）－22より、重量収支は97～100％と十分に把握することができた。

次に、発酵残渣およびバイオガス（メタンガスおよび二酸化炭素）の総和、つまりoutputの総和を100％として計算した（図（1）－23）。図（1）－23より、バイオガス発生量が著しく低かったC/N比=8（豚ふん尿のみ）においては、原料のうち2％がバイオガス化し、残りの98％が発酵残渣として引き抜かれたことがわかる。また、C/N比=20において、ガス発生量が安定的に発生したSRT=40および30日では、13％がバイオガス化し、残りの87％が発酵残渣、SRT=40および30日よりもバイオガス発生量が約40％低下したSRT=25日では、8％がバイオガス化し、残りの92％が発酵残渣として引き抜かれたことがわかる。したがって、バイオガス発生量の減少と重量収支の結果は似た傾向を示した。最後に、C/N比=30において、安定かつ高いバイオガス発生量が得られたSRT=40、30、25および20日では、15％がバイオガス化し、85％が発酵残渣、SRT=40、30、25および20日よりもバイオガス発生量が10％減少したSRT=15日では、11％がバイオガス化し、89％が発酵残渣として引き抜かれたことがわかる。したがって、C/N比=20と同様にバイオガス発生量の減少と重量収支の結果は似た傾向を示した。以上より、重量収支においては、培養結果（経時変化）の現象と似た傾向を示したため、培養結果（経時変化）の結果は信頼性の高いものであることが証明できた。

図（1）-21 各C/N比・SRTにおける重量収支
図（1）－22 各C/N比・SRTにおける重量収支（図（1）－21のinputを100%）

図（1）－23 各C/N比・SRTにおける重量収支（図（1）－22のoutputの総和を100%）

続いて、重量収支と同様の方法で各C/N比・SRTにおいて、原料、発酵残渣およびバイオガス（メタガスおよび二酸化炭素ガス）の炭素収支を計算した（図（1）－24）。ただし、原料および発酵残渣の炭素量は、それぞれ表（1）－3の原料の性状および培養中のTOC濃度を用いて計算した。
重量収支で述べたように、連続試験では、汚泥の体積を一定に保ちつつSRTを短縮したため、理論的にはSRTを短縮するとSRTの短縮比に反比例して重量は増加する。図（1）-24での計算結果は、理論的な計算と一致していることがわかる。

次に、各C/N比・SRTにおける原料（図（1）－24のinput）を100％として炭素収支を計算した（図（1）－25）。図（1）－25より、炭素収支は101～112％と高い値となった。原因としては、発酵残渣から3点をサンプリングしたが、発酵残渣が均一ではなかったことが考えられる。また、炭素濃度の測定は、測定機器の仕様上で発酵残渣4 mgで行ったため、代表値をとれなかったことが考えられる。しかしながら、炭素収支は十分に把握することができたと考えられる。

さらに、発酵残渣およびバイオガス（メタンガスおよび二酸化炭素）の総和、つまりoutputの総和を100%として計算した（図（1）－26）。図（1）－26より、バイオガス発生量が著しく低かったC/N比=8（豚ふん尿のみ）においては、原料のうち17%がバイオガス化し、残りの83%が発酵残渣として引き抜かれたことがわかる。C/N比=20および30よりもバイオガス化の割合が著し低くなった。また、C/N比=20において、バイオガス発生量が安定的に発生したSRT=40および30日では、約47%がバイオガス化し、残りの約53%が発酵残渣、SRT=40および30日よりもバイオガス発生量が約40%低下したSRT=25日では、32%がバイオガス化し、残りの68%が発酵残渣として引き抜かれたことがわかる。したがって、バイオガス発生量の減少と重量収支の結果がほぼ一致した。最後に、C/N比=30において、安定かつ高いバイオガス発生量が得られたSRT=40、30、25および20日では、約49%がバイオガス化し、51%が発酵残渣、SRT=40、30、25および20日よりもバイオガス発生量が10%減少したSRT=15日では、40%がバイオガス化し、60%が発酵残渣として引き抜かれたことがわかる。したがって、C/N比=20と同様にバイオガス発生量の減少と重量収支の結果がほぼ一致した。以上より、炭素収支においては、培養結果（経時変化）の現象と一致しており、培養結果（経時変化）の結果は信頼性の高いものであることが証明できた。
図（1）－24 各C/N比・SRTにおける炭素収支

図（1）－25 各C/N比・SRTにおける炭素収支（図（1）－24のinputを100%）
図（1）－26 各C/N比・SRTにおける炭素収支（図（1）－25のoutputの総和を100%）

最後に、投入した原料および乾式メタン発酵により生じた発酵残渣の窒素収支（アンモニア態窒素とTON（有機態窒素）の総和）を計算した。各C/N比・SRTにおける窒素収支を図（1）-27に示す。ただし、縦軸は、1日あたり汚泥1m³あたりの窒素量を表している。また、原料および発酵残渣の窒素量は、それぞれ原料の性状（表（1）-3）、培養中のアンモニア態窒素濃度および培養中のTON濃度を用いて計算した。重量収支で述べたように、連続試験では、汚泥の体積を一定に保ちつつSRTを短縮したため、理論的にはSRTを短縮するとSRTの短縮比に反比例して重量は増加する。図（1）-27での計算結果は、理論的な計算と一致していることがわかる。

次に、各C/N比・SRTにおける原料（図（1）－27のinput）を100％として窒素収支を計算した（図（1）－28）。図（1）－28より、C/N比=30におけるSRT=20日での窒素収支102％を除き、全ての系で窒素収支が100％以下となった。特に、C/N比=20におけるSRT=40および30日では、窒素収支はそれぞれ82および83％と著しく低くなった。また、各C/N比において培養期間全体で窒素収支を計算した結果、C/N比=8、20および30では、それぞれ93、89および97％の窒素収支となり、不明分はそれぞれ7、11および3％となった。これらの不明分は、反復回分操作上でリアクターを開放し、汚泥と基質を混合していた際に揮散したアンモニアガスである考えられる。

もし、アンモニアガスが揮散せずに污泥中にとどまった場合、污泥中のアンモニア態窒素濃度上昇し、C/N比=20および30ではアンモニア阻害濃度である3000mg-N/kg-w.wを超過する可能性がある。そこで、窒素収支の不明分がすべてアンモニアガスであるとし、それが污泥中にとどまった場合の污泥中のアンモニア態窒素濃度を計算した。その結果、C/N比=20および30ではそれぞれ約2600および1300mg-N/kg-w.wとなり、アンモニア阻害濃度を超過することはなかった。よって、
上記の培養結果（経時変化）に影響はないものだと考えられる。

これらを定量的に証明するためには、バイオガス中のアンモニア濃度を測定し、正確な窒素収支を把握する必要がある。また、アンモニアガスはメタン発酵プラント内での発電機を劣化させる物質であり、高濃度の場合は処理されるものである。そのためにも、アンモニアガスを測定し、正確な窒素収支を把握する必要がある。

図（1）－27 各C/N比・SRTにおける窒素収支

図（1）-28 各C/N比・SRTにおける窒素収支（図（1）-27のinputを100%）
## f 既往の研究との比較

乾式メタン発酵および湿式メタン発酵の既往の研究と本研究との処理性能を比較した（図（1）－29）。湿式メタン発酵は家畜排せつ物を対象としたもののみを記載した。図（1）－29の横軸は有機物負荷量、縦軸は投入原料あたりのメタンガス発生量を表しており、両方とも値が大きいほど処理性能が高いことを意味する。図（1）－29より、有機物負荷量が多くなるにつれてメタンガス発生量も多くなっていることがわかる。また、湿式メタン発酵は乾式メタン発酵よりも有機物負荷量が小さく（6 kg-VS_{add}/m^{3}/day以下）、メタンガス発生量も少ないことがわかる（40 m^{3}-CH_{4}/t-原料以下）。一方、乾式メタン発酵は湿式メタン発酵よりも有機物負荷量が高く（3-10 kg-VS_{add}/m^{3}/day）、それに比例してメタンガス発生量が多くなっていることもわかる（20-120 m^{3}-CH_{4}/t-原料）。以上より、乾式メタン発酵は湿式メタン発酵よりも高有機物負荷で高効率に処理が可能であるということがわかる。

次に、本研究におけるC/N比=20および30と乾式メタン発酵の既往の研究を比較した。C/N比=20においては、メタンガス発生量は乾式メタン発酵の中では平均的な値となっている。これは、原料のVS分解率により影響される。家畜排せつ物は都市ごみよりもVS濃度やVS分解率が低く、原料あたりのメタンガス発生量は低くなるものである。処理対象が同じ、つまり家畜排せつ物、農業残渣のものと比較すると、同等レベルのメタンガス発生量が得られていることがわかる。一方、有機物負荷量でも、処理対象が同じ家畜排せつ物、農業残渣のものと同等レベルであることがわかる。以上より、C/N比=20では、同じ処理対象の既往の研究と同等レベルの処理性能であることがわかった。

C/N比=30においては、メタンガス発生量は乾式メタン発酵の中では平均的な値となっているが、C/N比=20で述べた通りであり、同じ処理対象のものと同等レベルであるがわかる。一方で、有機物負荷量は、同じ処理対象ものより約1.3倍多くすることができ、乾式メタン発酵全体でも非常に高い値となった。以上より、C/N比=30では、乾式メタン発酵全体の中でも非常に処理性能が高く培養することができたことがわかった。
図（1）-29 処理性能の比較（有機物負荷量-投入原料あたりのタジタジス発生量）（乾式（家畜排せつ物、農業残さ：Ganesh et al. (2013)、Mumme et al. (2010)；乾式（都市ごみ）：Gallert et al. (1997)、kim and Oh (2011)、Montero et al. (2008)、Fdez-Guelfo et al. (2011)、Yabu et al. (2011)、Bolzonella et al. (2003)、Zeshan et al. (2012)、NEDO (2010)；乾式（下水污泥）：Duan et al. (2012)、Nakashimada et al. (2008)；湿式（家畜排せつ物）：Moller et al. (2007)、Masse et al. (2000)、Masse et al. (2003)、Lansing et al. (2010)、Francese et al. (2000)、Kaparaju and Rintala (2005)、Boe et al. (2009)、Aring et al (2001)、Marason et al. (2001)、Harikishan et al. (2003)、Nielsen et al. (2004)、Demirer et al. (2005)、Rico et al. (2011)、Karim et al. (2007)、Mladenovska et al. (2003)

図（1）－29の横軸の有機物負荷量には、非分解性の有機物も含まれている。そこで、有機物負荷量にVS分解率を乗じて分解性有機物負荷量を算出し、それを横軸として処理性能を比較した（図（1）－30）。C/N=20においては、有機物負荷量基準のものと変化せず、乾式メタン発酵の中では平均的であり、同じ処理対象のものと同等レベルの処理性能であることがわかった。

一方、C/N比=30においては、同じ処理対象のものよりは分解性有機物負荷量が大きく、処理性能が高い。本研究で得られた分解性の有機物負荷量に対するメタンガス発生量は、都市ごみを対象とした場合よりはすこし劣る結果となったが、乾式メタン発酵全体としては、非常に高い処理性能で培養することができたと考えられる。

図（1）-30 処理性能の比較（分解性有機物負荷量-投入原料あたりのメタンガス発生量）

（乾式（家畜排せつ物、農業残さ：Ganeshe et al.（2013）；乾式（都市ごみ）：Gallert et al.（1997）、kim and Oh（2011）、Montero et al.（2008）、Yabu et al.（2011）、NEDO（2010）；乾式（下水污泥）：Duan et al.（2012）、Nakashimada et al.（2008）；湿式（家畜排せつ物）：Moller et al.（2007）、Masse et al.（2000）、Masse et al.（2003）、Lansing et al.（2010）、Nielsen et al.（2004）、Demirer et al.（2005）、Rico et al.（2011）、Mladenovska et al.（2003）
## 2 ）含水率の検討

## a バイオガス生成

含水率を検討した実験系における培養結果のグラフを図（1）－31および図（1）－32に示す。0日目から61日目までの61日間については、投入基質含水率73%（SRT=20日）で培養した。この培養条件は、1）で述べたC/N比=30と同条件であり、培養結果も同様に有機酸は全く検出されず、VS分解率は平均42%で、安定的なバイオガス生成が見られた（バイオガス発生量は平均573Nm³/t-VS、メタンガス発生量は平均296Nm³/t-VS）。

61日目から135日目までの74日間については投入基質含水率68%（SRT=24日）、135日目から191日目までの56日間については投入基質含水率63%で培養した。その結果、投入基質含水率73%と同様に、有機酸は全く検出されず、VS分解率は平均48%で、安定的なバイオガス生成が見られた（バイオガス発生量の平均563Nm³/t-VS、メタンガス発生量の平均283Nm³/t-VS）。また、投入基質含水率63%では発酵污泥の含水率は73%まで減少したが、発酵污泥の含水率が73%と低い状態でも安定かつ高いガス発生量を得られることがわかった。

191日目から205日目までの14日間を水無添加の投入基質含水率58%（SRT=31日）で培養した。その結果、バイオガス発生量が低下し始めた。また、205日目に有機酸が蓄積し始めた（酢酸濃度10 mmol/kg-w.w、プロピオン酸9 mmol/kg-w）。したがって、投入基質含水率58%は安定的なバイオガス生成が行われる限界を超えていると示唆された。一方で、生ごみおよび紙ごみを対象とした乾式メタン発酵において投入基質含水率40%が限界の含水率であるという報告がある。

以上のようにバイオガス発生量が低下し始めた原因としては、汚泥の含水率を低下させたことにより、1）流動性が悪くなり微生物と基質との接触効率が低下したこと、2）投入基質中の稲ワラの割合が多くなり体積基準での基質負荷量が増大し微生物と基質との接触効率が低下したこと、の2点が考えられる。後者については、稲ワラのかさ密度を測定し、体積基準での基質負荷量とガス発生量の関係性を調査することで原因を解明することができると考えられる。
図（1）－31 含水率検討系における培養結果-1。（a）設定した投入基質含水率およびSRT、(b)投入VSあたりのガス発生量、(c)アンモニア態窒素濃度およびpH、(d)各種有機酸濃度
図（1）－32 含水率検討系における培養結果-2。（a）設定した投入基質含水率およびSRT、(e)TS・VS濃度およびVS分解率、(f) TOC・TON濃度

## b 物質收支

各投入基質含水率における物質収支を把握することで、実験データの信頼性を確認し、乾式メタン発酵での物質の流れの違いを解明した。また、物質収支は重量基準、炭素基準、窒素基準の3つの基準で把握した。

投入した原料および乾式メタン発酵により生じた発酵残渣およびバイオガス（メタンガスおよび二酸化炭素ガス）の重量収支を計算した。各投入基質含水率における重量収支を図（1）－33に示す。ただし、縦軸は、1日あたり汚泥1m³あたりの重量を表している。また、原料および発酵残渣の重量は、それぞれ反復回分操作での投入量および引き抜き量から計算した。メタンガスおよび二酸化炭素ガスの重量は、体積にそれぞれの密度717および1976 g/m³を乗じることで計算した。
本実験では、汚泥の体積を一定に保ちつつSRTを増加させたため、理論的にはSRTを増加させるとSRTの増加に反比例して重量は減少する。例えば、SRT=20日から24日に増加させた場合、SRTの増加比は24/20となり、SRT増加による重量はSRT=40日の時の20/24倍となる。図（1）－33での計算結果は、理論的な計算と一致していることがわかる。

次に、各投入基質における原料（図（1）－33）を100％として重量収支を計算したところ（図（1）－34）、重量収支は99～101％と十分に把握することができた。

図（1）－ 33 各投入基質含水率における重量収支

図（1）－34 各投入基質含水率における重量収支（図（1）－33のinputを100%）
次に、発酵残渣およびバイオガス（メタンガスおよび二酸化炭素）の総和、つまりoutputの総和を100%として計算した（図（1）－35）。これより、投入基質含水率73、68および63%において、投入した原料のうちバイオガス化したのはそれぞれ13、15および18%ということがわかる。投入基質含水率73%の投入した原料のうち固形分を1とすると、投入基質含水率68および63での固形分はそれぞれ1.2および1.4となる。理論的には、固形分の量にバイオガス化する量は比例するため、バイオガス化する量は、投入基質含水率73%を1とすると、投入基質含水率68および63%では1.2および1.4となる。これは、重量収支での計算結果と一致している。以上から、重量収支においては、培養結果（経時変化）と一致しており、培養結果（経時変化）の結果は信頼性の高いものであることが証明できた。

重量収支と同様の方法で投入基質含水率において、原料、発酵残渣およびバイオガス（メタガスおよび二酸化炭素ガス）の炭素収支を計算した（図（1）－36）。ただし、原料および発酵残渣の炭素量は、それぞれ表（1）－5の原料の性状および培養中のTOC濃度を用いて計算した。本実験では、有機物負荷量を一定にして培養を行ったため、理論的には全ての投入基質含水率における炭素量は同じになる。図（1）－36での計算結果は理論と一致していることがわかる。

次に、各投入基質含水率における原料（図（1）－36のinput）を100％として炭素収支を計算した（図（1）－37）。図（1）－37より、炭素収支は98～103％と十分に把握することができた。

図（1）－35 各投入基質含水率における重量収支（図（1）－34のoutputの総和を100%）
図（1）－ 36 各投入基質含水率における炭素収支

図（1）－37 各投入基質含水率における炭素収支（図（1）－36のinputを100%）

また、発酵残渣およびバイオガス（メタンガスおよび二酸化炭素）の総和、つまりoutputの総和を100％として計算した（図（1）－38）。図（1）－38より、全ての投入基質含水率において、投入した原料のうち53％がバイオガス化し、残りの47％が発酵残渣として引き抜かれたことがわかる。これは、1）で述べたC/N比=30の炭素収支の結果とほぼ一致した。以上より、炭素収支においても、重量収支と同様に培養結果（経時変化）と一致しており、培養結果（経時変化）の結果は信頼性の高いものであることが証明できた。
図（1）－38 各投入基質含水率における炭素収支（図（1）－37のoutputの総和を100%）

投入した原料および乾式メタン発酵により生じた発酵残渣の窒素収支（アンモニア態窒素とTON（有機態窒素）の総和）を計算した。各投入基質含水率における窒素収支を図（1）－39に示す。ただし、縦軸は、1日あたり汚泥1m³あたりの窒素量を表している。また、原料および発酵残渣の窒素量は、それぞれ表（1）－5の原料の性状、培養中のアンモニア態窒素濃度および培養中のTON濃度を用いて計算した。炭素収支で述べたように、本実験では、有機物負荷量を一定にして培養を行ったため、理論的には全ての投入基質含水率における窒素量は同じになる。図（1）－39での計算結果は、理論と一致していることがわかる。

次に、各投入基質含水率における原料（図（1）－39のinput）を100％として窒素収支を計算した（図（1）－40）。図（1）－40より、窒素収支は93～99％を把握することができた。これは、1）で述べたC/N比=30の窒素収支の結果とほぼ同等のものとなった。しかしながら、1）においても述べたようにアンモニアガスを考慮していないため、正確な窒素収支を把握することはできておらず、アンモニアガスの測定が必要であると考えられる。
図（1）－ 39 各投入基質含水率における窒素収支

図（1）－40 各投入基質含水率における窒素収支（図（1）－39のinputを100%）
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

本研究では、豚ふん尿および稲ワラの高温乾式メタン発酵を効率的かつ連続的に行うための運転条件を明らかにした。その過程で、高温乾式メタン発酵における炭素・窒素収支を明らかにした。

本サブテーマでは、高温乾式メタン発酵における炭素の分配を異なるC/N比で明らかにしただけでなく、 $ ^{15} $ Nでラベルされた多収米稲ワラを高温乾式メタン発酵することで、窒素の行方もトレースした。メタン発酵における窒素動態の研究はほとんど行われていない。本研究で提案するシステムでは、乾式メタン発酵残さを肥料として多収米飼料イネ水田に施肥するため、肥料成分のひとつである窒素の動態をこのように明らかにすることは非常に意義深いと考えられる。

## （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＞

本研究から、豚ふん尿と稲ワラを混合して高温乾式メタン発酵することで、豚ふん尿処理が可能となることが示された。本成果は、稲ワラや豚ふん尿などバイオマスの有効活用・バイオマスエネルギー生産につながることから、農林漁業バイオ燃料法や、地域循環型バイオガスシステム構築モデル事業などに活用可能と考えられる。

## 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

※雑誌名は正確に、欧文誌の場合は雑誌の正式な略称で記載すること（IF等の検索の際、支障をきたすため）。

## <論文（査読あり）>

1) S. Zhou, H. Iino, Y. Nakashimada, M. Hosomi: Water Science & Technology, 66(2), 438-444 (2012) “Evaluation of anaerobic biodegradability of forage rice straw fertilized with livestock waste”

## <査読付論文に準ずる成果発表>（対象：社会・政策研究の分野）

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）
1) S. Zhou, H. Iino, Y. Nakashimada, M. Nishikawa, M. Hosomi: The 8th IWA International Symposium on Waste Management Problems in Agro-Industries, Cesme, Turkey, Jun. 22–24, 2011. “Production of Forage Rice and Anaerobic Digestion Characteristics of Forage Rice Straw”

2) S. Zhou, R. Kanai, K. Suzuki, S. Riya, A. Terada, M. Hosomi: International Conference on Recent Advances in Pollution Control and Resource Recovery for the Livestock Farming Industry, Jiaxing, China, 2013 “Dry-thermophilic anaerobic co-digestion of swine manure mixed with forage rice straw.”

3）鈴木一弘、周勝、寺田昭彦、細見正明：第14回化学工学会学生発表会（2012）「豚ふん尿と稲ワラを用いた高温乾式メタン発酵特性の解明」

4) 鈴木一弘、周勝、寺田昭彦、細見正明：第64回日本生物工学会大会（2012）「豚ふん尿と稲ワラを用いた高温乾式メタン発酵プロセスの開発」

5) 鈴木一弘，周勝，寺田昭彦，細見正明：化学工学会 第78年会（2013）「豚ふん尿と稲ワラを用いた高温乾式メタン発酵プロセスの開発および循環型豚ふん尿処理システムの実現可能性」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない

（４）シンポジウム、セミナー等の開催（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

吉田隆：家畜排せつ物の処理・リサイクルとエネルギー利用、壮光舎印刷株式会社、p. 189-191(2004)
# （２）温室効果ガス抑制型の発酵残さの施肥方法及び水田管理方法の確立

東京農工大学 大学院工学研究院

細見正明

東京農工大学 大学院工学研究院

利谷翔平

（前 東京農工大学 大学院工学研究院 周 勝）

（現 上海市農業科学院 周 勝）

平成23～25年度累計予算額：24816千円

（うち、平成25年度予算額：7821千円）

予算額は、間接経費を含む。

## [要旨]

本サブテーマでは、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（温室効果ガスおよび窒素溶脱）の評価およびその削減対策の評価を実施した。また、本研究のモデル地域である茨城県の現状から、豚ふん尿を乾式メタン発酵で処理する以外に、豚ふん尿を固液分離した後の液体部分を利用して多収米の栽培も行い、環境負荷の削減を試みた。

ポット試験において、発酵残渣の窒素負荷を150, 300, 450 kg-N/haとし、各負荷量に対して常時湛水および間断灌溉の2種類の水管理を施した。その結果、常時湛水では発酵残さ負荷量の増加とともにCH $ _{4} $ 排出量が増加したのに対し、間断灌溉では増加量が小さく、常時湛水に50%以上の温室効果ガス（CO $ _{2} $ 等量）を抑制できた。N $ _{2} $ Oはいずれの系においてもCO $ _{2} $ 等量では無視できるレベルだった。窒素溶脱量は、間断灌溉の実施により常時湛水より低くなる傾向が認められた。

乾式メタン発酵残渣を施肥した水田の圃場実験を行った結果、栽培期間中の累積CH_{4}排出量は慣行栽培（100 kg-N/haの化学肥料）（C系）の110 kg-C/haに対し、発酵残さ施肥（300 kg-N/ha）および慣行水管理（中干し）（MC系）を実施した系は464 kg-C/haだった。一方、発酵残さ施肥および間断灌溉を実施した系（MI系）では、300 kg-C/haだった。N_{2}Oの発生はいずれの系でも見られなかった。また、栽培期間中の窒素溶脱量は、C系の7 kg N/haに対し、MC系（4.6 kg N/ha）およびMI系（3.8 kg N/ha）は低かった。以上より、間断灌溉を実施することで、乾式メタン発酵残さを施肥した多収米飼料イネ栽培における環境負荷を低減できることが示された。一方、間断灌溉を実施した系では多収米飼料イネの窒素吸収が低く、脱窒による窒素の損失が考えられた。

そこで、間断灌溉が硝化に及ぼす影響を $ ^{15} $ N希釈法により評価したところ、間断灌溉を実施することで水田土壌の硝化速度の上昇が確認された。また、窒素収支を明らかにする上で重要な脱窒速度について、土壌やイネをかく乱することなく脱窒を計測する手法である $ ^{15} $ N $ _{2} $ 希釈法を提案し、バイアル試験およびポット試験において実施した。しかし、いずれも大気のN $ _{2} $ の混入により正確な計測はできなかった。

## [キーワード]

多収米飼料イネ水田、乾式メタン発酵残さ、水管理、メタン、亜酸化窒素、窒素収支
### 1. はじめに

本研究において提案する環境低負荷型コベネフィットシステムでは、高温乾式メタン発酵槽にて発生する残さを多収米飼料イネの肥料として利用する。多収米飼料イネは、食用イネよりも高い窒素吸収性、耐倒伏性、高バイオマス生産力を有するという特徴があるが、過度の発酵残さの多収米水田への施用は、倒伏リスクの他に温室効果ガスの発生や地下への浸透により地下水汚染を引き起こすことが懸念される。

図（2）－１に、発酵残さを施肥した多収米飼料イネ水田における炭素および窒素挙動を示す。土壤中において、発酵残さ中の有機物は土壤微生物のはたらきにより低分子量の有機物に分解される。残さ中の有機体窒素は、土壤微生物のはたらきにより$\mathrm{NH}_{4}^{+}$に分解される（無機化）。これら分解により生じた有機物および$\mathrm{NH}_{4}^{+}$の動態は、水田が湛水状態あるいは落水状態（表面水が張っていない状態）により異なる。特に大きな違いは、土壤微生物によるメタン発酵および硝化・脱室に見られる。湛水土壤において、有機物はメタン生成古細菌のはたらきにより最終的に$\mathrm{CO}_{2}$および温室効果ガスである$\mathrm{CH}_{4}$に変化する。落水土壤においては、有機物は$\mathrm{CO}_{2}$にまで分解される。また、大気から土壤中へと流入する酸素によりメタン生成古細菌は活性を失うため、メタンは生成されない。一方、無機化により生じた$\mathrm{NH}_{4}^{+}$は、落水状態においては硝化細菌のはたらきにより$\mathrm{NO}_{3}^{-}$にまで変化し、還元的な部位で脱室作用を受ける。この硝化および脱室の過程で、オゾン層破壊物質でありかつ$\mathrm{CO}_{2}$の298倍の温室効果能を有する亜酸化窒素（$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$）が生じる。湛水土壤においては、根圈の酸化的な環境で硝化細菌のはたらきにより$\mathrm{NO}_{3}^{-}$へと変化する。生じた$\mathrm{NO}_{3}^{-}$は、還元的な環境において脱室細菌により$\mathrm{N}_{2}$にまで脱室される。

水田は$\mathrm{CH}_{4}$の主要な排出源とされているため、多収米飼料イネ水田への発酵残さの多量施肥による$\mathrm{CH}_{4}$排出の増加が懸念される。また、無機化により多量の$\mathrm{NH}_{4}^{+}$が生じた場合、飼料イネが吸収できなかった分が溶脱し、地下水汚染を引き起こすことも懸念される。吸着態窒素として土壌に残留する恐れがある。しかし、乾式メタン発酵残さを水田に施用した例はこれまで報告されていないため、発酵残さ施肥の環境負荷を明らかにする必要がある。また、発酵残さ施肥に伴う環境負荷を抑制することも、コベネフィットシステム全体の環境負荷に影響すると考えられる。

図（２）－１　発酵残さを施肥した水田の異なる水環境における炭素および窒素挙動
## 2 ．研究開発目的

本研究では、環境負荷抑制型の多収米飼料イネ管理方法の確立を目的とする。発酵残さ施肥に伴う環境負荷を抑制するために、本研究では水田の水管理のひとつである間断灌溉に着目した。間断灌溉は、湛水状態および落水状態を交互に繰り返す水管理手法である。前述の通り、落水状態ではCH_{4}生成の抑制、湛水状態では窒素の除去がなされる。従って、本手法を多収米飼料イネ栽培に適用することで、温室効果ガス排出および水環境への負荷を同時に抑制できることが期待される。

そこで、発酵残さ施肥および水管理が多収米飼料イネ水田からの温室効果ガス排出および窒素挙動におよぼす影響を明らかにする。まずは、ポット試験により発酵残さ施肥および水管理の効果を明らかにする。ついで、実際の水田においても調査を実施し、発酵残さ施肥による環境負荷を慣行栽培と比較するとともに、水管理による環境負荷削減の実証を行う。さらに、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ために、安定同位体を用いた脱窒評価法を提案し、実施する。

### 3. 研究開発方法

（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 ）実験系

本研究では多収米飼料イネに異なる負荷量の乾式メタン発酵残渣および異なる水管理のもとで温室効果ガス排出の評価を行い、適切な発酵残渣の利用方法を提案することを目的とした。

発酵残渣の窒素負荷は150,300,450 kg-N/haとし、各負荷量に対して常時湛水および間断灌溉の2種類の水管理を施し、計6つのポットで評価を行った。また、発酵残渣や化学肥料を一切加えていない0 kg-N/ha常時湛水のポットを設け、対照系（コントロール系）とした。

表（2）－1 各処理区における水管理、残渣投入量および窒素、炭素負荷

処理区	水管理	残渣投入量[g]	窒素負荷[kg-N/ha]	炭素負荷[kg-C/ha]
C150	常時湛水	35.34	150	2650
I150	間断灌溉	35.35	(慣行)
C300	常時湛水	70.68	300	5300
I300	常時湛水	70.68	(慣行の倍)
C450	間断灌溉	106.03	450	7950
I450	常時湛水	106.02	(慣行の倍)
C0	常時湛水	0	0	0

本研究では下部に排水口の付いたポットに市販の砂利および農業環境技術研究所より採取した水田土壌を充填して水田とみなした。ポットは高さ505.0 mm、内径224.35 mmの円筒形である。円筒上部の表面積が1/25 m²になるように設計した（図（2）－2）。

ポットの構成として、下から砂利 5 cm、粘土層 10 cm、作土層 20 cm、の順に充填した。粘土層は作土層の土壤に水をくわえ、手でこねることで作成し、作土層は篩にかけ稲わらや根等の余分な炭素源を取り除き粒径 2 mm 以下のものを使用した。粘土層と作土層で計約 20 kg の土壤を使
用した。作土層および粘土層の含水率はそれぞれ 6.9 w/w%、32.6 w/w%だった。

図（２）－２　ポット写真

図（２）－３　チャンバー写真

肥料として用いた乾式メタン発酵残渣は、基質のC/N比を20、SRT（污泥滞留時間）30日、の条件下で豚ふん尿と稲わらを発酵させたものを用いた。発酵後の残渣は含水率を低下させ、残渣の悪臭を軽減させるために、ステンレス製のバットに広げ好気条件下で風乾させた。風乾後は粗粉砕した後、各窒素負荷になるように残渣を秤量しジップパックに保存した。施肥時は残渣をジップパックから水田土壌に広げ、土壌深さ10 cmまで残渣が均質に混ざるように、手で土壌と残渣を混合した。

## 2 ）サンプリングおよび分析

ポットから排出される$\mathrm{CH}_{4}$ 及び$\mathrm{N}_{2}\mathrm{O}$ ガスはクローズドチャンバー法を用いて捕集し、各ガスの排出速度を算出した。クローズドチャンバー法とはアクリル製の覆い（図（2）－3）を稲に被せて密閉し、ガス濃度の時間変化より各ガスのフラックスを求める手法である。本実験では、高さ1002.0 mm直径223.95 mmの円筒状（体積39.2 L）のアクリル製チャンバーを用いた。チャンバーにはサンプリング口が3つあり、チャンバー内温度を測定する温度計、チャンバー内を大気圧に保つためのテドラーバッグ、およびチャンバー内の気相攪拌用のファンを装着した。チャンバーとポットの間にゴム製の0リングをかませ、ゼムクリップで4か所を止めて密閉状態とした。チャンバー内の気体の採取方法として、チャンバーのサンプリング口の一つにルアーコネクタを装着しルアーコネクタから50 mlテルモシリンジを用いて気体を採取した。採取した後テルモシリンジの先端に針を装着し、予め脱気しておいた30 mlガスクロバイアルに50 ml封入し保存した。本実験ではクローズドチャンバー法の密閉時間を20分として、0,10,20分の時にチャンバー内の気体を採取し保存した。

採取した気体は GC-FID を用いて CH_{4} ガス濃度を、GC-ECD を用いて N_{2}O ガス濃度を分析した。分析後各ガスにおいて 0 から 10 分および 10 から 20 分のガス濃度の時間変化を算出し、それぞれの値の平均値をガス濃度時間変化とした。ここで誤差を補正するため 0, 10, 20 分の 3 点の R^{2} 値が 0.900 未満のもの、或いは同じサンプルを 3 回分析した際の変動係数よりも 20 分間の変異が低い
ものは排出速度を0とした。

算出したガス濃度変化を次の式に代入することで、ガス排出速度を算出した。

$$ F=\frac{\triangle C}{\triangle t}\times\frac{V}{V_{0}}\times\frac{T_{0}}{T}\times M\times\frac{1}{A} $$

ここで、F:フラックス $ \left[g\cdotm^{-2}\cdoth^{-1}\right] $ 、 $ \therefore\triangle C/\triangle t $ ヤンバー内濃度変化速度 $ \left[ppmv\ h^{-1}\right] $ 、V:密閉体積 $ \left[m^{3}\right] $ 、 $ V_{0} $ :標準状態で理想気体1 molが占める体積 $ 0.0224\ m^{3}\ mol^{-1} $ 、 $ T_{0}:273\ K $ 、T:チャンバー内温度 $ \left[K\right] $ 、M:モル質量 $ \left[g\ mol^{-1}\right] $ 、A:チャンバー断面積 $ \left[m^{2}\right] $ である。

土壤中の酸化還元状態（土壌Eh）を把握するため、飼料イネの移植時に各ポットの土壌深さ5 cmに白金電極を挿入した。土壌Ehの計測は、白金電極およびEh計を用いて実施した。

また、ポット底部より浸透水を定期的に採取し、無機態窒素（ $ NH_{4}^{+} $ 、 $ NO_{2}^{-} $ および $ NO_{3}^{-} $ ）濃度をイオンクロマトグラフィーにより計測した。

## （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 ）実験サイト

乾式メタン発酵残渣を施肥した水田の水環境負荷および温室効果ガス排出量の把握とともに、水管理による温室効果ガス排出量削減効果を現場レベルで確認するために圃場実験を行った。

2013年、図（2）－4に示す茨城県行方市の一般農家が有する水田（30 m × 32.6 m）に、1 m × 3 mの小区画を波板を用いて、9区画調製した（図（2）－4）。水田の土性は砂質壊土(Sandy Loam)で粒系組成は粗砂65.0%、細砂16.9%、シルト4.2%、粘土13.8%だった。実験期間は飼料イネの栽培期間である5月29日（移植後日数0日目）から10月3日までの127日間であり、追肥は行わなかった。飼料イネの品種はタカナリを使用した。

図（２）－４　実験サイト（左）および試験圃場（右）の様子

## 2 ）実験系

飼料イネ水田からの温室効果ガス排出量の栽培法による違いを評価するために、3種類の実験系を設定した（表（2）－2）。まず、従来の非循環型養豚システムにおける飼料イネ栽培の慣行