肥育場の肥料からの亜酸化窒素、メタン、アンモニア排出に対するルーメン非分解性タンパク源の影響

Scientific Reports volume 12、記事番号: 9166 (2022) この記事を引用

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飼料中のルーメン非分解性タンパク質 (RUP) 源が、肥育場で仕上げられた牛の糞尿からのメタン (CH4)、亜酸化窒素 (N2O)、およびアンモニア (NH3) 排出に及ぼす影響を評価しました。私たちは、食事にさまざまな RUP 供給源を使用すると、尿を介した N 損失が減少し、環境への N2O、CH4、および NH3 排出量の削減に貢献すると仮説を立てました。ネロール牛には、大豆ミール (SM、RDP ソース)、バイパス大豆ミール (BSM、RUP ソース)、およびコーングルテンミール (CGM、RUP ソース) を含む異なる飼料 (18 頭/治療) を与えました。タンパク源は尿中のNおよびC濃度、糞便中のC濃度、およびNバランスに影響を与えなかった(P>0.05)。 RUP ソースは RDP ソースよりも高い N2O 排出量をもたらしました (P = 0.030)。一方、BSM は CGM よりも高い N2O 排出量をもたらしました (P = 0.038) (SM = 633、BSM = 2521、および CGM = 1153 g ha− 2N-N2O); しかし、CH4 と NH3 の放出には差はありませんでした (P > 0.05)。結論として、飼料における RUP の使用は、肉牛の N 排泄や肥料からの CH4 および NH3 排出には影響を与えませんでしたが、肥料からの N2O 排出は増加しました。

牛を閉鎖飼育場で仕上げることにより、動物の要件に適した飼料源を使用できるようになり、生産性と肉の品質が向上します1。しかし、このシステムは、窒素や有機物質などのいくつかの成分を含む肥料の蓄積をより多く引き起こします2。これらの成分は変化を起こし、亜酸化窒素 (N2O) やメタン (CH4)3,4,5 などの温室効果ガス (GHG) やアンモニア (NH3)6,7 の排出源となる可能性があります。温室効果ガスの排出は地球温暖化に寄与します8。一方、NH3 の揮発は人間の健康に害を及ぼし7,9、NH3 は N2O 生成の前駆体であるため GHG 排出量を増加させる可能性があります10。

亜酸化窒素は、菌類、細菌、古細菌による硝化、脱窒 11、硝化脱窒 12 中に土壌中のアンモニウム (NH4+) と硝酸塩 (NO3-) が変化することによって放出されます 13。これらのプロセスは、降水量、温度、基質の利用可能性に影響されます14、15。牛の糞尿からのガス放出の大きさは、N16 の形態と濃度によって異なります。したがって、反芻動物から排泄される窒素の 70% は尿素の形であり、加水分解後に NH4+ を放出するため、反芻動物の排泄物による窒素損失、特に尿素の形での窒素の損失の削減は、N2O 排出の軽減に関連します。さらに、微生物による尿素の加水分解により NH3 が放出されます 18。したがって、排泄物からの N-尿素の削減は、NH3 排出を直接削減する可能性があります 19。

肥料から放出される CH4 の量は、反芻動物によって生成される腸内 CH4 の総量と比較して少量です 20。しかし、大量の肥料はより多くの CH4 排出をもたらす可能性があるため、飼養場における肥料からの排出は重要である 21。窒素と C 含有量 22、水分、温度 23 は、CH4 排出の主な調節因子です。 N の利用効率を高めて N 排泄量を減らすことを目的とした戦略は、CH4 排出量の削減に関与する重要な要素である肥料の CN 比率を変更することができます 24。高いCN比は、タンパク質要件を満たすことができるメタン生成古細菌の集団の成長を促進する可能性があるため、基質の残りの炭素含有量と反応せず、その結果CH425の生産量が低下します。したがって、動物による栄養素の排泄を減らすことは、肥料からのCH4排出を軽減する戦略として機能する可能性があります。

反芻動物による窒素の使用を最適化すると、尿による窒素の損失を減らすことができ、その結果、糞尿からのアンモニアや窒素の排出を最小限に抑えることができます26。食事中のルーメン分解性タンパク質（RDP）の量を減らし、ルーメン非分解性タンパク質（RUP）の量を増やすと、全体的な窒素効率が向上し、小腸に到達する代謝性タンパク質（PM）の適切な供給が可能になる可能性があります27。したがって、我々は、食事中の異なる RUP 源が尿を介した N 損失を減らし、環境への N2O、CH4、NH3 排出量の減少に寄与すると仮説を立てました。窒素の排泄を減らすために食事を調整すると、腸内 CH428 の生成に影響を与える可能性があります。しかし、我々の研究では、RUP の発生源が排泄物中の放出にどのような影響を与えるかを理解することに重点が置かれていたため、腸内 CH4 の放出は測定されませんでした。現場での評価により、フィードロット環境からより代表的な排出量を取得できるようになります。したがって、本研究の目的は、飼養場で仕上げられたネロールの肥料からの N2O、CH4、および NH3 排出に対する飼料中の RUP 源の影響を評価し、これらのガスの生成を調節する主要な駆動変数を特定することでした。

RUP 源と RDP 源の間で、尿および糞便サンプルの C および N 含有量または C/N に差はありませんでした (P > 0.05) (表 1)。 RUP 源として CGM を飼料に含めると、RUP 源として BSM を含めた場合と比較して、窒素含有量は増加しましたが (P = 0.012)、糞便サンプル中の C/N は減少しました (P = 0.009)。ただし、RUP ソースと RDP ソースの間で尿サンプルの C/N に差はありませんでした (P = 0.632)。

評価した 3 つのタンパク質源はいずれも、窒素消費、糞便および尿中窒素排泄、総窒素排泄、総窒素貯留に影響を与えませんでした (P > 0.05)。 3 つのタンパク質源間で、糞便および尿中窒素排泄、窒素保持率 (% 摂取)、または糞便および尿中窒素排泄 (% 排泄) に差はありませんでした (P > 0.05)。

N2O および CH4 排出サンプリング期間中の平均温度は 20 °C でした。最低温度 (3.3 °C) と最高温度 (35.2 °C) は、それぞれサンプリング 49 日目付近と最後のサンプリング日に記録されました。実験期間中の累積降水量は 33.6 mm で、7 日間にわたって発生しました (図 1)。

N2O および CH4 排出量のサンプリング期間全体にわたる、毎日の降雨量、毎日の最小値 (Tmin)、毎日の平均値 (Tmean)、および毎日の最大値 (Tmax) の周囲温度。データは、実験地域から 1 km の場所にある精密科学省 (FCAV/UNESP) の農業気象観測所から取得されました。

実験期間中、日平均 N2O および CH4 フラックスは、それぞれ -62 ～ 318 μg N2O m2 h-1、および -125 ～ 321 μg CH4 m2 h-1 の範囲で変化しました（図 2）。すべての処理において、N2O 放出の最大ピークは 21 日目に観察されました。同じ日に、CH4 フラックスの増加も観察されました。治療間の N2O および CH4 フラックスの違いは、評価の数日間で発生しましたが、研究期間を通じて一貫していませんでした。

ルーメン分解性タンパク質（RDP）の供給源、BSM = ルーメン非分解性タンパク質（RUP）の供給源としてバイパス大豆粕を与えられた動物の肥料、CGM = RUP の供給源としてグルテンミールを与えられた動物の肥料。 N2O (処理 = 0.003; 時間 < 0.001; 処理 × 時間相互作用 < 0.001) および CH4 (処理 = 0.165; 時間 < 0.001; 処理 × 時間相互作用 < 0.005) の P 値。実験ユニットとみなされるチャンバー (n = 9)。エラーバーは平均値の標準誤差を表します。

フィードロットでの仕上げ段階中にルーメン難分解性タンパク質源を与えられたネロール牛の糞尿からの N2O と CH4 の流入。 SM = 大豆粕を与えられた動物の肥料

タンパク質源は、動物の糞尿からの累積 CH4 排出量に影響を与えませんでした (P > 0.05) (表 2)。しかし、RUP 源を与えられた動物の糞尿は、RDP 源を与えられた動物よりも高い累積 N2O 排出量をもたらしました (P = 0.030)。 SM 給餌牛と比較して、CGM 給餌牛のふん尿からの排出量はほぼ 2 倍、BSM 給餌牛のふん尿からの排出量 (P = 0.038) は 4 倍でした。

サンプリング時間とタンパク質源との間の相互作用が、DM、OM、N、C、および NH4+ について観察されました (表 3、図 3)。 CGM を与えられた動物の糞尿は、42 日目には SM を与えられた動物よりも低い窒素含有量とより高い NH4+ を示しましたが (P < 0.001)、63 日目には、CGM を与えられた動物の糞尿ではより高い値の N と NH4+ が観察されました。 BSM (それぞれ P = 0.002 および P = 0.010) および SM (それぞれ P = 0.004 および P < 0.001)。 SM を与えられた動物の糞尿は、42 日目に RUP 源を与えられた動物の糞尿よりも高い C 含有量を示しました (P = 0.001)。 SM を与えられた動物の肥料は、RUP を与えられた動物よりも高い C/N を示しました (P = 0.001)。分析されたサンプルの硝酸塩含有量は検出できませんでした。

フィードロットでの仕上げ段階中のソース。 SM = ルーメン分解性タンパク質 (RDP) 源として大豆粕を与えられた動物の糞尿、BSM = ルーメン非分解性タンパク質 (RUP) 源としてバイパス大豆粕を与えられた動物の糞尿、CGM = コーングルテンミールを与えられた動物の糞尿RUP のソースとして。異なる文字は、治療と時間の相互作用におけるテューキー検定による有意差 (P ≤ 0.05) を表します。実験ユニットとみなされるチャンバー (n = 9)。エラーバーは平均値の標準誤差を表します。

ルーメン難分解性タンパク質を与えられたネロール牛の土壌に堆積した肥料の乾物、有機物、N、C、NH4+ 含有量

肥料ガス (N2O および CH4) 排出量と N、C、C/N 比、DM、OM、および NH4+ との相関関係はありませんでした (P > 0.05) (表 4)。窒素は C (P < 0.001) および OM (P < 0.002) と正の相関がありました。炭素は C/N 比と正の相関がありました (P < 0.001)。アンモニウムは OM と正の相関がありました (P = 0.045)。

42 日目には CH4 と C/N 比の間に正の相関が観察され (P = 0.025)、63 日目には CH4 と NH4+ の間に正の相関が観察されました (P = 0.001)。 105 日目では、N2O は DM (P = 0.018) および NH4+ (P = 0.008) と正の相関がありました (表 5)。

NH3 排出サンプリング期間中の平均温度は 25 °C でした。最低気温 (15.2 °C) と最高気温 (37.3 °C) は、それぞれ最初のサンプリング日と 19 日目に記録されました。実験期間中の累積降水量は 320.5 mm で、異なる 30 日に発生しました (図 4)。

NH3 排出サンプリング期間全体にわたる、毎日の降雨量、毎日の最小値 (Tmin)、日平均値 (Tmean)、および日最大値 (Tmax) の周囲温度。データは、実験地域から 1 km の場所にある正確科学部門の農業気候学ステーション (FCAV/UNESP) から取得されました。

すべての処理からの肥料は、評価初日に最も高い 1 日平均 NH3 排出量を示しました (図 5)。その後、NH3 放出は、すべての処理において評価の 4 日目まで減少しました。 19 日目から、すべての処理で NH3 放出の新たなピークが観察されました。 SM 処理では 38 日目と 51 日目に NH3 放出がわずかに増加しましたが、BSM および CGM 処理では放出が減少しました。すべての処理下でのアンモニア放出は 77 日目に完全に停止しました。 13 日目から 25 日目まで、SM 治療下での累積 NH3 排出量は、BSM および CGM 治療下でのそれよりも高かった。しかし、この期間の後、治療間で差は観察されませんでした。

ルーメン分解性タンパク質（RDP）の供給源、BSM = ルーメン非分解性タンパク質（RUP）の供給源としてバイパス大豆粕を与えられた動物の肥料、CGM = RUP の供給源としてコーングルテンミールを与えられた動物の肥料。実験ユニットとみなされるチャンバー (n = 9)。エラーバーは平均値の標準誤差を表します。

肥育場での仕上げ段階中にルーメン難分解性タンパク質源を与えられたネロール牛の糞尿からの 1 日あたりの平均 NH3 排出量。動物を飼育場から取り出した後に評価を開始した。 SM = 大豆粕を与えられた動物の肥料

評価期間中の肥料からの累積 NH3 排出量と、3 つのタンパク質源間で DM、OM、N、および C の肥料含有量に有意差はありませんでした (P > 0.05) (表 6)。同様に、RDP 源と RUP 源の間で肥料の C/N 比に差はありませんでした (P = 0.491)。しかし、BSM を与えられた動物の糞尿は、CGM を与えられた動物の糞尿よりも高い C/N 比を示しました (P < 0.001)。 RDP を与えられた動物の糞尿は、RUP を与えられた動物よりも高い NH4+ 濃度を示しました (P < 0.001)。しかし、CGM と BSM を与えられた動物の糞尿の間には、NH4+ 濃度に差はありませんでした (P = 0.670)。

食事に RUP 源を使用しても、尿による N 損失は減少しませんでした。一方、N2O排出量は増加しましたが、肥料からのCH4排出量には影響しませんでした。したがって、飼料に RUP を含めることで N 損失が減少し、肥料からの N2O および CH4 排出量の減少に寄与するという我々の仮説は否定されました。

土壌に堆積した肥料は窒素と炭素の含有量を増加させ、それによって窒素の無機化速度が変化し、N2O 生成が刺激されます29,30。一方、物質の分解中に放出される不安定な C は、N2O と N2 の生成の季節性を制御します 30。無機形態の N (NH4+ および NO3-) は、N2O 生成の決定要因です。 BSM と CGM を与えられた動物の糞尿は、42 日目には SM を与えられた動物よりも高い NH4+ 濃度を示し、63 日目には CGM 処理のみで、処理に関連した糞尿特性の時間的変動を証明し、おそらくより高い濃度をもたらした。この時点での尿素加水分解の様子 (表 3、図 3)。 RUP 処理下での NH4+ 濃度の上昇により硝化または脱窒が促進され、結果として N2O が生成された可能性があります 17 (表 2)。

食事に使用される RDP 量が少ないと N 利用効率の増加が観察されるため、食事に RUP を含めることで尿中 N の減少が期待されました 31。言い換えれば、第一胃内のNH3濃度の減少は、微生物の増殖を最大にするために最適な第一胃内のNH3濃度を維持するために、尿素再利用の増加によって補われ、その結果、尿中へのN排泄量が減少した27、34、35。しかし、これは起こらなかった。なぜなら、RUPを含む食餌中のRDPの含有量が微生物の窒素要求を満たしている可能性が高く、それによって十分な尿素リサイクルが達成されず、RDPを含む食餌と同様に尿中窒素排泄が可能になるからである(表1)。

小腸に到達するアミノ酸の量が増加することも、N 損失の増加に寄与するもう 1 つの要因です。これらのアミノ酸は、動物の必要量に対して過剰にまたは不均衡に吸収されると、エネルギー生成のために酸化され、肝臓で尿素が生成され、その後尿を通じて排泄されます。これは、第一胃の需要を満たすのに十分なレベルの NH3 が食事で提供されている場合に発生する可能性があります 34。したがって、食事中の過剰な CP 濃度は、RDP または RUP として尿中 N 排泄に寄与する可能性があります。

RUP 源を与えられた動物の糞尿からの N2O 排出量が最も多かった (表 3)。これは、N2O 排出は尿中の尿素含有量によって特に影響を受けるため、これらの飼料ではおそらく肥料中の尿素含有量が高かったことを示しています 35。

食事でより高い RUP レベルが使用されると、腸に到達する無傷のタンパク質の量が増加するため、尿から糞便への排泄経路の変化が予想され、これが吸収されなかった場合の糞便 N 排泄に寄与します 38,39。しかし、糞便窒素濃度は 2 つの RUP 供給源間で異なっていましたが、RDP 処理と RUP 処理の間で糞便窒素排泄に差はありませんでした (表 1)。これは、これらの供給源の異なるアミノ酸組成または異なる化学構造に起因する可能性があります。トウモロコシ（コーングルテン、湿式トウモロコシ粉砕の副産物）や大豆（熱処理）が受けるプロセスにより、タンパク質が第一胃内で分解されなくなったり、利用できなくなったりする可能性があります38。

処理間で肥料の組成が異なるにもかかわらず (表 3)、CH4 排出量には差はありませんでした (表 2)。肥料の窒素および OM 含有量と C/N 比は、CH4 排出に関連する重要な要素です 41,42。それにもかかわらず、いくつかのサンプリング日では、処理間の肥料の化学組成の違いが観察されました（図3）。この結果は、肥料の化学組成を変化させる可能性がある温度や降水量などの環境条件の変化に関連している可能性があります。しかし、これらの処理間の差異は実験期間を通じて一貫しておらず、CH4 放出に差異がないことが正当化されました。

肥料中の窒素含有量の大部分は、尿素の形で尿から排泄される窒素に由来し、尿素は急速に加水分解されてNH4+となり、有機形態の糞便からの窒素損失も発生します41。有機 N は CH4 の放出を促進し、酢酸塩の CH442 への変換に重要な役割を果たしますが、NH4+ としてのミネラル N は CH4 の生成を阻害し、嫌気性プロセスにおける酸性化とメタン生成の関係を断ち切ります 43。

実験期間中、亜酸化窒素と CH4 のフラックスはそれぞれ -62 ～ 318 μg N2O m2 h-1 と -125 ～ 321 μg CH4 m2 h-1 で変化しました (図 2)。これらのフラックスは大きな変動を示しましたが、これは、上で説明したように、気候条件の変化による肥料の化学組成の時間的変動など、いくつかの要因に起因すると考えられます（表3、図3）。他の研究者44は、主に表面上の不規則な糞便と尿の堆積に関連する排出量の大きな変動を報告しており、本研究でもそれが発生した可能性があります。

土壌中の糞便と尿の頻繁な堆積と蓄積は、すべての処理において時間の経過とともに CH4 と N2O の排出量を増加させませんでした。動物による踏みつけにより、表面材料の通気が引き起こされ、メタン生成細菌や硝化/脱窒微生物の活動にとって好ましくない環境が提供された可能性があります。さらに、肥料の DM 含有量に基づくと、雨の日を除いて、飼養場内の湿度は時間の経過とともに増加しませんでした (表 3)。これはおそらく、その時期の乾燥した気候と、肥育場の圧縮された土壌に関連していると考えられます。

降水量と温度の変化は CH4 の排出に大きな影響を与えます45。研究期間中、CH4 フラックスはこれらの変数に関連していました。 21 日目には、おそらく前の週の降水のため、すべての処理で放出ピークの増加が観察されました。 CH4 の放出が嫌気性条件下で発生することを考慮すると、堆肥の水分含有量の増加により、降水により放出量が増加した可能性があります 46。 49 日目には、おそらくその日の気温低下のため、CH4 放出の減少が観察されました。 CH4 の放出が生物学的かつ嫌気性のプロセスであることを考慮すると、温度はメタン生成菌の活性を低下させることにより制限因子として機能する可能性があります 47。この期間の後、CH4 の放出は安定する傾向がありました。これはおそらく、降水量が多くなく、温度の変動がほとんどなかったためと考えられます (図 1)。

フィードロットの仕上げ段階におけるすべての処理における平均 CH4 排出量 (SM = 53 µg C-CH4 m2 h-1; BSM = 33 µg C-CH4 m2 h-1; CGM = 16 µg C-CH4 m2 h-1) ; 本研究における C-CH4 の平均 8.8 g 日 -1 ペン -1）は、同様の気候条件およびペン密度 6 の下で他の研究者による報告値（110 g 日 -1 ペン -1 の平均）48 よりも低かった。ただし、床はコンクリートで固められ、排泄物は 15 日ごとに除去されました。好ましい化学条件下であっても、水分レベルが低いと微生物の活動が制限されるため、肥料の水分が少ないことが CH4 排出量の少なさの原因である可能性があります。注目すべきことに、各囲い内の密度は動物あたり 30 m2 であり、評価はフィーダーの近く、排泄物の堆積が多い 6.5 m × 10 m のエリアで実行されました。動物の密度は、地表での排泄物の堆積と蓄積の状態に反映され、飼養場でのガス排出を評価する際に考慮すべき関連要素です49。

サンプリング日によっては、CH4 の取り込みは主に大気中の CH4 の消費によって起こりましたが、これは好気性環境で発生する可能性があります 39。メタン生成生成とメタン生成消費の間のバランスが正の場合、環境は CH4 源となり、CH4 の排出につながります。対照的に、このバランスがマイナスの場合、環境は CH4 シンクとみなされます 39。

飼養場システムが乾季の飼料生産量低下の影響を最小限に抑えるための管理戦略として登場したことを考慮すると、ブラジルの飼養場の大部分は、降雨が少なく気温が低い 4 月から 11 月まで管理されています。この期間の気候条件が動物密度の低い飼養場に関連している場合、CH4 排出量が低くなる可能性があります。ブラジルの GHG 排出量を推定するための目録50では、ブラジルの飼養場からの排出量を推定するのに十分なデータがないことは明らかです。したがって、緩和戦略間の比較を可能にする具体的なデータを生成するには、さまざまなストッキング、給餌、肥料管理を伴うさまざまなシステムを測定する必要があります。

平均 N2O フラックス (SM = 22 µg N–N2O m2 h−1; BSM = 59 µg N–N2O m2 h−1; CGM = 36 µg N–N2O m2 h−1; 12 g N–N2O day−1 ペン−1）本研究で観察された値は、より高い密度（6 m2 動物−1）とその地域からの排泄物の毎日の除去を考慮しても、いくつかの報告値（0.8 g N–N2O day−1pen−1）よりも高かった48。 15日間。 N2O 放出のより高いピークは、おそらく前週の降雨のため、すべての処理において 21 日目に観察されました。他の研究者51は、開放飼養場をシミュレートした対照実験で、降水イベント後の排出量の増加を実証し、ピークは降雨後2時間から15日で変化することを実証した。

降雨後の排出とその地域の湿潤は、乾燥した土壌に吸収された N2O の放出につながる、鉱化、硝化、および/または脱窒の組み合わせに関連している可能性があります52。水分は N2O 生成における重要な要素であり、特に温度と適切な化学組成に関連する場合 53、N2O の放出は温度の上昇とともに顕著に増加します 54。ただし、ピークに達した後も、N2O 排出量は安定しており、評価日ごとにわずかな変動がありました。追加の降水事象が存在する場合でも、低温（49 日目付近で最低 3.3 °C）が新たな放出ピークの発生を妨げた可能性があります。

実験中、肥料中に硝酸塩は検出されませんでした。亜酸化窒素の生成は、ヒドロキシルアミン (NH2OH) 中の NH4+ の酸化による硝化によって起こり、中間体として NOH、生成物として N2O が生じると考えられています55。 N2O は、硝化装置による脱窒によっても生成できます。この場合、NH3 は硝化され、亜硝酸塩 (NO2-) に酸化され、その後、一酸化窒素 (NO)、N2O、および分子状 N (N2) に還元されます。亜酸化窒素は、NO2- を N256 に還元する際の中間体です。脱窒中に、NO3- が主基質として使用されます57。今回の研究では脱窒は起こらなかった可能性がある。

相関分析では、CH4 および N2O の生成と、肥料の化学組成に関連する試験変数との有意な線形関連は示されず、これは特定の要因に起因すると考えられます (表 4 および 5)。ガス生成の基礎となるプロセスは複雑で、肥料の化学組成に依存しています。化学組成に加えて、肥料中のガスの放出は、温度、湿度、堆積条件、動物による踏みつけなどの他の要因にも依存します。ガス生成と肥料組成の間に有意な相関関係がないことは、サンプリング期間中に分析された特性の小さな変動に関連している可能性があり、変数間の関係を観察することが困難になっています。

飼料に RUP を使用しても、尿による N 損失は減少せず、肥料からの NH3 放出には影響しませんでした。この意味で、食事に RUP を含めることで N 損失が減少し、NH3 排出量の減少に寄与するという我々の仮説は否定されました。

SM を与えられた動物の糞尿は、評価の 8 日目から 25 日目まで、CGM および BSM を与えられた動物よりも高い NH3 排出量を示しました。これは、サンプリング期間の開始時に CGM および BSM を与えられた動物よりも SM を与えられた動物の糞尿の NH4+ 含有量が高いことに起因すると考えられます (表 6)。その後、CGM および BSM を与えられた動物の糞尿は、実験期間を通じて最も高い降水量 (54.2 mm) が発生した後、新たな NH3 放出ピークを示しました。しかし、この処理下での沈殿に対する反応が弱いことからわかるように、この期間中、SM 処理からの NH4+ の大部分はすでに使用されていました。尿や糞便中に存在する尿素は急速に加水分解され、形成された NH4+ は NH4+ 濃度と肥料の pH および環境条件に応じて NH3 水溶液に解離されます。沈殿が発生すると、ウレアーゼ活性が促進され、その結果、NH3 放出が増加します58。ただし、特性評価のための肥料のサンプリングは、その地域にチャンバーを埋め込む前に実行されたことに注意してください。したがって、ここに示されている化学組成データは、NH3 評価期間中に起こり得る時間的変動を表すものではありません (表 3)。

肉牛の飼養場では、より高い値の NH3 排出量が報告されています (NH3 動物 -1 kg で 49.1 kg)。これは主に、開放環境での風速が排出量を増加させることを考慮すると、閉じ込められた飼養場の大部分が屋外にあるという事実に関係しています 59。他の研究によると19、飼養場における 1 日あたりの NH3 排出量が 2000 μg NH3 m-3 を超えることはほとんどありません。ただし、本研究では、より高い値が観察されました。重要なのは、前に説明したように、排泄物分布の均一な条件での処理を比較する目的で、評価は排泄物の堆積がより多い領域で実行されたことです。したがって、この研究では、飼養場全体の面積ごとの排出量が過大評価されている可能性があります。逆に、動物が飼育場にいたときの排出量は考慮していませんでした。サンプリング期間中、動物はすでにその地域から撤去されており、大量の糞尿が蓄積されていました。雨季が始まると、利用可能な基質が大量にあるため、水分含有量が増加し、放出が促進された可能性があります19。したがって、動物によって排泄された尿素は加水分解され、NH4+ の蓄積に寄与し、降水量に応じて水分含有量が増加すると、NH4+ が NH3 として放出されました。

時間の経過とともに、その地域に動物がいなかったため新たな肥料が堆積されなかったため、基質が消費された時点で放出はおそらく停止し、本研究では77日目頃に発生しました。動物の排泄物を収集し、動物や新たな堆積物がない状態で評価のために土壌に適用する実験では、アンモニアの放出は平均して 3 週間発生します42、62、63。したがって、次の雨季に、開放飼養場での NH3 排出量を調査し、動物の存在下でのピーク発生を観察し、動物を除去した後も評価を維持するさらなる研究が必要である。

食事に RUP を含めても、動物による N 排泄には影響しませんでした。肥料からの N2O 排出量は増加しましたが、CH4 排出量と NH3 排出量は影響を受けませんでした。熱帯条件下のフィードロットシステムで管理されている動物の糞尿からのNH3、N2O、およびCH4の排出に対する、飼料中のRDPとRUPの異なる割合の使用の影響を調査するために、追加の研究が正当化される。

この実験は、ジャボティバルにあるサンパウロ州立大学 (UNESP) の倫理・生命倫理・動物福祉委員会によって、プロトコル番号 16.668/16 に基づいて承認されました。すべての方法は、関連するガイドラインおよび規制に従って実行されました。方法は、ARRIVE ガイドラインの推奨事項に従って原稿で報告されています。

本研究は、ブラジル・サンパウロのサンパウロ州立大学ジャボティバルキャンパス（南緯21度14分05秒、西経48度17分09秒、標高615.01メートル）で実施された。この地域は熱帯気候で、4 月から 9 月が乾季、10 月から 3 月が雨季で、年間降水量の 80% 以上が雨季に発生します。土壌は玄武岩由来の Rhodic Ferralsol62 で、表層 (0 ～ 10 cm) は砂質粘土ローム組織 (シルト 10%、砂 61%) です。 CaCl2 中の土壌 pH は 5.9、かさ密度は 1.8 kg dm-3、同じ深さの有機物含有量は 16.6 g dm-3 です。

気象データ (毎日の降水量と周囲温度) は、実験地域から 1 km の場所にあるジャボティカバル大学 (UNESP) 正確科学部の農業気象観測所のデータセットから取得しました。

実験は2019年5月から12月までの210日間実施された。最初の21日間は動物を食事に適応させるために充てられ、その後112日間は監禁され、その間に毎週N2OとCH4のサンプリングが行われた。動物を飼育場から取り出した後、77 日間にわたって NH3 のサンプリングが行われました。

初期体重約 360 kg のネロール雄牛 54 頭が 3 回の処理に分けて分配されました。動物は 3 つの処理に分けられ、集合的な囲い (11 m × 50 m、1 つの処理ごとに 1 つの囲い、1 つの囲いあたり 18 匹の動物) に割り当てられました。それぞれの囲いには土間があり、2 つの囲いごとに集団で酒飲みが集まっていました。各囲いには 2 つの屋根付き自動給餌器がありました (INTERGADO®、Intergado Ltd.、Contagem、ミナスジェライス州、ブラジル)。給餌システムには、ロードセル上に設置された自動給餌モニターが装備されており、動物が消費した給餌量を電子的に登録することができました。トラフは電子耳タグから動物を認識し、消費データをデータベースに自動的に送信し、情報を保存します。

タンパク質源（コントロールとして 2 つの RUP 源と 1 つの RDP 源）を与えられた動物の糞尿が収集され、その結果、次の 3 つの処理が行われました。

大豆ミール (SM): RDP の供給源。

バイパス大豆粕（BSM）：RUPの供給源

コーングルテンミール (CGM): RUP の供給源。

実験用飼料は粗飼料 30%、濃縮飼料 70% で構成され、BR CORTE63 に従って 1 日あたりの平均 1 日増加量 (ADG) 1.5 kg を満たすように配合されました。食事は午前8時と午後4時に提供されました。提供された量は、提供された合計の5〜10％を毎日残せるのに十分な量でした。

飼料の成分の化学組成を分析しました (表 7)。 AOAC64 メソッドを使用して、乾物 (DM) (メソッド 930.15)、粗タンパク質 (CP) (メソッド 990.03)、有機物 (OM) (メソッド 942.05)、およびエーテル抽出物 (EE) (メソッド 920.39) の含有量を決定しました。中性洗剤繊維（NDF）含有量は、ANKOM® 2000（Ankom Technologies、米国ニューヨーク州）を使用し、熱安定性α-アミラーゼを使用し、亜硫酸ナトリウムを使用せず、灰分と残留タンパク質を補正して、65 に記載された方法に従って測定しました。 RDP および RUP の含有量は、タンパク質画分 66 および各画分の分解速度に基づいて、5% h-1 の通過率を考慮して推定されました。

ガス（N2O、CH4、NH3）は、肥料（糞便と尿）が最も頻繁に堆積する給餌器の近くの 65 平方メートルのエリアに配置されたチャンバー（処理ごとに n = 9）を使用してサンプリングされました。チャンバーは、処理を受けた動物によって飼養場の表面に堆積された肥料（糞便と尿）の上に置かれました。評価の際、チャンバーは各閉じ込めペン内のフィーダーの近くで区切られたエリア (6.5 m × 10 m) にランダムに配置されました。具体的には、処理比較の目的で排泄物の堆積が多い領域を選択し、排泄物が均一に分布していない場所での評価を回避しました（図6）。

実験エリアの地図。

亜酸化窒素と CH4 の排出量は、GHG 評価マニュアルの推奨に従って静的密閉チャンバーを使用して測定されました67。断熱材で覆われたプラスチック室（0.6 m × 0.4 m × 0.24 m）をガス収集時のみ肥料の上に配置し、動物がそのエリア内で自由に踏みつけたり、排便、排尿できるようにした。サンプリングはフィードロット期間 (112 日間) を通じて週に 1 回実行され、合計 16 回のサンプリングイベントになりました。サンプリングは午後 4 時から午後 4 時まで実施されました。チャンバーを 20 分間密閉し、50 mL ポリプロピレンシリンジを使用して空気サンプルを 0、10、および 20 分の時点で収集し、事前に排気したクロマトグラフィーフラスコ (20 mL) に移しました。ガス流束を補正するために、デジタル温度計 (Incoterm®) を使用してチャンバーの内側と外側の温度を測定しました。

空気サンプルは、以下の条件下でガスクロマトグラフィー (島津温室ガス分析装置 GC-2014、京都、日本) を使用して分析されました。(1) N2O: インジェクター温度、250 °C。カラム温度、80 °C。 N2 キャリアガス (30 mL min−1); 電子捕獲検出器の温度は 325 °C。 (2) CH4: H2 火炎ガス (30 mL min-1) および火炎吸入検出器の温度、280 °C。

亜酸化窒素 (μg N-N2O m-2 h-1) および CH4 (μg C-CH4 m-2 h-1) のフラックスは、閉鎖期間中のチャンバー内のガス濃度の線形増加を考慮して計算され、周囲温度で補正されました。、周囲圧力、およびチャンバーの寸法は次のとおりです。

ここで、ガスは閉鎖期間中のチャンバー内のガス濃度の増加分です (ppb min-1)。 Mω は、N-N2O (28 g mol-1) または C-CH4 (12 g mol-1) のモル質量です。 V はチャンバー容積 (m3) です。 60 は分から時間への換算係数です。 10–6 は g から µg への変換係数を表します。 A はチャンバー面積 (m2) です。 VMcorr は、サンプリング時の温度と圧力の通常の条件によって補正された分子体積です。 10–9 は ppb から µL m−3 への変換係数です。

フラックスを 24 倍して毎日の排出量を取得し、その日の値を線形補間によって積分して、評価期間中の累積排出量を取得しました。偏ったデータを避けるために、負の磁束が計算に含まれています68。

飼養場から動物を取り出した後、1、2、3、4、6、8、13、19、25、31、38、44、51、59、68 日目にサンプリングして、NH3 の放出が止まるまで NH3 の揮発を評価しました。 77 チャンバーの位置を決めた後。チャンバーは、事前に区切られた領域の肥料（糞便と尿）の上にランダムに配置されました。定量は、N を捕捉するために 10 mL の 1.0 mol dm-3 H2SO4 溶液 + グリセリン 2% (v/v) に浸した泡が入ったプラスチックボトルで作られた半開放チャンバーを使用して、静的チャンバー 69 の方法論に従って実行されました。発泡体中に保持される N-NH3 の量は、ケルダール法 (メソッド 973.49) に従って蒸留によって測定され 61、補正係数 1.74 が使用されました 69。

動物によって踏みつけられた飼養場表層材土壌に堆積した糞便と尿からなる糞尿サンプルを、N2O と CH4 の評価後 42 日、63 日、105 日目に、チャンバーが配置された場所の地表面の真上で収集しました。サンプルは、DM (方法 930.15)64、OM (方法 942.05)64、総 C、総 N (乾式燃焼法、Leco® CN-828、Leco Corporation、ミシガン州、米国を使用)、および土壌無機窒素 (NO3) について分析されました。 - および NH4+) (酸化マグネシウムとデバルダ合金を使用した蒸留、メソッド 973.49)64 含有量。

糞便生成量は、難消化性 NDF (NDFi) マーカーに基づく内部マーカー技術 70 を使用して推定されました。糞便サンプリングは、動物が飼育場に入ってから 60 日目から連続 3 日間、動物の直腸から直接行われました。サンプリングは、1日目、2日目、3日目のそれぞれ午前、日中、午後に実施されました。この 3 日間のサンプルを使用して、動物別 (9 匹の動物/治療) の複合糞便サンプルを作成しました。サンプルを混合し、均質化し、強制換気オーブン内で 55 °C で 72 時間部分的に乾燥させ、2 mm のふるいを備えたミルで粉砕しました。動物の食事の成分のサンプルが収集され、INTERGADO® を使用してその摂取量が測定されました。

糞便の NDFi 含有量は、サンプルをその場で 288 時間インキュベートした後 71、続いてオートクレーブを使用して中性洗剤で抽出した後に測定されました 72。糞便 DM 産生は、動物が摂取した内部指示薬の濃度と糞便中のその濃度の比として測定されました 73。

尿サンプルは糞便サンプルと同時に採取されました。簡単に言うと、連続 3 日間、尿の 50 mL アリコートがサンプリングされました (「スポット」サンプル) 74。スポットサンプル中のクレアチニン濃度は、市販のキット (Labtest®) を使用した比色法で測定しました。尿中排泄量は、クレアチニン排泄量と体重の関連に基づいて、次の式を使用して推定されました 75。

ここで、UCE = 尿中クレアチニン排泄量、BW = 体重 (kg)。

Leco® CN-828 (Leco Corporation) を使用した乾式燃焼法を使用して、糞便および尿のサンプルの総 C および総 N 含有量を分析しました。窒素貯留 (NR) は 1 日あたりのグラム数と NC のパーセンテージで表され、糞便および尿中窒素排泄は、排泄された総物質のパーセンテージとして表されました。 NR の計算には次の方程式が使用されました。

ここで、NC = N 消費、EFN = 糞便中 N の排泄、EUN = 尿中 N の排泄。

すべての統計分析は、SAS 9.4 (SAS Inc.、ノースカロライナ州ケアリー) を使用して実行されました。応答変数は、PROC MIXED プロシージャを使用して完全にランダム化された設計で分析されました。治療ごとに 9 つの実験ユニットがありました。平均値は、直交コントラスト (SM 対 RUP および BSM 対 CGM) を使用して 5% の確率レベルで比較されました。

固定効果としての治療法（SM、BSM、CGM）、動物（RANDOM SAS オプションの実験単位）、および残存ランダムを含むモデルを考慮して、糞便および尿中の総 N、総 C、C/N、および N バランスを分析しました。変量効果としての (0, σ2) の誤差 (NIID)。

累積 N2O、CH4 および NH3 排出量、および肥料特性 (NH3 排出量測定開始前の 0 日目にサンプリングされた肥料の DM、OM、N、C、C/N、NH4+、および NO3-) がモデルを考慮して分析されました。固定効果として処理 (SM、BSM、および CGM)、ランダム効果としてチャンバー (RANDOM SAS オプションの実験ユニット)、および (0、σ2) の残差ランダム誤差 (NIID) が含まれます。

亜酸化窒素と CH4 の日次フラックスと肥料特性 (DM、OM、N、C、C/N、NH4+、NO3-、N2O と CH4 の評価の 42、63、105 日目にサンプリング) を、反復測定混合モデルを使用して分析しました。処理 (SM、BSM、および CGM)、固定効果としての収集期間と相互作用、チャンバー (実験ユニットおよびランダム SAS オプション)、および変量効果としての (0、σ2) の残差ランダム誤差 (NIID) を含む経時的データ。異なる共分散行列が評価され、Akaike 情報量基準 (AIC) に従って最適な構造が選択されました。

ガス排出量 (N2O および CH4) と肥料の化学組成 (N、C、C/N、DM、OM、および NH4+) の間のピアソン相関分析は、各サンプリング日 (肥料評価の 42、63、および 105 日目) ごとに個別に実行されました。 )、また、これらの日に収集されたすべてのデータも考慮します。

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この研究は、Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (2016/22022-4) と、LM Coelho (2019/11864-2) および AS Cardoso (2017/11274-5) の奨学金によって支援されました。著者らはまた、LF Brito (助成金 118700/2017-0 および助成金 103245/2020-0) および JD Messana (助成金 103922/2019-9) および LM に資金を提供した国家科学技術開発評議会 – CNPq に感謝したいと考えています。コエリョ (助成金 130981/2019-2)。著者らはまた、高等教育人材改善調整（CAPES）にも感謝したいと考えています。

パウリスタ州立大学 (UNESP) 動物科学部 - 農業獣医学部 (FCAV)、ジャボティバル、SP、14884-900、ブラジル

ラリッサ・デ・メロ・コエーリョ、リジアーヌ・デ・フィゲイレード・ブリト、ジュリアナ・ドゥアルテ・メッサーナ、アブマエル・ダ・シルバ・カルドーソ、ジョバニー・マセド・カルヴァーリョ、ロドリゴ・デ・ナザレ・サントス・トーレス、テルマ・テレジーニャ・ベルキエリ

パウリスタ大学 (UNESP) 工学および精密科学学部 - 農業獣医学部 (FCAV)、ジャボティバル、SP、14884-900、ブラジル

ロベルタ・ソウト・カルロス＆エウクリデス・ブラガ・マルヘイロス

パウリスタ州立大学 (UNESP) 土壌科学学部 - 農業獣医学部 (FCAV)、ジャボティバル、SP、14884-900、ブラジル

マラ・クリスティーナ・ペソア・ダ・クルス

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LMC、JDM、ASC、LFB、TTB が実験を設計しました。 LMC、GMC、LFB は実験を実施し、サンプルを収集しました。 LMC と RSC はサンプルを分析しました。 L.MC.、LFB、EBM、RNST が統計分析を実行しました。 LMC、LFB、JDM、ASC が原稿を執筆しました。 LMC、JDM、ASC、LFB、MCPC、TTB が原稿を改訂および編集しました。示されているように、すべての著者が最終原稿を承認しました。

ラリッサ・デ・メロ・コエーリョ氏への通信。

著者らは競合する利害関係を宣言していません。

シュプリンガーネイチャーは、発行された地図および所属機関における管轄権の主張に関して中立を保ちます。

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転載と許可

デ・メロ・コエーリョ、L.、デ・フィゲイレード・ブリト、L.、メッサーナ、JD 他肥育場で仕上げられた牛の糞尿からの亜酸化窒素、メタン、およびアンモニアの排出に対するルーメンの非分解性タンパク質源の影響。 Sci Rep 12、9166 (2022)。 https://doi.org/10.1038/s41598-022-13100-9

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受信日: 2021 年 8 月 29 日

受理日: 2022 年 5 月 20 日

公開日: 2022 年 6 月 2 日

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-13100-9

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肥育場の肥料からの亜酸化窒素、メタン、アンモニア排出に対するルーメン非分解性タンパク源の影響