Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
は飛灰が特定一般廃棄物となったことから安定化処理の一方法として多用されている。一般的に使用されているのはピペラジン等の有機キレートが用いられている。この有機キレートには高濃度の窒素、COD、硫化物を含有し、さらに水処理の窒素処理時の阻害要因となるチオ尿素様物質が多量に含まれ、硝化阻害の原因となっている。キレート剤にはリン、鉄、マグネシウム等の無機キレート剤もあるが灰が高アルカリであるため、酸性のリンは有機系にくらべ注入率が高くなってしまうため使用率は少ない。これらのことから使用薬剤が制限され、廃棄物管理上の矛盾を抱えている。このため最終処分も考慮した適正な薬剤を見直すことにより全体のコスト低減化が可能となる。

## 3 ) 我が国から発信する焼却を主体とする廃棄物管理システム技術による国際貢献

焼却先進国の我が国から後続国に対して合理的な廃棄物管理システムを発信し、薬剤の販売を含む国内企業のビジネス展開とノウハウ提供による国際貢献が可能となる。我が国から発信した「準好気性埋立構造」は全量埋立対応技術であるが、これに次ぐ「高塩類、高アルカリ条件下の埋立管理技術」を発信することができる。<行政が既に活用した成果>

個別行政からの相談対応で、内部貯留回避は実施されているが焼却施設の薬剤変更については維持管理企業との性能保証契約の関連で成果はできていない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

対症療法的対応は可能であるが前述の維持管理企業との契約の関係で、抜本的対応は行政では対処できないのが現状である。このため企業への啓蒙普及努力を行っている。

### 6. 研究成果の主な発表状況

## (1) 主な誌上発表

## <查読付論文>

1）内田正信、樋口壯太郎、為田一雄、埋立地におけるキレート成分の挙動に関する研究、公益社団法人全国都市清掃会議、都市清掃 第68巻、第323号、pp.81-88（2015）

2）内田正信、樋口壯太郎、為田一雄、有機キレート成分が浸出水処理に及ぼす影響に関する研究、公益社団法人全国都市清掃会議、都市清掃 第69巻、第329号、（2015）

## く査読付論文に準ずる成果発表>

該当なし

## (2) 主な口頭発表（学会等）

1）樋口壯太郎、内田正信、為，田一雄、宋雨霖、浸出水中の残存キレート剤分解に関する研究、第25回廃棄物資源循環学会研究発表会、pp.423-424（2014）他3編

2) Y. Song, M. Uchida, S. Higuchi, Effects of incinerator exhaust gas treatment agents and fly ash processing chelates on MSW landfill management, THE 9TH INTERNATIONAL CONFERENCE ON WASTE MANAGEMENT AND TECHNOLOGY / TOWARDS CLOSED LOOP OF WASTE MANAGEMENT Beijing China(2014) 他4編

3) M. Uchida, Y. Song, R. Chen, S. Higuchi, Behavior of chelating components leaching from a MSW landfill site, International Conference on Solid Wastes 2015: Knowledge Transfer for Sustainable Resource Management Hong Kong SAR, P. R. China pp. 647–649 (2015) 他1編

### 7. 研究者略壓

研究代表者：樋口 壯太郎

福岡大学工学部、九州大学大学院工学研究科卒業、博士（工学）、現在、福岡大学工学部教授

研究分担者：武下俊宏

福岡大学工学部卒業、博士（農学）、現在、福岡大学工学部准教授
## 3 K133007 焼却排ガス処理薬剤や飛灰処理キレートが埋立管理に与える影響と対策研究

## [要旨]

焼却施設の排ガス処理に用いられている薬剤や飛灰の安定化処理に用いられているキレート剤が最終処分場の浸出水管理に支障を来たしている。このため焼却施設と最終処分場を対象にアンケート調査を行い、実態を調査した。その結果、排ガス処理薬剤とキレート剤の使用実態と多くの施設の浸出水処理で窒素処理やCOD処理に支障を来たしていることが判った。次に排ガス処理方式の異なる焼却施設4か所（乾式石灰、湿式、乾式重曹、乾式水酸化ドロマイト）の焼却残渣と飛灰処理キレート剤4種類（有機系キレート2種類、無機系キレート2種類）の組み合わせ23ケースについて模擬埋立槽を設置し、浸出水モニタリングを行った。その結果、有機キレート剤は浸出水処理において硝化阻害の影響があることがわかった。また浸出水中に残存する有機キレート剤は促進酸化法により分解できることを明らかにした。さらに内部貯留状況を想定した模擬埋立槽からは高濃度の残存キレートが長期にわたって浸出水中に溶出することが判った。これらの結果を元に排ガス処理薬剤とキレート剤の組み合わせ8ケースについて焼却から埋立処分までの総維持管理費や焼却残渣のリサイクル特性等を対象としたフィジビリテーメデーを実施し、排ガス処理薬剤に重曹または水酸化ドロマイト、飛灰処理キレートにリン系キレート剤を用いたケースが総合的に最も経済的かつ最終処分場の早期安定化に効果が高いことが判った。我が国の埋立管理の基本となっている「準好気性埋立構造」は埋立初期から中期は高濃度無機塩類濃度や高アルカリの影響から「準好気性埋立構造」の特色であるバイオリアクター機能は期待できないが、空気流入による中性化のために「準好気性埋立構造」を維持し、中性化進行および降水による塩類濃度低下後、低負荷有機物環境下で「準好気性埋立構造」が機能する。

### 1. はじめに

国土が狭く、最終処分場用地の確保が極めて困難な我が国においては焼却等中間処理の導入により減容化、無害化、資源化を行った後、残渣を埋立処分することを廃棄物管理の基本方針としてきた。この結果、我が国は世界でも突出した焼却大国となり、一般廃棄物においては最終処分される廃棄物の80%程度を焼却残渣が占めるようになった。このような廃棄物管理システムをとる国は国際的にも我が国唯一といっても過言ではない。

このプロセスにおいて焼却技術は高度焼却、高度排ガス処理に取り組んできた。一方、最終処分技術は上流側プロセスの焼却技術の高度化に対して対症療法的、事後処理的に対応してきた。この結果、最終処分場では様々な課題が生じてきた。例えば①排ガス高度処理による焼却残渣の高濃度無機塩類化により、浸出水の脱塩処理が増加し、これに伴い発生する副生塩の適正処分方法。②排ガス処理に用いられる石灰による浸出水処理におけるカルシウム污泥の大量発生。③飛灰処理に使用される

有機キレート剤に起因するチオ

図 1-1 研究の概要

尿素様物質により浸出水処理における硝化阻害が顕在化している。④埋立地の高濃度無機塩類化、高アルカリ化により我が国の埋立技術の根幹を形成している埋立地を一種のバイオリアクターとして位置付ける「準好気性埋立構造」の在り方が問われている。等があげられる。これらの結果、埋立地の安定化が遅れる主要因となっ
ている。その原因として、これまで焼却場では減容化や排ガス処理の高度化あるいは飛灰の無害化に傾注し、埋立処分された場合の影響を考慮することがなく、最終処分場では上流側技術の変遷をそのまま受け入れたことにあり、廃棄物管理システムとしての検討がなされなかったことが挙げられる。このため、これらの課題を廃棄物管理システムとして経済性評価を含め効率的で持続的な処理システムを構築し最終処分場の安定化促進、適正管理をおこなうことが望まれている。（図1－1参照）

### 2. 研究目的

焼却施設で用いられている薬剤（排ガス処理薬剤、キレート等）が埋立管理に与える影響を明らかにし、その対策を検討し合理的な処理処分システムの構築を行う。

①キレート剤からのチオ尿素様物質、窒素、難分解性CODの溶出特性を明らかにし、適正な埋立方法と浸出水中のチオ尿素様物質、COD、残存キレートの分解処理方法を確立する。

②焼却排ガス処理に用いられる薬品（石灰、重曹、苛性ソーダ等）と飛灰無害化に用いられるキレート剤の組み合わせごとに、最終処分場浸出水の処理および污泥発生量に与える影響を明らかにし、経済的、技術的に最適な処理処分システムを提案する。

③我が国の埋立技術の基本となっている「準好気性埋立」について、埋立ごみ質を考慮したあり方について検討する。

## 3 ．研究方法

研究は実態調査と模擬埋立実験による検証およびフィジビリティスタディにより構成される。

## (1) 実態調査

実態調査は①焼却施設で排ガス処理に乾式または半乾式を採用しており、かつ:飛灰処理にキレートを用いている焼却施設に対して使用キレートの種類（ジチオカルバミン酸系、ピペラジン系、無機リン系等）、飛灰に対する添加量を調査する。②最終処分場には浸出水濃度（特に窒素、COD）の実態および硝化阻害やCOD処理阻害状況を調査する。

## (2) 模擬埋立実験等

実験は以下の5つのプロセスで検証する。①キレートの組成分析およびオ尿素様物質の分析。②浸出水中の残存キレートの分析精度向上。③有機キレート剤による硝化阻害の確認実験。④模擬埋立槽（ライシメーター）23本を用い、排ガス薬剤、キレート剤の組み合わせごとに浸出水中の残存キレート、COD、窒素等の浸出特性をモニタリングする。⑤残存キレートの促進酸化等による分解実験。

## (3) フィジビリティスタディ

焼却施設規模を200 t/日に設定し、我が国の平均的排ガス濃度を設定し、焼却施設と最終処分場についてフィジビリティスタディを行う。評価の視点として焼却施設の薬剤費、浸出水処理施設におけるカルシウム污泥の発生量、キレート由来の難分解性窒素、CODによる安定化遅延等をLCCとして評価する。フィジビリティスタディにおけるパラメーターは以下の通りとする。①排ガス処理方法；特号石灰、高反応石灰、水酸化ドロマイト、重曹を用いる4ケース、②飛灰処理キレート剤に有機系キレート剤としてピペラジン系を用いるケース、および無機リン系を用いる場合の2ケースの計8ケースとする。

## (4) 廃棄物管理の在り方

我が国の現在の埋立ごみ質に対して焼却から埋立までを一つのシステムと考えた場合の適正な処理処分システムの在り方を提案する。また「準好気性埋立」の在り方を含む新しい埋立システムの在り方を検討する。
## 4 ．結果及び考察

## (1) 実態調査

## 1 ) 烧却施設

ランダムに抽出した全国の一般廃棄物焼却施設 151 施設に対し、122 施設から回答を得た（回答率：80.8%）。アンケート結果を以下に示す。

## ①焼却施設の種類

焼却装置で最も多く用いられていたのはストーカー式焼却炉の69.7%であり、次にガス化溶融炉の21.0%となっている。本調査により最も多く用いられているストーカー式焼却炉は、ごみを火格子（ストーカー）の上で移動させながら乾燥し、炉の下部から燃焼用の空気を送り、炉上部からの輻射熱でごみを燃焼するものである。日本では1950年代から建設が始まり、火格子の形状や移動方式には様々な種類がある。なお、近年ではダイオキシン類対策特別措置法（平成11年7月6日法律第105号、以降、「ダイオキシン特措法」という。）の制定により、溶融炉などの次世代型ごみ焼却技術への移が増加している。アンケート結果を図4-1に示す。

## ②熱分解炉の方式

ガス化溶融炉が 26 施設となっており、ガス化改質炉との回答はゼロであった。また、ガス化溶融炉の

内訳ではシャフト炉式が15施設（58%）を占め、次に流動床式が8施設（31%）となっている。平成11年のダイオキシン特措法の施工により、高温処理によりダイオキシン類を分解でき、ごみの保有するエネルギーを利用して溶融が行うことができるガス化溶融が注目され、メーカー各社の実証施設建設による技術開発・実証が進み、2000年代に入り本格的な導入が進みつつある。平成23年度の環境省資料 $ ^{13)} $ によれば、ガス化溶融施設数は95施設、処理能力は約17.1千トン/日である。これに対して、焼却施設は1,131施設、約171千トン/日である。ガス化溶融施設数はダイオキシン特措法の制定もあり平成10年度から平成18年度にかけて5施設から83施設と10倍以上に増加し、処理能力も640トン/日から12.8千トン/日と20倍以上に増えている。平成9年以降の廃棄物処理法等に基づくごみ焼却施設からのダイオキシン類の排出規制の強化に伴い、ガス化溶融施

図 4-1 焼却施設の種類

図 4-2 熱分解炉の種類

設の導入が進められ、特に平成14年度には、施設数、

処理能力がともに倍増した。その後も伸び率は若干鈍化しているものの、施設数、処理能力とも一貫して増加している。図4-2に結果を示した。
## ③焼却施設の処理規模

焼却施設の処理規模では、50～100t/日の施設が18施設（15.0%）を占め、次に150～200t/日規模の施設が16施設（13.3%）であった。結果を図4-3に示す。

図 4-3 焼却施設の規模

## ④飛灰の発生量

焼却施設から搬出される飛灰の年間排出量は、1,000～1,500t/年が最も多く15施設（12.3%）を占め、次に500～1,000t/日及び1,500～2,000t/日がそれぞれ12施設（9.8%）となっている。また、無回答も59施設（48.3%）を占めており、飛灰処理に関する管理情報の開示が出来ないか、または、管理されていないなどが考えられた。調査結果を図4-4に示す。

図 4-4 飛灰の発生量
## ⑤処理後飛灰の発生量

焼却施設で焼却された飛灰には薬剤等により中間処理することが定められている。この中間処理により、飛灰発生量に薬剤等の添加量が加わるため、この増加に伴う飛灰量を把握した。調査結果を図4-5に示す。

図 4-5 処理後飛灰の発生量（年間）

## ⑥排ガス処理の方法（脱塩方式）

国内において焼却施設における燃焼ガスの処理に用いられる処理方式には主に乾式（消石灰吹込み方式）、湿式（苛性ソーダ吹込み方式）などがある。結果から、乾式法が98施設（80%）を占め、次に湿式法が16施設（13%）となっている。調査結果を図4-6に示す。

## ⑦中間処理に用いるキレート剤等の種類

キレート等の薬剤の使用に関し、調査結果では DTC 系及び PIP 系がそれぞれ 63 施設（46%）、41 施設（30%）となっている。図 4-7 の調査結果を示す。

## ⑧キレート剤等の添加率

中間処理する飛灰に対しキレート剤等の薬剤処理は91施設（74.6%）に及ぶ。また、添加するキレート剤等の添加率は、2.5～3.0％が最も多く26施設（21.3%）を占め、次に3.5～4.0％が10施設（8.2%）となっている。回答の中で最も大きな添加率は11.5～12.0％が3施設（2.5%）であった。なお、無回答は31施設

### (25.4%) であった。これは、キレート

等の薬剤による中間処理以外の処理によるために無回答となっている。調査結果を図4-8に示す。

図 4-6 排ガス処理の方法

図 4-7 使用されているキレート剤
図 4-8 使用されているキレート剤

## ⑨処理後飛灰の処分方法

中間処理した飛灰の最終処分先として、自治体が所有する最終処分場への搬出が65施設（54%）を占め、次いで外部委託の38施設（30%）の順となっている。調査結果を図4-9に示した。

## 1 ）一般廃棄物最終処分場

浸出水処理において脱膛処理をおこなっている全国の一般廃棄物最終処分場107施設に対し、69施設から回答を得た（回答率：64.5%）。アンケート結果を以下に示す。

なお、結果のまとめについては、回答を得られなかった施設については平成23年度の環境省資料を用い、資料が確認できなかった場合はカウントしなかった。

図 4-9 処理後飛灰の処分方法

## 2 ）年間の焼却残渣埋立輛

脱室処理をおこなっている最終処分場における年間の焼却残渣埋立量の平均は、飛灰では1,136t/年、主灰で2,428t/年、その他（スラグ、鉄、溶融不適物、その他）では24,435t/年となっている。また、飛灰では主灰に対し重量比で約47％となっている。

## 3 ）浸出水の状況

平均的な水質の状況を表4-1に示した。$\mathrm{COD}_{\mathrm{Mn}}$ の状況は浸出水では0～20mg/Lが最も多く35.8%（29施設/81施設）を示した。次いで20～50mg/Lが27.2%、50～100mg/Lが19.8%、100～200mg/Lで11.1%を示し、500mg/Lを超過する施設は4.9%であった（図4-10）。また、処理水の水質では0～20mg/Lが最も多い78.6%（77施設/98施設）を占め、100mg/Lを超過する施設は1.0%であった（図4-11）。処理効率では、70%を超える施設は43.8%（35施設/80施設）となっており、半数以上の施設で処理効率が70%未満であった（図4-12）。このことから、浸出水に含まれるCOD成分中には、生物処理で除去が難しいとされる$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$を多く含む可能性が高いと推察された。また、T-Nの状況は浸出水では0～50mg/Lが最も多く54.9%（39施設/71施設）、50～100mg/Lで21.1%、100～200mg/Lで18.8%を占め、300mg/Lを超える施設は4.2%であった（図4-13）。処理水の状況は、0～20mg/Lの範囲で54.3%（51施設/94施設）、20～50mg/Lで27.7%、50～100mg/Lで13.8%となっており、100mg/L以上の施設は4.3%であった（図4-14）。処理効率では50%未満の施設が60.9%（42施設/69施設）（図4-14）であった。処理効率が70%に満たない施設がCODでは56.2%、窒素では69.6%と半数を超えている状況が明らかとなり、特に窒素の除去率が低い原因としては、硝化工程に必要な栄養塩類の不足、高塩類環境下における硝化阻害又はキレート剤等の影響により硝化阻害を起こしている可能性が推察された。
表 4-1 浸出水の現況

水質項目	单位	浸出水(平均)	処理水(平均)	除去率(平均)
BOD	mg/L	177	11.9	69.3
COD	mg/L	110	13.8	58.2
T-N	mg/L	77.5	72.6	38.0
NH4-N	mg/L	78.4	10.0	60.6
pH	—	7.9	7.3	—
EC	ms/m	962	971	—
CL	mg/L	5、959	4、895	22.6
Ca	mg/L	1、026	359	17.9

図 4-10 浸出水の状況

■最終処分場浸出水(COD) □最終処分場浸出水(T-N)

図 4-11 処理水の状況
図 4-12 浸出水の処理効率

図 4-13 原水濃度と処理水濃度
図 4-14 原水に対する除去率の状況

## (2) 模擬埋立実験等

## 1 ）キレート組成分析

実験に使用するキレート剤、4種類（有機系：ピペラジン、カルバミン、無機系：リン、酸化マグネシウム）について組成分析を行った。その結果を表4-2に示す。これより有機系キレート剤にはCOD、硫黄、T-N、Cl、チオ尿素を高濃度に含まれていた。

表 4-2 キレートの組成分析

項目	単位	ピペラジン	カルバミン	リン	酸化Mg
CODCr	mg/kg	321,000	399,000	6900	5,070
CODMn	mg/kg	195,000	314,000	4080	120
硫黄(S)	mg/kg	100,000	115,000	<300	11300
T-N	mg/kg	35,200	40,300	80	<20
T-P	mg/kg	<10	<10	228,000	270
Cl⁻	mg/kg	89,431	110,169	<40	<25
PH	-	13.7	>14	<1	10.6
比重	-	1.235	1.2	1.58	0.68
チオ尿素	mg/kg	1,500	2,000
## 2 ）残存キレート分析精度向上

焼却残渣のうち、ばいじん（以降、「飛灰」という。）は、特別管理産業廃棄物に指定されており厚生省令により特別管理一般廃棄物に指定されている。また、中間処理には5種類の方法があり、特に薬剤処理（他の方法との併用を含む）による方法が全体の8割を超えている状況である。この薬剤に使用されているのがキレート剤及びリン系等の無機薬剤である。現在、主に使用されているものがキレート剤である。キレート剤にはジチオカルバミン酸系キレート剤（DTC系）とピペラジン系（PIP系）の2種類があり、DTC系には薬剤の取り扱いに際して二硫化炭素の発生が知られており、作業環境上、作業者の健康被害の恐れが懸念されるため、これらの問題を改善したPIP系キレート剤が新たに開発され発売されるようになった。

最終処分場の浸出水に含まれる難分解性有機物や窒素の長期的な溶出に係る問題や浸出水処理の

図 4-15 既存キレート定量法

過程で起こっている生物硝化阻害の問題が、キレート剤に起因すると考えられるため、キレート剤が原因物質であると考えられる生物硝化阻害の問題を把握するために、キレート剤に含まれる硝化阻害物質特定するための定量分析法の開発をおこなった。DTC系の有機系キレート剤が銅イオンと非常に強く反応し、褐色錯体を生成することを利用した手法を用いて、実験に用いるDTC及びPIPの有機系キレート剤について、既存の吸光光度法について適応可能の可否について試験をおこなった。なお、有機系キレート剤定量に際して、標準試料的な濃度が値付けされている物質が存在しない。このため、一般的な有機系キレート剤はジェチルジチオカルバミン酸カリウム塩であるため、試薬のDDTC-Na（ジェチルジチオカルバミン酸ナトリウム）を用いた定量手法も考えられるが、PIP系の有機系キレート剤も定量の対象とするため、実験は一般的な飛灰の中間処理に用いるDTC及びPIP系有機系キレート剤の商品を原液として実験を実施した。検量線及び分析操作フローを図4-15に示す。確認実験は、市販メーカー2社のDTC系及びPIP系キレート剤を用いた吸光光度法について、残存キレート剤の

◆ DDTC-Na ☐ ジチオカルバミン酸系① ○ ジチオカルバミン酸系② ● ピペラジン系① ▲ピペラジン系②

図 4-16 既存定量法よる有機キレート定量
定量を試みた。なお、残存キレート分析はキレート剤の特性を利用し、キレート剤に銅を添加し水に不溶の銅キレート錯体とした後、波長450nm付近の吸光光度を測定し、吸光度より各キレートの濃度を求めるものである。本法は、キレート剤の濃度に比例し銅キレート錯体の量が増加するため検液の比濁が増すことを利用した方法である。試験は、試薬のDDTC-Na 1g及び市販のDTC系、PIP系の各キレート剤2gを100mlのメスフラスコに採取し、定容したものを標準原液とした。次に標準原液を100倍希釈したものを50mL比色管に0.5～20mLを採取し純水を加えて35mLとした後、0.04%硫酸銅溶液4mLを加え密栓し緩やかに攪拌した後、速やかに波長450nmの吸光度を測定した。図4-16に示した定量結果から、DDTC-Na試薬及び各キレート剤に対する定量精度は良好な結果であった。各試料に対する精度を検量線の直線性（R²）で示した場合、DDTC-Na：0.9996、DTC系：0.9992～0.9994、PIP系：0.9996～0.9994となった。この結果から、本実験で用いた吸光光度法による各キレート剤の定量は、DTC系キレート剤に関わらずPIP系に対しても精度よく定量できることが示されたが、目標定量下限値を満足する結果は得られなかった。既存の定量法において、本実験に用いるキレート剤の定量は良好であるもののアンモニアモノオキシゲナーゼを70%阻害する濃度がチオ尿素で37.4μmol（約3mg/L）、DDTC-Naで10μmol（約2mg/L）となっており、硝化阻害の影響を把握するためには1mg/L以下の分析精度が必要である。このため、既存分析方法における分析精度の向上を目指した。

既存定量法を改良した分析定量方法のフローを図4-17に示した。また、精度管理結果を表4-3に示した。この結果から、既存定量方法を改良した結果、分析定量下限値は6mg/Lを確保できたものの、1mg/Lの精度は満足しない結果であった。

よって、本方法を用いてキレート剤を定量する場合、

図 4-17 改良定量法の検量線作成フロー

表 4−3 から定量範囲は DTC 系：3mgL、PIP 系：6mg/L を定量下限値とした。

表 4-3 分析法検討結果

キレート剤の種類	DTC系(y=2548x+141.43)
CONC(μg)	200	400	600	1000	1200	相関係数
1	0.022	0.095	0.182	0.338	0.415	0.9998
2	0.025	0.092	0.183	0.335	0.412	0.9995
3	0.024	0.095	0.182	0.327	0.416	0.9995
4	0.023	0.093	0.181	0.330	0.408	0.9997
5	0.020	0.091	0.184	0.345	0.420	0.9996
標準偏差	0.0019	0.0018	0.0011	0.0070	0.0045	-
定量下限值	5.42	-	-	-	-	-
検出下限值	4.45	-	-	-	-	-
キレート剤の種類	PIP系(y=3719x+56.854)
CONC(μg)	100	200	400	600	1,000	相関係数
1	0.015	0.036	0.090	0.147	0.254	0.9997
2	0.018	0.040	0.090	0.142	0.247	0.9998
3	0.016	0.039	0.095	0.143	0.249	0.9998
4	0.016	0.042	0.086	0.140	0.243	0.9996
5	0.016	0.034	0.072	0.116	0.200	0.9996
標準偏差	0.0011	0.0032	0.0088	0.0123	0.0219	-
定量下限值(mg/L)	2.79	-	-	-	-	-
検出下限值(mg/L)	1.98	-	-	-	-	-
## 3 ）硝化阻害美験

## ①実験方法

硝化実験は、5Lガラスビンに模擬浸出水を4L程度充填し、DTC系及びPIP系のキレート剤2種類を用いて、キレート剤等の濃度を1mg/L、3mg/L、5mg/L、10mg/L（無機系薬剤については10mg/Lの1水準）となるように添加し、MLSSは約3,000mg/Lの活性污泥を充填した後、模擬浸出水にて全量を5Lとし、連続6時間曝気によるバッチ式とした。また、試料採取はあらかじめ定めた時間における試料を採取し、各項目について試験をおこなった。なお、本実験での曝気量は800mL/分とした。

アンモニアから硝酸への硝化について、一般的な硝化反応式を以下に示す。また、実験の概要を図4-18に示した。

(一般的な硝化反応の一例)

$$ \begin{aligned}\bullet\ 2NH_{4}+3O_{2}\longrightarrow2NO_{2}+2H_{2}O+4H^{+}\end{aligned} $$

$$ \begin{aligned}&\bullet2NO_{2}+2O_{2}\longrightarrow NO_{3}+H_{2}O+2H^{+}\end{aligned} $$

図 4-18 実験概要
## ②硝化美験結果

実験状況を図4-18に示した。各キレート剤の硝化実験結果を図4-19～図4-23に示した。キレート剤を1mg/L、3mg/L、5mg/L、10mg/L添加した各試料の6時間曝気後におけ

る硝化率は、DTC系でそれぞれ100%、87.4%、52.1%、29.2%となっており、PIP系では、97.8%、93.7%、83.8%、54.4%となり、添加濃度が増加するに従い硝化率は低下した。また、硝化率が50%まで低下する濃度はDTC系で5mg/L、PIP系では10mg/Lであった。このことから、キレート剤には硝化阻害を起こす性質が示され、その影響は添加濃度が増加する毎に強くなることが示唆された。なお、図4-22に示したコントロールの硝化率は曝気6時間では約100%を示した。また、これと並行して無機薬剤のリン系及び鉄系についても添加濃度を10mg/Lとなるように試料を調整し、同様に硝化阻害について確認をおこなった。図4-23に示すキレート剤等の10mg/L添加試料における硝化状況は、リン系で硝化率は約100%、鉄系では約97.5%を示したことから、無機系の薬剤には硝化阻害を引き起こす作用はないことが示唆された。

図4-19 実験状況
図 4-20 DTC 系キレートの硝化状況

☐ NH4-N ☐ NO2-N ■ NO3-N

図 4-21 PIP 系キレートの硝化状況

図 4-22 コントロール試料の硝化状況
濃度別の6時間後におけるアンモニア性窒素の硝化率を図4-24に示した。この結果から、添加濃度と硝化率は比例関係があることが示唆された。また、図4-25及び図4-26に示したアンモニア性窒素を指標としたDTC、PIP系各キレート剤添加試料の濃度減衰状況を示した。結果から、コントロールや無機系薬剤の様に硝化阻害作用がない条件では、ほぼ直線的な濃度減衰を示し、100%硝化を達成するまでに必要な時間は約3時間から4時間程度となることがわかった。また、硝化阻害を受けている試料では濃度減衰は2次曲線的になることが明らかとなった。

図 4-23 10.mg/L 添加試料の硝化状況

本実験結果から、硝化に与えるキレート剤の影響

は、DTC系キレート剤で1mg/L添加試料ではコントロールよりやや時間を必要とするが硝化率は100%であり、3mg/Lでは87.4%、5mg/Lで52.1%となり、5mg/Lでは硝化率は1/2まで急激に減少し、10mg/Lでは29.2%となっている。一方、PIP系では1mg/Lで97.8%、3mg/Lで93.7%、5mg/Lで83.8%、10mg/Lで54.4%となり、キレート剤の添加量に伴い硝化率が減少し、その減少傾向は直線的な傾向を示した。

図 4-24 濃度別 6 時間後の硝化率
●コントロール1 ■コントロール2 Δ1mg/L □3mg/L ¥5mg/L ○10mg/L

図 4-25 DTC 系キレートの硝化状況

図 4-26 PIP 系キレートの硝化状況
## 4 ）模擬埋立実験

## ①実験概要

直径 300 mm 有効高さ 1000 mm の模擬埋立槽（ライシメーター）を用い、キレート処理（ジチオカルバミン酸系、ピペラジン系、無機リン系、酸化マグネシウム系）した飛灰と主灰を重量比で 3:7 に充填し、人口散水（2,240mL/週）により浸出水モニタリングを行った。飛灰と主灰は焼却排ガス処理に石灰、重曹および水酸化ドロマイトを用いた乾式 3 種類と水酸化ナトリウムを用いた湿式 1 種類の計 4 ケースから採取した灰を用いた。飛灰は充填前にキレート剤を注入攪拌し鉛の溶出が止まった混入率を示した。また埋立構造は準好気性と嫌気性の 2 構造を設定した。これらの浸出水の長期モニタリングを行った。ライシメーターは 23 本設置した。表 4-4 にライシメーターの構成、図 4-27 にライシメーター写真、4-28 にライシメーターの概要図を示した。

表 4-4 ライシメーターの構成

ラインメーター番号	RUN 1	RUN 2	RUN 3	RUN 4	RUN 5	RUN 6	RUN 7	RUN 8	RUN 9	RUN 10	RUN 11	RUN 16	RUN 17
排ガス処理方式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	湿式	湿式	湿式	湿式	乾式	湿式
排ガス処理薬剤	石灰	石灰	石灰	石灰	石灰	石灰	石灰	苛性ソーダ	苛性ソーダ	苛性ソーダ	苛性ソーダ	石灰	苛性ソーダ
飛灰処理キレート(%)	5	5	10	10	5	5	10	5	5	5	5	0	0
キレート等	カルハミン	ピヘラシン	リン	酸化マグネシウム	カルハミン	ピヘラシン	リン	カルハミン	ピヘラシン	リン	酸化マグネシウム	無添加	無添加
埋立構造	準好気	準好気	準好気	準好気	嫌気	嫌気	嫌気	準好気	準好気	準好気	準好気	準好気	準好気

ラインメーター番号	RUN 12	RUN 13	RUN 14	RUN 15	RUN 18	RUN 19	RUN 20	RUN 21	RUN 22	RUN 23
排ガス処理方式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式	乾式
排ガス処理薬剤	重曹	重曹	重曹	重曹	重曹	ドロマイト	ドロマイト	ドロマイト	ドロマイト	ドロマイト
飛灰処理キレート(%)	5	7	5	7	0	5	11	5	11	0
キレート等	ピヘラシン	リン	ピヘラシン	リン	無添加	ピヘラシン	リン	ピヘラシン	リン	無添加
埋立構造	準好気	準好気	嫌気	嫌気	準好気	準好気	準好気	嫌気	嫌気	準好気

図 4-27 ライシメーター写真
表 4-5 にライシメータに充填した焼却残渣の組成分析結果を示した。それぞれのライシメータには北九州市の1993年から2012年の過去20年間の年平均降水量1563mmを参考に1週間に1回、人口散水を行い、2300mlを散水し、浸出水を発生させた。浸出水についてはCOD、窒素、Cl⁻等の分析を行い、浸出水処理への影響、および安定化への影響等長期溶出実験を行った。

図 4-29、図 4-30 にライシメーターに充填した焼却残渣の T-N、CODmn の内訳を示した。これより有機系キレートからの供給源が T-N で 60～82 %、CODmn で 20～32% と高い比率を占めていることが判る。

表 4-5 ライシメーターに充填した焼却残渣

項目	单位	乾式Ca	湿式	乾式Na	乾式水酸化K口
マ卜
飛灰	主灰	飛灰	主灰	飛灰	主灰	飛灰	主灰
COD_{Mn}	mg/Kg	3,150	4,000	1,080	3,320	2,500	2,800	2,810	1,860
COD_{Cr}	%	2.95	2.28	3.56	2.53	3.57	0.48	3.52	0.589
T-N	mg/Kg	67	580	84	290	220	210	60	140
T-P	mg/Kg	5,700	2,140	4,070	3,050	4,400	4,300	2,170	4,460
K	%	4.18	0.712	11.7	0.592	3.51	0.775	3.71	0.614
Ca	%	27.6	16.2	10.4	17.4	16.1	8.81	19.3	16.5
Cu	mg/Kg	490	1,890	1,400	3,260	530	1,200	560	3,340
Pb	mg/Kg	2,100	1,420	5,600	1,140	1,510	930	1,170	260
Hg	mg/Kg	14	0.06	0.76	0.01	19	<0.01	5.8	0.06
CL	%	20.1	0.932	26.5	1.48	15.6	0.608	19.2	0.851
S	%	2.54	0.484	4.65	0.228	2.28	0.288	1.51	0.122
PH	-	12.2	12.5	6.7	12.5	12.3	11.2	10.5	12.1
含水率	%	0.5	20.1	1.2	23.3	1.1	18.6	14.0	20.1

図 4-28 ライシメーター概要図

図 4-29 ライシメーター充填物の CODcr 供給源
図 4-30 ライシメーター充填物の T-N 供給源

## ②浸出水経時変化

## ア、PH

図 4-31 に乾式カルシウムのキレート剤別、準好気、嫌気性の PH を示した。キレート剤別では有機系が埋立構造では嫌気性がやや高い傾向を示した。600 日目位から低下したが 650 日目から再度上昇し始め、リンについては暫くして低下し始めた。これは 650 日に準好気を嫌気に切り替えたためアルカリ成分溶出が高まったためと考えらえる。図 4-32 には重曹（炭酸水素ナトリウム）、図 4-33 には水酸化ドロマイトのキレート剤別、埋立構造別 PH 変化を示した。これらは PH が比較的低く、特に水酸化ドロマイトで準好気性については中性域で推移している。

図 4-31 乾式 Ca、キレート剤別、埋立構造別 PH
図 4-32 乾式 Na、キレート剤別、埋立構造別 PH

经日変化(日)

図 4-33 水酸化ドロマイト、キレート剤、埋立構造別 PH
## イ、T-N

図 4-34、図 4-35 に T-N の初期浸出水の経時変化を示した。有機キレート剤を用いたライシメーター浸出水の T-N は 150～600mg/L、無機リン系キレート剤の場合は 100mg/L 以下であり、早期に低下した。準好気と嫌気では嫌気性にした方が高濃度に浸出した。

図 4-34 重曹、キレート剤、埋立構造別 T-N

図 4-35 水酸化 Ca、重曹、湿式キレート剤、埋立構造別浸出水の T-N
## ウ、CODMn

図 4-36～図 4-38 に浸出水中の $ COD_{Mn} $ 濃度の経日変化（RUN1~RUN11）を示した。

図 4-36 は乾式排ガス処理飛灰に有機キレートと無機キレートを添加し、準好気性を模擬したライシメータに充填したものである。RUN1 はカルバミン、RUN2 はピペラジン、RUN3 は無機リン系、RUN4 は酸化 Mg 系を添加したものである。図 3-18 は乾式排ガス処理飛灰に有機キレートと無機キレートを添加し、嫌気性を模擬したライシメータに充填したものである。RUN5 と RUN6 は有機キレート剤カルバミン、ピペラジンを添加し、RUN7 は無機リン系を添加したものである。

図 4-37 は湿式排ガス処理飛灰に有機キレート剤と無機キレート剤を添加し、RUN8 はカルバミン、RUN9 はピペラジン、RUN10 は無機リン系、RUN11 は酸化 Mg 系を添加したものである。

実験開始後 728 日後の $ COD_{Mn} $ の経時変化を示した。乾式について有機キレートのほうの濃度が高く、無機系のほうは低い。

図 4-36 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化 (乾式準好気性)
図 4-37 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化(乾式嫌気性)

図 4-38 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化(湿式準好気)
図 4-39～図 4-41 は $ COD_{Mn} $ について同じ経過日数時初期のグラフを示した。

RUN12 と RUN13 は乾式(ナトリウム)排ガス処理飛灰を添加し、準好気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN12 はピペラジン、RUN13 は無機リン系を添加したものである。

RUN14 と RUN15 は乾式(ナトリウム) 排ガス処理飛灰を添加し、嫌気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN14 は有機キレート剤ピペラジンを添加し、RUN15 は無機リン系を添加したものである。RUN18 は乾式(ナトリウム) 排ガス処理飛灰を添加したブランクである。図 4-39～図 4-は COD_{Mn} について同じ経過日数時初期のグラフを示した。

有機キレート剤であるピペラジンを使用した焼却残渣は初期濃度1100mg/L前後、無機リン系を使用した焼却残渣では135mg/L前後である。一方、キレート剤を添加していないブランクのライシメーターでは150mg/Lであった。埋立構造の違いでは準好気性では経時変化とともに低減化し350日目にはピペラジンを使用したRUN12では141mg/Lリンを添加したRUN13では14mg/Lに低減化した。嫌気性では低減速度が遅く、350日目にはピペラジンを使用したRUN14では59mg/Lリンを添加したRUN15では18mg/Lに低減化した。90日経過時までブランク値が高いがこれはリン系キレートを添加する場合、pHが中性側にシフトするため、COD成分の溶出が遅延し、結果、ブランクが初期に高値を示したものと考えられる。

図 4-39 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化(重曹、準好気性)
図 4-40 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化(重曹、嫌気性)

図 4-41 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化(重曹、準好気、嫌気性)
図 4-42～図 4-43 は乾式ドロマイト焼却残渣について経過日数のグラフを示した。

RUN19 と RUN20 は乾式(ドロマイト)排ガス処理飛灰を添加し、準好気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN19 はピペラジン、RUN20 は無機リン系を添加したものである。

RUN21 と RUN22 は乾式(ドロマイト) 排ガス処理飛灰を添加し、嫌気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN21 は有機キレート剤ピペラジンを添加し、RUN22 は無機リン系を添加したものである。RUN23 は乾式(ドロマイト) 排ガス処理飛灰を添加したブランクである。

有機キレート剤であるピペラジンを使用した焼却残渣は初期濃度2000 mg/L前後、無機リン系を使用した焼却残渣では260 mg/L前後である。一方、キレート剤を添加していないブランクのライシメーターでは295 mg/Lであった。埋立構造の違いでは準好気性では経時変化とともに低減化し210日目にはピペラジンを使用したRUN19では267 mg/L,リンを添加したRUN20では14 mg/Lに低減化した。嫌気性では、210日目にはピペラジンを使用したRUN21では243 mg/L,リンを添加したRUN22では22 mg/Lに低減化した。

図 4-42 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化(水酸化ドロマイト、準好気)嫌気性)
図 4-43 浸出水中の COD_{Mn} の経日変化(水酸化ドロマイト、嫌気性)、嫌気性)
## 工、CODcr

図4-44～図4-46に乾式Caと湿式排ガス処理焼却残渣の実験開始後686日後の$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$の経時変化を示した。図4-44は乾式排ガス処理飛灰に有機キレートと無機キレートを添加し、準好気性を模擬したライシメータに充填したものである。RUN1はカルバミン、RUN2はピペラジン、RUN3は無機リン系、RUN4は酸化Mg系を添加したものである。図4-45は乾式排ガス処理飛灰に有機キレートと無機キレートを添加し、嫌気性を模擬したライシメータに充填したものである。RUN5とRUN6は有機キレート剤カルバミン、ピペラジンを添加し、RUN7は無機リン系を添加したものである。RUN2の686日目の$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$は125mg/L、RUN6の$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$は385mg/Lであった。RUN3、4、7は無機系キレートを添加したものである。$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$はそれぞれ102mg/L、89mg/L、161mg/Lであった。無機系キレートは$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$をほとんど含まないため、焼却残渣に含まれる$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$が浸出してきたものと考えられる。これらのことから有機系キレートが浸出水中の$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$に与える影響が認められ、埋立層内を内部貯留状態（嫌気性）に維持すると有機系キレート剤を構成する$\mathrm{COD}_{\mathrm{Cr}}$成分が溶出し、濃度上昇するが洗い出し効果により濃度低減は早いと推察される。図4-46は湿式排ガス処理飛灰に有機キレート剤と無機キレート剤を添加し、RUN8はカルバミン、RUN9はピペラジン、RUN10は無機リン系、RUN11は酸化Mg系を添加したものである。これはキレート剤の種類に関わらず200mg/L以下で推移している。

図 4-44 浸出水中の COD_{cr} の経日変化 (乾式 Ca, 準好気性)
図 4-45 浸出水中の $ COD_{cr} $ の経日変化 (乾式 Ca, 嫌気性)

図 4-46 浸出水中の $ COD_{cr} $ の経日変化 (湿式, 準好気性)
図 4-47～図 4-49 は排ガス処理に重曹を用いた焼却残渣の $ COD_{Cr} $ について同じ経過日数のグラフを示した。RUN12 と RUN13 は乾式(ナトリウム)排ガス処理飛灰を添加し、準好気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN12 はピペラジン、RUN13 は無機リン系を添加したものである。RUN14 と RUN15 は乾式(ナトリウム) 排ガス処理飛灰を添加し、嫌気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN14 は有機キレート剤ピペラジンを添加し、RUN15 は無機リン系を添加したものである。RUN18 は乾式(ナトリウム)排ガス処理飛灰を添加したブランクである。

有機キレート剤であるピペラジンを使用した焼却残渣は初期濃度3,500mg/L、無機リン系を使用した焼却残渣では1,000～1,500mg/Lである。一方、キレート剤を添加していないブランクのライシメータ一では2,220mg/Lである。焼却残渣の組成からブランク値との差分がキレート剤による影響と考えられる。埋立構造の違いでは準好気性では経時変化とともに低減化し266日目にはピペラジンを使用したRUN12では93mg/L,リンを添加したRUN13では77mg/Lに低減化した。嫌気性では低減速度が遅く、266日目にはピペラジンを使用したRUN14では341mg/L,リンを添加したRUN15では99mg/Lに低減化した。

図 4-47 浸出水中の COD_{cr} の経日変化 (重曹, 準好気性)
図 4-48 浸出水中の COD_{cr} の経日変化 (重曹, 嫌気性)

図 4-49 は排ガス処理に水酸化ドロマイトを用いた焼却残渣の CODcr について同じ経過日数のグラフを示した。

RUN19 と RUN20 は乾式(ドロマイト)排ガス処理飛灰を添加し、準好気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN19 はピペラジン、RUN20 は無機リン系を添加したものである。

RUN21 と RUN22 は乾式（ドロマイト）排ガス処理飛灰を添加し、嫌気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN21 は有機キレート剤ピペラジンを添加し、RUN22 は無機リン系を添加したものである。

RUN23 は乾式(ナトリウム) 排ガス処理飛灰を添加したブランクである。

有機キレート剤であるピペラジンを使用した焼却残渣は初期濃度3,500mg/L、無機リン系を使用した焼却残渣では2,500～2,650mg/Lである。一方、キレート剤を添加していないブランクのライシメーターで2,000mg/Lである。焼却残渣の組成からブランク値との差分がキレート剤による影響と考えられる。埋立構造の違いでは準好気性では経時変化とともに低減化し154日目にはピペラジンを使用したRUN19では660mg/L,リンを添加したRUN20では160mg/Lに低減化した。嫌気性では低減速度が遅く、154日目にはピペラジンを使用したRUN21では1,720mg/L,リンを添加したRUN22では435mg/Lに低減化した。
図 4-49 浸出水中の COD_{cr} の経日変化 (水酸化ドロマイト, 準好気性、嫌気性)
## 才、Cl $ ^{-} $

図 4-50～図 4-52 に排ガス処理に乾式 Ca と湿式を用いた焼却残渣の浸出水中の Cl⁻ 濃度の経日変化（RUN1～RUN11）を示した。図 4-50 は乾式排ガス処理飛灰に有機キレートと無機キレートを添加し、準好気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN1 はカルバミン、RUN2 はピペラジン、RUN3 は無機リン系、RUN4 は酸化 Mg 系を添加したものである。図 4-51 は乾式排ガス処理飛灰に有機キレートと無機キレートを添加し、嫌気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN5 と RUN6 は有機キレート剤カルバミン、ピペラジンを添加し、RUN7 は無機リン系を添加したものである。図 4-52 は湿式排ガス処理飛灰に有機キレート剤と無機キレート剤を添加し、RUN8 はカルバミン、RUN9 はピペラジン、RUN10 は無機リン系、RUN11 は酸化 Mg 系を添加したものである。Cl⁻ の初期の結果を見ると、初期濃度は 82,200mg/L から 164,100mg/L と高濃度であり、湿式の方が高い傾向が見られた。散水により低減化傾向が続いている。728 日経過すると、乾式の準好気性の RUN1~RUN4 は 200mg/L から 1200mg/L、乾式の嫌気性の RUN5~RUN7 は 200mg/L から 400mg/L、湿式の準好気性の RUN8~RUN11 は 200mg/L から 800mg/L まで低下した。湿式の方が高い理由は焼却施設の排ガス規制の差によるもので HC1 ガスの排出濃度は設計値で 3ppm、乾式の焼却施設の HC1 ガスの排出濃度は 30ppm であることに起因する。

図 4-50 浸出水中の Cl⁻ の経日変化 (乾式 Ca, 嫌気性)

図 4-51 浸出水中の Cl⁻ の経日変化（湿式, 準好気性）
図4-52～図4-53は排ガス処理に重曹を用いた焼却残渣のCl⁻について経過日数のグラフを示した。RUN12とRUN13は乾式(ナトリウム)排ガス処理飛灰を添加し、準好気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN12はピペラジン、RUN13は無機リン系を添加したものである。RUN14とRUN15は乾式(ナトリウム)排ガス処理飛灰を添加し、嫌気性を模擬したライシメーターに充填したものである。RUN14は有機キレート剤ピペラジンを添加し、RUN15は無機リン系を添加したものである。RUN18は乾式(ナトリウム)排ガス処理飛灰を添加したブランクである。RUN12～RUN15の初期濃度は147,000 mg/Lから200,000 mg/Lであった、塩分は水に溶けやすい特徴があるため、塩素の洗い出しが進んでいる。350日目に、準好気ライシメーターを使用した焼却残渣は100～500 mg/Lであり、嫌気性ライシメーターを使用した焼却残渣は400～1200 mg/Lであった。

図 4-52 浸出水中の Cl⁻ の経日変化 (重曹、準好気性)

図 4-53 浸出水中の Cl⁻ の経日変化（重曹、嫌気性）
図4-54～図4-55は排ガス処理に水酸化ドロマイトを用いた焼却残渣のCl⁻について経過日数のグラフを示した。RUN19とRUN20は乾式(ドロマイト)排ガス処理飛灰を添加し、準好気性を模擬したライシメータに充填したものである。RUN19はピペラジン、RUN20は無機リン系を添加したものである。RUN21とRUN22は乾式(ドロマイト)排ガス処理飛灰を添加し、嫌気性を模擬したライシメータに充填したものである。RUN21は有機キレート剤ピペラジンを添加し、RUN22は無機リン系を添加したものである。RUN23は乾式(ナトリウム)排ガス処理飛灰を添加したブランクである。RUN19～RUN23の初期濃度は120,000 mg/Lから190,000 mg/Lであった、塩分は水に溶けやすい特徴があるため、塩素の洗い出しが進んでいる。210日目に、準好気ライシメータを使用した焼却残渣は3,600～16,500 mg/Lであり、嫌気性ライシメータを使用した焼却残渣は8000～16,000 mg/Lであった。

図 4-54 浸出水中の Cl⁻ の経日変化（水酸化ドロマイト、準好気性）

図 4-55 浸出水中の Cl⁻ の経日変化（水酸化ドロマイト、嫌気性）
力、 $ Ca^{2+} $

図 4−56 〜図 4−59 に高反応型石灰を排ガス処理に使用している焼却残渣の Ca^{2+} の経日変化を示した。

図 4−56 の準好気性埋立構造では初期濃度は 35,000mg/L と高濃度であるが、散水後、300 日経過後には 1,500～500mg/L に低減化した。図 4−57 の嫌気性では初期濃度 33,000～40,000mg/L とさらに高濃度で、300 日経過後は 300～700mg/L であった。

図 4-56 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（乾式 Ca、準好気性）

図 4-57 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（乾式 Ca、嫌気性）
図4-58に埋立構造の比較図を示した。また図4-59に湿式、準好気性の経日変化を示した。

図 4-58 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（乾式 Ca、準好気性と嫌気性）

図 4-59 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（湿式、準好気性）
図 4-60 〜図 4-62 に重曹を排ガス処理に使用している焼却残渣の Ca^{2+} の経日変化を示した。

図 4-60 の準好気性埋立構造では初期濃度は 200～700mg/L と低濃度であり、散水後、100 日経過後には 20mg/L 以下に低減化した。図 4-61 の嫌気性では初期濃度はやや高い程度であるが 100 日後は低減化が遅く、100～250mg/L であった。図 4-62 に埋立構造の比較図を示した。

図 4-60 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（重曹、準好気性）

図 4-61 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（重曹、嫌気性）
図 4-62 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（重曹、準好気性、嫌気性）

図 4-63 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（水酸化ドロマイト、準好気性）
図 4-63 〜図 4-65 に水酸化ドロマイトを排ガス処理に使用している焼却残渣の Ca^{2+} の経日変化を示した。図 4-63 の準好気性埋立構造では初期濃度は 23,000〜40,000mg/L と高濃度であり、散水後、80 日経過後には 10,000〜20,000mg/L 以下に低減化した。図 4-64 の嫌気性では初期濃度は準好気性と同程度であるが 80 日後は低減化が遅く、16,000〜31,000mg/L であった。図 4-65 に埋立構造の比較図を示した。

図 4-64 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（水酸化ドロマイト、嫌気性）
図 4-65 浸出水中の $ Ca^{2+} $ の経日変化（水酸化ドロマイト、準好気性、嫌気性）
## キ、残存キレート

図4-66～図4-69に高反応石灰よる排ガス処理焼却施設から排出された焼却残渣からの浸出水中のの残存キレートの経日変化を示した。図4-66の準好気性埋立構造では初期濃度は300～750mg/Lと高濃度であり、散水後、280日経過後には定量限界の10mg/L以下に低減化した。図4-67の嫌気性では初期濃度は5,000～8,000mg/L準好気性よりさらに高濃度であるが400日経過後も150～250mg/Lと高濃度ある。図4-68に埋立構造の比較図を示した。

図 4-66 浸出水中の残存キレートの経日変化（乾式 Ca、準好気性）

図 4-67 浸出水中の残存キレートの経日変化（乾式 Ca、嫌気性）
図 4-68 浸出水中の残存キレートの経日変化（乾式 Ca 準好気性、嫌気性）

図4-69には湿式による排ガス処理焼却施設から排出された焼却残渣からの浸出水中のの残存キレートの経日変化を示した。図より湿式の場合はカルバミンでは初期濃度で20mg/L、ピペラジンでは10mg/L以下であった。400日以降10mg/Lの表記があるのは、分析精度向上により、定量限界を5mg/L以下にできたことによる。ピペラジンの場合は定量限界以下であった。

図 4-69 浸出水中の残存キレートの経日変化（湿式、準好気性）
図 4-70～図 4-72 に重曹を排ガス処理に使用している焼却残渣の残存キレートの経日変化を示した。

図 4-70 の準好気性埋立構造では初期濃度は 400mg/L と低濃度であり、散水後、100 日経過後には 80mg/L 以下に低減化した。図 4-71 の嫌気性では初期濃度は 800mg/L と高濃度でありさらに上昇し、130 日目には 1,500mg/L まで上昇した。その後は低減化に転じた。図 4-72 に埋立構造の比較図を示した。

図 4-70 浸出水中の残存キレートの経日変化（重曹、準好気性）

図 4-71 浸出水中の残存キレートの経日変化（重曹、嫌気性）