Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
### 2.2 活性炭吸着の基礎検討

活性炭吸着における基礎検討では固相カートリッジをPresep-C PFCからPresep PFCIIに変えて検討を行った。Presep PFCIIに変更したのは、PFBA (Perfluorobutanoic acid)などの炭素鎖の少ないPFCsの測定を可能にするためで、カートリッジの変更と試料pHを酸性にすることなどにより、PFBAなどの回収率が大幅に上昇した。すなわち、試料20mLを固相カートリッジ(Precep PFC II)に通水し、PFCAsのうち、炭素数が4～14、16及び18のもの13種、及びPFASsのうち、炭素数が4、6、8及び10のもの4種、計17種を同時に濃縮した。そして固相からの溶出液(メタノール2 mL)を0.5 mLに濃縮し、LC/MS/MSで同時定量した(表5.2)。なお、標準液、サロゲート標準液及び内標準液はWellington Laboratories社製PFAC-mixB、MPFAC-mixA及びCambridge Isotope Laboratories社製PFOA- $ ^{13}C_{8} $ を適宜希釈して用いた。

表 5.2 LC/MS/MS 条件

機器	LC:Waters	2695,MS:Waters	Quattro	Micro
カラム	Unison UK-C18	2.0*250,3um,Imtakt
カラム温度	40C
移動相	A:10mMCH3COONH4,B:MeCN
0-20 min	B:20→95% linear gr.
20-28	B:95
28-38	B:20
流量	0.2ml/min(142bar)
イソ化	ESI-
注入量	10μl
SRM SPAN	0
Seal wash	MeOH:H2O(1:1)
Needle wash	MeOH
[Source]	設定値	[Analyser]	MSMS mode
Capillary電圧,kV	0.6	LM Resolution 1	13
Corn電圧,V	上表	HM Resolution 1	13
Extractor電圧	2	Ion Energy 1	1
RF電圧	0.2	Entrance	-2
Source Temp,C	100	Collision	下表
Desorvation Temp,C	350	Exit	2
Corn Gas Flow,L/Hr.	50	LM Resolution 2	13
Desorvation Gas Flow,L/Hr.	350	HM Resolution 2	13
Ion Energy 2	1
Multiplier	650
検出	RT,mir	範囲	cone	colligion M/Z
PFBA C4	6.18	0.00	20	9 213.2 > 169.0
MPFBA MC4,13C4	6.15	20	9 217.2 > 172.0
PFPeA C5	10.12	20	9 263.0 > 218.9
L-PFBS S4	12.36	50	30 299.0 > 79.8
PFHxA C6	12.00	20	9 313.0 > 269.0
MPFHxA MC6,13C2	12.00	20	9 314.9 > 270.0
PEHpA C7	13.43	14.40	20	10 362.8 > 318.9
L-PFHxS S6	15.22	14.00	50	50 398.9 > 79.8
MPFHxS MS6,18O2	15.22	60	50 402.9 > 83.9
PFOA C8	14.64	20	11 412.8 > 368.8
MPFOA MC8,13C4	14.64	20	11 417.0 > 371.8
I.S.	MPFOA MC8,13C8	14.64	20	11 420.9 > 375.9
PFNA C9	15.80	20	11 462.9 > 418.8
MPFNA MC9,13C5	15.71	16.60	20	11 467.8 > 422.8
L-PFOS S8	17.39	16.20	60	50 498.8 > 79.8
MPFOS MS8,13C4	17.39	60	50 502.9 > 79.8
PFDA C10	16.84	20	11 512.9 > 468.8
MPFDA MC10,13C2	16.84	20	11 514.8 > 469.7
PFUdA C11	17.83	20	12 563.0 > 518.7
MPFUdA MC11,13C2	17.83	18.70	20	12 565.0 > 519.8
L-PFDS S10	19.40	18.30	60	50 598.8 > 79.8
PFDoA C12	18.85	20	12 612.9 > 568.7
MPFD0A MC12,13C2	18.85	20	12 614.8 > 569.7
PFTrDA C13	19.84	20	12 663.0 > 618.7
PFTeDA C14	20.79	20	14 712.9 > 668.8
PFHxD A C16	22.45	20	14 813.2 > 768.8
PFODA C18	23.78	28.00	20	16 913.1 > 868.8
### C. 研究結果と考察

### 1. 分析法の検討

### 1.1 廃棄物最終処分場浸出水の処理過程における有機フッ素化合物の挙動

表 5.2 の条件で PFCAs 及び PFASs を分析したところ、検量線は 0.1～100 ng/mL について直線性を示した。MDL は 10 種すべて約 1 ng/L であり、回収率は 76～105% であった。トータルブランクはすべて不検出(1 ng/L 未満)であった。なお、10 種以外に PFBA、PFPeA、PFTrDA、PFTeDA、PFHxA、PFODA 及び PFBS についても同時分析を試みたが、PFBA については固相抽出で保持されず、残りの 6 種についても回収率が低かったり、試料により回収率が変動するなどの問題点が生じた。しかし、PFPeA 及び PFBS については実際に検出されることから、PFTrDA 及び PFTeDA と共に今回は参考値として記載することとした。

### 1.2 活性炭吸着の基礎検討

固相カートリッジを Presep PFCII に変更するなどして、PFCs17 種について検討したところ、MDL は 1.4～7.6 ng/L であり、回収率は 84～103% であった(表 5.3)。

表 5.3 MDL 及び REC

MDL	REC	REC(サロケ-卜)
ng/L	%	%
PFBA	7.6	87.3	86
PFPeA	4.1	84.3	(102)
PFHxA	1.2	91.6	102
PEHpA	1.9	90.9	(106)
PFOA	2.7	103.3	106
PFNA	1.3	89.4	110
PFDA	2.2	92.3	108
PFUdA	1.5	92.6	94
PFDoA	2.3	88.2	95
PFTrDA	2.7	94.1	(95)
PFTeDA	2.9	92.0	(95)
PFHxADA	1.9	82.0	(95)
PFODA	3.9	84.3	(95)
L-PFBS	1.7	95.4	(97)
L-PFHxS	1.9	94.0	97
L-PFOS	1.4	87.7	100
L-PFDS	1.4	83.6	(100)

### 2. 廃棄物最終処分場の浸出水の処理工程別 PFCAs 及び PFASs 濃度の減衰

図 5.2 に示したように、廃棄物最終処分場の浸出水は、通例、生物処理、凝集沈澱処理、ろ過及び活性炭処理の工程を経て公共用水域に放流される。調査した A～C の 3 つの処分場はいずれも管理型で、A では建設廃材、燃えないゴミ、粗大ゴミ、B では燃えないゴミが埋められており、いずれも過去においては焼却灰も埋められた経緯がある。

図 5.2 廃棄物最終処分場浸出水の排水処理工程の一例
C はすでに埋立てが完了しており、かつては生ゴミ、下水污泥、焼却灰及び粗大ゴミが埋められた。廃棄物最終処分場浸出水の排水処理工程別 PFCs 濃度を表 5.4 に示し、そのうち、原水濃度が最も高かった A 処分場について図 5.3 に示した。それらの図表によると、いずれにおいても生物処理や凝集沈殿処理及びろ過では PFCAs 及び PFASs の大幅な増減は見られず、その後の活性炭処理により大きく、その濃度が減少することがわかった。特に炭素数 9 以上の PFCAs、炭素数 6、8 の PFASs についてはほぼ 100% 除去できていた。表 5.4 や図 5.3 には TOC や COD のデータも示したが、TOC や COD の除去率と炭素数が 8 以下の PFCAs の除去率には深い関連があることがうかがえる。つまり活性炭の活性度が低いと、又は活性炭の量が不足すると、特に炭素数 8 以下の PFCAs の除去にその影響が顕著に出るものと見られる。

表 5.4 廃棄物最終処分場浸出水の排水処理工程別有機フッ素化合物濃度、TOC及びCOD

C5	C6	C7	C8	C9	C10	C11	C12	C13	C14	S4	S6	S8	S10	(ng/L)	(mgC/L)	(mgO/L)
A处分場	PFPeA	PFHxA	PFHpA	PFOA	PFNA	PFDA	PFUdA	PFDoA	PFTrDA	PFTeDA	L-PFBS	L-PFHxS	L-PFOS	L-PFDS	T-PFCs	TOC	COD
原水	66	520	250	780	77	16	2.3	1.5	<1	<1	30	61	65	<1	1870	70	73
生物处理後	74	520	230	520	57	12	1.5	<1	<1	<1	77	50	46	<1	1590	49	50
凝集沈殿後	74	510	260	690	110	33	4.0	1.2	<1	<1	52	56	100	<1	1890	43	44
活性炭处理後(放流水)	20	26	3.7	3.3	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	53	12	9.0
除去率(%)	70	95	99	100	100	100	100	100	-	-	100	100	100	-	97	83	88

B处分場	PFPeA	PFHxA	PFHpA	PFOA	PFNA	PFDA	PFUdA	PFDoA	PFTrDA	PFTeDA	L-PFBS	L-PFHxS	L-PFOS	L-PFDS	T-PFCs	TOC	COD
原水	18	330	230	540	29	31	1.9	<1	<1	<1	33	36	46	<1	1300	10	10
硝化後	19	310	220	610	36	15	<1	<1	<1	<1	31	36	35	<1	1310	8.4	8.1
脱室後	14	290	230	680	40	24	1.7	1.7	<1	<1	30	39	46	<1	1400	15	19
凝集沈殿後	19	240	190	580	35	18	<1	<1	<1	<1	26	34	44	<1	1190	6.6	6.0
ろ過後	17	230	180	530	32	19	<1	<1	<1	<1	25	31	36	<1	1100	6.4	5.5
活性炭处理後(放流水)	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	<1	1.0	<0.5
除去率(%)	100	100	100	100	100	100	100	-	-	-	100	100	100	-	100	93	100

C处分場	PFPeA	PFHxA	PFHpA	PFOA	PFNA	PFDA	PFUdA	PFDoA	PFTrDA	PFTeDA	L-PFBS	L-PFHxS	L-PFOS	L-PFDS	T-PFCs	TOC	COD
原水	9.0	9.0	5.9	31	1.9	<1	<1	<1	<1	<1	1.5	4.1	9.9	<1	72	12	12
生物处理後	7.8	11	5.3	17	1.2	<1	<1	<1	<1	<1	4.8	2.3	3.9	<1	54	8.7	8.3
凝集沈殿後	9.9	12	6.3	40	2.1	<1	<1	<1	<1	<1	4.4	3.3	14	<1	92	19	25
ろ過後	7.7	13	6.5	31	2.0	1.2	<1	<1	<1	<1	4.4	3.2	19	<1	87	8.1	8.8
活性炭处理後(放流水)	2.0	7.4	2.2	4.3	<1	<1	<1	<1	<1	<1	1.7	<1	<1	<1	18	2.9	3.2
除去率(%)	77	18	64	86	100	-	-	-	-	-	100	100	100	-	67	67	61

※PFPeA、PFBS、PFTrDA及びPFTeDAデータは参考値

図 5.3 廃棄物最終処分場浸出水の排水処理工程別 PFCs 濃度、TOC 及び COD
### 3. 活性炭吸着の基礎検討

PFCs 除去に最も効果があった活性炭処理について前述した図 5.1 に従って基礎的な検討を行った。まず、振盪時間が水中に残存する PFCs の濃度に及ぼす影響について、図 5.4 に示した。PFCs の炭素鎖が短くなるにつれ、活性炭による吸着除去ができなくなる傾向にあることが明らかになった。振盪時間を長くしても PFBA 等の短鎖の PFCAs は吸着除去が難しいことがわかった。次に、活性炭量が水中に残存する PFCs の濃度に及ぼす影響について、図 5.5 に示した。使用する活性炭量を増やすことにより吸着除去量は増える。PFBA 等の短鎖の PFCAs については吸着除去が難しいが、大量の活性炭を用いることにより除去できる可能性が示唆された。

図 5.4 振盪時間が水中に残存する PFCs の濃度に及ぼす影響

A 処分場・凝集沈殿ろ過水

C 処分場・現行炭 500mg

図 5.5 活性炭量が水中に残存する PFCs の濃度に及ぼす影響

A 処分場・現行炭 500mg

振盪・168時間
その次に、活性炭の種類が水中に残存する PFCs の濃度に及ぼす影響について、図 5.6 に示した。通常使用されている粒状炭に比べ、検討した粉末状炭 1 や繊維状炭の方が除去効率が高かった。粉末炭では通水する時に高压がかかる等の問題点も有するが、繊維状にするなどにより、対応できるものと考える。また、排水処理施設の充実していないような小規模施設においては繊維状炭は活用しやすいであろう。

図 5.6 活性炭の種類が水中に残存する PFCs の濃度に及ぼす影響

活性炭 500mg

振盪・168時間

さらに、短鎖の PFCAs をさらに効率的に除去することを目的として、活性炭処理において pH が PFCs の水中残存率に及ぼす影響について調べ、図 5.7 に示した。pH が低下するにつれ、水中に残存し易い炭素鎖の短い PFBA、PFPeA、PFHxA については吸着除去できる量は増え、水中の残存率は低下する。しかし、通常排水処理で可能な pH5～9 の間ではその差は 10% 以内であり、pH による処理効率の差は小さいものとなっている。

図 5.7 活性炭処理において pH が PFCs の水中残存率に及ぼす影響 A 処分場・凝集沈殿ろ過水、活性炭 500mg、振盪・168 時間
### 4. 排水処理での PFCs 除去に逆相系樹脂を用いることができるかの可能性

吸着剤供試量と水中 PFCAs 及び PFASs の残存率との関係について、逆相系樹脂と活性炭を比較したものを図 5.8-1、図 5.8-2 に示した。その結果、炭素数が PFOA より長い炭素鎖を有する PFCAs や L-PFOS においては逆相系樹脂を用いる方が活性炭を用いるより、単位重量当たりでは除去率が高いものがあることがわかった。逆相系樹脂は樹脂としてだけでなく膜としても提供されており、近年、下水道などでの排水処理にも膜処理が用いられつつあること、また逆相系の保持だとアルコール等の溶媒で容易に再生できることなどにより、廃棄物処分場の排水処理でも利用し易いものと考えている。従って、今後は逆相系樹脂などの活性炭以外のものを用いた方法を検討する価値があると考える。また、活性炭であっても現在はその再生をロータリーキルンで熱処理しておこなっており、その経済性については問題を有しており、再生頻度が少なくすれば、必ずしも PFCs 等を除去できていないことが水道水の処理では起こっている。活性炭であっても、熱による再生ではなく、再生の自動化などを見据えた、他の方法での再生を検討することも必要ではないだろうか。特に海面埋立処分場などでは輸送を陸上経由でなく、海上経由のところもあり、コストがかかる一因となっている。

A処分場·凝集沈殿処理水 500mL

図 5.8-1 吸着剤供試量と水中 PFCAs 残存率との関係－逆相系樹脂と活性炭の比較－

A処分場·凝集沈殿処理水 500mL

A処分場·凝集沈殿処理水 500mL

図 5.8-2 吸着剤供試量と水中 PFASs 残存率との関係－逆相系樹脂と活性炭の比較－

### D. 結論

廃棄物最終処分場・浸出水の排水処理工程において、PFCAs及びPFASsなどの有機フッ素化合物の除去に有効である活性炭処理での、さらなる効率化を求め活性炭吸着に関する検討を行った。
その結果、活性炭量を増やしたり、活性度の高い粉末状炭を用いたり、処理水のpHを下げたりすることにより、PFBA等の短鎖PFCAsについても吸着除去できることが明らかになった。また、炭素数がPFOA以上のPFCAsの除去においては逆相系樹脂を用いる方が活性炭を用いるより、単位重量当たりでは除去率が高いのがあることもわかった。

### E. 引用文献

1）原田浩二，小泉昭夫，(2008)，環境汚染の現状と健康リスク．環境技術,37,315-319.

2) 柴田康行, (2010), 化学物質実態調査の見直しの方向性について. 平成 21 年度化学物質環境実態調査・環境化学セミナー要旨集, 東京都, 11-14.

3) 八木正博, (2009), 大阪湾における有機フッ素化合物(PFOA 及び PFOS) 汚染の現状と課題. 瀬戸内海, 57, 10-13.

4) 八木正博, 山路 章, 渋谷一郎, (2009), 神戸沿岸海域における有機フッ素化合物濃度及び組成の経年変化. 第12回日本水環境学会シンポジウム要旨集, 東京都, 106-107.

5) 八木正博, 山路 章, 渋谷一郎, (2009), 廃棄物最終処分場浸出水の処理過程における有機フッ素化合物の挙動. 第18回環境化学討論会講演要旨集, つくば市, 558-559.

6) 佐々木和明，嶋 弘一，齋藤憲光, (2008), 産業廃棄物安定型最終処分場における有機フッ素系化合物の浸出傾向. 第 11 回日本水環境学会シンポジウム要旨集, 吹田市, 142-143.

7) 栗原正憲, 吉澤正, 大石修, 藤村葉子, 小島博義, (2010), 一般廃棄物処分場の水処理におけるPFCsの挙動. 第19回環境化学討論会講演要旨集, 名古屋市, 508-509.

8) 竹峰秀祐，吉田光方子，松村千里，中野武, (2009), 廃棄物試料中の有機フッ素化合物の分析法の検討. 第12回日本水環境学会シンポジウム要旨集, 東京都, 110-111.

9) 吉田光方子, 竹峰秀祐, 森口祐三, 松村千里, 中野武, (2010), 処分場に搬入される廃棄物中の有機フッ素化合物(PFCs)の状況. 第19回環境化学討論会講演要旨集, 名古屋市, 506-507.

10)村上道夫，滝沢智，(2010)，フッ素系界面活性剤の水環境汚染の現況と今後の展望.

水環境学会誌，33，103-114.

11)環境省環境安全課,(2004)，化学物質と環境・平成15年度化学物質分析法開発調査報告書.37-50.

### F. 研究発表

### 1. 論文発表

1）八木正博、山路章、向井健悟、渋谷一郎(2010) 廃棄物最終処分場浸出水の処理過程における有機フッ素化合物の挙動及び活性炭吸着における基礎検討: 神戸市環境保健研究所報、38、63-67.

### 2. 学会・シンポジウム発表

1）八木正博，向井健悟，山路章，渋谷一郎,(2011)，廃棄物最終処分場浸出水中の有機フ素化合物を除去するための活性炭吸着に関する基礎検討，第20回環境化学討論会講演要旨集，熊本市.
5–2 廃棄物埋立処分場におけるオンサイト型 PFCs の除去・処理技術の開発 -省資源、省エネルギー、省メンテナンスを考慮した実現可能な処理技術

研究分担者	津野 洋	(大阪産業大学人間環境学部)
研究分担者	西村 文武	(京都大学大学院 工学研究科都市環境工学専攻)
研究協力者	高部祐剛	(京都大学大学院 工学研究科都市環境工学専攻)
林佳史	(京都大学大学院 工学研究科都市環境工学専攻)
谷井信夫	(京都大学大学院 工学研究科都市環境工学専攻)
丸野紘史	(京都大学大学院 工学研究科都市環境工学専攻)
高木明寛	(京都大学大学院 工学研究科都市環境工学専攻)

### A. 研究目的

最終処分場浸出水における PFCs の効率的な除去の提示を目指し、まず活性炭処理の前段にオゾン処理を組み込んだオゾン/活性炭処理による PFOA の吸着能向上の検討、オゾン/活性炭処理と現在行われている活性炭処理、また PFOA を分解できるとされている紫外線処理や分離技術としての膜分離処理など、他の処理法とのコストや CO₂ 排出量の比較を行い、浸出水からの PFOA の除去性能に関する評価を行うことを目的とした。次に、難分解性の PFOS の無機化をも可能なパルス放電処理法の効率化のための設計操作因子について検討した。

### B. 研究方法

### 1. 廃棄物最終処分場浸出水中 PFCs の実現可能な処理技術開発と適用性評価

### 1.1 実験概要

実浸出水を対象としたオゾン処理による PFOA の活性炭吸着能の変化を検討するために、まず、4 か所の実処分場の浸出水に対し、オゾン処理時間を数段階に設定し、半回分式オゾン処理実験を行った。続いて、オゾン処理前およびオゾン処理後の浸出水を用いて、実浸出水での回分式 PFOA 活性炭吸着平衡実験および回分式 PFOA 活性炭吸着平衡実験を行った。実験装置の概要は図 5.9 のとおりで、測定項目および方法は表 5.5 のとおりである。

図 5.9 実験装置の概要
表 5.5 測定項目および分析方法

測定項目	単位	分析方法(使用機器)
溶存オン濃度	mgO_{3}/L	インジゴ法、ACVK法(紫外/可視分光光度計:UV1650-PC、島津製作所)
TOC	mgC/L	燃焼赤外線分析法:TC-IC法(TOC-L、島津製作所)
UV254	abs	吸光光度法(紫外/可視分光光度計:UV1650-PC、島津製作所)
Cl⁻濃度	g/L	イオンクロマトグラフ(ICS-1100(CD20/UVD-500 UV/VIS)、DIONEX)、CD検出法
Br⁻濃度	mg/L	イオンクロマトグラフ(ICS-1100(CD20/UVD-500 UV/VIS)、DIONEX)、UV検出法
BrO_{3}^{-}濃度	$ \mu $ g/L	イオンクロマトグラフ(ICS-1100(CD20/UVD-500 UV/VIS)、DIONEX)、ポストカラム吸光光度法
PFCs濃度	$ \mu $ g/L	高速液体クロマトグラフ(ACQUITY UPLC、waters)
タンデム型質量分析法(QUATTRO PREIMER、waters)

### 1.2 実浸出水への半回分式オゾン処理実験

#### 1.2.1 浸出水水質と実験条件

実験で使用した A～D 処分場の処理フローと採水した地点を図 5.10 に、その浸出水水質を表 5.6 に示す。B および C 処分場に関しては 2 回採水を行った。処分場の特徴として、近年ごみの減容化などで増加している焼却灰や PFCs が検出される可能性が高い不燃ごみが埋立物に含まれている処分場を選定した。また、A 処分場は海面埋め立ての処分場であり、B、C および D 処分場は陸上埋め立ての処分場である。また、D 処分場は 2 系列あったが、採水時に、砂ろ過を含む系列が稼働しておらず、砂ろ過を含まない系列では、凝集沈殿と粉状活性炭処理を同時にしていたため、生物処理後の浸出水を採水し、ろ紙(GF/B 孔径 1μm Whatman)でろ過をしたものを試水とした。

表 5.6 各処分場の浸出水水質

pH	UV254	TOC(mgC/L)	Cl⁻(g/L)	Br⁻(mg/L)	BrO₃⁻(μg/L)
A処分場	6.82	0.132	13.3	18.0	95.0	0
B処分場	7.83、7.94	0.092、0.075	9.1、5.7	2.5、2.4	23.1、22.1	0、0
C処分場	7.75、8.00	0.107、0.100	9.5、6.0	0.697、0.776	2.9、2.5	0、0
D処分場	8.22	0.573	30.2	0.26	2.5	0

全てのオゾン処理において、流入オゾンガス濃度は $ 40mgO_{3}/L $ 、オゾンガス流量は $ 100mL/min $ とした。オゾン処理時間は基本的に 2、5、10、15min とし、海面埋め立ての A 処分場のみ、他の処分場より Cl⁻、Br⁻ 濃度が 1～2 オーダー高く、それらとオゾンが反応する可能性が高いとして、オゾン処理時間を 15min の代わりに 50min とした。

図 5.10 各処分場の処理フロー
### 1.3 回分式 PFOA 活性炭吸着平衡实驗

オゾン処理を施した各時間における各処分場浸出水 40mL に、初期 PFOA 濃度を 5 段階 (0.25、0.5、1、2.5、5mg/L) になるように加えた後、PFOA の濃度の違いによる pH 低下の影響をなくすために、リン酸緩衝液 1mM で加え、よく攪拌した後に、粒状活性炭 (Filtrasorb300 カルゴンカーボンジャパン社製) 0.1g を加えた。温度 20℃ の条件下において、130rpm で 24 時間振盪した。24 時間後、速やかにろ紙 (GF/B 孔径 1μm Whatman) でろ過を行い、活性炭と液相を分離し、液相中の PFOA 濃度を測定した。

### 1.4 回分式 PFOA 活性炭吸着速度实驗

オゾン処理前と1.2において数段階にオゾン処理時間を設定してオゾン処理した各処分場浸出水40mLに粒状活性炭(Filtrasorb300カルゴンカーボンジャパン社製)0.1g、初期PFOA濃度1mg/Lおよびリン酸緩衝液1mMになるように加え、pH7、温度20℃の条件下において、130rpmで振盪し、10、20、30、60、120、180、240minでサンプルを採取した。各サンプリング時間に速やかにろ紙(GF/B Whatman)でろ過を行い、活性炭と液相を分離し、液相中のPFOA濃度を測定した。

### 2. パルス放電処理による PFCs の分解特性と影響因子に関する研究

図 5.11 に反応器の概略を示す。アクリル性の反応器であり、同軸円筒の二重構造になったものである。外部円筒と内部円筒の内径は各々 150mm と 100mm である。外部円筒の上面にはステンレス製の剣山電極(針の本数 266 本、剣山の分布範囲 φ=60mm)を設置し、内部円筒上部にステンレス電極を正対させている。この電極間に処理対象廃水を導入した。この電極を用いることにより、正パルス電圧の印加により剣山電極の先端から下方に設置したステンレス電極に向かって伸びる正ストリーマが、廃液と接触し、化学反応を生じさせるものである。また反応器内の気相部にはアルゴンガスを充填させ、窒素や酸素ガスが存在しない雰囲気で放電処理を行った。処理対象とした廃水は、リン酸緩衝液に、PFC を 1mg/L となるように投入したものを用いた。反応器には 200mL の廃水を入れ、回分式で処理を行った。また反応は室温(25℃)で開始した。操作周波数は 200Hz～1000Hz であり、操作印加電圧は放電が生起する 3kV および 5kV とした。このとき反応過程での電流値は 1～9mA 程度であった。分析には LC/MSMS を用いた。

図 5.11 反応器の概略図
### C. 研究結果と考察

### 1. 廃棄物最終処分場浸出水中 PFCs の実現可能な処理技術開発と適用性評価

### 1.1 実浸出水への半回分式オゾン処理実験

C処分場浸出水等のオゾン処理の結果では、TOC、TCおよびICにほとんど変化はなかった。これらのことから、オゾン処理によって、有機物の無機化はほとんど行われないが、 $ BrO_{3}^{-} $ が途中から生成し始めることやUV254の変化から水質の変化が起こっていることが示唆された。

### 1.2 回分式 PFOA 活性炭吸着平衡実験

活性炭吸着平衡後の PFOA の挙動を Freundlich 型の吸着等温式 $ q=KC^{1/n} $ (q：活性炭単位重量あたり PFOA 吸着量(mg/g)、K：吸着係数、C：平衡時の水相濃度(mg/L)、1/n：吸着指数)を用いて表記させ、実験結果と計算値の最小二乘法によって K と 1/n を算出した。D 処分場以外の全ての処分場において、それぞれ時間に差はあるもののオゾン処理時間 2min～10min の間で K の値が最大になり、その後小さくなっていった。D 処分場はオゾン処理時間に比例して K の値が大きくなったが、それは D 処分場が他の処分場よりも TOC や UV254 の値が 3～5 倍程度高く、UV254 がオゾン処理時間に対し比例的に減少し続けていることなどから、オゾン添加量をさらに増やしていけば、他の処分場と同様の結果になるのではないかと推察された。

### 1.3 回分式 PFOA 活性炭吸着速度実験

Freundlich 型の吸着等温式を用いて、液相と活性炭相での濃度勾配によって吸着が行われているとして作成した吸着速度式(式 5.1)における吸着速度定数 $ \omega(\mathrm{min}^{-1}) $ を算出した。その結果を表 5.7 に示す。

$$ \frac{dq}{dt}=\omega(KC^{\frac{1}{n}}-q) $$

次に、各オゾン処理時間にあたるオゾン消費量を横軸にとって、Kとオゾン消費量の関係を図5.12に示す。D処分場以外の全ての処分場において、それぞれ差はあるものの、オゾン消費量がある一定の値のときにKの値が最大になり、その後小さくなっていったことから、Kを最大にする適切なオゾン添加量が存在することが示唆された。Kの値が最大になったときのオゾン消費量は、A処分場：1.45mgO_{3}/L、B処分場1回目：1.96mgO_{3}/L、B処分場2回目：4.93mgO_{3}/L、C処分場1回目：0.22mgO_{3}/L、C処分場2回目：6.16mgO_{3}/Lであった。

表 5.7 $ \omega $ (吸着速度定数)の値(min $ ^{-1} $ )

オゾン0min	オゾン2min	オゾン5min	オゾン10min	オゾン15min
A処分場	0.00021	0.0002	0.0002	0.00022	0.00028
B処分場①	0.00039	0.00025	0.00012	0.00028	0.00022
B処分場②	0.00025	0.00028	0.00023	0.00021	0.00035
C処分場①	0.00020	0.00020	0.00016	0.00025	0.00028
C処分場②	0.00022	0.00020	0.00015	0.00011	0.00011
D処分場	0.00036	0.00029	0.00034	0.00029	0.00028
図 5.12 K とオゾン消費量

### 1.4 オゾン処理を組み込んだ活性炭処理による PFCs 除去と他の処理法との比較

#### 1.4.1 条件設定

条件設定として、流入 PFOA 濃度 $ 10 \mu g/L $ 、流出 PFOA 濃度が $ 1 \mu g/L $ 以下であることとした。流入濃度は日本における浸出水で検出される最大程度の濃度であり、流出濃度は流入濃度に対して 90% の除去率であることと、各国の水道でのガイドライン値の約 10 倍程度であることから設定した。

#### 1.4.2 コスト比較

活性炭処理、オゾン/活性炭処理、紫外線処理、膜分離処理についてランニングコストを中心に比較検討を行った。単位処理水量あたりのコストおよびCO₂排出量について全ての処理をまとめたものを、図5.13および図5.14に示す。

図 5.13 各処理のコスト

図 5.14 各処理の CO_{2} 排出量

活性炭処理でのコストの大部分は活性炭購入費であるため、ランニングコストを計算する際に、どの程度の水量まで破過せずに処理できるのかを計算する必要がある。そこで、作成した連続式粒状活性炭吸着モデルから破過日数を算出した。単位処理水量あたりのランニングコストおよび $ CO_{2} $ 排出量の両方の観点から、PFOAの除去に適切な処理法はオゾン/活性炭処理であると考えられた。

### 2. パルス放電処理による PFCs の分解特性と影響因子に関する研究

図5.15に10分間の処理を行った時の液中PFC濃度とPFCs減少量の関係を示す。PFOS並びにPFOAは反応器中の濃度が高いほどパルス放電時での減少量が大きくなる傾向にあることが示されている。この処理条件においては、添加電子量は12.4μmolであり、電子との反応でPFCsが分解されるのであれば、PFOSの処理ケースで添加電子数の約6%に相当するPFOS分子が反応した結果となった。処理効率を高める方法として、高
濃度の溶液に適用することが挙げられる。また、共存塩分濃度の影響について調査した実験結果について、図5.16に示す。ここでは比較対象として本実験で用いた剣山電極を有する反応器の他に、電極部をガラスで覆い電極の金属部が直接液と接触しない形式の反応器での処理結果についても併せて示す。放電処理時では溶液が電解質である場合は放電の生起が妨げられることが短所として考えられているが、今回の実験結果においては、塩分濃度が1g/L以下の条件では処理効率を大きく低下させるものではなかった。この結果は、廃棄物最終処分場浸出水等においても本手法の適用可能性を示唆するものである。

図 5.15 反応器中の PFCs 濃度と PFCs 減少量の関係

図 5.16 反応器中の塩分濃度と PFCs 減少量の関係

図 5.17 に 10 分間の処理を行った時の操作周波数と PFOS 濃度の関係を示す。パルス放電を活用した処理法で PFOS は分解除去が可能であり、操作周波数が高くなるほど PFOS 分解が進むことが明らかになった。同じ操作周波数のケース間では操作印加電圧が高い方が PFOS の分解が促進されることも明らかになった。周波数が高くなるにつれ、電流値も高くなった。操作印加電圧が高い場合も電流値が高くなった。このときの測定電流値から算出される電子数と PFOS 減少量の関係を図 5.18 に示す。通電された電子数と PFOS 減少量には正の相関があり、操作周波数が小さく通電された電子数が小さい条件においては、比例関係が見られた。本研究で用いた装置では、周波数が 500Hz、1kHz の条件では一部の剣山電極で放電がされない現象が目視され、周波数が高くなるにつれ、放電に空間的な偏りが生じ、結果として電子と PFOS の反応効率が低下したと考えられた。今回の実験では通電された電子数の約 1% に相当する PFOS の分子数が分解される結果となった。

図 5.17 操作周波数と PFOS 濃度の関係

図 5.18 電子数と PFOS 減少量の関係
### D. 結論

1. 最終処分場浸出水にオゾン処理を行うことで、浸出水質の変化が見られ、Freundlich型の吸着等温式 $ q = K C^{1/n} $ (q : 活性炭単位重量あたり PFOA 吸着量(mg/g)、K : 吸着係数、C : 平衡時の水相濃度(mg/L)において、活性炭への PFOA の吸着定数 K や吸着指数 1/n が大きくなり、PFOA の活性炭吸着能が向上することが示された。

2. オゾン処理を行い、吸着係数 K を最大にした各処分場の浸出水での PFOA の破過日数は、オゾン処理をしていない場合の 1.4～2.3 倍になり、オゾン/活性炭処理によって実浸出水処理においても PFOA の効率的な処理が可能であることが示唆された。

3. 単位処理水量あたりのコストは、活性炭処理：45.56～91.13 円/m³、吸着係数 K を最大にするオゾン処理：0.24～2.18 円/m³、オゾン/活性炭処理：28.61～45.06 円/m³、紫外線処理：35.86～40.69 円/m³、膜分離処理：21.49～39.91 円/m³となり、膜分離処理もしくはオゾン/活性炭処理が PFOA の除去に適切だと考えられた。

4. 单位処理水量あたり CO₂ 排出量は、活性炭処理：0.71～1.42kg/m³、吸着係数 K を最大にするオゾン処理：0.0041～0.1334kg/m³、オゾン/活性炭処理：0.49～0.77kg/m³、紫外線処理：1.25～1.42kg/m³、膜分離処理：0.75～1.39kg/m³となり、オゾン/活性炭処理が PFOA の除去に適切だと考えられた。

5. 单位処理水量あたりのランニングコストおよび $ CO_{2} $ 排出量の両方の観点から考えると、PFOAの除去に適切な処理法はオゾン/活性炭処理であると考えられた。

6. パルス放電処理では周波数や印加電圧を高くすると電流値も高くなり、それに応じて PFOS が分解されることが明らかになった。一様に放電される条件で処理を行うことが、処理効率を高くするためには必要になることが明らかとなった。

7. パルス放電処理は液中 PFCs 濃度が高い条件で反応の効率が高まることが示された。また塩分濃度が 1g/L 以下の条件では処理効率を大きく低下させるものではなかった。実浸出水への適用可能性が示唆された。

### E. 研究発表

1. 学会・シンポジウム発表

1）今津達也，水野忠雄，西村文武，津野洋，(2012)，紫外線処理によるペルフルオロオクタン酸の分解特性に関する研究. 第21回日本オゾン協会年次研究講演会講演集，東広島市,9-12.

2）西村文武, 津野洋, 門脇一則, 三馬大幸, 松村千里, 竹峰秀祐, (2012), 放電処理による有機フッ素化合物の分解特性に関する基礎的研究. 環境衛生工学研究, 26(3), 73-76.

3）高木明寛, 今津達也, 西村文武, 水野忠雄, (2013), 活性炭による廃棄物最終処分場浸出水中 PFCs の除去システム評価とオゾンを活用した性能向上. 第 47 回日本水環境学会年会講演集, 大阪市, 168.

4）今津達也，西村文武, 水野忠雄, (2013), PFOAを対象とした紫外線処理技術の適用性評価. 第47回日本水環境学会年会講演集, 大阪市, 278.

5）西村文武，津野洋，門脇一則，三馬大幸，松村千里，竹峰秀祐，(2013)，パルス放電処理によるPFOS、PFOAの分解特性と影響因子に関する研究. 第47回日本水環境学会年会講演集，大阪市,279.
## ・ポンチ絵

## 有機フッ素化合物の最終処分場における環境流出挙動の解明と対策技術に関する研究（K2412、K2343、K22037）

## 研究目的 I -Ⅳを達成するために各研究機関が10のサブテーマを分担した

### I. 製品・廃製品のPFCs含有実態や焼却過程でのPFCs挙動解明

## 国立環境研究所

①製品中PFCs含有実態や使用時における挙動を明らかにし、製品使用時の環境排出の原単位を得て、その制御に向け

た基礎検討を行うことができた。

②PFCsの熱分解挙動を把握し、焼却分解処理がPFCs含有廃棄物の適正処理の1技術であることを明らかにした。

廃棄物中のPFCs起源解明最終処分場に持ち込まれるPFCs形態解明

### Ⅲ.最終処分場におけるPFCs汚染実態、

挙動、およびトータルマスバランスの解明

## 兵庫県環境研究センター

⑤海面埋立処分場では、内水のPFCs濃度はほぼ一定であり、底質では長鎖の同族体の割合が高かった。

⑥PFOAを用いて活性炭再生処理工程を想定した加熱実験を行った結果、活性炭がPFOAの揮発を抑制するとともに、燃焼分解反応を促進させることが示唆された。

## 千 葉県環境研究センター

⑦陸上埋立てでは、管理型産廃処分場の方が一般廃棄物処分場に比べて幾何平均値で数十倍高濃度で検出される傾向にあった。カラム試験や土壌吸着試験結果から、炭素鎖の長いPFCsは、溶出が長期間継続することが示唆された。

## 愛媛大学、大阪市立環境科学研究所

⑧アジア途上国・新興国の廃棄物処理現場等におけるPFCs汚染の実態から、国や地域でPFCs発生源プロファイルが異なることを明らかにした。

### Ⅱ.廃棄物中のPFCsおよびその他POPsプロファイルのデータベース構築と起源解明

## 大阪市立環境科学研究所

③直鎖と末端分岐異性体と他の異性体との分離に成功し、そのパターンから発生源からの時間的・空間的距離の推定等に利用できる可能性を見出した。

燃え殻、ばいじん、し尿、下水汚泥、シュレッダーダストのPFCs含有試験を行ったところ、シュレッダーダストから検出された。

分子量2000 程度のPFCsやオリゴマーの検出に成功し、また、比較的速やかに分解され PFOS, PFOA 様の構造を分子内に持つ分解生成物となることを明らかにした。

## 大阪府環境農林水産総合研究所

④POPs類一斉分析について、水試料中の簡易分析法としてGC/TOFMS法が適応可能であった。瓦礫等の固形物では、試料を直接導入する加熱脱離-GC/TOFMS法の適応可能性が示唆された。

## 最終処分場におけるPFCs汚染の実態解明

### Ⅳ.現場に即した排出抑制技術の開発

## 神戸市環境保健研究所、

千葉県環境研究センター

⑨活性炭量の增量や、pHを下げることで、PFBA等短鎖の処理効率を上げることが出来た。

逆相樹脂を用いた処理で、活性炭より効率良く保持できることがわかった。イオン交換樹脂を用いた処理では、塩濃度の高い浸出水での性能低下が課題であった。

最終処分場におけるPFCs 汚染対策

## 大阪産業大学、京都大学

⑩紫外線やパルス処理などの補法を検討した結果一定の効果が得られることが分かった。

活性炭処理の前にオゾン処理を適用した場合、比較的安価でかつ活性炭処理の効果がより持続できることを示

した。

## 関連各機関と廃棄物中のPFCs対策の具体的な施策を検討
was more than 3 times of the volume of industrial waste. The resin, WA-30 was chosen. Elution of PFCs from disposal site was considered to continue long time and it needed developing water treatment for PFCs.

To elucidate contamination status and source profiles of PFCs in Asian developing and newly industrialized counties, 29 leaching and waste water samples were collected from various waste treatment and recycling systems in Batam and Jakarta, Indonesia, and employed for chemical analysis of 17 PFCs including perfluorosulfonic (PFSAs) and perfluorocarboxylic acids (PFCAs). High concentrations of some PFCs such as PFOA and PFHxA were detected at ppb levels in waste and leaching waters from a domestic sewage system, an e-waste recycling facility and a municipal waste dumping site, suggesting expansion of significant pollution sources of PFCs even in Asian developing counties.

To remove PFCs in wastewater, the reversed-phase resin treatment was investigated. The removal of long-chain PFCAs (PFOA<) using the reversed-phase resin was more efficient than that of using activated carbon. Physical treatment processes were applied for degradation of PFOA and PFOS. Effects of operational parameters of the processed were investigated. Higher temperature and lower pH value closed to 2 promotes degradation in UV treatment. The amount of treated PFOA was regulated by current amount of electron in pulse discharge processes. It can be increased under higher voltage and higher frequency of pulse discharge.

キーワード＝perfluorinated compounds, final landfill site, PFCs profiles, activated carbon, degradation
time includes the positioning of the stable securing and development of on-site and skilled human resources for supporting social infrastructure development, stating that it is important to ensure stable and sustainable prospects of public investments in light of systematic implementation of social infrastructure development and securing and developing personnel who conduct it. Furthermore, in order to develop social infrastructures with medium- to long-term prospects, the Plan set four priority goals (implementing strategic maintenance and renewal of social infrastructure; mitigating disaster risk in accordance with characteristics of disasters and vulnerabilities of regions; building sustainable local communities that respond to declining/aging population; inducing private investments and enhance infrastructures that support economic growth) and 13 policy packages, and positioned typical indicators as key performance indicators (KPIs).

In order to capture the progress of plans and discuss improvements, the planning taskforce under the Panel on Infrastructure Development and Transportation Policy Council’s transportation subcommittee is to appropriately conduct follow-ups going forward. As part of this activity, an expert committee was established under the planning taskforce in December 2015 and started working on the maximization and visibility of stock effects. Furthermore, the Priority Plans for Social Infrastructure Development of Regional Blocks was established in March 2016 based on the Fourth Priority Plan for Social Infrastructure Development as plans for developing social infrastructure in a focused, efficient and effective manner in accordance with characteristics of each region.

Figure II-2-3-1 The Fourth Priority Plan for Social Infrastructure Development
## Promoting the Implementation of Transport Policy

## 1 Developing Policies Based on the Basic Act on Transport Policy

In December 2013, the Basic Act on Transport Policy was promulgated and enacted. Based on the Act, the Basic Plan on Transport Policy was adopted by a Cabinet decision in February 2015 after deliberations at the Council of Transport Policy and the Infrastructure Development Council of the MLIT.

The Basic Plan on Transport Policy defines the period from FY 2014 to FY 2020 as a planning period and provides for basic policies, measure goals, and measures to be taken by the state on a comprehensive and planned basis. More specifically, three basic policies have been set forth as follows: (A) Realize easy-to-use transportation conducive to a wealthier national livelihood; (B) create international and inter-regional passenger transportation and logistics networks to underlie growth and prosperity; and (C) develop infrastructures for sustainable, safe and secure transportation. For each of these basic policies, four measure goals have been presented along with specific measures to approach them. Numeric indicators have also been defined to verify the progress of approaches in following up the said plan, and factors for consideration in implementing measures in accordance with the three basic policies above.

Furthermore, in June 2015, the first Transport Policy White Paper based on the Basic Act on Transport Policy was approved by a Cabinet decision and reported to the Diet. The Transport Policy White Paper is to report annually to the Diet on transport trends and measures taken, and to be taken, by the government concerning transport, and the Paper follows up on the progress of measures and numerical targets stated in the Basic Plan on Transport Policy. Going forward, leveraging the Transport Policy White Paper that is prepared annually, we will appropriately follow up on the Plan to ensure the steady progress of the Plan.

Figure II-2-4-1 Summary of the Basic Plan on Transport Policy