Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
表 1-49, 1-50 より、以下では除染施設の略称を施設 1～8 とし、灰処理施設の略称を施設 A～C とした。

表 1-48 既存施設の放射性 Cs 移行割合

処理施設	処理方式	発生物1	発生物2
名称	移行割合(%)	名称	移行割合(%)
焼却	ストーカ式	主灰	33.6	飛灰	66.4
流動床式*	飛灰	80～100	-	-
灰溶融	電気式*	スラグ	0～40	溶融飛灰	60～100
燃焼式*	スラグ	0～40	溶融飛灰	60～100
ガス化溶融	シャフト式	スラグ	3.1	溶融飛灰	96.9
流動床式	スラグ	8.4	溶融飛灰	91.6

*：移行に幅があるため、稼働するためにランダムに選択させて、移行割合を設定する。

表 1-49 除染施設の放射性 Cs 移行割合

処理内容	処理能力
(t/日)	建設期間
(ヶ月)	発生物1	発生物2	発生物3	発生物4
名称	移行割合(%)	名称	移行割合(%)	名称	移行割合(%)	名称	移行割合(%)
施設1	低温燃焼(可搬式)	0.008	2	灰	100.0	-	-	-	-	-	-
施設2	炭化(可搬式)	0.24	2	炭	100.0	-	-	-	-	-	-
施設3	熱分解·ガス化	10	4	残渣	100.0	-	-	-	-	-	-
施設4	バイオエタノール化	167	12	吸着剤	86.9	残渣	5.8	液体残渣	5.8	エタノール	2.1
施設5	ガス化·燃焼·固化	88	8	灰固化	20.0	残渣1	11.8	残渣2	69.5	-	-
施設6	ガス化溶融(シャフト式)	90	8	スラグ	3.1	溶融飛灰	96.9	-	-	-	-
施設7	ガス化溶融(流動床式)	90	8	スラグ	8.4	溶融飛灰	91.6	-	-	-	-
施設8	焼却(ストーカ式)	90	8	主灰	33.6	飛灰	66.4	-	-	-	-

表 1-50 灰処理施設の放射性 Cs 移行割合 (焼却後の灰処理)

処理内容	処理能力(t/日)	建設期間(ヶ月)	発生物1	発生物2	発生物3
名称	移行割合(%)	名称	移行割合(%)	名称	移行割合(%)
施設A	固化	46	7	固化プロック	100.0	-	-	-	-
施設B	洗浄除去	3.5	3	除去物	76.7	灰残渣	23.0	洗浄水	0.3
施設C	灰溶融	50	7	スラグ	0～40	溶融飛灰	60～100	-	-

## ii）災害廃棄物の設定

## 1 ）災害廃棄物の組成

災害廃棄物の組成比としては表1-17を用いた。発生する地域や廃棄物内容によって、組成は異なってくるが、災害廃棄物の発生後、仮置場で分別されてから、処理施設へと運ばれてくるとして、組成は一様とした。

輸送マトリックスは、処理プロセス間の廃棄物の輸送を支配する数学モデル中の重要なパラメータであり、災害廃棄物の迅速な処理を完了するために、輸送の設定はとりわけ重要である。一般廃棄物の輸送マトリックスは、一般廃棄物の処理システムをどのような戦略に基づいて構成するか、すなわち処理システムの設計や運用方針を反映して決定される。放射性Csを含んだ災害廃棄物においては、処理を終わらせるため、処理可能な最大限の量が輸送されるとして、処理施設の処理能力によって、輸送マトリックスは決められるとした。しかし、既存施設での混合処理の場合は、混合割合が後の処理工程や濃度に影響してくる。そのため、混合処理の場合は一般廃棄物の処理システム
ムに比例して、一定量輸送されるとした。その混合割合については表1-51に示す。また、災害廃棄物の輸送においては、以下の仮定1～7を採用した。

表 1-51 一般廃棄物と災害廃棄物の混合割合

混合割合	一般棄物(%)	災害棄物(%)
A	100	0
B	90	10
C	80	20
D	70	30

1. 災害廃棄物は、福島市内の仮置場に全量置かれているとした。

2. 災害廃棄物の発生後、分別されて仮置場に収集されているとし、仮置場または貯留場所から組成が同一のものが輸送されるとした。

3. 既存施設において、一般廃棄物との混合処理を行う場合、決められた割合を予定処理量に到達するまで毎日輸送されるとした。

4. 既存施設は一般廃棄物のみまたは一般廃棄物と災害廃棄物の両方を処理し、除染施設には全量災害廃棄物が運ばれるとした。

5. 除染施設(仮焼却炉)から発生する飛灰はすべて灰処理施設に向かうとした。主灰と既存施設から発生する飛灰においては、すべて最終処分地に向かうとした。

6. 各施設での処理後は濃度に応じて決められた最終処分場または保管施設に運ばれるとした。8,000 Bq/kg 以下の処理廃棄物：一般廃棄物最終処分場、8,000～100,000 Bq/kg の処理廃棄物：管理型最終処分場、100,000 Bq/kg 以上：中間貯蔵施設

7. 中間貯蔵施設に輸送された廃棄物は、その後埋立等の処理がされるが、保管期間が長いため、埋立を行う最終処分場同様、中間貯蔵施設での保管を最終処分として扱った。

除染作業によって、放射性 Cs を含んだ土壌、草木、落ち葉・枝、側溝の泥等が大量に生じる。除染廃棄物とはこれらと、上記以外の災害廃棄物が混合したものである。表 1-52 に除染廃棄物における災害廃棄物とこれらの土砂等の混合割合①～④を示す。土砂と草木や落ち葉のような有機物は除染した場所により混合割合がばらつくが、仮置き場に仮置きされてから処理されるので、50％ずつ含まれていると仮定した。

表 1-52 災害廃棄物と土砂や草木の混合割合

混合割合	災害廃棄物(%)	土砂や草木(%)
①	100	0
②	80	20
③	60	40
④	40	60
## （３）福島市における災害廃棄物処理シミュレーション

## i）処理施設における放射性 Cs 移行割合の設定

シミュレーションに必要な情報として、放射性Csの移行を把握するための各施設の5年間という時間設定のもとで、20万トンの10,000Bq/kg災害廃棄物（除染廃棄物）を福島市内において処理した場合のシミュレーションを行い、解析を行った。まず既存施設のみを用いた処理量の変化を把握した。表1-51と表1-52のそれぞれの混合比における、期間内の既存施設による災害廃棄物処理量を求め、それにより処理しきれずに残る量を計算した結果、いずれの混合比でも既存施設のみでは期間内に全量の処理を終えることができず、全量の処理を完了するためには残りの災害廃棄物を仮設施設で処理する必要があった。そのため、除染施設の処理能力によって施設数や施設の規模を設定して、建設される施設ごとにシミュレーションを行った。また、既存施設から発生する灰を処理する灰処理施設の比較も行うため、除染施設の仮設焼却炉と灰処理施設を建設した場合も同様にシミュレーションを行った。表1-49および表1-50の施設のうち、施設2、施設4、施設Aおよび施設Bは土砂を多く含む除染廃棄物の処理には不適切であると考えられることから、今回は考慮しないこととした。

## ii）シミュレーション結果

上記の設定で実際にシミュレーションを行った結果のうち、福島市で実際に処理されている混合比に最も近いものの結果を下の図1-50および図1-51に示す。

図 1−50 混合割合 A③での最終処分物発生量
図 1-51 混合割合 A③での最終処分物の放射性 Cs 濃度

全ての混合割合で、わずかだが施設 5 の最終処分物発生量が最も少なかった。一方で濃度では、施設 5 では元の除染廃棄物の 100 倍以上に濃縮された発生物が発生しているとわかった。全ての混合割合において、施設 1 と施設 3 以外の施設で、100,000Bq/kg を超える最終処分物が発生した。

## （４）福島市における処理システムの評価

京都市の処理システムを用いた場合と同様に、福島市の各処理システムの評価を行った。評価記述としては同じものを用いているが、ここでは各施設における初期建設費用と1トンあたりの管理費用として表1-53の値を用いた。

表 1-53 各施設における初期建設費用と 1 トンあたりの管理費用 1-10)

施設	処理内容	初期建設費用(百万円)	管理費用(円/t)
既存	焼却	-	5,266
施設1	低温燃焼(可搬式)	12	6,181,000
施設3	熱分解・ガス化	710	12,933
施設5	ガス化・燃焼・固化	2,300	6,773
施設6	ガス化溶融シャフト式	4,600	12,100
施設8	ストーカ式焼却炉	4,200	5,266
施設C	焼却炉・灰溶融	8,800	7,323

まず最終処分場または貯蔵施設の最終処分量による評価を行う。福島市の現状に近い混合割合 A ③を例としてあげ、図 1-52～1-54 に示す。
図 1-52 管理型最終処分場（一般廃棄物）の最終処分量

図 1-53 管理型最終処分場（条件付）の最終処分量

図 1-54 中間貯蔵施設の最終処分量

施設 1 と施設 3 では、中間貯蔵施設の最終処分物が発生しなかった。施設 1 は管理型最終処分場（条件付き）の最終処分量が多いが、施設 3 ではそこまで多くない。施設 6 と施設 C では中間貯蔵施設の最終処分量が多いことを考慮すると、施設 3 は最終処分場または貯蔵施設の最終処分量で評価する場合、最も優れている施設だと判断できる。
次に災害廃棄物処理にかかる費用による評価を行う。処理システム費用は下の表1-54のようになった。

表 1-54 各条件での処理システム費用（万円／トン）

土	①	②	③	④
混合比	A	B	C	D	A	B	C	D	A	B	C	D	A	B	C
施设1	617.3171	619.7812	621.7224	639.9369	617.8332	623.0482	624.2286	571.0684	618.3486	622.0064	622.1585	689.2199	618.8577	620.8105	626.0798
施设3	3.569872	5.138525	7.039287	29.32604	4.273954	5.907233	8.016526	33.97045	4.969213	6.627944	8.908969	93.33649	5.667364	7.332462	9.956011
施设5	3.324243	4.887093	6.777881	29.03078	3.988254	5.630052	7.721462	33.66476	4.65119	6.31321	8.588717	92.59794	2.819305	4.478343	7.104381
施设6	6.363394	7.936286	9.814839	32.20888	6.060655	7.71205	9.820911	35.66951	5.759955	7.41802	9.695634	93.97906	5.458228	7.12314	9.747199
施设8	6.05209	7.618049	9.498638	31.96306	6.42763	8.07826	10.18793	35.81365	6.800272	8.46245	10.73994	95.3918	7.176474	8.839236	11.4776
施设C	6.562515	8.131402	10.00986	32.34703	6.90641	8.566209	10.6731	36.96523	4.852235	6.505965	8.782829	93.77668	4.603941	6.270243	8.897411

処理システム費用は土砂の混合割合や災害廃棄物の混合率が増えるほど、高くなることがわかる。施設1は継続して使うのに現実的とは言えない金額になった。また、施設5が最も処理システム費用が安くなることがわかる。5年間でかかる総費用は下の表1-55のようになった。

表 1-55 各条件で 5 年間にかかる総費用（億円）

土	①	②	③	④
混合比	A	B	C	D	A	B	C	D	A	B	C	D	A	B	C	D
施段1	29245.1	20663.3	12047.9	2121.5	29255.5	20447.6	11543.9	1769.5	29265.9	20433.0	11265.5	685.1	29276.2	20416.2	10770.5
施段3	151.5	129.2	90.9	47.9	165.7	138.3	94.7	47.8	179.7	148.4	99.5	43.8	193.8	158.3	102.6
施段5	96.3	90.1	68.1	43.9	109.7	99.4	72.7	44.2	123.0	109.0	77.7	42.3	86.1	83.3	63.1
施段6	185.5	153.2	104.8	50.5	179.4	148.1	100.3	48.5	173.4	144.0	97.0	43.6	167.3	139.9	92.9
施段8	174.3	145.2	100.1	49.8	181.8	149.8	101.2	48.4	189.4	155.2	103.2	44.1	196.9	160.5	103.8
施段C	329.4	254.7	163.8	60.7	336.4	257.5	162.0	58.9	294.9	228.6	143.7	46.6	289.9	225.3	137.8

A は総じて総費用が高く、D は少ない。これにより、総費用を抑えるためには、既存施設での処理時の一般廃棄物と災害廃棄物の混合比を出来るだけ高くすることが重要だと言える。一方土砂等の除染廃棄物全体に対する混合比は、施設によって混合比が上がるほど、費用が上がるものと下がるもの、また影響しないと考えられるものがあり、明確な関係が得られなかった。

結論として、福島市は現在一般廃棄物と災害廃棄物を混合せずに、別々に処理をしているがこれはあまり効果的とは言えない結果になった。

#### 2.1.5 研究課題1の結論

本研究課題で得られた結論を以下にまとめる。

1）従来の研究で構築された廃棄物輸送動態モデルに変動する要素を導入し、精度のよい廃棄物流動を把握するようにした。また一般廃棄物処理システムにおける放射性Csの移行についても、変動を考慮した評価を試みた。変動を設定することにより、一般廃棄物処理システムにおける廃棄物流動および放射性Csを良好に表現することができた。

2）構築した廃棄物輸送動態モデルを用いて、濃度や災害廃棄物量を変化させた災害廃棄物の処理を想定したシミュレーションを行った。広域処理または福島県内の処理を想定することによって、処分物の濃度や量の把握が行えた。

3）災害廃棄物処理シミュレーションにより得られたデータの処理評価を試みた。最終処分場の容量についての処理評価は、優先順位を決めたことによって、より有効な処理システムの選択を行えた。
4）費用に着目した処理評価は、評価を受け取る側にとっても理解のしやすい基準であり、判別がしやすいものであった。5つの費用に分けることで、放射性物質の影響を加味することができ、有効な処理システムの選択が行えた。

5）除染作業において汚染された土砂を混ぜることで、最終処分物の放射性Cs濃度を減らすことが出来るとわかった。また、災害廃棄物および除染廃棄物の処理は、出来る限り一般廃棄物に混合して既存施設を利用した方が良いということも分かった。災害廃棄物と一般廃棄物を混合しても、8000Bq/kgを超える最終処分物の量はあまり増えなかった。

6）除染施設としては100,000Bq/kgを超える最終処分物が発生せず、5年の除染作業でかかる総費用も比較的安価な施設3が最も適していると言える。

本研究の結果は、廃棄物の処分が環境省が設定した放射性物質の濃度基準に従って実施されると仮定した場合の結果である。現実には、住民らによる処分場の受入状況など、より様々な因子を考慮して、最適なシステムを選択する必要がある。

#### 2.1.6 研究課題1の参考文献

1−1）環境省：福島県内の災害廃棄物の処理の方針，2011.06.23.

1-2）環境省：東日本大震災に係る災害廃棄物処理進捗状況・加速化の取組，2013.01.15.

1−3）環境省：東日本大震災に係る災害廃棄物の処理指針（マスタープラン），2011.05.16.

1-4）環境省：16 都県の一般廃棄物焼却施設における焼却灰の放射性セシウム濃度測定結果一覧,2011.08.24.

1-5）独立行政法人原子力安全基盤機構：災害廃棄物の放射能汚染状況の調査報告書(23年度)，2011.09.

1-6）環境省：災害廃棄物の広域処理推進について（東日本大震災により生じた害廃棄物の広域処理推進係るガイドラン），2012.01.11.

1-7）（独）国立環境研究所 資源循環・廃棄物研究センター：放射性物質の挙動からみた適正な廃棄物処理処分（技術資料 第三版），2012.12.20.

1–8) ICRP: The 2007 Recommendations of the International Commission on Radiological Protection, ICRP. Ann, ICRP 37 (2–4), ICRP Publication 103, 2007.

1-9）環境省：指定廃棄物の今後の処理の方針，2012.03.30.

1-10）独立行政法人日本原子力研究開発機構：平成24年度除染技術評価等業務報告書，2012.10.

1-11）（財）統計情報研究開発センター：標本誤差の推計方法，1998.

1-12）京都市環境政策局：平成21年度環境政策局事業概要，2009

1-13）京都市環境政策局：平成22年度環境政策局事業概要，2010.

1-14）京都市環境政策局：平成23年度環境政策局事業概要，2011.

1-15）村田徳治監修：環境問題の最前線シリーズ 1 廃乾電池対策のすべて，地域交流センター，1984.

1-16）日本電池株式会社社編：最新実用二次電池-その選び方と使い方-，日刊工業新聞社，1995.

1-17）室喜子：廃棄物構成元素動態に着目した一般廃棄物処理システムのリスクポテンシャル評価，京都大学修士学位論文，2004.
1-18) （社）プラスチック処理促進協会：プラ処理協ニュース No. 273, 2003.

1-19）環境新聞社ホームページ：http://www.kankyo-news.co.jp/。（2012年12月アクセス）

1-20）梶原洋和：一般廃棄物処理システムにおける廃棄物構成元素の動態とシスクポテンシャルの評価，京都大学修士学位論文，2003.13.

1-21）京都市環境局：家庭ごみ細組成調査報告書，2001.

1-23）松藤敏彦，鄭昌煥，筑紫康男，田中信壽：粗大ごみ破砕施設における物質収支・金属収支の推定，土木学会論文集，No.755，VII-30，pp.85-94，2004.

1-24）エヌエス環境株式会社：災害廃棄物放射能濃度測定調査業務，2012.01.

1-25）大阪市環境局：東日本大震災により生じた災害廃棄物の広域処理に係る労働安全衛生指針，2012.04.20.

1–26）環境省：被災3県沿岸市町村の災害廃棄物処理の進捗状況，2012.12.14.

1–27）環境省：災害廃棄物の広域処理の安全性について，2012.06.19.

1-28）環境省：東日本大震災に係る害廃棄物の処理工程表（進捗状況・加速化の取組），2013.01.25.

1-30）北海道大学廃棄物処分工学研究室：一般廃棄物全連続式焼却施設の物質収支・エネルギー収支・コスト分析，2012.03.

1-31）独立行政法人日本原子力研究開発機構：平成24年度除染技術評価等業務報告書.

1-32）古市徹，長谷川誠，管しのぶ，橋詰博樹，小林康彦：災害廃棄物収集運搬システムの開発におけるモデル化とシミュレーション，廃棄物学会誌, Vol.9, No.2/3, pp69-78, 1998.

1-33）松井康弘，藤原健史，藤井実，大迫政浩，村上進亮，田中勝：分別収集・中継輸送に関する費用対効果・費用便益の分析，平成20年度廃棄物処理等科学研究費補助金総合研究報告書.

1-34）大阪湾広域臨海環境整備センター ホームページ：http://www.osakawan-center.or.jp/index.html.（2013年1月アクセス）

1-35）財団法人エコサイクル高知ホームページ：http://www.ecokochi.or.jp/index.shtml.（2013年1月アクセス）

1-36) （財）愛知臨界環境整備センターホームページ：http://www.asec.or.jp/index.html. （2013年1月アクセス）

1-37）公共財団法人日本アイソトープ協会ホームページ：RI 廃棄物の料金について，http://www.jrias.or.jp/.（2013年1月アクセス）

1-38）島岡隆行：持続型環境技術による廃棄物の循環資源化-廃棄物焼却灰の考え方と研究の取り組み-，月刊廃棄物，日報アイ・ビー，2003年10月号，pp.4-9.

1-39) VarianR. Hal: 入門ミクロ経済学, 勁草書房, 2007.

1–40）福島市環境部清掃管理課：平成24年度福島市清掃事業概要，2012.
## 2 ．2 研究課題2：「焼却・溶融処理における現状把握とCsの分離・濃縮・固定化条件の把握」

#### 2.2.1 研究概要

本研究課題２では、主に以下の３つ項目の検討を実施した。

a）焼却・溶融処理における現状把握として、都市ごみ焼却施設（ストーカ式）：5 施設、都市ごみガス化溶融施設（シャフト式、流動床式）：2 施設、下水污泥焼却施設（流動床式）：5 施設の排ガス処理において、安定 Cs の举動を整理した。

b）Cs の焼却時の挙動把握を行うため、まず、安定 Cs を含む RDF を用いてラボスケールの管状炉にて空気比、焼却温度を変化させた場合の安定 Cs の焼却灰、排ガスへの分配を調査した。なお本実験においては、一部の条件で放射性 Cs を添加した RDF を用いた焼却実験も実施し、安定 Cs との挙動を比較した。また、ラボスケール実験と同様の安定 Cs を含む RDF を用いてロータリーキルン炉によるパイロット焼却実験を行い、空気比の変化に伴う安定 Cs の焼却灰、飛灰等への分配挙動を把握した。

c）溶融による Cs の分離・濃縮・固定化条件の最適化として、まず、安定 Cs を含む模擬灰を作成し、模擬灰の組成やあらかじめ添加した安定 Cs の化学形態を変化させて、マッフル炉および管状炉にてラボスケールの溶融実験を行い、Cs の揮散率、残留スラグ中の Cs の溶出率および Cs 化学形態に与える影響を把握した。また、一部の条件では、放射性 Cs を添加した模擬灰を用いた管状炉による溶融実験も実施し、安定 Cs との举動を比較した。最後に、b）における安定 Cs を含む RDF を用いたロータリーキルン炉によるパイロット焼却実験により得られた焼却残渣（焼却灰、焼却飛灰）を対象に、高周波溶融炉を用いたパイロット溶融実験を行い、Cs の举動を把握した。

#### 2.2.2 研究方法

研究課題２で実施した３つの項目のそれぞれについて、以下に、具体的な研究方法を示す。

## a）都市ごみ焼却施設、都市ごみガス化溶融施設、下水汚泥焼却施設における安定Csの挙動調査

## （１）対象施設の概要

都市ごみ焼却施設における排ガス中安定Csの調査は、全てストーカ式の施設A、B、C、D、Eの5施設で行った。各施設の排ガスフロー概要、および試料採取箇所を図2-1に示す。施設Aと施設Bは基本的にほぼ同様の排ガス処理フローとなっている。各施設での測定は、バグフィルター(BF)入口と煙突入口で1回ずつ測定することを基本としたが、施設Aでは2回測定し、うち2回目は、BF出口、湿式洗浄塔出口、活性炭吸着塔出口においても測定を行った。

次に、都市ごみガス化溶融炉における排ガス中安定Csの調査は、シャフト式の施設F、流動床式の施設Gの2施設で行った。各施設の排ガスフロー概要、および試料採取箇所を図2-2に示す。各施設での測定は、バグフィルター(BF)入口とバグフィルター(BF)出口、煙突入口で1回ずつ測定した。

最後に、下水污泥焼却炉における排ガス中安定Csの調査は、全て流動式の施設H、I、J、K、Lの5施設で行った。各施設の排ガスフロー概要、および試料採取箇所を図2-3に示す。炉形式は全て流動床式ではあるが、集じん方式は、各施設で乾式電気集じん機(EP)、湿式電気集じん機(WEP)、バグフィルター(BF)、セラミックフィルター(CF)と様々な方式が採用されている。各施設での測定は、
集じん機入口と、煙突入口で1回ずつ測定することを基本としたが、施設Ⅰ、施設Kにおいては集じん機出口でも測定を実施した。

● : BF入口、○ : 施設A-1回目のBF入口に相当

▲：施設A-2回目のみ：BF出口，湿式洗浄塔出口，活性炭吸着塔出口

図2-1 調査対象とした都市ごみ焼却施設のフローと排ガスサンプリング箇所

図2-2 調査対象とした都市ごみガス化溶融施設のフローと排ガスサンプリング箇所
図 2-3 調査対象とした下水汚泥焼却施設のフローと排ガスサンプリング箇所

## （2） 調査方法

排ガスおよびダストのサンプリングは、カスケードインパクタ法で行った。具体的には、JIS K 0302「排ガス中のダスト粒径分布の測定方法」 $ ^{2-1)} $ に準拠した。排ガス採取装置の構成を図2-4に示す。まず、吸引ノズルが気流に逆向きになるよう多段多孔式のカスケードインパクタ（東京ダイレック社製：アンダーセン・スタックサンプラー Model AS-500）本体をダクト内に挿入、固定し、約30分間予熱した。予熱後、順に空瓶2本（発生する凝縮水吸収用）、5% $ H_{2}O_{2} $ 溶液（気体吸収用）、最後に吸引装置等を直列につなぎ、吸引ノズルを気流に正しく直面させた。同時に吸引装置を作動させJIS Z 8808「排ガス中のダスト濃度の測定方法」 $ ^{2-2)} $ に準じて等速吸引し、8段の捕集紙およびバックアップフィルタ上にダストを分級捕集した。実際のサンプリング状況の一例を図2-5に示す。

吸引時間は、集じん機入口では4～5分、集じん機出口や、その後段の煙突入口等では48～168時間で行った。

図 2-4 排ガス採取装置の構成

図 2-5 サンプリング状況の一例
## （3） 分析方法

まず、ダスト採取に用いた捕集紙およびバックアップフィルタは、試料を捕集する前に煙道温度以上の250℃で2時間加熱させ揮発成分を除去し、大気中PM2.5用環境大気常時監視マニュアル $ ^{2-3)} $ を参考に温度21.5±1.5℃、相対湿度35±5%に保たれた恒温、恒湿の部屋で24時間以上置いて恒量した後、感度1μg以下の天秤を用いて秤量した。天秤にはsartorius社製電子ミクロ天秤（型式M5P-F）あるいはMETTLER TOLEDO社製電子ミクロ天秤（型式XP26）を使用して秤量を行った。ダスト捕集後も同様の条件環境で48時間以上恒量の後、秤量を行い、捕集前後の秤量値の差を捕集ダスト質量とした。捕集したダストの質量濃度（μg/m³N）は、捕集前後の捕集紙秤量値の差を、0℃、1気圧の条件下に補正したガス吸引量（m³N）で除することにより求めた。

各試料中の安定 Cs は、まず、採取した煙道排ガス中ダストについて、ダストの付着した捕集紙ごと、ガラスビーカーへ超純水 60mL とともに加え 15 分間超音波抽出を行った。サンプルによっては捕集紙を 1/2 量に切り分けたものを用いた。その後 0.2μm のメンブランフィルターでろ過し、ろ液は超純水で 100mL にメスアップ後、1mol/L の硝酸で適宜 2、20、50 倍に希釈し誘導結合プラズマ質量分析計（ICP-MS）での分析に供した。ろ過後の残渣はフィルターごとテフロン製の容器に入れ、濃硝酸 5mL、濃塩酸 2mL、濃フッ酸 3mL を加えた後マイクロウェーブ分解装置（CEM 製：MARS5）により 180psi（1.2MPa）、190℃の条件で分解操作を行った。分解終了後圧力容器を十分に冷却し、分解容器を開け、フッ素のマスキングのために 4% ホウ酸水溶液 18mL を加え 100psi（0.69MPa）、170℃の条件で再度分解操作を行った。分解終了後は十分に冷却し、孔径 0.2μm のメンブランフィルターでろ過後、ろ液を 1mol/L 硝酸により 100mL にメスアップし、適宜 2、20、50 倍希釈し ICP-MS 分析に供した。超純水は超純水製造装置 Mill-Q gradient（日本ミリポア製）で作成したものを用いた。

また、発生した凝縮水およびガス成分を捕集した5%過酸化水素水（以下、ガス吸収液）については、上記超音波抽出後のろ液と同様の処理を行ってICP-MS分析に供した。

ICP-MS 分析は横河アナリティカルシステムズ株式会社製の HP4500、あるいは Thermofisher Scientific Xseries2 Xt を用いて、5 点あるいは 6 点検量線によるイットリウム(Y)固定内標準法により定量分析を行った。標準試料溶液、実試料溶液のすべてに Y を 5～50μg/L の濃度となるように添加し、1mol/L の硝酸でメスアップして測定試料とした。

## b）焼却時のCsの挙動把握

## （１）管状炉を用いた焼却試験

## i）実験装置と実験方法

主灰中に残存した Cs とともに、ガス態や粒子態として飛灰へと移行した Cs を捕集し、把握することを目的として、管状炉(いすぐ製作所製: KRB-24HH)を用い、Cs を含む RDF の焼却試験を行った。管状炉の概略図を図 2-6 に示す。焼却には石英燃焼管(内径 45mm、長さ 1000mm)を用い、管内下流端にガラスウールを軽く詰めて RDF から出るタール分を捕集し、捕集液中へのタール分の混入を防いだ。ガラスウールを通過したガス態の Cs は、管状炉の排ガスラインの後段に設置した 3 本のインピンジャーを直列に設置し、その中の捕集液で捕集した。捕集液には 5% 硝酸を用い、試験中に捕集液がバブリングしていることも目視で確認した。なお、捕集液の硝酸濃度は、塩化揮発により重金属を捕集した例を参考にして決定した 2-4)。試験後はインピンジャーを 1mol/L の硝酸で洗浄し、洗液
と捕集液をあわせた。流通ガスは高純度空気(住友精化製：Air Zero-A, O_{2}21%, N_{2}79%)をガスボンベから供給し、流量は管の上流に設置したフロート式流量計（コフロック製：200mL/min，Air）でコントロールし、インピンジャーの後段に設置した乾式積算ガスメーター（シナガワ、DC-1）で実測定した。ボンベのガス圧のみでは想定したガス流量が確保できなかったため、乾式積算ガスメーター後段に三方バルブとポンプを設置し、吸引によりガス量を確保することとした。上流側の流量は200mL/minで一定とし、下流側の流量は試料導入前に200mL/minとなるよう三方バルブの開閉により吸引空気量を調節した。焼却物が十分に燃焼し、排ガスの組成が焼却開始前の空気と同じ水準になったことを確認することを目的として、流量計の後段には排ガス分析計(堀場製作所、PG-350)を設置し、酸素(O_{2})、二酸化炭素(CO_{2})、一酸化炭素(CO)、二酸化硫黄(SO_{2})および窒素酸化物(NOx)の濃度を測定した。安定Csを用いた試験では、主灰の一部と捕集液の全量を分析した。石英管内およびガラスウールに付着したCsについては、回収困難であったため一部の実験条件のみ分析を行った。また、強熱減量の把握のため、主灰中のC、HおよびN濃度をCHNコーダーで測定した。放射性Csを用いた試験では、主灰・石英管内・ガラスウール・捕集液それぞれに含まれるCsを全量分析した。

図 2-6 管状炉実験装置（焼却）の概略図

## ii）試料と試験条件

試料の RDF は、A 自治体における 60t/日規模の一般廃棄物 RDF 化施設にて得られたものを用いた。試料の前処理として RDF を金槌で粗破砕したものを振動ミル(島津製作所、TI-100)でさらに細かく粉砕した。これを 2mm のふるいを用いて、ふるい上に残った繊維状のものとふるいを通過した粉状のものとに選別した。本試験では均一性を考慮して、粉状のものを焼却試料として用いた。これを燃焼皿(Mullite 製 CW 灰分測定用灰皿(角型))に入れ、14.6g/L の超純水ベース炭酸 Cs 溶液をマイクロピペット(eppendorf 製)で滴下し、含水率を 30%、Cs 濃度を 5,100mg/kg となるように調整した。放射性 Cs の場合は 50,000Bq/mL の CsCl 溶液（Cs-134、CZ010-0012 日本アイソトープ協会製）を 1mL 滴下したものを 200℃で乾燥させ、超純水を 1.14mL 滴下して含水率を 30% とした。含水率は河野ら $ ^{2-5)} $ と同等の値を設定し、焼却後の主灰中 Cs 濃度が 1% となることを想定した。焼却実験は、予め昇温し、温度を一定に保った管状炉の中央部に、試料を入れた燃焼皿を挿入し、試料を燃焼させた。予備試験では燃焼開始直後は排ガス中 CO が高濃度となったが、燃焼が進行するにつれて排ガス中の CO 濃度が低下していった。空気比が大きいほど排ガス中の CO 濃度が燃焼開始前と同等になるまでに
要する時間が短かった。排ガス中のCO濃度低下に要する時間が最も長い空気比1.4の条件で、排ガス中のCO濃度が燃焼開始前と同等となる時間が50分であったため、焼却時間は全ての条件で50分とした。燃焼終了後に炉の加熱を止めてから燃焼皿を管から取り出し、放冷後灰重量を電子天秤で測定した。河野ら $ ^{2-5)} $ は空気比を0.9～1.5に設定していたため、本研究ではパイロット焼却実験との対応をみるため、1.4、1.7および2.2の3条件

表 2-1 管状炉烧却試驗条件

温度(℃)	空気比	試料量(g)
900	2.2	1.73
1.7	2.20
1.4	2.66
800	2.2	1.73
1.7	2.20
1.4	2.66

を設定した。また、空気比の調整は、供給空気の量を一定とし、試料量を変化させることによって行った。安定Csを用いた試験での焼却温度、空気比および焼却した試料の重量を表2-1に示す。放射性Csを用いた試験では、このうち800℃・空気比1.4および900℃・空気比1.4の2条件のみを行った。また、安定Csを用いた試験では各条件について2回、放射性Csを用いた試験では各条件1回の試験を行った。

## （２）ロータリーキルン・ストーカ型焼却炉を用いたパイロット焼却試験

## i）パイロット式ロータリーキルン・ストーカ型焼却炉

日本ガイシ株式会社の協力を得て同社知多事業所のロータリーキルン・ストーカ型焼却炉を用いて焼却試験を行った。装置の概略図とロータリーキルン炉の仕様を図2-7および表2-2に示す。

ロータリーキルン・ストーカ型焼却炉は焼却物をロータリーキルン炉に投入・焼却し、ロータリーキルン炉内に灰が溜まるにつれてストーカ炉へと灰が押し出され、ストーカ炉で再燃焼する装置である。ただし、本試験ではロータリーキルン炉での焼却に注目しているため、ストーカ炉では火格子の運転のみ行い、加熱や燃焼空気の送風は行わなかった。ロータリーキルン炉から出た排ガスは二次燃焼器、冷却塔、セラミックフィルターおよびHEPAフィルターをへて排風機から大気中へと放出される。排ガス中の未燃粒子は二次燃焼器で再燃され、二次燃焼器からの排ガスは冷却塔で冷却される。その後セラミックフィルターおよびHEPAフィルターで排ガス中粒子が捕集される。

表 2-2 ロータリーキルン炉仕様

対象	紙・ポリエチレン等の可燃物、高含水スラッジ、污泥、不燃物
原理	ロータリードラム回転式
処理能力	～1,000kg/hr
①:ST炉灰 ②:ST滞留灰 ③ST落下灰 ④:RK滞留灰 ⑤:CF飛灰

図 2-7 ロータリーキルン・ストーカ型焼却炉概略図

灰の採取は、燃焼実験終了後の翌日に、ロータリーキルン炉内に残った灰(以下「RK」)、ストーカ炉の火格子上を移動して最下部まで到達した灰(以下「ST 炉」)、ストーカ炉の火格子上に残った灰(以下「ST 滞留」)、ストーカ炉の火格子の隙間からこぼれ落ちた灰(以下「ST 落下」)、南北2つのセラミックフィルターで捕集された飛灰(以下それぞれ「CF 南」「CF 北」)の計6点の灰を採取した。RK、ST 炉およびST 滞留は炉内から掻き出して採取し、2mmのふるいで灰と炉壁から剥がれ落ちた耐火物とに分別した。ST 落下は灰の採取口から専用掃除機のヘッドを差し込み、灰を吸い出した後ふるい分けした。CF 南およびCF 北はセラミックフィルターで捕集した灰を空気による逆洗でCF 灰回収用のカップに落とし採取した。

セラミックフィルターの出口では、燃焼実験中に排ガス温度、排ガス中水分量および排ガス量等の測定を行った。測定方法として、熱電対を用いる方法(JIS Z 8704) $ ^{2-6} $ 、吸湿管法(JIS Z 8808 7)およびピト一管法(JIS Z 8808 8) $ ^{2-2} $ を用いた。
## ii）試料と試験条件

ペレット状の RDF0.67kg と 14.6mol/L の炭酸 Cs 水溶液 0.29kg を 1 つのポリ袋（総重量 1kg）に入れ、均一にほぐしたものを試料として用い（RDF 含水率：30%、Cs:5,100 mg/kg に相当）、試験時に 2 分おきに試料袋を投入した (30kg/h）。試験の操作条件を表 2-3 に示す。空気比は管状炉での実験にあわせて 1.4、1.7、2.2 とした。また一条件のみ Cs 濃度を 1/10 にした条件も実施した。なお、空気比には管体の隙間からロータリーキルン炉への漏れ込み空気量 (59 m³N/h) も含めており、漏れ込み空気量はロータリーキルン炉内の圧力を -1.0 kPa になるように排風機のみを稼働させた際のガス流量より求めた。入口燃焼空気および出口燃焼空気とは、それぞれロータリーキルン炉の投入口付近から送り込む空気とロータリーキルン炉から排ガスが出て行く出口付近から送り込む空気のことである。

表 2−3 ロータリーキルン・ストーカ型焼却炉試験条件

試験日	11月11日	11月12日	11月13日	11月14日
Cs濃度(mg/kg)	5,100	5,100	510	5,100
投入量(kg)	120	120	165	120
空気比	2.2	1.7	2.2	1.4
運転時間	4h	4h	5.5h	4h
入口燃焼空気(Nm³/h)	80	55	80	90
出口燃焼空気(Nm³/h)	80	55	80	40

## （３）各試料の分析方法

安定 Cs を用いた試験では、主灰および飛灰中の Cs を ICP 質量分析法で分析し、焼却灰中 Cs 濃度と Cs のマスバランスを確認した。放射性 Cs を用いた試験では、京大原子炉実験所所有の SEIKO EG&G 社製型式 SEG-EMS の Ge 半導体検出器を用いて、主灰および飛灰中の Cs を分析し、Cs のマスバランスを確認した。試料中未燃分の定量には CHN 元素分析あるいはマッフル炉 (東洋製作所、FUH722PA) を用いた熱灼減量の測定を行った。また、サンプル中の塩素濃度の測定には蛍光 X 線分析法を用いた。以下に具体的なそれぞれの分析方法を示す。

## i）ICP質量分析法（ICP-MS）

粉末試料中 Cs の分析を行う前に前処理を行った。前処理は試料をテフロン製のセルに入れ、濃硝酸 5mL、濃塩酸 2mL、濃フッ酸 3mL を加えた後マイクロウェーブ分解装置(マイルストーンゼネラル社製、ETHOS ONE)により 180psi(1.2MPa)、190℃の条件で分解操作を行った。分解後、フッ素のマスキングのために 4%ホウ酸水溶液 18mL を加えた後 100psi(0.69MPa)、170℃の条件で再度分解操作を行った。分解終了後に 0.2μm のメンブランフィルターでろ過し、ろ液を超純水ベースの 1mol/L 硝酸により 100mL にメスアップした後、適宜希釈し ICP-MS 分析に供した。超純水は超純水製造装置 Mill-Q gradient(日本ミリポア製)により精製されたものを用いた。なお、以下は特に記載のない限り溶媒は全て超純水により作成した。本装置での Cs の定量下限値は 0.014μg/L であった。
測定は、6点検量線によるイットリウム(Y)固定内標準法により定量分析を行った。標準試料溶液、実試料溶液の全てにYを5μg/Lの濃度となるように添加し、1mol/Lの硝酸でメスアップした。ICP-MS分析装置はThermo Scientific製XSERIES2を使用した。

## ii）萤光 X 線分析法 (XRF; X-ray Fluorescence)

試料は $ 105^{\circ}C $ の乾燥機で乾燥したものをアルミキャップ $ (39.7\mathrm{mm}\phi\times11.3\mathrm{mmH}) $ にとり、ブリケットプレス機（島津製作所、MP-35）によりシリング内圧 $ 140\mathrm{kgf/cm^{2}} $ （表示 35t）、加压時間 25 秒で成型したものを測定した。本研究ではロジウム管球による波長分散式 (WD) 蛍光 X 線分析装置（島津製作所、XRF-1800）を使用した。蛍光 X 線分析法の測定対象元素である元素番号 6 の C（炭素）から元素番号 92 の U（ウラン）までを 100% として規格化して構成比を算出する Fundamental Parameter 法 (FP 法) により濃度を換算した。

## iii）熱灼減量

試料を乾燥皿に載せ、乾燥機中 $ 105^{\circ}C $ で 1 時間乾燥した後放冷し、重量(ma)を測定した。さらにマッフル炉(東洋製作所、FUH722PA)を用いて $ 600^{\circ}C $ で 3 時間熱した後放冷し、重量(mb)を測定した。乾燥皿の重量を m として、熱灼減量は式(2-1)で求めた。

$$ 熱灼減量 \left(\%\right)=\left(ma-mb\right)/\left(ma-m\right)\times100 $$

## iv）CHN 元素分析

本研究では CHN 分析装置としてジェイ・サイエンス・ラボ製 MICRO CORDER JM10 を用いた。微量電子天秤 (エーアンドデー、BM-20) を用いて乾燥試料を約 2mg 秤量しアルミナ製燃焼ボートに入れ、オートサンプラーを用いて酸素とヘリウムの混合ガス雰囲気の燃焼管に挿入、燃焼させ、試料中の C、H および N 含有量を測定した。標準物質としてアンチピリン (キシダ化学) を用いた。

## v）Ge 半導体検出器によるγ線スペクトロメトリ

主灰中の放射性 Cs を分析する際には、燃焼皿と主灰全量を U-8 容器に入れて測定した。石英管内に付着した放射性 Cs を分析する際には、石英管を金槌で破砕したものを円柱形の密封型プラスチック容器に入れて測定した。捕集液中の放射性 Cs を分析する際には、捕集液とインピンジャーの洗液をあわせたものを 250mL のポリ瓶にいれ、250mL まで超純水でメスアップしたものを測定した。いずれのサンプルも容器をポリ袋に入れた状態で測定した。

測定試料の位置によるγ線検出効率を求める際にはそれぞれの容器に、CsCl溶液（Cs-134、CZ010-0012日本アイソトープ協会製）をサンプルと同じ高さまで充填したものを用いた。主灰はU-8容器の底からの高さが1mmに満たなかったため、効率の測定時には同様の放射性Cs標準溶液をろ紙に滴下したものをU-8容器の底にいれ測定した。Cs-134は、605keVのピークで測定した。

検出効率は式 $ （2-2） $ を用いて求めた。

$$ 効率 =CPS/\left( 標準試料中 \emptyset 放射性 Cs\left(Bq\right)\right) $$
ただし、CPS：1秒あたりにGe半導体検出器で測定されるγ線のカウント数。表2-4に各サンプルの測定時間と底からの高さを示す。

表 2-4 放射性 Cs を含む RDF の焼却実験における各サンプルの測定条件

800℃,m=1.4	900℃,m=1.4
高さ(mm)	測定時間(s)	高さ(mm)	測定時間(s)
主灰	<1	1,800	<1	60
石英管	625	1,800	625	60
1段目	-	1,800	-	1,800
2段目	-	1,800	-	1,800
3段目	-	1,800	-	1,800

## c）溶融による Cs の分離・濃縮・固定化条件の最適化

## （１）マッフル炉、および管状炉による溶融実験

## i）模擬灰の組成

様々な放射性物質に汚染された廃棄物を想定して、都市ごみ、下水汚泥などをベースに、塩基度を調整し、市販の試薬を混合して模擬灰を作成した。また、都市ごみ焼却飛灰については谷野のデータをもとに作成した $ ^{2-7)} $ 。模擬灰の種類と組成をマッフル炉での実験、および管状炉の実験に分けて、表2-5、および表2-6に示した。

模擬灰作成にあたっては試薬を規定量はかりとり、乳鉢で10分間すり潰して混合し、試料の再現性を確認するために1つの条件に対して25gで2つずつ模擬灰を作成した。安定Csの添加量は簡単のために一律1,600mg/kgとし、化学形態の違いによって残存率や溶出性の差があるかを調査するために、CsCl、Cs₂CO₃、ポルクス石の3種を添加した。なお管状炉実験においては、試料量は6gとして、このうち、都市ごみ模擬灰、汚泥模擬灰、塩基度0.4調整灰を対象に、Csの化学形態をCs₂CO₃とした3種類のみを用い、NaCl（CsがCsClとして揮発することを想定）、Al₂(SO₄)₃（CsがCs₂SO₄としてスラグ中に固定することを想定²⁻⁸）、2つの添加剤の影響を評価した。管状炉試験における放射性Csを用いた試験では、表2-6の都市ごみ模擬灰のみを用い、添加剤はAl₂(SO₄)₃の条件で1回のみ試験を行った。50,000Bq/mLのCsCl水溶液（Cs-134、CZ010-0012日本アイソトープ協会製）を1mL添加し、200℃で乾燥させた模擬灰6gを用いた。

表 2-5 作成した模擬灰の組成（マッフル炉）

成分	都市ごみ模擬灰	污泥模擬灰	塩基度0.4調整灰	都市ごみ焼却飛灰
灰組成(%)	SiO2	58.9	58.9	58.9	31.2	31.2	31.2	50	53.1	AC	3
Al2O3	15.8	15.8	15.8	16.3	16.3	16.3	30	15.1	KCl	Clが重量中に4%
CaO	18.5	18.5	18.5	12.5	12.5	12.5	20	31.8	NaCl	Clが重量中に4%
MgO	2.1	2.1	2.1	2.2	2.2	2.2	0	0	CaCl2·2H2O	Clが重量中に4%
Fe2O3	4.7	4.7	4.7	9.5	9.5	9.5	0	0	SiO2
P2O5	0	0	0	28.3	28.3	28.3	0	0	Al2O3	Si:AlCa=1:1:1
添加剂(外比としての%)	NaCl	5	5	5	0	0	0	5	0	CaCO3
Al2(SO4)3	0	0	0	0	0	0	0	5
Cs(外比としてCsが0.16%)	化学形態	CsCl	Cs2CO3	ポルクス石	CsCl	Cs2CO3	ポルクス石	Cs2CO3	Cs2CO3	化学形態	CsCl
表 2–6 作成した模擬灰の組成（管状炉）

成分	都市ごみ模擬灰	汚泥模擬灰	塩基度0.4調整灰
灰組成(%)	SiO2	58.9	58.9	58.9	31.2	31.2	31.2	50	50	50
Al2O3	15.8	15.8	15.8	16.3	16.3	16.3	30	30	30
CaO	18.5	18.5	18.5	12.5	12.5	12.5	20	20	20
MgO	2.1	2.1	2.1	2.2	2.2	2.2	0	0	0
Fe2O3	4.7	4.7	4.7	9.5	9.5	9.5	0	0	0
P2O5	0	0	0	28.3	28.3	28.3	0	0	0
添加剤(外比としての%)	NaCl	5	0	0	5	0	0	5	0	0
Al2(SO4)3	0	0	5	0	0	5	0	0	5
Cs(外比としてCsが0.16%)	化学形態	Cs2CO3	Cs2CO3	Cs2CO3

## ii）溶融実験方法

マッフル炉における溶融実験は、模擬灰25gをアルミナ坩堝(SSA・HるつぼB1)にいれ、マッフル炉で溶融し、自然冷却したものを溶融スラグサンプルとした。マッフル炉はADVANTEC製の高温電気炉FUH722PA(炉内寸法W200×D250×H200mm)を用いた。なお雰囲気は静止大気雰囲気である。溶融実験においては1500℃まで15℃/minで昇温し、その後120分間を溶融時間(滞留時間)とした。

管状炉における溶融実験は、管状炉(いすぐ製作所、KRB-24HH、図2-8)を用いた。溶融にはアルミナ燃焼管(SSA-SチューブTGK、内径4cm、長さ100cm)を用い、管内下流端にガラスウールを軽く詰めて飛灰を捕集した。ガラスウールで捕集しきれないと想定されるガス態のCsは、管状炉の排ガスラインの後段にインピンジャーを直列に設置し、その中の捕集液で捕集した。安定Csを用いた試験ではインピンジャーを2本、放射性Csを用いた試験では3本設置した。捕集液には5%硝酸を用い $ ^{2-4)} $ 、試験中バブリングしていることも目視で確認した。流通ガスは高純度空気(住友精化製：Air Zero-A, O₂21%, N₂79%)をガスポンベから供給し、流量は管の上流に設置したフロート式流量計（コフロック製：200mL/min, Air）でコントロールし、さらにインピンジャーの後段に設置した乾式積算ガスメーター(シナガワ、DC-1)で実測定した。ボンベのガス圧のみでは想定したガス流量が確保できなかったため、乾式積算ガスメーター後段に三方バルブとポンプを設置し、吸引によりガス量を確保することとした。上流側の流量は200mL/minで一定とし、下流側の流量は昇温開始前に200mL/minとなるよう三方バルブの開閉により吸引空気量を調節した。試験後にスラグ中および捕集液中のCs濃度とスラグの重量を測定した。

管状炉における実験方法としては、模擬灰を6g入れたアルミナボート(TGK、SSA-Hボート#5B)をアルミナ燃焼管中に入れた状態で昇温を開始した。昇温速度は15℃/minで1,500℃まで昇温した後1,500℃で2時間温度保持した。温度保持終了後は自然放冷し、アルミナ燃焼管が常温になってからスラグをアルミナボートごと取り出し、これらを一緒に粉砕した。安定Csを用いた試験では、アルミナ管およびガラスウールを1mol/Lの硝酸で洗浄し、1段目インピンジャーの捕集液と合わせた。放射性Csを用いた試験では、アルミナ管を洗浄せずに破砕して分析し、ガラスウールはそのまま分析した。また、いずれの試験でもインピンジャーを洗浄し、捕集液と洗液を合わせたものを分析した。
図 2-8 流通式溶融試験装置概略図

## （２）高周波溶融炉を用いた焼却灰の溶融試験

## i）試験装置と試験方法

本試験では日本ガイシ株式会社知多事業所の高周波溶融炉を用いた。装置の概略図と使用したキャニスタの寸法を図2-9^{2-9}および図2-10に示す。また、本試験で使用した高周波溶融炉の仕様を表2-7に示す。キャニスタの主成分は酸化アルミニウム、二酸化塗素および炭素である。溶融炉の下に置いたキャニスタに、ポリ袋に入れた試料を投入した。これをキャニスタ昇降装置で溶融炉内まで上昇させ、溶融を行った。キャニスタ昇降装置は固化体冷却室とローラコンベアーでつながっており、溶融終了後、キャニスタが1,200℃以下になってから固化体冷却室へ搬送し放冷した。なお、固化体冷却室はブロアーで負圧を維持しながら冷却した。キャニスタを固化体冷却室に搬送してからは排ガス中の飛灰を回収していないが、予備試験によって冷却中にCsが飛灰へ移行しないことを確認した。

図 2-9 高周波溶融炉概略図 2-9)

図 2-10 キャニスタ寸法 (mm)
表 2-7 高周波溶融炉仕様

対象原理処理能力キャニスタ容量	金属、保湿剤、コンクリート、ガラスなどの不燃物高周波誘導加熱標準150kg/h最大130L

## ii）試料の塩基度調整

試料は、ロータリーキルン型焼却炉を用いた焼却試験で回収した主灰と飛灰を混合し、試料として使用した。本試験で使用したキャニスタ(容量100L)に対し灰量(約25L)が少量であったため、灰をキャニスタ上部まで充填することができず、灰の到達温度が設定溶融温度：1,500℃よりも低くなり溶融できない恐れがあった。そこで、図2-11²⁻¹⁰)を用いてAl₂O₃-CaO-SiO₂の3成分の比率より焼却灰の融点を調べると、約1,850℃と想定され、融点が設定温度を上回る結果となった。したがって灰の融点を下げるためにAl₂O₃-CaO-SiO₂の比率が15:25:60（推定溶融温度1,200℃）となるようAl₂O₃とSiO₂を添加し塩基度調整してから溶融した。灰組成は蛍光X線分析によって調べた元素組成をもとに、Alは全てAl₂O₃、Caは全てCaO、Siは全てSiO₂の形態をとっているとして3成分比を求めた。試験は、原灰を塩基度調整したもの1条件と、Csのスラグ中への残存率を高めるため²⁻⁸)、原灰に、Al₂(SO₄)₃を添加し、塩基度調整を行ったもの2条件で実施した。Al₂(SO₄)₃を添加した条件については、このAlも溶融中にAl₂O₃の形態に変化するものとして3成分比を求めた。これらの3元素が全てAl₂O₃、CaOおよびSiO₂の形態をとるのに試料中の酸素が不足していないことも確認した。試料として用いた焼却灰のもともとの組成(原灰)、融点降下剤のみを添加したときの組成(添加剤なし)および融点降下剤とAl₂(SO₄)₃を添加したときの組成(Al₂(SO₄)₃添加)の組成を表2-8に示す。また、融点降下剤として用いたSiO₂とAl₂O₃、Csをスラグ中に留める目的で用いたAl₂(SO₄)₃の添加量を表2-9に示す。

図 2-11 $ Al_{2}O_{3}-CaO-SiO_{2} $ 3 成分図と融点 $ ^{2-10)} $
表 2-8 高周波溶融実験に用いた原灰と塩基度調整後 2 条件の灰の組成

%	原灰	添加剂なし	Al2(SO4)3添加
H	0.189	0.107	0.105
C	2.43	1.38	1.35
N	0.00	0.00	0.00
O	35.8	42.9	43.6
Na	3.91	2.23	2.17
Mg	2.34	1.34	1.30
Al	4.15	6.05	5.90
Si	7.61	21.2	20.6
P	1.66	0.948	0.922
S	1.09	0.619	1.42
Cl	5.12	2.92	2.84
K	3.82	2.18	2.12
Ca	26.1	14.9	14.5
Fe	1.56	0.891	0.867
Cs	3.11	1.77	1.72

表 2-9 塩基度調整剤および $ \mathrm{Al}_{2}(\mathrm{SO}_{4})_{3} $ の添加量

添加剤なし	Al₂(SO₄)₃添加
原灰重量(kg)	12.5	12.5
Al₂O₃	1.56	1.27
CaO	0	0
添加量(kg)	SiO₂	8.09
Al₂(SO₄)₃	0	1
合計重量(kg)	22.2	22.9
Al₂O₃	16.5	15.4
3成分比(%)	CaO	25.4
SiO₂	59.6	60.1

## iii）試験条件

溶融はキャニスタの表面温度が1,500℃となるよう出力を自動制御して行った。キャニスタの表面温度は放射温度計で測定した。常温から40分で1,500℃まで昇温し、80分間1,500℃で維持した。温度保持終了後は1,200℃まで炉内で自然放冷し、それ以降は炉内から固化体冷却室で負圧を保ちながら冷却した。高周波溶融炉で作成したスラグの採取は、キャニスタからスラグを削り取る形で行った。また、溶融後のキャニスタの重量をスラグの入った状態で測定し、予め測定しておいたキャニスタのみの重量を差し引くことでスラグの重量を算出した。作成した溶融スラグは粉砕し、Csの分析にはICP質量分析法を用いた。

## （3） 分析方法

元素組成分析や溶出試験に関連し、XRF 分析や ICP-MS の前処理を行うにあたって、溶融試料を砕く必要があり、サンプルをユニパックに入れて封をし、キムタオルをひいた上で金槌(ヘッド：機械