Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
おける効率的な水管理・処理を行う上で非常に重要であり、水環境負荷を水質だけで無く排出負荷量で評価する意味でも気温、降雨量等の季節変動を考慮した水収支を検討する重要性が示された。

人工湿地の高機能化に向けた検討として重金属除去性の評価を行った。人工湿地処理は、概ね高い金属除去率を示すが、酸可溶性酸化物を形成する重金属に対しては、カチオンとの吸着競合により、pHの低い浸出水や高負荷条件で除去率が低下することが明らかとなった。土壌への吸着に比べると、その寄与は小さいものの、ヨシは根圈での重金属不溶化、イグサは植物体への蓄積・吸収に適した植生種であることが示された。タイの埋立地にパイロットスケールの人工湿地を設置し（図4）、実浸出水の処理に供し、実用上の運転情報を収得した。埋立地内に生育していた土着のガマは、植栽植物として適用可能であり、人工湿地処理によって、水面蒸発量よりも高い水量削減効果（40 L/day (20 mm/day)）と、TS, TC, TKNについて51-69％の除去効果が得られた。以上より、人工湿地導入によって、貯留池・酸化池による処理よりも、高い水量削減効果が得られるとともに、浸出水の水質が浄化されることが確認された。

図3 垂直流人工湿地における流入水量と流出水量の経時変化

2013年8月8日

2013年10月21日

2013年11月25日

図４ 実埋立地における人工湿地試験に伴う植生種（ガマ）の生育

（評価 G）埋立地浸出水にとどまらない廃棄物管理システム全体の環境性能評価を実施するために、東南アジアにおける産業廃棄物の管理実態についての知見を集積した。インドネシアでは、廃棄物は有害廃棄物とそれ以外の廃棄物に分けられ、有害廃棄物は環境中への直接投棄が禁止されており、公認の処理業者へ処分を委託する事が法令で定められている。有害廃棄物の公認処理業者であるPPLi社では、依頼業者から受け取った廃棄物のサンプルを分析し、処理方法や処理コストを事前に算出した後に、廃棄物を収集する。収集時には有害廃棄物の輸送過程の監視を行い、不正な管理を防いでいる。廃棄物は有毒性に応じて含有量基準クラスⅠ,Ⅱに分類され、PPLi社のクラス分けされた埋立地に処分される。埋立地から発生する浸出水は、埋立地のクラスに関係なく、他の産業廃水とともに処理される。浸出水は
1 カ月に 1000～2000 m³ 程度発生する。浸出水は回分式活性污泥法（SBR）による生物処理や活性炭による吸着濾過、中和処理の処理過程を経て、処理の最終段階として人工湿地で処理された後、河川へ放流される。人工湿地は、廃水処理過程としては組み込まれているものの、一部にクサヨシなどが植栽されていたが、全体としては自然湿地に近いものであった。人工湿地が廃水処理過程として果たしている役割は現時点では小さいが、植栽密度や、水量・水流の設計を行えば、窒素や COD をより効果的に除去できると考えられる。人工湿地の処理能を高めることは、SBR などの前処理負担の軽減により処理コストを下げ、環境負荷を抑える可能性がある。一方で、総溶存物質濃度が基準を超過するなどの問題について直面しており、処理プロセスの追加による対応に迫られていた。総じて PPLi 社の廃棄物や浸出水処理は管理の行き届いたものであった。途上国では、まずは既存の浸出水処理施設を安価で適切に機能させ続けることが重要であるが、最近では先進国と同等の高度な処理技術も導入されつつある。ベトナムにおける埋立地浸出水処理施設の調査の結果、浸出水処理の主体に生物学的処理法やろ過法が報告されていたハノイ市と比べ、ホーチミン市やその周辺地域では、活性污泥やフェントン酸化反応や、一部では SCADA システムなど、先進国並みの高度技術が導入されていた。これらの施設はエネルギーを消費し、処理費用は決して安くはなく、適正に維持・管理し続けることが課題であると考えられた。ベトナムのような熱帯・亜熱帯に属する新興国では、上向流嫌気性污泥床法と下向流懸垂型スポンジ法を組み合わせたエネルギー消費の少ない処理方法や、人工湿地のようなパッシブ型の処理方法も有望であると考えられた。特に維持費用が低く、環境配慮型の処理方法である人工湿地の活用は効果的であると考えられ、実用化のための十分な検討が必要である。

実用化 G で得られた埋立地水収支モデルを元に、各種浸出水量削減技術の効果を検証した。人工湿地の設置による蒸発散能力の向上により雨期の未処理放流量は三分の一程度削減可能であることが示された。貯留池の簡易人工湿地化は、安価かつ維持管理が容易な手法として適用可能と考えられるが、水量削減の点では大きな効果は期待できないことが示された。乾季の浸出水循環については、全量が循環可能と考えられ、濃縮水による埋立層への水分供給と水質安定化が期待される他、放流水（RO 処理水）がきわめて良好な水質であることも利点である。一方で、埋立層内の水分量が増加し、地下浸透量が増加することで環境中への漏洩量が増加することが懸念される。また、乾季から雨季への移行期（雨季の降雨由来の浸出水が発生するまでの期間）においては、発生した浸出水を全量処理可能であり、調整池での貯留量削減に貢献できることが示された。

複数のアジア巨大都市（タイ・バンコク、インドネシア・ジャカルタ、ベトナム・ハノイを想定）の廃棄物埋立地・浸出水管理の動向をとりまとめ、一元的な廃棄物管理に係る環境負荷等の評価ツールを構築するとともに、環境負荷の発生源単位の作成に向けたデータ整備を実施した。廃棄物管理から処分に至るまでの地域環境および地球環境に与える負荷について、技術・システムの導入による削減効果の定量的な評価を可能とするための評価方法を構築した。投棄地（オープンダンプ）、衛生埋立地、準好気埋立地、エネルギー回収埋立地の浸出水管理手法として、酸化池、人工湿地、高度水処理プラントの導入効果を評価した結果、投棄地および準好気埋立地において将来の原状回復まで含めた場合には、人工湿地処理がコストおよびエネルギーの観点で有利であった。衛生埋立およびエネルギー回収埋立地においては、高度浸出水処理プラントと人工湿地はほぼ同等の効果であった。投棄地では周辺水環境汚染の原状回復にかかる負担を人工湿地処理で補うことが可能であること、衛生埋立やエネルギー回収型埋立地では浸出水質が悪化するために人工湿地では処理が不十分で高度水処理プラントの効果が相対的に高いこと、ならびに準好気埋立においては浸出水質の負荷が低く高度水処理プラントは過剰な投資であること、などがその要因としてあげられた。

## ・環境政策への貢献

アジア地域の都市廃棄物管理においては、廃棄物管理の高度化や新技術導入などこれまでにとられてきた施策・対策に対して、生活環境上の問題はほとんど改善されていないというギャップが存在している。本研究では上流側における廃棄物管理とそれに伴う埋立物の量と組成の変化に応じた、適切な埋立地管理と浸出水管理を提案するための技術システムの提案が可能である。
具体的には、浸出水量の削減を可能にする浸出水管理手法としての人工湿地処理の導入が挙げられる。雨季、乾季を問わず、蒸発散による水量削減と、植生および根圈生物による水質改善が期待される、低コストでメンテナンスが容易な処理技術として期待される。人工湿地の適用に求められる、広範囲の余剰地が提供可能であることもアジアの廃棄物埋立地における適用性が高い一因としてあげられる。

また、乾季や降雨量の少ない時季・地域における浸出水の埋立地再循環についても、埋立地・浸出水の管理技術として提案される。貯留地の負荷低減による環境汚染リスクの削減と、浸出水の埋立層滞留時間の長期化による水質低減効果が期待される。

埋立地浸出水単独ではなく、都市の問題として包括的な評価を行うことで、必要な廃棄物の上流管理、埋立地管理手法、浸出水管理手法を選択するための材料として、パッケージ的な評価が可能なツールを作成した。既存の廃棄物管理条件下において、埋立地もしくは浸出水管理技術の導入や改善を図る際の効果の評価、技術・システムの選択、現状の管理手法の問題点発見などに活用可能である。利用想定者は、アジア地域の廃棄物管理に関する行政担当者、現場管理者、および技術移転・国際協力を志向する日本国内の民間技術者等である。専門的なデータおよび技術情報に関する知識が乏しい担当者向けに、アジア地域のモデル都市とデフォルトデータを選択可能とし、参照可能としている。

## ・研究成果の実現可能性

埋立地浸出水の人工湿地処理の適用性については、タイ・ノンタブリの埋立地に設置した実験装置を通じて、運転条件および性能の評価を行ってきた。同試験は現在も継続中であり、規模の拡大や多様な条件設定での適用可能性について検討することで、より広範囲での実用化が可能であると考えられる。

複合型光触媒は、太陽光相当の光照射条件下において浸出水に含有される有害物質の除去が可能であることが示された。薄層水路型の処理により、初期コストのみで安定的に放流水の安全性向上を図ることが可能であると考えられる。実規模での実施可能性について引き続き検討し、フォローアップする予定である。

アジア地域の埋立地における浸出水再循環の実施に際しては、水分浸透や水収支の最適化を図るための数値計算を通じて、実規模適用時の運転条件は詳細に与えられている。埋立地内の状況、立地・気象条件に応じた、浸透挙動や浸出水水質制御効果に関する実験的な検討を通じて、より具体的な実用化に向けた条件設定が可能になると考えられる。

## ・環境政策への貢献

アジア地域の都市廃棄物管理においては、廃棄物管理の高度化や新技術導入などこれまでにとられてきた施策・対策に対して、生活環境上の問題はほとんど改善されていないというギャップが存在している。本研究では上流側における廃棄物管理とそれに伴う埋立物の量と組成の変化に応じた、適切な埋立地管理と浸出水管理を提案するための技術システムの提案が可能である。

具体的には、浸出水量の削減を可能にする浸出水管理手法としての人工湿地処理の導入が挙げられる。雨季、乾季を問わず、蒸発散による水量削減と、植生および根圈生物による水質改善が期待される、低コストでメンテナンスが容易な処理技術として期待される。人工湿地の適用に求められる、広範囲の余剰地が提供可能であることもアジアの廃棄物埋立地における適用性が高い一因としてあげられる。

また、乾季や降雨量の少ない時季・地域における浸出水の埋立地再循環についても、埋立地・浸出水の管理技術として提案される。貯留地の負荷低減による環境汚染リスクの削減と、浸出水の埋立層滞留時間の長期化による水質低減効果が期待される。

また、都市の問題として包括的な評価を行うことで、必要な廃棄物の上流管理、埋立地管理手法、浸出水管理手法を選択するための材料として、パッケージ的な評価が可能なツールを作成した。既存の廃棄物管理条件下において、埋立地もしくは浸出水管理技術の導入や改善を図る際の効果の評価、技術・システムの選択、現状の管理手法の問題点発見などに活用可能である。利用想定者は、アジア地域の廃棄物管理に関する行政担当者、現場管理者、および技術移転・国際協力を志向する日本国内の民間技術者等である。専門的なデータおよび技術情報に関する知識が乏しい担当者向けに、アジア地域のモデル
都市とデフォルトデータを選択可能とし、参照可能としている。

## ・研究成果の実現可能性

埋立地浸出水の人工湿地処理の適用性については、アジアの実埋立地に設置したパイロットプラント実験を通じて、運転条件および性能の評価を行ってきた。現在も継続中であり、規模の拡大や多様な条件設定での適用可能性について検討することで、より広範囲での実用化が可能であると考えられる。

複合型光触媒は、太陽光相当の光照射条件下において浸出水に含有される有害物質の除去が可能であることが示された。薄層水路型の処理により、初期コストのみで安定的に放流水の安全性向上を図ることが可能であると考えられる。実規模での実施可能性について引き続き検討し、成果をフォローアップする予定である。

アジア地域の埋立地における浸出水再循環の実施に際しては、水分浸透や水収支の最適化を図るための数値計算を通じて、実規模適用時の運転条件は詳細に与えられている。埋立地内の状況、立地・気象条件に応じた、浸透挙動や浸出水水質制御効果に関する実験的な検討を通じて、より具体的な実用化に向けた条件設定が可能なと考えられる。

## · 結論

アジア熱帯地域の埋立地における浸出水管理においては、浸出水量の制御により水環境汚濁リスクを低下させることが特に雨季において肝要であることが示された。タイの埋立地に設置した実浸出水を処理する人工湿地において、土着のガマおよび現地調達材を用いて連続的に水量削減および水質制御が可能であり、浸出水量削減の手法としての適用可能性が高いことが示された。土壌鉱物、植物の相互作用により重金属形態に影響を与えることで、不溶・固定化あるいは短期間での可溶化促進などの制御可能性が示された。アジア埋立地にて適正な浸出水循環を行う上では、ほ場容水量以上に注入量を増加するべきではなく、乾季もしくは降水量の少ない地域への適用が考えられた。埋立層厚が高い現場における高深度への直接注入や、内部保有水の有機物濃度が低くなった時点での注入が固相有機物量削減に効果的であるなど、注入位置、時期、方法に関する技術的な提案がされた。循環水質の制御手法として、高压RO膜処理がファウリング影響、金属・$\mathrm{NH}_{4}^{+}$除去率の点で優位であった。循環液中の塩分およびアンモニウムイオンによる、埋立層内微生物への阻害的影響と膜ファウリング物質の形成を抑制するための、適切な水質制御により浸出水循環が適用可能であることが示された。

廃棄物層の好気領域への浸出水の散水・循環による硝化発現と、硝化後の浸出水の無酸素域通水による脱窒反応により、埋立地原位置での窒素除去が可能であり、浸出水循環の機能的なオプションとなり得ることが示された。無酸素域での溶存酸素濃度モニタリングと散水流量制御により簡便な窒素除去と自動運転・制御の可能性が示唆された。光触媒と吸着材の複合材は、浸出水中の共存物質にほとんど阻害を受けることなくBPAおよび1,4ジオキサンの吸着除去が可能であった。複合材料を用いた薄層水路でのBPAの除去性能を検討し、敷地面積に比較的余裕があり太陽光の照射強度が高いと想定される東南アジア地域における持続的かつ低コストなアジア地域適合型の埋立地浸出水中有害物質の除去技術開発に向けての実用上の知見を得た。高度な浸出水管理システムを導入したベトナムの埋立地では、エネルギー・コストに関する持続可能性が問題となっている。実埋立地水収支モデルによると、人工湿地は雨期の未処理放流量を約三分の一程度削減可能である。乾期には浸出水全量が循環可能で、濃縮水による埋立層への水分供給と水質安定化が期待される。これらの廃棄物管理の問題の対策パッケージとしての技術システムの提案・評価ツールを用い、ごみ管理方法と埋立地構造が末端の浸出水の適正な管理に与える影響が定量的に示され、技術選択上の重要な知見が得られた。
### 1.1 研究の背景と目的

アジア都市域では経済発展に伴い、廃棄物の発生量の増加と質の多様化、民間セクターでの資源回収、資源化可能な廃棄物の越境循環、温暖化対策における京都メカニズムの活用が進展しており、発生から資源化・埋立に至る廃棄物フローは多様化し、回収率の向上とオープンダンプ(集積投棄)の改善という以前のフェーズからは脱却しつつある。すなわち、都市化の初期段階で発生する水路や公共地への生活ごみ投棄による景観・衛生・環境上の問題から、埋立地由来の環境汚染を防止するための浸出水適正管理へと問題は転換・集約されている。

経済成長に伴って環境保全の取り組みも進んだことから、アジア都市の廃棄物埋立地の構造は高度化し、底部遮水や覆土の設置などで埋立地内部の環境は以前とは大きく変化している。また埋立物は、発生源での回収および中間処理の導入により性状が異なっている。こうした都市廃棄物管理の高度化に対して、浸出水対策は原始的な方法に留まっているのが現状である（図1.1）。それには、雨期における浸出水の大量発生、大容量の酸化池を建設するための余剰地の必要性、多様な汚染源と大量の浸出水による水環境汚染の広範化など、アジア都市に特有の問題が関係していると考えられる。通常は、浸出水処理を、結節点とした末端での水環境汚染対策として捉えて単独で計画される事例が多いが、アジア地域の浸出水の水質および発生の特徴を考えた場合、廃棄物管理システム全体の一部として提案する必要がある。

図1.1 アジア途上国地域における廃棄物管理の発展と生じる問題の変遷・集約
こうした現状の問題を整理し、アジア都市の廃棄物管理にあるべき姿を提示することが、本研究で求められる重要な成果となる。特に、日本・欧米を問わず、ショーケース型の技術の売り込みは、単発での利益を上げることには結びつくが、潜在的な環境汚染を先送りしているだけで現地の問題の根本解決に至っていないケースが多い。その最たる例が、廃棄物管理の最末端で環境と接している浸出水の問題であり、その解決無しにはアジアの廃棄物管理の進展はないといえる。

その一方で、アジア地域の浸出水対策は廃棄物管理体系の中で一元的に検討されておらず、市街の問題を郊外に先送りしただけの原始的な対策や、逆に社会や廃棄物管理の実情に対して過剰に高度で機能しない処理プロセスを導入し、結果的に維持管理が放棄されるなどの問題が生じている。本研究では、こうした問題の解決を最終目的として本研究では、廃棄物管理の発展フェーズに即した浸出水対策技術・システムを提案し、包括的で円滑な技術移転を支援するための情報を提供する。アジア特有の地理文化的な背景を踏まえたうえで、都市の発展に応じた埋立地浸出水の変動に対応可能な技術を開発・検証し、都市の廃棄物管理体系と一体化した浸出水の管理方策を日本の技術移転パッケージとして包括的に提案する。

### 1.2 研究の特長と意義

アジア都市域の廃棄物管理体系は、経済成長および環境保全にかかる国際的枠組の影響を受けて大きな変革を遂げる過渡期にある。なかでも、廃棄物埋立地は単純な投棄地から、資源回収拠点あるいは温室効果ガス管理の対策拠点として、日本を含む諸外国から注視されている状況にある。しかし多くの埋立地の機能・構造強化に際して、浸出水対策の高度化は置き去りにされており、貯留池や地盤への浸透など旧態依然のままのケースが多く見受けられる。本研究では、浸出水対策を単なる末端技術としてではなく、都市域の廃棄物フローの高度化・多様化に伴い問題が集約した場として捉え、廃棄物管理技術・システムの移転および導入を完結させるため、問題低減の最適手法と効果について実証的に提示する。

本研究を通じて、アジアの都市廃棄物管理体系の発展過程を明確に描くことで、現地で必要とされる技術・システムを明示することが可能となり、適切な技術移転を支援することが可能である。それには、開発援助の主流となりつつある地球温暖化対策の要素も必須であり、コストおよびエネルギーと併せて、トータルシステムとしての現地への適合性を意識した廃棄物管理体系をパッケージに提案する、新たな日本式の国際技術移転の方法論を示すことが期待される。

### 1.3 研究実施の体制

アジア都市の埋立地浸出水および周辺水環境の利用形態について、貯留池の構造リスク、水量の変動、水質（窒素、有機物、色度、その他の有害物質）等のアジア型の問題特性と浸出水対策の実情を把握する。その上で、個別の技術開発を実施する開発グループ、現場適用を視野に入れた実用化グループ、廃棄物管理システムへの現地適合化を進める評価グループ、として研究を実施する。

開発グループは、本地域の埋立地に未適用の既存技術の適応を図ることを指向する。埋立層への選択的浸出水循環、酸素制御・アナモックス反応による原位置窒素除去等の技術の低コスト化・環境性能の向上を新規の開発要素として加味する。特に、最適運転時の性能だけでなく、気候・環境要因に基づく変動、将来の廃棄物管理方策の変更、現地供給可能な材料・技術に広く対応可能な、「丈夫」で「簡易な維持管理」を可能とするアジア適合型の技術開発を指向する。

実用化グループは、本地域の浸出水対策の問題点に対してより応用的かつ実践的に対処する。既
存施設の改変や技術の組合せにより、機能の改善・新機能の付加によって技術を現地適合化する方法論を提示する。これには浸出水貯留池の機能強化、簡易人工湿地化による原位置処理能力の向上、余剰地活用による太陽光応答型光触媒の適用が挙げられる。また、開発グループで効果が実証された技術について、現地適応化に関する条件・管理特性を整理し、将来の実用化に向けた方向性を提示する。

評価グループは、地域の廃棄物管理の発展状況を類型化し、それぞれのステージで想定される廃棄物管理の特性と、気象・地理・社会要因などを規定することで、埋立地浸出水質の特徴とその適正管理に必要な技術システムを提案する。単なる低コスト・簡易管理という方向性ではなく、廃棄物管理におけるエネルギー、環境負荷（特に水中の窒素汚濁）、温室効果ガス、将来の対策コストまでを考慮した上で、廃棄物管理の一部としての「アジア型」浸出水対策のあり方を提案する。これには、本研究課題で実施される、個別の技術開発、技術の現地化、システム評価の結果が網羅的に含まれるとともに、各テーマの調査研究の方向性を示すために適宜フィードバックする体制で実施される。
## 第二章 浸出水循環のための効率的な注入水量の評価

独立行政法人国立環境研究所 遠藤和人

### 2.1 はじめに

浸出水循環技術はバイオリアクターランドフィルへの導入技術の一つであり、適度な水分の供給、乾燥地域における水の有効利用、微生物資源の再循環等による安定化促進技術である。浸出水の循環方法については、点で注入する注入井戸方式や、線で注入するトレンチ方式、カーテングラウト方式などが挙げられる。東南アジアの気候を考えると、雨期には十分な水分が処分場内に供給されるが、乾期には降雨が無いために、廃棄物層内は乾燥し、安定化速度が低下することが想定される。廃棄物層などの多孔質体には透水係数が存在するために、闇雲に浸出水を注入しても、十分な浸透速度を得られない可能性があり、過剰な注入水では地表面へとオーバーフローすることも考えられる。また、多孔質体には、ほ場容水量（field capacity）と呼ばれる体積含水率θ（体積含水率は、間隙を含んだ廃棄物層全体の容積の内、水が占める容積の割合で表される。水のみの場合はθ=100%。）が存在し、重力下では、これ以上排水されずに、多孔質体内に残存する水分量が概念的に定義されている（ダニエル2001）。したがって、乾期であったとしても、浸透現象を対象とすれば、このほ場容水量以下まで含水率が低下することはない。ただし、安定化が進行している廃棄物層の温度は一般的に高いことから、蒸発によって水分が失われていき、結果的に水分不足となる可能性はある。見方を変えると、ほ場容水量よりも低い含水率しか有していない廃棄物層に水分を供給しても、ほ場容水量に達するまでは、排水が発生しないことになる。本研究では、ほ場容水量に着目し、過剰な水分供給を防止した適正な浸出水循環を目指し、水理学的観点から制御すべき水量について考察した。また、嫌気性分解のみを想定した浸出水循環の維持管理方法について簡易的な数値解析を実施した結果を取りまとめた。

### 2.2 研究方法

## (1) ライシメーター試験を用いた循環水量の推定

タイ王国の屋外に設置された厨芥類を充填したライシメーター実験（Chiemchaisri et al. 2011）を通し、乾期における体積含水率の減少速度等から、処分場内をほ場容水量付近で制御するための水量について検討した。ライシメーターは、図2.1に示すように4種類が設置され、うち2つが準好気性（以下、Smとする）を模擬した不飽和廃棄物層として制御し、残りの2つは嫌気性埋立とするため、浸出水の排水口高さ位置を調整した。嫌気性埋立は、基本的に水で飽和されていることから、ほ場容水量を超過しており、飽和状態の体積含水率は、間隙率に等しい。嫌気性ライシメーターから間隙率を求め、物質移動から逆算することで、通水に寄与する有効間隙率を求めた結果、間隙率は46%であり、有効間隙率は30%と求められた。ほ場容水量を評価するため、不飽和体である準好気性ライシメーター2基（SmIとSmII）の水分量に着目した。

表 2.1 に充填物の構成を示す。いずれのライシメーターも同じ構成物が充填されており、事前に混合調整した廃棄物試料をいずれのライシメーターにも同様の配合で入るように工夫した。ライシメーターの廃棄物充填容量は内径 0.90 m×高さ 1.80 m なので 0.696 m³ であり、Sm I には、湿润重量で 406.11 kg、Sm II には 490.25 kg が充填された。事前に調整混合していることから、質量含水率は同じであり 30.24% であった。これより、Sm I と Sm II の初期の体積含水率は、それぞれ
19.3%、23.3%と計算される。ライシメーターへの涵養量（浸入水量）は、自然降雨をそのまま与えており、降雨量を別途測定することで算出した。

表 2.1 充填廃棄物の

Food	19.07%
Paper	19.07%
Plastic	16.36%
Vinyl	17.71%
Wood	5.72%
Glass	19.35%
Foam	2.72%

図2.1 ライシメーター実験装置の概要

## (2) 数值シミュレーションによる体積含水率の評価

ライシメーターSm II より得られた体積含水率をもとに、数値シミュレーション（COMSOL ver.4.4）によって体積含水率の挙動評価を行った。不飽和浸透パラメーターには van Genuchten モデルを用い、αに8.01/m、nに2.0を与えた。間隙率は0.46とし、有効間隙率が先述した通り0.30であるので、残留水飽和度Srを0.16とした。透水係数はカラム下端から浸出液が出てくる時期を想定して0.001 cm/sとして与えた。実際のライシメーターの延長を考慮して1.8 mとして、実浸透量（図2.2）を与えて次式を用いた一次元不飽和浸透流解析によって計算を行った。

$$ \frac{\partial\theta}{\partial h_{c}}\cdot\frac{\partial h_{c}}{\partial t}=-\frac{\partial}{\partial x}\Bigg(k(\theta)\cdot\Big(\frac{\partial h_{c}}{\partial x}+1\Big)\Bigg)+Q_{w} $$

ここに、θ は体積含水率、 $ h_{c} $ は毛管压水頭、 $ k(\theta) $ は不飽和透水係数、 $ Q_{w} $ は吸込／湧出項である。不飽和透水係数の計算も van Genuchten モデルを用いて計算した（CASE1 とする）。

有機物の直接埋立の場合、分解等によって沈下が発生し、ライシメーターの下方にいくにしたがって透水係数が低下することが考えられる。CASE2では、下方にいくにしたがって対数近似で透水係数が減少することを想定して、図2.3に示す透水係数を与えて計算を行った。透水係数は実験開始から170日までを軽微な沈下とし、170日以降は難透水性相当まで沈下することを過程している。沈下はライシメーターの下半分で発生するとした。このような透水係数の考え方は、浸出水循環を考慮したWhiteら（2011）の研究にも採用されている。
図 2.2 降雨量の設定（測定値）

図 2.3 CASE2 の透水係数の設定

Flux boundary

Waste

Depth = 1.8 m

Initial condition:
cw = 0.0 mg/L, co = 0.0 mg/L
Man = 2000 mg/L,
S = 45000 mg/L

Hydraulic properties:
Hydraulic conductivity = CASE2
van Genuchten a = 8.0 1/m
van Genuchten n = 2.0
Residual water saturation = 0.16
Porosity = 0.46

Dispersion-reaction properties:
D = 1.0e-5 cm²/s
Longitudinal dispersivity = 0.01 m
ban = 0.90625 1/day
Kan = 5000 mg/L
Yan = 0.04
λ an = 0.02 1/day
k' = 0.00375 1/day
c* = 45000 mg/L

Drainage boundary

図 2.4 嫌気性分解模擬シミュレーションの設定 (CASE3)

(3) 浸出水循環による嫌気性分解簡易シミュレーション

ライシメーター試験と同様の不飽和浸透パラメーターならびに透水係数（図2.3のCASE2の条件）を与えて、先に示した式で不飽和浸透流解析を行い、移流分散反応式によって嫌気性分解反応を解いた（CASE3）。使用した連続式を以下に示す。

移流分散反応式： $ \theta\frac{\partial c_{w}}{\partial t}=\frac{\partial}{\partial x}\left(\theta D\frac{\partial c_{w}}{\partial x}\right)-q\frac{\partial c_{w}}{\partial x}-\theta M_{an}b_{an}Y_{an}\frac{c_{w}}{K_{an}+c_{w}}+\theta k^{\prime}\frac{S}{S_{0}}(c^{*}-c_{w}) $

微生物濃度式： $ \theta\frac{\partial M_{an}}{\partial t}=\frac{\partial}{\partial x}\left(\theta D\frac{\partial M_{an}}{\partial x}\right)-q\frac{\partial M_{an}}{\partial x}+\theta M_{an}b_{an}Y_{an}\frac{c_{w}}{K_{an}+c_{w}}-\theta\lambda_{an}M_{an} $

固相濃度式： $ \frac{\partial S}{\partial t} = -\theta k^{\prime} \frac{S}{S_{0}} (c^{*} - c_{w}) $

ここに、$\mathbf{c}_{\mathbf{w}}$ は有機物濃度、D は拡散係数、q はダルシ一流速、$\mathbf{M}_{\mathbf{a}\mathbf{n}}$ は微生物濃度、$\mathbf{b}_{\mathbf{a}\mathbf{n}}$ は最大増殖速度、$\mathbf{Y}_{\mathbf{a}\mathbf{n}}$ は産出係数、$\mathbf{K}_{\mathbf{a}\mathbf{n}}$ は半飽和定数、$\mathbf{k}^{\prime}$ は溶出時定数、S は固相の有機物濃度、$\mathbf{S}_{0}$ は固相の初期有機物濃度、$\mathbf{c}^{*}$ は液相の有機物飽和濃度である。通常、微生物濃度は液相内で移動せず、固相表面のコロニーとして評価するのが一般的であるが、最終処分場の場合、微生物濃度も高いことから、ここでは液相中を移動することを仮定して計算を行った。実験で用いたライシメ
一ター装置を想定し、図2.4に示す条件で計算を行った。一部のパラメータ一は、文献値としてLeeら（2001）の値を用いた。計算時間は2,000日間とした。降雨は、ライシメーター試験の実測値である降雨が655日までしかないので、655日以降はそれまでの降雨条件が繰り返されることを想定して計算した。

嫌気性分解シミュレーションはいくつかのケースに分けて計算した。表 2.2 に計算ケースの一覧を示す。CASE3-1 は、降雨浸透条件（Qin）をライシメーター試験と同一（実測値）として、移流分散反応式、微生物濃度式、固相濃度式の全てを連成させて解いている。浸出水循環はないため、このケースが通常の最終処分場の維持管理を模擬していることになる。

CASE3-2 は、浸出水循環を想定したケースであり、ライシメーター出口（最下部）から浸出するマスフラックスの半分を循環側の水に導入している場合を想定した計算を行っている。濃度の半分ではなくて、マスとしての半分を循環させる計算を行った。

CASE3-3 は、微生物濃度が有機物濃度に及ぼす影響を評価するため、現実的にはあり得ないが、循環水の有機物（基質）をゼロとして、微生物量のみを考慮した架空の計算である。

CASE3-4 は、降雨浸透量の平均値である 1.53 mm/day を一定降雨条件として与え、年間の浸透水量を同一とした場合の計算結果である。浸出水循環の条件は CASE3-2 と同条件とし、出口マスフラックスの半分を浸出水循環側に利用することを想定している。例えば、0.765 mm/day 相当の降雨浸透量があって、0.765 mm/day 相当の浸出水循環を行ったケースとなる。

CASE3-5 は、CASE3-4 と同じ平均降雨浸透量を定常フラックス境界として与えつつ、浸出水循環を開始するのを 500 日以降のみに限定した場合である。最初の 500 日は清浄水でフラッシングし、その後に循環を開始することを模擬した。

表 2.2 嫌気性分解シミュレーションの設定一覧 (CASE3)

浸透水条件	微生物分解反应	溶出計算	循環水濃度（マスフラックスとして表現）
CASE3-1	Qin 実測値	あり	あり	なし（ゼロ）
CASE3-2	Qin 実測値	あり	あり	あり（cw=50%、Man=50%）
CASE3-3	Qin 実測値	あり	あり	あり（cw=ゼロ、Man=50%）
CASE3-4	Qin 実測値の平均（一定）	あり	あり	あり（cw=50%、Man=50%）
CASE3-5	Qin 実測値の平均（一定）	あり	あり	500日以降あり（cw=50%、Man=50%）

### 2.3 研究結果と考察

#### 2.3.1 ライシメーター試験を用いた循環水量の推定

準好気性ラインメーターSm IとSm IIの2基における累積浸入水量（降雨量）と累積浸出水量の関係を図2.5に示す。累積侵入水量は図2.2の降雨量を積算したものである。初期の数十日に降雨が確認されるが、その後100日程度までは降雨が無い乾期となっている。この間、浸出水は発生せず、100日を超えた付近から浸出水が確認された。その後、雨期と乾期を繰り返していることが確認され、累積浸出水量も段階的に増加している。浸入水量に比較して、浸出水量が少ないが、この差がライシメーター内に残存している水分であり、体積含水率が増加することになる。体積含水率は、充填廃棄物層の全容積中に占める水分容積の割合であるから、浸入水量と浸出水量より、体積含水率の増加は容易に計算できる。図2.6に体積含水率の経時変化を示す。これより、降雨浸入のない時期には、体積含水率が減少し、降雨浸入とともに体積含水率が上昇していることが確認される。総じて、体積含水率は時間と共に上昇していることもわかる。
図 2.5 浸入水量と浸出水量の経時変化

図2.6 体積含水率の経時変化

表 2.3 体積含水率の減少速度と循環水量（涵養量）の算出

Zone2	Zone3	Zone4
$ \theta $ の減少速度	-0.081 /% /day	-0.069 /% /day	-0.033 /% /day
換算日涵養量	1.46 mm /day	1.24 mm /day	0.59 mm /day
換算年涵養量	532 mm /year	453 mm /year	217 mm /year

図 2.7 体積含水率の減少挙動の評価

降雨のない乾期の体積含水率に着目し、浸入水量と体積含水率の変化について図2.7にまとめた。乾期と考えられる降雨浸入のない時期を4つに分類し、それぞれZone1、Zone2、Zone3、Zone4とした。Zone1は、数十日間にわたって浸入水量が確認されていないが、体積含水率は減少していない。このことから、体積含水率22～26%の範囲は、ほ場容水量以下であり、重力排水されない水分量であることが推察される。その後、体積含水率が27%を超えると浸入水量の無い時期に体積含水率の減少が観察されるため、SmIとSmⅡのほ場容水量は27%程度であると考えられる。Zone毎の体積含水率の減少速度を求めると表2.3となる。時間の経過とともに減少速度は小さくなっているが、これは、廃棄物充填層が沈下しており、時間とともに密実になっていることが原因と考えられる（本評価では、沈下による密度変化は考慮していない）。体積含水率の観察は、高さ1.80mのライシメーターに対して平均化した値として評価しているので、実際はライシメーター内の体積含水率には範囲があると考えられるが、ここでは無視して一定としている。平均的な
体積含水率の変化を涵養量（浸入水量の単位を mm に変換）に換算した値も表 2.2 に記した。日当たりの許容涵養量は 0.59～1.46 mm の範囲にあり、年間で換算すると 217～532 mm の範囲となった。この結果、廃棄物層をほ場容水量に保ち、過剰な水分量としないためには、乾期であったとしても浸出水循環の水量をかなり小さく制御する必要があるといえる。また、雨期の浸入水量を抑制しないと、雨期に含水率が上昇し、乾期までに含水率が減少しない可能性が高いことから、雨期の浸入水量抑制も同時に必要と考えられる。浸出水循環技術は、乾燥地帯に設けられた最終処分場の Dry Tomb 防止策であることも上述の考察と整合しているといえる。

#### 2.3.2 数值シミュレーションによる体積含水率の評価

準好気性ラインメーターSm IIの実験結果と透水係数を深さ方向に一定としているCASE1の解析結果を図2.8に示す。実験結果（Exp.）の体積含水率が380日前後を境に状況しているが、解析結果（Sim.）ではそのような傾向は無く、380日までと同様の体積含水率の幅で変動している。実験結果と解析結果の体積含水率はラインメーター全容積に対する体積含水率で表現しているが、その値の変動はラインメーターの高さ0.9m地点である中央部（Sim._Center）の体積含水率の変化に似ている。また、浸出水量についても、380日程度以降、実験結果が低下しているのに対し、解析結果では上昇する結果となっている。

(a) Change in volumetric water content

(b) Cumulative effluent

図 2.8 実験結果とシミュレーション結果（CASE1）の比較

実験結果と解析結果の380日以降の体積含水率に隔たりが出たことは、廃棄物層の分解や沈下に伴って間隙（水みち）が小さくなり、透水性が低下したこと、もしくは、分解後の細粒分が流下してライシメータ一下端付近で目詰まりが生じていることが原因として考えられる。体積含水率が上昇して、排水量が減少していることからも、透水性の低下が読み取れる。そこで、ライシメータ一下部の透水係数が減少することを模擬したCASE2の計算結果について図2.9に示す。下部の透水係数が減少したことで排水性が悪くなり、380日以降の体積含水率が上昇し、排水量も低下することが表現されている。ただし、透水性を落としただけでは実験結果と同じ挙動は示さずに、体積含水率が飽和程度まで上昇する傾向は再現できなかった。
(a) Change in volumetric water content

(b) Cumulative effluent

図 2.9 実験結果とシミュレーション結果（CASE2）の比較

#### 2.3.3 浸出水循環による嫌気性分解簡易シミュレーション

浸出水循環による嫌気性分解の簡易シミュレーションを行った結果を図2.10～図2.14に示す。図2.10はライシメーター全体に対する体積含水率を示している。CASE3-0～3-3までの降雨浸透条件は同一であるのでCASE3-0とCASE3-4のみを記している。図2.11と図2.12にはライシメーター出口の有機物（以下、基質とする。）濃度、微生物濃度の経時変化を、図2.13にはライシメーター中央部における固相から液相へと溶出する基質濃度の溶出速度（以下、溶出速度とする。）を示した。浸出水循環による安定化挙動は、固相の基質濃度の減少率と仮定し、図2.14に固相内基質濃度の初期値（ライシメーター固相内の全量）に対する固相濃度の時間変化を百分率（以下、S/S0比とする。）で示した。

図 2.10 の体積含水率の変化は、一定降雨を与えた CASE3-4 の場合は、常に一定の値となっているが、実測値降雨浸透量を与えた CASE3-1 では、浸透流量に応じて体積含水率が変動している。CASE3-4 の 200 日付近で体積含水率の変化が 2 段になっているのは、ラインメーター下部の透水係数が低下しているためであり、ラインメーター上半分の浸透挙動（排水挙動）と異なるために生じている。浸出水循環を行わない CASE3-1 の基質濃度をみると、他のケースに比較して最も高く、ほぼ飽和濃度に達している。微生物濃度（図 2.12）は高いまま保たれているものの、溶出速度（図 2.13）が低くなっており、結果的に S/S0 比が減少せずに固相の基質の残存量が多く、最も安定化していない計算となった。これは、溶出速度が飽和濃度と液相濃度との差に依存しており、液相濃度が高いために溶出速度が小さいためである。浸出水循環を想定した CASE3-2 では、CASE3-1 の循環を行わないケースに比較して浸出液濃度も低下しており、2000 日後の S/S0 比も低くなっている。溶出速度（図 2.13）をみると、CASE3-1 と CASE3-2 では大きく異なっていて、300～400 日後の溶出速度は 2 倍程度の違いがみられる。このため。S/S0 比に違いが生じているといえる。CASE3-3 は架空の計算ケースであるが、浸出水循環水に基質濃度を含めず、微生物のみを循環しているため、分解量が増加するので基質濃度（図 2.11）も低く、結果、溶出速度が増加して S/S0 比も低下する計算結果となった。仮に、浸出水循環の時に、基質を除去して微生物のみを濃縮して循環させれば、安定化速度が増加することになる。
CASE3-4 と CASE3-5 は、降雨浸透条件を一定として、年間の浸透水量を実測値と同等となるように調整したケースである。経過時間毎にみると、溶出速度（図 2.13）に差があるものの、基質濃度や S/S0 比には大きな差は無く、本事例では日降雨浸透量を正確に与えずとも、平均降雨量でも計算できるといえる。このメリットは計算時間であり、日降雨量を与えることに比較すると、計算時間、労力ともに半分以下にして将来予測計算を行うことが可能となる。

CASE3-5 は、最初の 500 日間は清浄水でフラッシングし、浸出水濃度がほぼピークとなった時点で、浸出水循環に切り替える方法である。基質も同時に循環する方法は、維持管理を少し間違えると、基質濃度過多となり、結果的に固相からの溶出速度が低下して、安定化を遅延させる可能性もある。CASE3-5 をみると、浸出水の基質濃度は若干低下しており、S/S0 比も減少していることが計算されている。これは、300～700 日の間における溶出速度（図 2.13）の違いに依存していると考えられ、清浄水でフラッシングして溶出速度を上げ、適度な時期に循環水に切り替えて微生物を供給することによって、固相からの基質の洗い出しが促進される可能性がある。

図 2.10 ライシメーター全体の体積含水率の経時変化（CASE3）

図 2.11 最下部の有機物濃度（基質濃度）の経時変化（CASE3）
図 2.12 最下部の微生物濃度の経時変化（CASE3）

図 2.13 中央部の固相から液相への物質移動速度の経時変化（CASE3）

図 2.14 全固相中に残留している有機物濃度（基質濃度）の経時変化（CASE3）
### 2.4 結論

(1) タイ王国の一般廃棄物を充填したライシメーター試験より、湿润充填密度が $ 0.65 \sim 0.77 \, t/m^{3} $ の廃棄物層のほ場容水量は 27% 前後であることが計算された。

(2) 廃棄物層をほ場容水量の含水率で保つためには、循環水量を日当たり 0.6～1.5 mm 程度の涵養量に等しくする必要があり、廃棄物層の沈下とともに涵養量を小さくする必要がある。

(3) 浸透効動を評価する際には、沈下等による透水係数の変化や違いを捉えて廃棄物層の物性パラメーターを表現しないと、浸透効動を計算することができない。

(4) 浸出水循環において、出口濃度や残留有機物の予測を行うのであれば、日当たり降雨浸透量を、日平均降雨浸透量で表現しても概ねの傾向を計算することができる。

(5) 浸出水循環による安定化の定義を固相有機物の減少とするのであれば、液相濃度が高い時点で浸出水循環を行わずに、液相濃度が低下した時点等の適切な時期から循環を開始した方が効果的な場合があることが一例として計算された。

### 2.5 参考文献

ダニエル・ヒレル（2001）：環境土壌物理学，岩田進午・内嶋善兵衛監訳，第11章

Chiemchaisri, C., Chiemchaisri, W., Sutthasil, N., Wangyao, K., Endo, K. and Yamada, M. (2011) Waste stabilization and pollution reduction in semi-aerobic landfill operated under natural ventilation. International Conference on Solid Waste, May 2-6, Hong Kong Convention and Exhibition Centre, Hong Kong, China.

White, J.K., Beaven, R.P., Powrie, W., and Knox, K. (2011): Leachate recirculation in a landfill: Some insights obtained from the development of a simple 1-D model, Waste Management, Vol. 31, No. 6, pp. 1210-1221

Lee K.K., Suk, H., Choi, S., Lee, C.H., and Chung S.Y. (2001): Numerical evaluation of landfill stabilization by leachate circulation, J. Environmental Engineering, Vol. 127, No. 6, pp. 555-563
国立環境研究所 山田正人

(研究協力者：国立環境研究所 金喜鍾、尾形有香)

### 3.1 研究目的

現在、東南アジア諸国の廃棄物埋立地において浸出水の処理は、主に酸化池による処理に依存しているが、雨季など降水量が多い時期に越水し、汚濁した浸出水が処理されずに環境中に漏出されるリスクがある。したがって、熱帯に特有の雨季・乾季の水量変動に対応し、汚濁物質も十分に除去できる適正な浸出水処理技術が必要とされている。対応する技術として、浸出水を埋立地に返送する浸出水循環法がある（石垣 and 山田 2008）。この技術は、主に米国において開発され、乾燥条件下の埋立地に対して、微生物反応に最適な水分を供給するとともに、埋立地層での汚濁物質の滞留時間を延ばすことで分解除去を促進させることを目的としたものである。近年、熱帯地域においても、乾季において埋立地内が過剰に乾燥し生物分解活性が低下する可能性が示唆され、水分添加の適用性が指摘されつつある(山田ら 2013)。また、有機物の分解は嫌気条件下よりも好気条件下で促進されるから、内水位を下げ、受動的に大気を導入する準好気性埋立技術も有効と考えられるが(Hanashima et al., 1981)、これらは同時に導入しようとすると、乾季では浸出水の返送は水分補給としても機能するが、雨季においては、過剰に水分を供給することになり、内水位が上昇し、埋立地内が嫌気化する恐れがある。

本研究では、返送水の水量を絞り、汚濁物質の滞留時間を伸張させるため、返送前に膜分離を行い、浄化されたろ過水を放流、汚濁物質の濃縮水を返送するというプロセスを提案する。一方で、汚濁物質の濃縮水を返送するにあたって、濃縮された塩類等による安定化反応の遅延が懸念される。以上のことから、本研究において、タイ王国の最終処分場の浸出水を対象とし膜処理負荷軽減のための前処理技術として凝集沈殿、曝気処理、砂ろ過、アンモニアストリッピングを用い、前処理としての有効性を検討するとともに毒性削減評価を行った。また、4種類の膜（限外ろ過膜、ナノろ過膜、低压逆浸透膜、高压逆浸透膜）を用いたファウリング試験を実施することで、タイの浸出水処理に適した膜を選定し、浸出水中のファウリング物質の把握を行った。さらに、嫌気培養試験を用いて、濃縮液循環による安定化反応（微生物反応）に及ぼす影響を評価した。

### 3.2 研究方法

#### 3.2.1 調査地の概況並びに実験対象水

対象埋立地は、タイ王国のラムチャバン市の埋立地とし、浸出水の水質変動を把握するとともに、採取した浸出水を前処理や膜処理実験に用いた。図3.1に、ラムチャバン埋立地の概要を示す。ラムチャバン埋立地は全体で5期分の区画に分かれており、主な埋立廃棄物はプラスチック、生ごみ、木くずなどである。全ての埋立区画から発生した浸出水は、図3.1に示すように浸出水集排水管により、直接嫌気性酸化池に流れ込み、その後、好気性酸化池や調整池を経た後に放流される。本研究では、図3.1に示す埋立地およびテストセルの集排水管から直接採取した浸出水と嫌気性酸化池、好気性酸化池、調整池の処理水を対象原水とした(Yamada, Endo et al. 2011)。

#### 3.2.2 前処理と毒性試験フロー
図3.1 ラムチャバン市埋立地の概況と採水地点

テストセル区画と埋立地の浸出水および嫌気性酸化池処理水を対象とし、実験室内で凝集沈殿、砂ろ過、アンモニアストリッピングおよび曝気処理をビーカースケールで施して、処理前後の水質を評価するとともに、OECDテストガイドライン202に基づいて生態毒性（ミジンコ類遊泳阻害試験・致死試験）を評価した。また、埋立浸出水に関しては、各前処理および全処理過程における毒性削減効果を確認するために、単位処理プロセスごとの生態毒性評価を実施した。

#### 3.2.3 膜处理

埋立地浸出水の処理に適した膜を選定するために、限外ろ過膜（UF膜）、ナノろ過膜（NF膜）、低压逆浸透膜（低压RO膜）、高压逆浸透膜（高压RO膜）を用い、クロスフロー式平膜実験装置（図3.2）を使用して、ラボスケールの平膜試験による検討を行った。実験に用いた膜の仕様を表3.1に示す。各膜における膜透過フラックスの変化は、以下の式で表した。

## F/Fw＝ある時間における試料の膜透過フラックス/新膜の初期純水の膜透過フラックス

なお、Fw は、純水を用いて、初期透過フラックスが安定するまで 6 時間以上運転した際の値を使用した。表 3.2 には 4 種類の膜（UF、NF、低压 RO、高压 RO）で行ったファウリング試験の運転条件を示す。膜の種類や運転条件によって経過時間による膜透過フラックスが大きく異なるため、初期試料量(8L)の 50%が処理された時点か、膜透過フラックスが一定になった時点を実験終了時点とした。透過水や濃縮水は運転終了まで定期的にサンプリングし、pH、EC、イオン、重金属などの濃度を把握した。実験終了後、膜は風乾し一部は酸やアルカリ抽出による付着物質の探索に、残りは電子顕微鏡（SEM）による表面観察に利用した。抽出は 0.1 M 水酸化ナトリウム溶液および 0.1 M 塩酸溶液 30 ml に乾燥膜の 4 分の 1 を入れ 12 時間振とうした後、0.45 μm フィルターでろ過し、ろ過液を検液とした。膜表面の観察のために、乾燥した膜をカーボンテープ上に接着し、さらにイオンスパッタ（E-1030, 日立）で膜表面もカーボンコーティングしてから、電界放射型走査電子顕微
図3.2 クロスフロー式平膜実験装置の概略

鏡 (Field Emission-Scanning Electron Microscope, FE-SEM, JSM-7600F) による膜表面の観察を行った。また、エネルギ分散型（Energy Dispersive Spectroscopy, EDS）を用い膜表面に付着物しているものの定性および定量組成分析を行った。

表 3.1 実験に使用した膜の特性一覧

UF (NTU2120)	NF(UTC60)	RO (ES20)	RO (SWC5)
メーカー	日東電工	東レ	日東電工	日東電工
膜材質	Polyolefin	Crosslinked	Crosslinked	Crosslinked
polyamide	aromatic polyamide	aromatic polyamide
操作圧力(MPa)	0.1-0.39	0.3-0.5	0.5-0.6	5.5
pH範囲	2～11	1～6	6-8	6.5～7
残留塩素許容限度(ppm)	<10	-	0(最大1.0)	<0.1
NaCl除去率(%)	-	55 $ ^{1)} $	99.7 $ ^{2)} $	99.8 $ ^{3)} $
分画分子量	20,000	-	-	-

1）評価液：0.05%NaCl 水溶液，操作压力：0.74MPa，水温：25℃、2）評価液：3.2%NaCl 水溶液,操作压力：5.5MPa，水温：25℃，回收率10%、pH6.5-7.0、3）メーカー公称

表3.2 ファウリング試験の設定条件

UF (NTU-2120)	NF(UTC60)	RO (ES20)	RO (SWC5)
供給压(MPa)	1.0	0.35	1.1	5.5
供給流量(L/min)	4.8	4.8	4.7	4.8
供給液温度(℃)	25	25	25	25
供給液の初期pH	7.7	7.9	7.8	7.7
供給液の初期EC(S/m)	1.682	2.3	1.682	1.571

#### 3.2.4 膜処理濃縮液の再循環による埋立地の安定化に及ぼす影響

膜処理濃縮液を埋立地に循環するにあたって、濃縮水に含まれる高濃度の塩類、アンモニア等による埋立地の安定化への阻害が懸念される。安定化反応は、主に微生物反応によって進行するが、その反応の多くは固相から浸み出した溶液を介して行われる。また、埋立地内の反応は、主に嫌気条件下で進行することから、本実験では、模擬浸出水を用いた嫌気培養試験によって、濃縮液循環が微生物反応に及ぼす影響およびその要因について検証した。

模擬浸出水は、人工ゴミ成分（ドックフード:白米:堆肥=7:7:6(湿重量比)）にイオン交換水を固液比1:9となるように添加し、ミキサーにて混合した後、遠心分離（4℃,10000xg,20min）を2回行