Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
2) 第 13 回環境技術学会論文賞，微生物の基質利用性・系統分類に基づく最終処分場の安定度評価, Journal of Environmental Conservation Engineering, 39 (6), 355-364, 2010

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# (2) 埋立地ガス放出緩和技術の浸出水制御機能の比較評価に関する研究

福岡大学

工学部 社会デザイン工学科 松藤 康司

大学院工学研究科 資源循環・環境工学専攻 田中 綾子

平成22～24年度累計予算額：10,816千円

（うち、平成24年度予算額：3,276千円）

予算額は、間接経費を含む。

[要旨]

本研究では埋立構造の違いによる埋立地ガス放出緩和機能及び浸出水制御機能の違いを解明するために、大型埋立実験槽によって得られた発生ガス質及び浸出水質の長期モニタリングデータを用いて検討を行った。また、国内外の文献調査や既往の長期埋立実験のデータを解析し、有機物の液相への分配量とその時間変化の定式化を試みた。本研究において、上記の機能を制御する要因である温度については大型埋立実験槽を恒温室に入れる事でその影響を最小化した。酸素の影響については埋立構造の異なる好気性槽、準好気性槽、嫌気性槽を比較する事によってその要因について検討を行った。浸透水量（降水量）の影響に関しては、降雨条件の異なる時期を比較する事で検討を行った。その結果、廃棄物分解に伴う有機炭素の液相への分配量は降水量の増加に伴って増加することが確認され、各大型埋立実験槽からの浸出水量当たりの溶出速度は全て類似する事がわかった。また、埋立地の酸素供給量の違いがガス化プロセスへの移行時期に影響を与え、溶出量の決定因子となる事も確認された。これらの結果は過去の大型埋立実験結果とも一致しており再現性が確認された。以上の実験結果から、埋立構造(酸素供給量)、及び降水量の影響を反映した“液相分配量予測モデル”を検討した。初めに、実験結果とFOD Waste model の予測値を比較し、定式化への影響要因を検討した。その結果、本モデルで算出した可溶化期間における準好気性埋立の溶出量削減効果は嫌気性埋立に比べ約40～50%の削減効果を示した。今回提唱したモデルを用いる事でアジア地域における埋立地ガス放出緩和技術を、気象条件及び埋立構造の違いから評価する事ができ、埋立地からの温室効果ガスの発生量を精度良く把握する事が出来る。このことから、本研究結果は途上国への埋立地ガス放出緩和技術支援、さらには地球温暖化の防止に繋がると考えられる。

[キーワード] 準好気性埋立構造、浸出水制御機能、埋立構造、FOD Waste model

### 1. はじめに

埋立地ガス放出緩和技術として、嫌気性埋立によるメタン回収技術と2011年7月に「Co-benefit CDM技術」としてIPCCより認定された準好気性埋立によるメタン発生量削減技術がある。この嫌気性埋立によるメタン回収は温室効果ガスの大気放出を削減するだけでなく、エネルギーを回収
できる事から、欧米を中心として実用化され、近年では、中国及びインドネシア等の東南アジア諸国でCDMプロジェクトとして導入され広く普及している。しかし、メタン回収後において廃棄物層に残存する有機物の分解に伴うガスや汚濁物を高濃度に含有する浸出水の発生が続いており、この技術が適用され数十年が経過した欧米諸国において、メタン回収後の埋立地の早期安定化、及び浸出水の負荷低減が課題となっている。この課題に対応するため、ドイツを中心としてメタン回収後の埋立地の廃棄物層にエアーポンプ等を用いて空気を供給する好気性埋立技術が実用化されるなど、廃棄物埋立地の構造は嫌気性埋立から好気性埋立へ移行する傾向がある。また、ヨーロッパでは、降雨が少なく、浸出水による汚染問題が比較的少ないことから、嫌気性埋立によるメタン回収が採用されてきた経緯を考えると、降雨量が多い東南アジア諸国におけるメタン回収技術の適用・普及は上記問題をさらに深刻化させると予想され、そのリスクの定量的評価が必要である。

一方、準好気性埋立は廃棄物の早期安定化や浸出水汚濁負荷の低減を目的として開発された技術であり、上記問題による環境汚染リスクは嫌気性埋立に比べて小さい。しかし、この準好気性埋立構造の機能は埋立地内部の好気的環境を拡大する事、すなわち、好気性分解を促進することによって達成されるため、メタンの発生量は削減されるものの、エネルギーへの転換はできない。一般に、エネルギー転換に比べて、環境汚染負荷低減はコスト評価しにくいため、経済成長を優先する発展途上国においては、準好気性を適用したCDMプロジェクトの採用はメタン回収に比べて少ない状況である。これは、東南アジアの気候を考慮した嫌気性埋立及び準好気性埋立の両埋立構造における浸出水汚濁負荷量に関しての定量的なデータがないことも一因であり、準好気性埋立の浸出水制御機能を定量化し、嫌気性埋立との比較検討が急務である。

## 2 ．研究開発目的

一般に、FOD Waste model に代表されるように、廃棄物の分解に伴う物質フローは、一定条件下で実施された基礎実験によって得られた値を廃棄物の分解基本式に代入することによって求められる。しかし、それらデフォルト値はこれまでの多くの研究者によって研究がなされてきた嫌気性、又は、好気性条件下で求められた値であり、本研究が対象とする準好気性条件に適用した例は無い。また、埋立地の廃棄物層は不均一で、様々な要因の相互作用が起きており、これら埋立地の廃棄物層内の諸現象を考慮する必要がある。

そこで、筆者らは廃棄物埋立地を模擬した大型埋立実験槽に実埋立廃棄物、又は、それら組成に調整した廃棄物を充填し、埋立槽内から発生するガス及び浸出水の質及び量を計測し、得られたデータに基づいて物質収支の定量化を試みている。本研究では、準好気性埋立の浸出水制御機能に影響を与える要因として、有機物を分解する微生物の生育環境を決定する埋立層内の酸素供給量、溶出量を決定する降雨の浸透水量に注目し、特に、酸素は嫌気性埋立との違いを定量化する上で重要な因子であると考え、各要因と浸出水への汚濁物溶出量の関係について検討し、廃棄物の分解に伴う有機汚濁物の液相への分配量の定式化を試みた。

また、液相への分配量の定式化については、筆者らが1997年に提案したガス発生量の予測モデル同様に、液相への分配量を決定する要因として分解性有機物量を無次元化した累積溶出率を適用すると共に、その溶出率を降雨量の式として定式化するなど、各要因の相互作用を表現できる
有機汚濁物の“液相分配量予測モデル”の構築を目指した。

## 3 ．研究開発方法

## （１）浸出水制御機能に与える影響因子の検討

本研究では、液相への分配量の影響因子のうち酸素、降水量及び分解性有機物量について検討することから、酸素供給量(埋立構造)の異なる大型埋立実験槽を研究対象とした。また、降雨量の影響を評価するために、自然降雨を採用した埋立実験で、かつ、長期データを有するH06号大型埋立実験槽のデータを基に解析を行った。さらに、比較検討のため分解性有機物量や降雨量が異なる新6号大型埋立実験槽のデータを用いてH06号大型埋立実験槽から得られた解析結果の妥当性を評価した（図(2)-1）。各実験槽に充填された廃棄物の種類及びそれらの重量や降雨量等の違いを表(2)-1に示す。

図(2)-1 大型埋立実験槽の模式図、（左：H06号、右：新6号）
表(2)-1 大型埋立実験槽の実験条件

実験条件等	H06号	新6号
埋立構造	好気、準好気、嫌気	準好気、嫌気
廃棄物層厚(m)	4.0	4.5
実験槽表面積(m²)	0.28	0.18
実験槽容量(m³)	1.13	0.83
充填廃棄物重量(kg)	864	582
易分解性有機物量*(kg)	56	46
生物分解性有機物量**(kg)	314	130
単位体積重量(t/m³)	0.76	0.70
乾燥組成割合(%)	厨芥	15.1(35.0)***	27.8
紙類	古紙	31.1(20.0)	44.8
パルプ	25.4(20.0)	-
草木類	10.0(10.0)	2.5
プラスチック類	14.4(13.0)	14.1
不燃物	3.6(2.0)	4.8
屋内設定温度(℃)	25	20
降水量(mm/年)	1996~2006年の福岡市平均降水量、1610	前年度の福岡市降水量1400~2000

*：厨芥量、**：厨芥、紙類、草木類、***：カッコ内は湿潤状態の組成割合

H06号大型埋立実験槽に充填した廃棄物は焼却やMBP等の中間処理を行っていない、厨芥等の有機性廃棄物を多く含んだ高含水率の調整廃棄物であり、温室効果ガスの放出が大きいと予測されている開発途上国のごみ組成を模擬したものである。この実験槽は温度調整（室温25℃）した屋内に設置しているため、外気温の変動はなく、廃棄物の分解に与える外気温の影響は少ない。また、降水の代わりとして、過去10年間（1995～2005年）の福岡市の平均月間降水量で散水を行っているため、年間の降水量は一定であるが月間の変動は大きい。H06号の各埋立構造は、好気性槽では底部よりポンプを用いて強制的に空気を流入（5L/min/m³）しており、準好気性槽では底部の浸出水集排水管を大気に開放することにより空気が自然流入する構造である。ただし、H06号の準好気性槽では、実験開始から約26ヶ月目に新たに空気孔(Φ7.8cm)を増設した。嫌気性槽は底部に湍水層を設け、下部からの空気流入を防いだ。全ての実験槽は重量計（測定範囲：0.1～2000kg）上に設置し重量変化を常時計測し、図(2)-2に示す収支式よりガス発生量を求めた。また、可溶性物質の溶出量は浸出水の蒸発残留物の濃度と浸出水量より算出し、蒸発水量はPenman法を基に算出した。

新6号は準好気性と嫌気性の2種の埋立構造を有する大型埋立実験槽で、H06号と同規模の高さ、容量を持つ実験槽である。準好気性槽は集排水管を有するがその上部に空気孔を併設する構造となっている。嫌気性槽はH06号同様に、底部に湍水層を設け、下部からの空気流入を防いだ。これら実験槽にはH06号同様、中間処理を施していない有機物中心の廃棄物が充填されているが、その組成は表(2)-1、表(2)-2に示すとおり、厨芥量はH06号の80%、これに草木や紙類を加えたDOC量は約50％と分解性有機物量がH06号に比べて少ない。また、新6号の降水量は前年度の福岡市の降水量を模擬して散水しているため、年間降水量は1400～2000mm/年と年によって異なり、月間降水量、及び年間降水量も変動している。これらの実験槽も重量計上に設置しておりその重量変化を
常時計測してH06号同様、図(2)-2に示す収支式よりガス発生量を求めた。

表(2)-2 各実験槽の充填廃棄物組成

H06号

充填廃棄物	組成割合	重量	有機物重量	炭素割合	炭素含有量	窒素割合	窒素含有量
(%-wet)	(%-dry)	(kg-wet)	(kg-dry)	(kg-dry)	(%)	(kg)	(%)	(kg)
厨芥	35	15.1	302.4	68.6	56.0	45.8	31.4	4.6	3.2
古紙	20	31.2	172.8	141.4	102.5	51.2	72.4	1.6	2.3
木材	10	10.0	86.4	45.4	44.0	46.4	21.1	1.8	0.8
廃パルプ	20	25.5	172.8	115.4	111.9	73.2	43.2	1.1	1.3
廃プラスチック	13	14.4	112.3	65.4	61.4	73.2	47.9	1.1	0.7
カン・ピン	2	3.6	17.2	16.1	-	-	-	-	-
合計	100.0	-	863.9	452.3	375.8	-	216.0	10.2	8.3
DOC	厨芥+古紙	55.0	-	475.2	210.0	158.5	-	103.8	6.2
厨芥+古紙+草木	65.0	-	561.6	255.4	202.5	-	124.9	8.0
厨+紙+木+バ	78.0	-	734.4	370.8	314.4	-	168.1	-
新6号
充填廃棄物	組成割合	重量	有機物重量	炭素割合 $ ^{*2} $	炭素含有量	窒素割合 $ ^{*2} $	窒素含有量
(%-dry)	(kg-wet) $ ^{*1} $	(kg-dry)	(kg-dry)	(%)	(kg)	(%)	(kg)	(kg)
厨芥	27.8	161.9	56.7	46.4	45.8	26.0	4.6	2.6
古紙	44.8	260.6	91.3	79.9	51.2	46.7	1.6	1.5
草木	2.5	14.6	5.1	4.5	46.4	2.4	1.8	0.1
廃プラスチック	14.1	81.9	28.7	26.6	73.2	21.0	1.1	0.3
不燃	4.6	27.1	9.5	-	-	-	-	-
その他	6.2	36.0	12.6	9.2	-	-	-	-
合計	-	582.0	203.9	166.6	-	96.1	-	4.5
DOC	厨芥+古紙	-	422.5	148.0	126.3	-	72.7	-	4.1
厨芥+古紙+草木	-	437.1	153.1	130.8	-	75.1	-	4.2

※ 1、全体の含水率(64.7%)を元に逆算 ※ 2、H06号における炭素 窒素含有割合を適用

好気性・嫌気性槽	S_{t}=S_{0}+\sum_{t=0}^{n}W_{i,t}-\sum_{t=0}^{n}\left(C_{e1,t}+W_{e1,t}\right)-\sum_{t=0}^{n}\left(C_{f,t}+W_{f,t}\right)
準好気性槽	S_{t}=S_{0}+\sum_{t=0}^{n}W_{i,t}-\sum_{t=0}^{n}\left[\left(C_{e1,t}+W_{e1,t}\right)+\left(C_{e2,t}+W_{e2,t}\right)\right]-\sum_{t=0}^{n}\left(C_{f,t}+W_{f,t}\right)
S_{t}: 廃棄物重量(kg)	S_{0}: 実験開始時における充填廃棄物重量(kg)
W_{i,t}: 人工降雨量(kg)	C_{f,t}: 浸出水中の可溶性物質の溶出量(kg)
W_{f,t}: 浸出水量(kg)	C_{e1,t}: 覆土表面からのガス化量(kg)
C_{e2,t}: 浸出水集排水管及び空気孔からのガス化量(kg)	W_{e1,t}: 覆土表面からの蒸発水量(kg)
W_{e2,t}: 浸出水集排水管及び空気孔からの蒸発水量(kg)

図(2)-2 大型埋立実験槽で用いた物質収支式
## （２）廃棄物の分解に伴う有機汚濁物の液相への炭素分配量の定式化に関する検討

本研究の目的である有機汚濁物の液相への炭素分配量の定式化を検討するに当り、本実験データを基に物質収支式から算出された有機物分解量（炭素換算）、すなわちガス化量と溶出量の合計をFOD Waste Modelにより算出した分解性有機物量（DOC量：炭素量換算量）と比較し、有機汚濁物の溶出期間における分解された廃棄物の種類について検討した。

FOD Waste ModelはIPCCによる温室効果ガス排出インベントリガイドライン2006年版に記載されており、嫌気性埋立地からのCH_{4}発生量を推定する際に用いられ、廃棄物中炭素が嫌気性分解によって分解される速度がベースとなり計算されている。以下に基本式の一部を示す。

$$ \begin{aligned}&CH_{4}Emission_{T}=(DDOC_{T}\times EF)\cdot\cdot\cdot(1)\\&DDOC_{T}=\Sigma(W_{,T}\times DOC_{i}\times(1-e^{-k,i}))\cdot\cdot\cdot(2)\\&EF=DOC_{f}\times MCF\times F\times16/12\cdot\cdot\cdot(3)\\ \end{aligned} $$

$ DDOC_{T}=T $ 年に分解される炭素量， $ W_{i}= $ 埋め立てられた廃棄物の種類別の量(kg)， $ DOC_{i}= $ 埋め立てられた廃棄物の種類別の炭素含有率， $ k_{i}= $ 廃棄物の種類別の一時反応定数，EF= 排出係数， $ DOC_{f}= $ ガス化率，MCF= 好気性分解補正係数，F= 発生ガス中の $ CH_{4} $ 比

本検討では、FOD Waste Modelの各パラメータのうち、 $ DOC_{f} $ ：ガス化率、MCF：好気性分解補正係数、F：生成した埋立地ガスの $ CH_{4} $ 比等のパラメータに関してはデフォルト値を、それ以外のパラメータに本実験の実測値を用いてDOC量を算出した（表(2)-3）。また、このモデルには廃棄物の種類ごとに分解される炭素量を試算できることから、本検討では易分解性有機物である屈芥が分解された場合の分解炭素量を $ DDOC_{Food} $ とし、すべての廃棄物が分解された場合の分解炭素量を $ DDOC_{All} $ として算出した。H06号大型埋立実験槽における分解炭素量（実験値）は、浸出水に溶出された炭素量(TC溶出量)と、ガス化した炭素量( $ CO_{2} $ 、 $ CH_{4} $ 中の炭素量)の合計値とした。

表(2)-3 H-06号大型埋立実験槽における各廃棄物の炭素含有量と

FOD Waste Modelデフオルト値

廃棄物の種類 i	廃棄物重量 W (kg)	DOC	炭素含有量(kg)	半減期 t 1/2 (年)	一時反応定数 k default
H06号	H06号	default	H06号
Food waste	302.4	0.10	0.15 (0.08 - 0.20)	31.4	1.7	0.40 (0.17 - 0.70)
Paper	172.8	0.42	0.40 (0.36 - 0.45)	72.4	9.9	0.07 (0.06 - 0.085)
Disposable nappies	172.8	0.25	0.24 (0.18 - 0.32)	43.2	4.1	0.17 (0.15 - 0.20)
Garden waste	86.4	0.24	0.20 (0.18 - 0.22)	21.1	4.1	0.17 (0.15 - 0.20)

次に、前節において検討した有機汚濁物の液相への炭素分配量に影響を及ぼす因子の結果を基に分配量のモデル化を行った。前節において廃棄物体積あたりの累積浸出水量と累積炭素溶出率の関係曲線は、埋立構造に関係なく分解された有機物が浸出水へ溶出する可溶化期間において、同一の傾きを持った直線を示すことが明らかになった。そこで、可溶化期間における有機汚濁物の液相への分配量のモデルは廃棄物体積当りの累積浸出水量を変数とする基本式で表す事とした（図2）-3）。この基本式の $ S_{dis} $ ：固相からの溶出係数は、前節の検討において得られた累積浸出水量と累積炭素溶出量の対数近似曲線の係数（30.81）を用いた。ここで、固相から溶出した炭素は廃棄物層内を通るみず道を通り系外へ排出される事から、浸出水量は廃棄物中の有効間隙率（30%：サブテーマ3）に寄与する量だけ排出されると考え、浸出水の予測モデルにより求められた浸出水
量に有効間隙率を考慮する式とした（Eq(1)）。また、散水により排出される炭素量は降水量の変化により影響を受けるため、その影響を廃棄物の単位体積当たりの累積浸出水量として考慮した。さらに、可溶化期間における累積浸出水量は浸出水量の算出式と可溶化期間を考慮して作成した(Eq(2))。

また、可溶化期間は埋立構造（酸素供給量）によって異なるため、廃棄物の分解に伴う有機汚濁物の液相への分配量を求めるには、可溶化期間の算出式を構築する必要がある。本研究で用いた二つの大型埋立実験槽（新6号及びH06号）の嫌気性槽では、浸出水中への有機物汚濁物（炭素成分）の液相分配率（溶出率：厨芥ベース）が80％に達すると、可溶化からガス化プロセスへ移行する事が明らかとなったため、嫌気槽における可溶化期間はその溶出率になるまでの期間とし、実験値から算出した。準好気性槽の可溶化期間は、埋立構造の違いが与える埋立層内の好気割合を炭酸ガスメタン比（CO₂/CH₄）で代用し、その値で嫌気の溶出率から計算した期間を可溶化期間とした(Eq(3))。本モデルで用いた各パラメータを表(2)-4に示す。年間降水量や、埋立槽容積、埋立槽表面積、浸出率等は実験条件値、実験の実測値及びそれらの値からの算出値を用いた。

図(2)-3 液相への炭素分配量を考慮した廃棄物中の有機炭素分解量予測モデル
表(2)-4 本モデルで用いた各パラメータ

パラメーター	H06号	新6号	補足
S_{dis}: 固相からの溶出係数	30.81	実測値からの近似値
p: 有効間隙率	0.3	サプテーマ3の計算値
Q_{I}(L/m^{3}): 单位体積当たり累積浸出水量	-	-	実測値から計算
P(mm/年): 年間降水量	1600	1200	実験条件
A(m^{2}): 埋立地表面積	0.28	0.19	実験条件
C(-): 浸出水率	0.85	実測値から計算
Q_{LA}(m^{3}): 埋立地容積	1.13	0.83	実験条件
T_{L}(年): 可溶化期間	An 5.8
Se 2.2	An:2.6
Se:0.9	実測値
DL_{Cmax}(kg): 可溶化期間で溶出される溶出量	An:24.4
Se:18.4	An:21.2
Se:4.4	実測値
W_{kw}(kg): 埋立廃棄物中に含まれる厨芥中の炭素量	31.4	25.9	実験条件
k_{An}(-): 可溶化期間の炭素溶出率(嫌気性)	0.8	実測値から計算
K_{Ae}(-): 炭酸ガスメタン比(CO_{2}/CH_{4})	1.6	2.5	実測値から計算

## 4 ．結果及び考察

## （１）浸出水制御機能に与える影響因子の検討

## 1 ）埋立構造（酸素供給量）の違いによる有機物の溶出傾向

H06号大型埋立実験槽における浸出水中の有機物（強熱減量）の累積溶出量、及び溶出率の経時変化を図(2)-4、図(2)-5に示す。実験開始後70日間における有機物の浸出水への溶出は、好気性槽、準好気性槽及び嫌気性槽のいずれにおいても1kg/月前後でほぼ一定で、埋立構造の差は小さかった。しかし、好気性槽は70日目を境に急速に溶出量は減少し、それ以前の1/10の0.3kg/月以下で推移した。一方、準好気性槽および嫌気性槽では、70日目以降もそれ以前の溶出速度とほぼ等しい速度で有機物の溶出が生じ、準好気性槽では新たに空気孔が設置された約780日目までその溶出は続いた。780日目以降における準好気性槽の溶出速度は好気性槽の70日目以降の速度に等しかった。これに対して、嫌気性槽では1200日目以降、溶出速度は若干緩慢になるが、それ以降も2200日の現時点まで溶出は続いており、2200日経過時点における累積有機物溶出量は好気性が5.1kg、準好気性が19.3kg、および嫌気性が26.4kgであった。好気性槽及び準好気性槽では、浸出水への有機物の溶出速度が急激に低下した時期に、浸出水のpHが中性に達したことから、廃棄物の分解によって可溶化された有機物のガスへの転換が促進されたために、浸出水への溶出が低下したものと推察される。すなわち、酸素供給量が少ないと、溶解性有機物のガスへの転換が遅れるために、浸出水への有機物溶出量が大きくなるものと考えられ、酸素供給量が液相への分配量に与える影響は大きいことがわかった。

更に、この浸出水への溶出量を充填廃棄物中の易分解性有機物（厨芥量）当りの割合（溶出率）で見ると、好気性槽で9.0%、準好気性槽34.5%、嫌気性槽46.5%であり、好気性槽の液相への分配率が非常に小さいことが確認された。また、準好気性槽においても空気孔を新たに設置した780日
目以降の溶出率は4.5％と、70日目以降の好気性の溶出率（4.4％）とほぼ等しい値であったことから、浸出水集排水管から十分な空気の流入が確保されれば、好気性と同等の浸出水制御機能が得られる事がわかった。

図(2)-4 浸出水中の累積有機物溶出量（強熱減量）の経時変化（H06号）

図(2)-5 浸出水中の累積有機物溶出率（易分解性有機物中）の経時変化（H06号）

以上の有機物溶出率を炭素溶出率（充填易分解性有機物中の炭素量31.4kg当りの全炭素溶出量の割合）で見ると（図(2)-6）、嫌気性槽の累積炭素溶出率は検討期間(2200日)において80％以上が溶出しており、実験槽に充填された厨芥の炭素成分のほとんどが液相へ移行していることがわかった。2200日時点においてもガスの発生が少ないことから、H06号嫌気性槽のように可溶化期間が長い場合、易分解性有機物のほとんどが浸出水負荷となり槽外へ流出することがわかった。この時
点での累積炭素溶出率は嫌気性槽で84.3%、準好気性槽で62.1%、好気性槽で17.2%であった。

図(2)-6 易分解性有機物(廚芥)中の炭素溶出率の経時変化（H06号）

ここで既存大型埋立実験槽の新6号における累積炭素溶出率（厨芥中炭素26.0kg当たり）の経時変化（図(2)-7）を見ると、同検討期間(2200日)における嫌気性槽での溶出率は86.8％を示しており、溶出傾向は異なるがH06号の嫌気性槽の溶出率と類似する値を示した。しかし、準好気性槽においては溶出傾向だけでなく溶出率も新6号（40.2%）とH06号（62.1%）で異なる結果を示した。その理由として、H06号準好気性槽では浸出水集排水管の管径を780日目以降改良しており、それ以前の実験槽内部はより嫌気的雰囲気であった。しかし、新6号では実験開始時においてH06号準好気性の改良後と同様の空気孔が設置されていたため、実験槽への酸素供給量が多く溶出率が小さくなったものと考えられる。すなわち、準好気性構造は空気の自然流入により酸素を供給する構造であり、浸出水集排水管の設置条件によって酸素の供給量が異なりそれが溶出率に影響を与える事がわかった。
図(2)-7 易分解性有機物(厨芥)中の炭素溶出率の経時変化（新6号）

次に、窒素成分の浸出水への溶出率について埋立構造別の比較を行った。廃棄物中に含まれる有機性窒素は、まず可溶化により有機態窒素やアンモニア態窒素に分解されるが、その後は、酸素供給量の違いによって硝化反応が優先するのか、硝化に続き脱窒反応まで進行するのかが決まる。過去の研究によって、好気性領域及び嫌気性領域が共存する準好気性埋立構造の場合、硝化・脱窒反応が進行するため、浸出水への窒素成分の溶出が嫌気性埋立に比べて少ないことが明らかになっている。

そこで、累積炭素溶出率同様、各埋立構造について充填した易分解性有機物に含まれている全室素量（3.2kg）に対し浸出水として溶出する累積室素溶出率を比較した（図(2)-8、図(2)-9）。その結果、H06号では検討期間(2200日目)の溶出率は、いずれの実験槽においても累積炭素溶出率に比べて低かった。検討期間においては好気性槽で4.6%、準好気性槽で31.4%、嫌気性槽で36.6%となり、酸素供給量が少ないほど溶出率大きい傾向を示した。次に新6号からの累積室素溶出率を比較すると同様に酸素供給量の少ない嫌気性槽において溶出率が増加したが、その溶出率はH06号とは異なる値を示した。

酸素供給量の違いが窒素溶出に影響を与える理由として、好気性及び準好気性構造では好気性微生物の活性が高いために、可溶化した窒素の一部が微生物内へ取り込まれたことや、硝化・脱室反応による大気への放出、空気供給によるアンモニアストリッピングなどが考えられる。このことは、好気性及び準好気性槽では、窒素の溶出量が減衰する時期においてアンモニア濃度が急激に低下し、その後亜硝酸及び硝酸が検出されることやpHが8～9の弱アルカリ性であることから予想される(図2)-10)。
図(2)-8 易分解性有機物(厨芥)中の窒素溶出率の経時変化（H06号）

図(2)-9 易分解性有機物(厨芥)中の窒素溶出率の経時変化（新6号）
図(2)-10 好気性及び準好気性の可溶化期間における窒素形態別の累積溶出量（H06号）
## 2 ）浸透水量(降水量)が有機物の溶出傾向に与える影響

一般に、廃棄物の分解により可溶化された有機物は、降雨によって発生した浸出水、つまり液相に溶解し、その一部がガスへと変換される。しかし、降水量が埋立地の貯留水量を超えると、溶解された汚濁物は系外へ放出される。また、降水量によって廃棄物層内の気相間隙量が変化するため、好気性及び準好気性埋立構造等の好気性分解を促進する埋立構造の場合、降水量の影響は大きいと予想される。このため、降水量は廃棄物の分解速度及び浸出水中の汚濁物の溶出速度にも影響を与えると考えられる。そこで、H06号の溶出量と降水量の関係（図(2)-11）をみると、降水量が多い期間において溶出量が増加する傾向を示した。特に、可溶化が主体で進行した期間（嫌気性槽：2100日間、準好気性槽：780日間、好気性槽：90日間）においてその傾向は顕著であった。ここで、嫌気性槽及び準好気性槽において可溶化の進行段階である400日から800日目の期間について、最も降水量の多い6月（75.8L）と、降水量の少ない12月（16.6L）における各埋立構造の溶出量を比較すると（表(2)-5）、嫌気性槽の6月の溶出量は2月の溶出量の13倍、準好気性槽では23倍と、降水量に比べ溶出量の増加割合は大きく、特に準好気性槽における増加が大きかった。このことから、準好気性槽では降雨によって廃棄物層内の気相間隙が浸出水によって飽和され、酸素が浸入できない状況になったものと予想され、これによってガス化が抑制され、浸出水への汚濁負荷が上昇したと考えられる。

図(2)-11 H06号大型埋立実験槽における降水量（月毎）の変化
表(2)-5 降水量の異なる時期における溶出量の変化

檢討期間	降水量(L/月)	累積炭素溶出量(kg)
嫌気性	準好気性	好気性
2007年6月:(382~411日)	75.8	2.13	1.81	0.02
2008年2月:(627~655日)	16.6	0.16	0.08	0.01

以上の検討から、降水量が浸出水への汚濁物の溶解を促進すること、及び廃棄物のガス化を抑制することの2つの要因によって浸出水の汚濁負荷を上昇させていることが明らかとなった。そこで、累積浸出水量と累積有機物溶出率との関係図を作成し、降水量と溶出量の無次元化を行い、この両要因の影響について検討した（図(2)-12）。その結果、溶出率の時間変化と異なり、可溶化期間における浸出水への有機物の溶出率は、全ての埋立構造で等しく、いずれも一定の割合であった。このことから、可溶化期間における浸出水への溶出は酸素よりも降水量の影響の方が大きいこと、酸素の影響は可溶化期間の長さに影響していることがわかった。また、溶出期間において、全ての実験槽で浸出水量に対する溶出量が一定である事から、液相への分配量の定式化において埋立構造によらず一つの式で表現する事が出来ると考えられる。ただし、可溶化期間の終了時期については、酸素の影響を考慮した式の作成が必要である。

図(2)-12 累積浸出水量と（易分解性有機物量当たり）累積有機物溶出率との関係

次に、年間降水量の違いが有機物溶出量に与える影響を、H06号(1600mm/年)と新6号（1400～2000mm/年）を比較し、その再現性を確認した（図(2)-13、図(2)-14）。その結果、新6号もH06号同様に、埋立構造に関係なく累積有機物溶出量は浸出水量の増加とともに直線的に増加した。また、準好気性槽は嫌気性槽に比べて、浸出水への溶出期間は短かった。これらのことから、可溶
化した有機物の溶出への降水量の影響が大きいことは確認された。しかし、新6号では、嫌気性槽及び準好気性槽ともに、H06号に比べて浸出水量当りの溶出率の増加率は高く、浸出水への有機物の溶出期間は短かった。この傾向は、易分解性有機物量を無次元化した溶出率においても同様な傾向であった。これらのことから、有機物の浸出水への溶出に易分解性有機物量や降水量以外の要因も影響しているものと考えられるため、その要因を検討した。

新6号とH06号の実験条件のうち、有機物の分解や溶出に影響及ぼす上記影響要因以外の要因として充填密度が挙げられる。充填密度は大気や降雨の浸入量に影響与える重要な要因である。表(2)-1に示すように、新6号の充填密度は0.70、H06号は0.76t/m³と、新6号はH06号に比べて間隙率が高く、新6号はH06号に比べて大気や降雨が浸入し易い状況にある。この影響によって、新6号準好気性槽の有機物の溶出期間はH06号準好気性槽に比べて短かったものと推察される。そこで、降雨の浸入量の影響について、廃棄物の体積当たりの浸出水量を算出し、その値と累積炭素溶出量の関係について検討した（図(2)-15）。その結果、可溶化期間(実験開始初期)での、単位体積当たりの累積浸出水量に対する炭素溶出量は、埋立構造や実験条件の違いに依存しない事が確認された。このことは、廃棄物体積当りの降水量が有機物の溶出量に影響を及ぼすことを示しており、液相への分配量を決定する影響因子は槽当りの降水量ではなく、槽に充填された廃棄物の体積当りの降水量であることがわかった。

図(2)-13 各嫌気性槽からの累積有機物溶出量と累積浸出水量
図(2)-14 各嫌気性槽からの累積有機物溶出率と累積浸出水量
図(2)-15 単位体積量当り累積浸出水量に対する累積炭素溶出量（下拡大図：0～100L/m³）

## （２）廃棄物の分解に伴う有機汚濁物の液相への炭素分配量の定式化に関する検討

## 1 ）FOD Waste Modelと実測値の比較による可溶化期間における分解有機物の種類の検討

図(2)-16に嫌気、及び準好気性槽における分解炭素量とFOD Waste Modelにより予測された $ DDOC_{Food} $ と $ DDOC_{All} $ を示す。まず、嫌気性槽においては、実験期間（2200日間）を通して実験値がモデルによって予測された $ DDOC_{All} $ の値を下回ったが、その値は $ DDOC_{Food} $ と一致した。また、準好気性槽においても、1000日間(36ヶ月間)では嫌気性槽とほぼ同様の傾向を示した。一般に、半減期が最も短い厨芥等の分解が最初に進行することを考えると、本実験値と $ DDOC_{Food} $ が一致した事は理論的に問題なく、可溶化期間における分解廃棄物は厨芥が主体であると言える。本実験値と予測値の $ DDOC_{All} $ に差が生じた理由として、FOD Waste Modelではすべての廃棄物種が埋立処分直後から分解が始まるとし、廃棄物種の分解速度の違いを半減期によって表す式となっているためであると考えられる。ただし、準好気性槽では、ガス化が進行した1100日目(36ヶ月目)以降では実験値と $ DDOC_{Food} $ の値（厨芥が分解された量）に差が生じ、厨芥以外の廃棄物の分解が進行したことが予想された。これは、準好気性槽において好気性分解が活発化した時期と一致しており、好気性微生物による有機物の分解速度が上昇し、厨芥が消失したことによって他の廃棄物の分解が開始されたためと考えられる。以上のように、嫌気性、準好気性の両埋立構造においては、可溶化期間における炭素の分解量は厨芥のみを用いたFOD Waste Modelの予測値と実験値が一致しており、本研究で提案する液相への有機汚濁物の分配量の算出式に用いる各種実験値や係数が妥当で
あることが示唆された。また、半減期が長い廃棄物が埋立処分されている場合や準好気性槽のように好気性分解が主体で進行した場合、嫌気性分解をベースとしているFOD Waste Modelでの予測は難しい事が示唆された。

更に、嫌気性槽、及び準好気性槽におけるFOD Waste Modelを用いた累積メタン排出量の予測値と本実験の実測値を比較する(図(2)-17)。実測値は物質収支により算出したガス発生量を基に、発生ガスのメタン濃度を乗じて算出した。嫌気性槽の実測値では、メタン排出量は45ヶ月(1350日目)以降徐々に上昇したが、FOD Waste Modelの予測値では、実験開始45ヶ月目（360日目）におけるメタン排出量は約20kgであり、本実験の実測値と一致しないことが明らかとなった。また、準好気性槽においてもFOD Waste Modelの予測値と実測値は一致しなかった。しかし、準好気性槽では実験開始から26ヶ月目（780日目）に新たに空気孔を設置し、準好気性本来の機能の回復を図った直後からメタンの発生が確認され、その発生量（メタン排出量）の推移はFOD Waste Modelの推移と類似した。このことから、可溶化期間がほとんどなく、埋立直後からガス化が進行する場合、FOD Waste Modelによるメタン排出量の予測は可能であると考えられる。しかし、降水量が多い地域においては可溶化期間が存在することから、液相への分配量は無視できると仮定したFOD Waste Modelでは液相への分配量のみならず、気相への分配量（ガス化量）を予測することは難しいと考えられる。これは、本モデルが年間降水量が少なく、かつ雨水浸透を極力排除する欧米型の埋立地「Dry Tomb」型の埋立構造を想定しており、廃棄物中の炭素成分の溶出に伴う埋立地系外への排水を無視できると仮定したモデルであるためである。しかしながら、本実験結果から推測すると、降水量の多いアジア・モンスーン地域を想定した埋立地の場合、浸出水と共に排除される炭素成分が多く、その量は廃棄物中分解炭素量の約10～30％となり、その量は無視することはできない。また、FOD Waste ModelではDelay Timeとして最大2年間の分解遅延時間を設定できるが、その遅延期間において分解された有機物量については考慮されていない。H06号大型埋立実験では嫌気性槽の加水分解期が5.8年（2100日）にも及んでおり、この実験結果から判断すると、遅延期間において分解された有機物量（充填厨芥中46.3%）について考慮されていないことがFOD Waste Modelの予測値と実測値に差が生じた原因であると考えられる。
図(2)-16 嫌気性（上）、準好気性（下）における分解炭素量と分解物毎のDDOCの比較
図(2)-17 嫌気性槽（上）、準好気性槽（下）における累積CH_{4}発生量とFOD Waste Model予測結果

## 2 ）本研究において構築した予測モデルの妥当性の検討

本予測モデル（図(2)-3）による液相への炭素成分の分配量が予測可能かについて、H06号、新6号の両実験において可溶化期間の溶出量の予測値と実測値を比較することによって検討した（表(2)-6、図(2)-18）。その結果、嫌気性槽においては両実験とも炭素成分の液相への分配量の予測値と実測値はほぼ一致した。一方、準好気性槽においてもH06号では実測値が予測値に比べて若干低い値であるもの、その溶出傾向は一致する事が確認された。しかし、新6号の準好気性槽では溶出量、及び溶出傾向ともに予測値と実測値は一致しなかった。これは、本予測モデルに用いた埋立地内部の好気状態を表す炭酸ガスメタン比が、新6号の場合、変動が大きかった事が原因であると考える。

以上のように、廃棄物から排出される有機炭素の液相への分配傾向、及び可溶化期間について実測値と予測値は概ね一致する結果となった。このことから、降水量と炭酸ガスメタン比によって好気性の影響を考慮したガス化プロセスへの移行時期を基に構築した固相から液相への炭素分配量の算出式は有用であることがわかった。
表(2)-6 可溶化期間における液相への炭素分配量の予測値と実測値

実験名	埋立構造	予測値 (kg)	実測値 (kg)
H06号	嫌気性	25.1	24.4
準好気性	15.7	18.4
新6号	嫌気性	20.7	21.2
準好気性	9.4	6.4

単位体積あたりの累積浸出水量 $$ L/m^{3} $$

図(2)-18 可溶化期間での溶出量予測と実測値の比較（上：H06号、下：新6号）
## 3 ）本予測モデルを用いた各大型埋立実験槽からの浸出水への分配量、及び削減効果

本研究で提案した予測モデルを用いて、H06号及び新6号の埋立構造別の可溶化期間において浸出水中に溶出される炭素量を算出し比較・検討した（表(2)-7）。その結果、新6号において嫌気性槽では充填廃棄物中全炭素の21.5%、準好気性槽においては9.8%が溶出している。また、分解性有機炭素量であると、嫌気性槽では30%近く準好気性槽では13%近くが浸出水として溶出している事がわかった。ここで両埋立構造の溶出量を比較すると、準好気性槽では嫌気性槽に比べ可溶化期間における浸出水中への炭素溶出量が54%削減する事がわかった。次に、H06号の結果では、同様に嫌気性槽において廃棄物中全炭素の11.6%、準好気性槽では7.2%の溶出率、分解性有機炭素量では嫌気性槽で14.9～24.2%、準好気性槽で9.3～15.1%の溶出率を示し、その削減効果は38%であった。以上の結果から、廃棄物分解に伴う準好気性埋立の浸出水への炭素溶出量は嫌気性埋立に比べ約40%から約50%の削減効果がある事が確認された。

表(2)-7 可溶化期間における埋立構造別の充填炭素量に対する溶出率、及び削減効果

新6号	H06号
炭素含有量	溶出率	炭素含有量	溶出率
嫌気	準好気	削減効果	嫌気	準好気	削減効果
充填廃棄物	(kg)	(%)	(%)	(kg)	(%)	(%)
厨芥	26.0	-	-	-	31.4	-	-	-
古紙	46.7	-	-	-	72.4	-	-	-
木材	2.4	-	-	-	21.1	-	-	-
廃パルプ	-	-	-	-	43.2	-	-	-
廃プラスチック	21.0	-	-	-	47.9	-	-	-
カン・ビン	-	-	-	-	-	-	-	-
充填廃棄物中全炭素	96.1	21.5	9.8	嫌気→準好気54%削減	216.0	11.6	7.2	嫌気→準好気38%削減
DOC	厨芥+古紙	72.7	28.4	12.9	103.8	24.2	15.1
厨芥+古紙+草木	75.1	27.5	12.5	124.9	20.1	12.5
厨+紙+木+パ	-	-	-	168.1	14.9	9.3

## （3） 総合考察

本研究では、各埋立地ガス放出緩和技術が、浸出水中への有機物溶出量に与える影響を、長期大型埋立実験槽の実験結果を用いて比較検討した。その結果、埋立地内への酸素供給量（埋立構造）と降水量が液相への分配量に影響を与えている事がわかった。そこで、それらの影響を考慮した“液相分配量予測モデル”を構築した。

$$ D_{_{L-C}}=S_{_{dis}}\times\rho\times In(Ql)\quad Ql=\frac{P\times A\times C}{Q_{_{LA}}}\times T_{_{L}} $$

$ D_{L-C}\left(\mathrm{kg}\right) $ ：液相炭素分配量、 $ S_{dis} $ ：固相からの溶出係数、 $ \rho(-) $ ：有効間隙率、Ql $ \left(\mathrm{L}/\mathrm{m}^{3}\right) $ ：単位体積当たり累積浸出水量、P（mm/年）：年間降水量、A（ $ m^{2} $ ）：埋立地面積、C（-）：浸出水率、 $ Q_{LA} $ ：埋立地容積（ $ m^{3} $ ）、 $ T_{L} $ （年）：可溶化期間
また、これらの分配量は可溶化期間に影響を受ける事が解り、その可溶化期間の予測モデルとして以下に示す式を構築した。

$$ T_{L}:DL_{C\max}=W_{kw}\times\frac{k_{An}}{K_{Ae}} $$

$ T_{L}:DL_{Cmax} $ に達するまでの期間（年）、 $ DL_{Cmax} $ （kg）:可溶化期間の溶出量、 $ W_{kw} $ （kg）：埋立廃棄物中に含まれる厨芥中の炭素量、 $ k_{An} $ （-）：可溶化期間の炭素溶出率（嫌気性）、 $ K_{Ae} $ （-）：埋立構造別の好気係数（炭酸ガスメタン比）

これらのモデルを用いて、各埋立地ガス放出緩和技術における浸出水への有機汚濁物質の分配量を算出すると、アジア地域の降水量、及びごみ組成を模擬した本実験の大型埋立実験槽では、準好気性埋立の分配量が嫌気性埋立に比べ約40％から50％の削減効果がある事が定量的に確認された。本予測モデルでは埋立構造の違い、および降水量の違いによる影響が反映されており、その汎用性が高い事が考えられる。また、これまで浸出水への炭素溶出による系外への排出量を無視していた欧米に比べ、年間降水量が2～3倍あるアジア地域では、浸出水量の増加に伴う有機物の溶出が危惧される（表(2)-8）。今回提唱した液相への分配量予測モデルを用いる事でアジア地域における埋立地ガス放出の緩和技術の浸出水制御機能を、気象条件及び埋立構造の違いから評価する事ができると共に、埋立地からの温室効果ガスの発生量を精度良く把握する事が出来る。このことから、本研究結果は途上国への埋立地ガス放出緩和技術支援、さらには地球温暖化の防止に繋がると考えられる。

表(2)-8 主要な都市の年間降水量

国(地域)	都市	年間降水量(mm)
アジア
日本	東京	1,467
インドネシア	ジャカルタ	1,903
韓国	ソウル	1,343
タイ	パンコク	1,530
中国	上海(シャンハイ)	1,155
北京(ペキン)	575
香港	2,360
フィリピン	マニラ	1,715
マレーシア	クアラルンプール	2,390
北アメリカ
アメリカ合衆国	サンフランシスコ	501
ニューヨーク	1,123
カナダ	モントリオール	990
ヨーロッパ
イギリス	ロンドン	751
イタリア	ローマ	717
オーストリア	ウィーン	620
スペイン	マドリード	440
デンマーク	コペンハーゲン	615
ドイツ	ベルリン	571
フランス	パリ	648

（出典：2009年度版理科年表）
## 5 ．本研究により得られた成果

## ( 1 ) 科学的意義

これまで、埋立地からの温室効果ガスの発生量は嫌気性埋立を基準に、一定の降水量を用いて算出されていたため、埋立構造(酸素供給量)、気候帯（降水量）、及び廃棄物の種類等の地域特性があまり考慮されていなかった。本研究により、これらの要因が温室効果ガスの発生に及ぼす影響が明確になり、それらを考慮した廃棄物分解に伴う、浸出水への汚濁負荷量の予測モデルが提唱された事で、地域の特性に即したより精度の高い発生ガス量の予測が行えるようになる。この事は様々な気象状況や、廃棄物組成の異なる途上国において、その地域に合ったCDM技術の選択を可能とするものである。

## （２）環境政策への貢献

## ＜行政が既に活用した成果＞

本研究により、「準好気性埋立構造」の地球温暖化効果ガスの削減効果と浸出水による周辺環境への汚濁負荷低減効果が定量化されたことで、本埋立構造がCDM事業としてUNFCCに認可されるにあたって重要な情報源となった。これにより、廃棄物処理処分、特に埋立処分のための財源がない国々へ、埋立処分に特化した資金が投入され、埋立地の改善による周辺環境負荷の低減が可能となり、延いては、地球全体の環境保全に寄与出来る。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

特に記載すべき事項はない。

## 6 ．国際共同研究等の状況

特に記載すべき事項はない

## 7 ．研究成果の発表状況

## ( 1 ) 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1) Osamu Hirata, Yasushi Matsufuji, Ayako Tanaka, Ryuji Yanase (2011) Waste stabilization mechanism by a recirculatory semi-aerobic landfill with the aeration system, Journal of Material Cycles and Waste Management, DOI 10.1007/s10163-011-0036-7.

2) 宇野慎一、除蘇士、澤村啓美、立藤綾子、松藤康司（2012）循環浸出水のリン添加が循環式準好気性埋立構造の廃棄物分解及び浸出水浄化機能に及ぼす影響，都市清掃，Vol.65，No.307，pp.280-284.

3）真次寛、平田修、田中綾子、松藤康司（2012）準好気性埋立構造における生ごみ生分解過程から生成する水分量の予測手法に関する研究，廃棄物資源循環学会論文誌，Vol23，No.6, pp.291-301.