Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
湿潤状態で内径 83mm のカラムに充填し、1 週間大気環境・常温下で放置し、1 週間後に脱型した時に形状を維持するか否かで定性的に行ったほか、土壌硬度計により強度を測定した。またカラム充填後、1 週間の透水係数の変化を追跡した。

## Ⅰ)固結する灰の固結回避法の検討

固結する灰 SH について、固結化させない方法について検討した。固結しない灰 KI との違いは、SH が採取時にクエンチングされていないことである。そのため、CaO あるいは $ \mathrm{Ca(OH)_2} $ が未反応で残存することが固結に寄与していると考え、クエンチング（湿潤－乾燥）過程を繰り返すことを試みた。灰 SH を 2mm 以下に粒度調整し、試料からの成分の流出を許さないように L/S=0.3 程度になるように水を供給して湿潤状態にした。その試料を型に充填して 30℃で乾燥し、その後型から取り出して固結状況の確認をした。これを 1 回の操作とし、この操作を繰り返し行った。固結化の評価は強度で行った。

## オ)同一の灰での「固結化」と「非固結化」が重金属溶出に与える影響

上記の検討から、固結化する灰SHの固結回避法、固結しない灰KIを固結化する方法を確立したので、両方の灰それぞれで「固結する状況」と「固結しない状況」を作り出し、カラムに充填した試料からの重金属類の溶出特性を追跡した。実験系列は表3.2.2-9に示す6つとした。固結する焼却灰SHと固結しない焼却灰KIにおいてそれぞれ「固結する状態」と「固結しない状態」で系列を分け、「固結する状態」は大気雰囲気下で実験を行った。また「固結しない状態」は大気雰囲気とCO₂雰囲気に系列を分けた。CO₂雰囲気とする理由としては、長い年月をかけて進行するエージングを加速して短時間で炭酸化させるためである。各系列につきカラムを2つずつ用意し、試験の実施期間は8週間とした。

表 3.2.2-9 カラム実験系列

系列名	固結	雰囲気	系列名	固結	雰囲気
SH-S-Air	有り	大気	KI-S-Air	有り	大気
SH-U-Air	無し	大気	KI-U-Air	無し	大気
SH-U-CO_{2}	無し	CO_{2}	KI-U-CO_{2}	無し	CO_{2}

それぞれのカラムに充填した試料は、焼却灰SHの「固結する状態」の系には前処理なしのSH-S、「固結しない状態」の系にはクエンチングを繰り返し5回行ったSH-U、焼却灰KIの「固結する状態」の系には$\mathrm{Ca(OH)_2}$を質量割合で10%添加したKI-S、「固結しない状態」の系には前処理なしのKI-Uである。それぞれの試料を粒度調整して2mm以下とした。乾燥状態の試料に対して蒸留水を加えて湿润状態とし、それぞれカラム（内径50mm）に高さ50mmとなるように充填した。大気雰囲気の系については大気下で実験を行い、$\mathrm{CO_2}$雰囲気の系については密閉状態、湿度100%の状態として、1日に1回$\mathrm{CO_2}$パージするデシケータ内で実験を行った。

1 日に一定量の蒸留水をカラム上部から供給して、流出した浸出水を下部に設けたポリ瓶で捕集した。週に1度浸出水を回収し、元素の分析を行った。分析した元素はCa、Na、Pb、Cu、Znの5つである。Ca、Na、Znはフレーム原子吸光光度計を用いて分析を行った。Pb、Cuはフレーム原子吸光光度計では検出限界値以下となったため、グラファイト原子吸光光度計で分析した。カラム試験の開始から8週間後にカラムを解体し、形態分析用の試料を回収した。

## か)固結した状態と非固結の状態における時間経過にともなう金属の存在形態の変化

試験に供する試料は、カラム試験実施前の元試料として、固結する灰SH-S、クエンチングの繰り返しによって固結を抑制したSH-U、固結しない灰KI-U、Ca(OH) $ _{2} $ を質量割合で10%添加することで固結を促進させたKI-Sとし、ばらつきを考慮してそれぞれ3検体で試験を行った。また、前記したカラム
試験実施後の8週経過後の試料も分析対象とした。すなわち、各系列別にSH-S-Air、SH-U-Air、SH-U-CO₂、KI-S-Air、KI-U-Air、KI-U-CO₂である。これらの各試料に対してはそれぞれ1検体ずつ試験を行った。化合形態の推定は、改良BCR逐次抽出法により行った。得られた検液の分析は原子吸光光度計で行った。Ca、Na、Znについては、フレーム原子吸光光度計にて分析した。Cu、Pbはグラファイト原子吸光光度計で分析した。

## b) 結果

7)固結焼却灰における水分との接触条件の変化が塩類放出に与える影響の確認

飽和状態とした後に排水した浸出液によって放出したカリウムと塩素の量を、前節の累積溶出量に加えて図3.2.2-7に示した。図か

図 3.2.2-7 固結焼却灰で放出が収束した後に水分接触条件が変わった時（不飽和→飽和）のKとCl-の放出量の変化（図中の赤い点が飽和排水時）

ら判るように、カラム溶出試験では固結の激しい灰SHではカリウムも塩素イオンも放出が収束しており、13号溶出量にも達していない。今回、飽和排水させることで放出された量は赤い点で示したが、収束の傾向から外れることはなかった。すなわち、固結状態では特定の水みちのみを水分が移動しており、流れ場が変われば、新たな流出が起こるという予測はあたっていなかった。より詳細な検討が必要であるが、今回の結果からは、固結化によって水分の流れない死空間となった領域は、新たな水分の浸入によってたとえ飽和状態となっても依然として死空間で有り続け、そこからの溶出は起こらないと言える。

イ) 固結しない灰の固結化の検討

900℃加熱、$\mathrm{Ca(OH)_2}$ 添加、および未処理のKIでの大気環境下放置1週間後の発現強度を図3.2.2-8に示す。900℃加熱により脱炭酸し、$\mathrm{CaCO_3\rightarrow CaO}$ となったことが強度の増大につながっている。型枠からの脱型時においても崩壊することなく、形状を維持した。すなわち、脱炭酸は固結しない灰を、固結する性状に変化させる効果がある。$\mathrm{Ca(OH)_2}$ 添加も同様に、脱型時に崩壊することなく、形状を維持すると共に、強度発現も起こっている。これらより、未反応の$\mathrm{CaO}$、$\mathrm{Ca(OH)_2}$ が焼却灰の固結化に強く関与していることがわかる。

次に、両者について透水試験を実施し、固結化に伴う透水係数を追跡した。結果は示さないが、900℃加熱試料では、透水係数測定実験の初期段階の上向流による飽和時に、表面にカルシウムが析出し、固結強度の低下が起こった。これは、CaOが極めて易溶性であるために、水分との接触で溶解し、固結化に寄与できなくなったためであると考えられる。そのため、透水係数の低下は確認されず、未処理と同等となった。

図 3.2.2-8 固結しない焼却灰の固結促進化(900℃加熱、Ca(OH) $ _{2} $ 添加による固結促進条件での強度発現)
一方、$\mathrm{Ca(OH)_2}$ 添加した灰では、そのような $\mathrm{Ca}$ の流亡は起こらず、固結状態を維持すると共に、透水係数の低下も確認された。そのため、重金属溶出を追跡するカラム実験の際には、KI の固結化の手段として、$\mathrm{Ca(OH)_2}$ 添加の方法を選択することとした。

か）固結する灰の固結回避法の検討

クエンチング操作（湿潤－乾燥）の繰り返し回数とSHの発現強度を図3.2.2-9に示す。図より、1回程度の操作では、以前として200kg/cm²程度の強度を呈しているが、その後、急激に強度は低下し、型枠から取り出す際も崩れるようになった。図中には固結しない灰KIの支持力も示したが、2回以上の繰り返しでSHの強度はKIと同等となった。以上

図 3.2.2-9 固結する灰 SH の湿潤乾燥繰り返しによる固結回避（発現強度の低下）

より、重金属溶出について検討する際の、SH の固結しない状況は、5 回の湿潤－乾燥工程を繰り返して作り出すこととした。

## I ) 同一の灰での「固結化」と「非固結化」が重金属溶出に与える影響

8 週間継続したカラム試験における pH、Ca、Pb、Zn の累積溶出量を図 3.2.2-10、図 3.2.2-11、図 3.2.2-12、図 3.2.2-13 に示す。

まず、pHは、両灰とも、固結するとpHは初期に13.5以上と極めて高く、その後若干低下するものの12以上を維持した。固結を回避した系では、大気雰囲気下では10～11程度とやや低下する傾向にあり、CO₂雰囲気下では7まで低下した。

Ca の累積溶出は、固結系の一部では、抑制されたが、固結しない灰 KI に $ \mathrm{Ca(OH)_2} $ を添加して固結化を促進させ KI-S-Air で上昇傾向にあった。最も顕著な溶出が起こったのは、固結を回避した系での $ CO_2 $ 雰囲気である。これは、SH においては浸潤乾燥の繰り返しにより生成された calcite が、また KI においては元々存在していた calcite が pH の低下により溶出しているためであると考えられる。すなわち、固結回避をしていても、本研究で設定したような極端な $ CO_2 $ 暴露環境下は、浸透水中の炭酸濃度上昇による pH の低下で、含有金属の溶出につながる恐れがあると言える。

図 3.2.2-10 長期カラム試験における pH の変化（左：灰 SH、右：灰 KI）
図 3.2.2-11 長期カラム試験における Ca の累積溶出（左：灰 SH、右：灰 KI）

重金属に関しては、Pb の溶出が顕著に起こったのは、いずれの灰においても固結させた系（SH-S-Air、KI-S-Air）であり、いずれにおいても溶出は継続傾向にあった。これは、図3.2.2-10に示したとおり、固結系では、通気性や透水性の低下で炭酸化が阻害され、高pHの上昇が続くために、両性金属であるPb の溶出が促進されたものと考えられる。この点から、固結は強アルカリで溶出する重金属の放出抑制には機能しないと言える。一方、Zn については、Pb 同様に固結系では、SH においてpHの高い初期に著しい溶出が確認されたが、以降の溶出は微量であった。ただし、Ca と同様にpHが7付近にまで低下したCO₂暴露系では、図3.2.2-13に示すとおり溶出は継続し、13号溶出試験の値を遙かに上回るものとなった。Ca の溶出と同様の原因であると考えられる。

図 3.2.2-12 長期カラム試験における Pb の累積溶出（左：灰 SH、右：灰 KI）

図 3.2.2-13 長期カラム試験における Zn の累積溶出（左：灰 SH、右：灰 KI）
以上の長期カラム溶出試験からわかることは、焼却灰の固結化は、塩類の放出抑制には貢献するものの、内部の高pH状態の継続に繋がり、両性金属の溶出を促すこととなる。したがって、重金属放出の観点からは固結化は回避されるべきである。一方、極端な $ CO_{2} $ 暴露等により、焼却灰のpHが7程度にまで低下することは、calciteやZn等の溶解を促進することから、これもまた避けられるべきである。今回、最も溶出が抑制されたのは、固結化を回避した状態で、大気環境下におかれたものであった。これらについては、pHは10～11であり、多くの金属の溶解度曲線が最も低くなるpHに近いレンジであり、このような状態が維持されることが重金属類の放出抑制に繋がるものであると思われた。固結抑制は、未反応のCaを $ CaCO_{3} $ に変化させる事である。 $ CaCO_{3} $ が以降の層内環境におけるpHの緩衝剤となれば、例えば、水中のcalciteの平衡pHは9.9、大気環境下で350ppmの $ CO_{2} $ が存在する場合のcalciteの平衡pHは8.3である。したがって、焼却灰中に存在するCaがcalciteに変化し、それが長期的に存在し続ければ、極端な重金属類の溶出は起こらないことが期待される。すなわち、焼却灰中のCaを炭酸化させ、固結を防ぐことは、重金属類の溶出抑制に有効である。

## e) 固結した状態と非固結の状態における時間経過にともなう金属の存在形態の変化

図 3.2.2-14 と図 3.2.2-15 に、各灰の固結可能状態の固結前(-S)、固結可能状態の固結後(-S-Air)、元々

図 3.2.2-14 Ca の存在形態の変化（左：灰 SH、右：灰 KI）

図 3.2.2-15 Pb の存在形態の変化（左：灰 SH、右：灰 KI）

固結しない状態、もしくは固結回避状態(-U)、固結回避状態での8週の実験後(-U-Air もしくは-U-CO_{2})のCaとPbの形態を示した。Caは、いずれの灰においても固結する系では、元々は水溶性と酸中和画分が多いが、固結を回避する系ではそれら易溶成分が無くなり、酸可溶性の割合が多くなる。これはすなわち、CaOやCa(OH)_{2}からCaCO_{3}への変化を示している。相対的な割合であるが、8週経過することで、酸可溶性以降の難溶性割合が増える傾向にある。一方、Pbにおいては、元々から酸可溶性あるいは還元性画分が大半を占め、実験によって大きくは変化しなかった。
## (5) まとめ

焼却灰の固結が透水係数低下、塩類溶出、重金属放出に与える影響を検討した。以下の成果を得た。

・複数の焼却灰を対象にした固結化および透水性の確認から、顕著に固結し、透水性が低下する灰が存在することが確認できた。

・焼却灰 SH は、2 ヶ月の試験期間で固結によって透水性が 80~90%減少した（1/10 となった）。固結しない焼却灰 KI も透水性の減少がみられたが、空隙率の減少によるものであった。

固結する焼却灰 SH の塩類の洗い出しは、本来、一価で移動性の高い Cs、K、Cl も 13 号溶出試験における溶出量の 6 割程度にしか達せず、溶出が抑制される傾向にあった。これらの溶出は L/S=6 程度で停止する傾向にあり、13 号試験での溶出量に達する可能性は極めて低かった。

・一方、固結しない焼却灰 KI は、洗い出しは順調に進行し、累積溶出量は 13 号試験の溶出量に到達した。すなわち固結が生じなければ、13 号試験で溶出する量のものは確実に洗い出されるといえる。

これらの結果から、固結が透水性を低下させ、結果的に洗い出されるはずであったものを焼却灰層に閉じこめる作用を持つことが解った。

・ X 線回折、熱重量分析の結果から、焼却灰の固結は $ \mathrm{Ca(OH)_2 + CO_2 \rightarrow CaCO_3 + H_2O} $ の反応によって炭酸カルシウムが増加することにより進行すると考えられた。

・焼却灰の固結により抑制された塩類の放出は、水の流れ場が変わっても抑制され続けた。

固結する灰の固結回避には湿潤・乾燥操作の繰り返しが効果的であった。理由は、未反応のCa化合物の炭酸化を促進しためと考えられた。

・固結しない灰を固結化するには、900℃による脱炭酸化もしくは $ \mathrm{Ca(OH)_2} $ の添加が有効であった。

固結により高 pH の状態が維持されることは、Pb などの両性金属の溶出を促した。一方、極端な炭酸化等で pH が中性付近に落ちること Ca や Zn の放出を増大させた。固結を回避した状態で、calcite によって層内の pH が緩衝され続ければ重金属の溶出リスクは小さい。

## 参考文献

花嶋正孝（1998）今後の廃棄物埋立研究の手法, LS研ニュースレター, Vol.4, No.6.

今井敏夫, 朝倉 宏, 遠藤和人, 井上雄三 (2006) 埋立処分された都市ごみ焼却主灰の固化メカニズム, 第 17 回廃棄物学会研究発表会講演論文集, pp.971-973.

東條安匡，田中信壽，松藤敏彥，松尾孝之（2002）焼却灰層内の不飽和水分移動に関する実験的研究，土木学会論文集, No.720/VII-25, pp.77-88.

今井敏夫, 朝倉 宏, 遠藤和人, 井上雄三 (2007) 混合埋立による都市ごみ焼却主灰の固化抑制, 第 18 回廃棄物学会研究発表会講演論文集, pp.827-829.

花嶋正孝, 松藤康司 (1986) 「焼却灰」の埋立特性と今後の課題, 都市清掃, Vol.39, No.150, pp.15-23.

花嶋正孝 他（1988）廃棄物の土質工学的特性への取り組みと課題, 都市清掃, Vol.41, No.163, pp.148-167.

平田登基男 他 (1987) プラスチック混入率が土質力学特性に及ぼす影響, 第8回全国都市清掃研究発表会講演論文集, pp.187-190.

土居洋一，今泉繁良，山田充彦（2000）一般産棄物焼却灰の土質特性の経時変化，土木学会論文集，No.659/Ⅲ-52, pp.203-112.
#### 3.2.3 廃棄物の混合による物性改善効果の評価

## (1) はじめに

日本は国土が狭く最終処分場用地の確保が極めて困難なことから、焼却による減量化、無害化、安定化を図った後、残渣を管理型処分場に埋立処理することを廃棄物処理の基本としてきた。このため現在では、一般廃棄物の約80％が焼却され埋立ごみの大半が焼却残渣で占められるようになった（樋口、2003）。

一般廃棄物処分場の主要な埋立物である焼却灰には、未燃分等からなる有機物が含まれている。早期安定化のためには、こうした有機物は速やかに分解される必要があるが、粒子が細かいために通気性が悪く、好気的分解に必要な大気中の酸素の進入を防げるため、有機物の分解に長い期間が必要となる。早期安定化を目指すために、経済的かつ安全的かつ確実な埋立処理技術が求められる。現在までに多くの研究で、好気的な雰囲気が廃棄物の早期安定化に良い影響を及ぼすことが示されているが、具体的に埋立廃棄物内部の好気的な雰囲気を高める研究は少ない。そこで本研究では、実際の埋立地で実現可能で、好気的な雰囲気を高める手法について検討した。

好気的な雰囲気を作り出す方法の一つとして、埋立層内部の通気性を上げ、外気の内部進入を向上させ、有機物の好気性分解を促進する方法が考えられる。主要な埋立物である焼却灰の通気性が悪く、好気的分解に必要な大気中酸素の進入を妨げている原因は、粒子が細かいためである。すなわち、通気性を向上させるためには、大きな粒子を持つ他の廃棄物を混合してから埋め立てるという手段が考えられる。そこで、本研究では、混合する廃棄物として、焼却灰以外の主要な埋立物である不燃破砕残渣を選定し、通気性の向上、大気侵入の向上が可能かを検討した。

外気の内部進入の駆動力は、内外温度差（移流）と濃度勾配（拡散）である。有機物の分解により内部が高温となるため、ガスの上昇流が生じる。また、分解によって内部の酸素濃度が低下するため、外気中の酸素が拡散進入する。そのため、大気侵入を評価するためには、これらの流れ（移流と拡散）に寄与する物理特性が重要となる。そこで、移流分を評価するために透気係数、拡散分を評価するために屈曲率を測定対象とした。具体的には、通気性を向上させると考えられる不燃破砕残渣を焼却灰へ混合し、その割合を変化させて、その時の透気係数と屈曲率を測定した。

## (2) 理論

外気の内部進入の駆動力は、分解反応熱に伴う気体の上昇などによる内外温度差（移流）と分解反応によって生じる濃度勾配（拡散）二通りである。移流は透気係数で評価する。拡散は屈曲率で評価する。

## a) 多孔体中のガスの流れ

## 7 ) 透気係数

透気係数は、総気圧勾配に応じて多孔質体におけるガスの対流を制御する。ダルシー則に基づいて、式(1)によって表される以下の関係によって透気係数を測定することができる。固有透気係数 K（ガス存在下の多孔質体だけに依存）は、式(2)を使用して推定できる。

$$ K_{\mathrm{g}}=\frac{v L}{P_{0}-P_{L}} $$
$$ K=\varepsilon K_{_{g}} $$

$ K_{g} $ はガスの透気性 $ \left(\mathrm{m}^{2}\mathrm{Pa}^{-1}\mathrm{s}^{-1}\right) $ 、ν はダルシーのガス流速（m/s）、L は起点からの距離、 $ P_{0} $ は起点の圧力（Pa）、 $ P_{L} $ は距離 L での圧力（Pa）、K は固有透気係数（ $ m^{2} $ ）そして ε はガス粘性（Pas）である。

## (1) 屈曲率

多孔質体の構造は毛管モデルで表わせる。毛管モデルでは、定半径のチューブの集合で細孔径を表現する。廃棄物層内は気相、液相、固相に分類できる。ガス種が二つ以上ある系の中で濃度差が生じると、濃度を均等に保つために成分分子の移動が生じる。圧力が一定の条件で、拡散について Stephan-Maxwell 方程式が成り立つ（Kallel, 2004）。

$$ -\frac{P}{RT}\frac{\partial x_{1}}{\partial z}=(\frac{N^{D}{}_{1}x_{2}-N^{D}{}_{2}x_{1}}{D^{0}{}_{12}})\frac{\xi}{\varepsilon}\quad\qquad\cdots\cdots\qquad 式 \quad(3) $$

P は全圧（Pa）、R は気体定数（ $ m^{3}Pa\ mol^{-1}K^{-1} $ ）、T は温度（K）、i,j はガスの種類、 $ x_{i} $ は組成 i のモル分率、 $ D_{ij}^{0} $ は混合気体 i,j の気体拡散係数（ $ m^{2}s^{-1} $ ）、 $ N_{i}^{D} $ は構成要素 i の拡散流（ $ mol\ m^{-2}s^{-1} $ ）、z は空間座標（m）である。

二つの気体のうち一つは当初存在し、そして二つ目の気体が導入されたとき、以下が成り立つ。

$$ \begin{aligned}&x_{1}+x_{2}=1\\&N^{\mathrm{D}}_{1}+N^{\mathrm{D}}_{2}=0\\ \end{aligned} $$

式（3）を変形し

$$ -\frac{P}{RT}\frac{\partial x_{1}}{\partial z}=\frac{N^{D}{}_{1}}{D^{0}{}_{12}}\frac{\xi}{\varepsilon} $$

物質保存則と気体が反応しない条件で、次式が成り立つ。

$$ -\varepsilon\frac{P}{RT}\frac{\partial x_{1}}{\partial t}=\frac{\partial N^{D}{}_{1}}{\partial z} $$

式（7）が式(6)の解として、下記の式が得られる。

$$ \frac{\partial^{2}x_{1}}{\partial z}=(\frac{\xi}{D^{0}{}_{12}})\frac{\partial x_{1}}{\partial t} $$

実験している間に濃度の変化がカラムの底部に届かないと仮定する。式（8）の解として、下記のように書ける。erfは誤差関数である。

$$ x_{1}(z,t)=1-erf(\frac{1}{2}\frac{\sqrt{\xi}}{\sqrt{D_{_{12}}^{0}}}\frac{z}{\sqrt{t}}) $$

## b) 埋立地下部からの酸素諸費速度

田中ら(1986)によると、気相による酸素が埋立地下部から進入の機構は、分解反応熱などによる内外の温度差と濃度差によって、廃棄物層下部の大気開放されている集排水管から空気が流入することによる。層内と外気の温度差による移流と濃度勾配による拡散フラックスが伴うとき酸素進入距離に関する以下の関係式が成立する。

$$ \left(\wedge-L\right)-\left(\frac{1}{\alpha}\right)\left[1-\exp\left\{-\alpha\left(\wedge-L\right)\right\}\right]=0.21\frac{\alpha}{\beta}\quad\cdots\cdots\quad\textrm{ 式 } $$

ここで、
$$ \begin{aligned}&\alpha=\frac{\xi}{\varepsilon}\frac{RT}{P}\Bigg(\frac{1}{DK_{1}}+\frac{0.21}{D_{12}}+\frac{0.79}{D_{13}}\Bigg)\Big(-F\Big)\\ &\beta=\frac{\xi}{\varepsilon}\frac{RT}{P}\Bigg(\frac{1}{DK_{1}}+\frac{0.21}{D_{12}}+\frac{0.79}{D_{13}}\Bigg)\Big(-R\Big)\\ \end{aligned} $$

ここで、 $ (\wedge-\mathrm{L}) $ は酸素の進入深さ（m）であり、P は全圧(Pa)、R は気体定数（8.314 m³·Pa/mol/K）、T は温度（K）、 $ D_{ij} $ は混合ガスのガス拡散係数（m²/s）（下添えは1：酸素（以下 O₂）、2：二酸化炭素（以下 CO₂）、3：窒素（以下 N₂）+アルゴン（以下 Ar））、 $ D_{k1} $ は酸素のクヌーセン拡散係数（一）、ξは屈曲度係数（一）、εは空隙率（一）はFは移流ガスフ

図 3.2.3-1 酸素進入深さの概略図

ラックス（ $ mol/m^{2}/s $ ）、-Rは酸素消費速度（ $ mol/m^{3}/s $ ）である。

廃棄物層内酸素進入深さの概略を図3.2.3-1に示した。廃棄物層内の酸素消費が進むと層内が嫌気状態になり、酸素が廃棄物層下部の排水管から進入する。酸素が存在する層内の高さが酸素進入深さとなる。

## c) 廃棄物の酸素消費速度

有機物好気性生物分解は、好気性菌または通性嫌気性菌が酸素を消費することで、炭酸ガスと水に分解する。つまり一定重量の廃棄物において発生した炭酸ガスの濃度を測定することで、その廃棄物の酸素消費量を知ることができる。

本研究では、WTW 社製オキシトップ（以下 Oxitop）を使用した。この器具は、密封容器内において廃棄物の好気的分解を行い、容器内で発生した炭酸ガスを水酸化ナトリウム（以下 NaOH）に吸着させることで起こる容器内圧力減少を経時的に測定することで酸素消費量を測定する。経時変化によって圧力差が生じることは、容器内の CO₂ が NaOH に吸収されたことを示している。また密閉された容器内に CO₂ が無限に存在することはないため、容器内の圧力が減少し続けることは、微生物が廃棄物を分解した結果、O₂ を CO₂ に変換したと考えられる。測定された圧力の差を酸素消費量に変換する式は、理想気体の方程式から導かれる(Baumann, 1990)。

$$ n=\frac{P\cdot V}{R\cdot T}\quad\cdots\cdots\quad 式 (11) $$

ここで、n: 吸収された $ CO_{2} $ モル数 (mol)、p: 圧力差 (Pa)、V: 容器体積 ( $ m^{3} $ )、R: 気体定数 (8314 J/mol/K)、T: 培養温度 (K) である。

本研究では、p を hPa、体積を mL、培養温度を 35.0 ℃ の条件で実験を行ったため、気体定数を導入し、式（11）を変換すると

$$ n=P\cdot V\cdot3930\cdot10^{-8}\quad\quad\cdots\cdots\quad\quad 式 (12) $$

となる。n：吸収された$\mathrm{CO}_{2}$ モル数（mol）、$p$：圧力差（hPa）、$V$：容器体積（mL）である。ここで算出された$\mathrm{CO}_{2}$ モル数は有機物好気性分解の略式により分解される$\mathrm{O}_{2}$ のモル数と等しいといえる。さらに、この値を実験時間$t$と試料$M$の質量で割ると、廃棄物の単位体積、単位時間当たりの酸素消費量が算出される。

$$ \theta\quad( 廃棄物 \emptyset 酸素消費量 )\quad=n/t/M\quad\left(mol-O_{2}/g/h\right) $$

(3)試料と実験方法
## a) 试料探取

本研究では、埋立廃棄物として一般廃棄物焼却主灰、不燃破砕残渣を用いて実験した。焼却灰は2012年10月18日に国内の一般廃棄物清掃工場（焼却、ストーカ式）にて採取、破砕残渣は2013年10月9日に国内の一般廃棄物最終処分場にて採取した。また、これらを9.5 mmのふるいにかけたものを用意した（図3.2.3-2）。

烧却灰

焼却灰（9.5 mm ふるい後）

不燃破碎残渣

不燃破碎残渣（9.5 mm ふるい後）

図 3.2.3-2 試料の写真

## b) 試料の基礎特性

試料の基礎特性として、密度、粒度、含水率を測定した。

## c) 透気係数

本実験で使用する試料は、あらかじめ9.5 mmのふるいにかけたものを用いた。試料をカラム（図3.2.3-3）に充填した。この時、試料間の空隙を減らすために、時々試料をプラスチック製ランマーを用いて叩き、充填した。

蛇口付の1.0 Lのポリ瓶とカラムの下部をつなぎ、ポリ瓶から蒸留水を注ぎカラム内を蒸留水で満たした。この時、ポリ瓶をカラムよりも高い設置することで、水圧によりカラム内を蒸留水で満たした。12～24時間放置した後、カラムを横に倒し、通

図 3.2.3-3 カラムの写真と概念図
気口、通水口、p、p'をすべて空け、24時間重力脱水を行った。

通気口、通水口をすべて塞ぎ、pと流量計、 $ N_{2} $ ガスボンベをつなぎ、p1とp2を差圧計でつないだ。ガスボンベの栓を開け、カラム内に $ N_{2} $ を流入させたときのp1とp2の差圧と流量を測定した。同じようにp1とp3、p1とp4の差圧と流量を測定した。測定した記録より以下の式を用いて透気係数を求めた（図3.2.3-4）。これを3回行い、平均をとった。

## d) 屈曲率

透気係数の測定が終了した後、そのまま$\mathrm{N}_{2}$を流し続けカラム内を$\mathrm{N}_{2}$で満たした。その後、p、p'をふさぎ$\mathrm{N}_{2}$を止めた。pからArを注入し始めるとともにストップウォッチで時間の計測を開始した。この時、Ar注入用のチューブは針状となっており、注入量はカラムの反形状の空隙にArが満たされる程度を少量をとした。また、Arの流量を統一するために、ガスボンベとAr注入用のチューブの間に流量計をつなぎ、流量を2mLと

図 3.2.3-4 透気係数の測定

図 3.2.3-5 屈曲率の測定

した。1.0 mL のシリンジを用いて p1 からガスを 0.6 mL 採取し、ガスクロに注入して分析し、採取時の時間を記録した。この時、ガスクロでの分析時間は 5 分間とした。同じように p2、p3、p4 からガスを 0.6 mL 採取し分析した（図 3.2.3-5）。これを 4 回繰り返した。測定した記録を用いて、カラム内の Ar 気体のモル分率を求めた。その後、誤差関数を用いて屈曲率を求めた。z: P からガス採取口の距離 (m)、t: ガス採取した時の時間（s）、ξ: 屈曲率、 $ D_{12}^{0} $ : 拡散係数（ $ 1.87 \times 10^{-5} ~m^{2}/s $ ）である。これを 3 回行い、平均をとった。

## e) 酸素消费速度

本実験で使用する試料は、あらかじめ9.5 mmのふるいにかけた試料を用いた。植種溶液は、土壌抽出水を採用した。質量体積比10%（w/v）の土壌抽出水を植種溶液とした。500 mlのポリ瓶にBOD栄養緩衝液ピロー6 mLサイズ（HACH）を1000倍希釈したものを入れ、これを栄養塩類含有緩衝液とした。OxiTop容器に試料20 g、蒸留水18 mLを入れた。この時、溶解液がアルカリ性を示す場合があり、アルカリ性環境下では水素が発生することが報告されていることから（鈴木和将、2009）、試料の測定時に、圧力に影響を及ぼし、正しい値を測定できない可能性があった。そのため、試料の測定時には塩酸（1+2）溶液で適宜中和を施し、およそpH7.0の値に調整した。その後、栄養塩類含有緩衝液0.5 mLと土壌植種溶液1 mLを測り取り、OxiTop容器に入れ、かき混ぜた。容器上部にあるゴム管内にCO₂吸収用の水酸化ナトリウムを3 gずつ顆粒状のまま入れ、測定へッドを閉めた。これを3つ作り、試料容器をインキュベーター内へ移し、35.0 ℃で管理を行った。OxiTopコントローラーを取扱書に従って操作し、圧力測定を開始した。各試料につき3つずつ測定し、14日間の経時変化を記録した。

f) 焼却灰への不燃破砕残渣混合による透気性の向上
本実験は、焼却灰の通気性を上げるため、不燃破砕残渣を用いて焼却灰と表3.2.3-1の割合で混合した。試料混合した後、透気係数と屈曲率、水分特性曲線を求めた。

表 3.2.3-1 焼却灰に対する不燃破砕残渣の割合

RUN1	RUN2	RUN3	RUN4	RUN5
烧却灰（vol%）	100	95	90	85	80
不燃破碎残渣（vol%）	0	5	10	15	20
RUN6	RUN7	RUN8	RUN9	RUN10
烧却灰（vol%）	75	70	65	60	0
不燃破碎残渣（vol%）	25	30	35	40	100

## (4) 実験結果

## a) 試料の基礎特性

各試料についての特性値を表3.2.3-2に、各試料の粒径分布を図3.2.3-6に示した。

表 3.2.3–2 試料の基礎特性

密度 (g/cm³)	含水率 (元の試料) (%)	含水率 (9.5mm以上) (%)	含水率 (9.5mm以下) (%)
焼却灰	2.13	46.93	19.20	47.19
不燃破碎残渣	2.32	3.01	1.90	0.13

図 3.2.3-6 試料の粒径分布

b) 透気係数、屈曲率、酸素消費速度

焼却灰と不燃破砕残渣の混合物に対する透気係数を以下の表3.2.3-3、図3.2.3-7に示した。

表 3.2.3-3 焼却灰と不燃破砕残渣の混合物に対する透気係数

RUN1	RUN2	RUN3	RUN4	RUN5
透気係数（m²）	6.10E-12	1.40E-11	9.03E-11	1.42E-10	1.67E-10
RUN6	RUN7	RUN8	RUN9	RUN10
透気係数（m²）	1.88E-10	2.57E-10	2.10E-10	2.68E-10	5.49E-10
図 3.2.3-7 焼却灰と不燃破砕残渣の混合物に対する透気係数

透気係数は、混合率が上がるごとに上昇し、40%の添加で約2桁改善した。焼却灰と不燃破砕残渣の混合物に対する屈曲率を以下の表3.2.3-4、図3.2.3-8示した。

表 3.2.3-4 焼却灰と不燃破砕残渣の混合物に対する屈曲率

RUN1	RUN2	RUN3	RUN4	RUN5
屈曲率（—）	2.49	0.83	0.81	1.43	1.98
RUN6	RUN7	RUN8	RUN9	RUN10
屈曲率（—）	3.28	2.61	1.19	2.30	2.33

図 3.2.3-8 焼却灰と不燃破砕残渣の混合物に対する屈曲率

経過時間に対する焼却灰と不燃破砕残渣の容器内圧力変化を、図3.2.3-9、図3.2.3-10に示した。容器内の圧力が減少していることから、容器中の $ CO_{2} $ がNaOHに吸収されていることがわかる。

圧力の減少より求めた酸素消費速度を表3.2.3-5に示す。
図 3.2.3-9 経過時間に対する焼却灰の容器内圧力変化

図 3.2.3-10 経過時間に対する不燃破砕残渣の容器内压力変化

表 3.2.3-5 焼却灰と不燃破碎残渣の酸素諸費速度

酸素諸費速度
(mmol−O₂/d/kg)
焼却灰	1.55
不燃破碎残渣	0.17

(5)考察

a) 焼却灰への不燃破砕残渣混合による埋立地下部からの酸素進入

得られた透気係数と屈曲率から、外気に含まれる酸素が埋立層内に進入する深さをシミュレーション計算し。その結果を図3.2.3-11に示す。

温度差が無い場合は、内外の酸素濃度勾配のみ拡散で進入する。内外温度差が $ 0\;^{\circ}C $ （ $ \Delta T=0 $ ）の時は、不燃破砕残渣を約 $ 40\;vol\% $ 混合しても $ 1\;m $ 程度までしか酸素進入しなかった。しかしながら、図 3.2.3-11 が示したデータから、内外温度差が $ 30\;^{\circ}C $ の場合には、移流による酸素進入が発生するため、40% 程度の混合で $ 5\;m $ 程度の酸素進入深さが得られた。ただし、埋立地の平均的な深さは一般的に $ 10\;m $ 程度であるため、内外温度差 $ 30\;^{\circ}C $ 、不燃物残渣混合率 $ 40vol\% $ の環境下では嫌気ゾーンができてしまうと考えられる。しかしながら、今回のシミュレーションは下部からの酸素進入（準好気性構造）だけを考慮しており、埋立層上部からも多少の酸素進入が見込めることから、実際には酸素侵入深さはより深くなると予想される。

## b)今後の展望

濃度勾配による酸素進入よりも温度差による酸素進入の方が、酸素が進入できる深度が大きく、温度差が重要であることがわかった。内外温度差30℃、不燃物残渣混合率40vol%の環境下ではいまだに嫌気ゾーンができてしまうため、さらに透気性の向上が必要である。また、好気的環境を確保したときの安定化の速度が不明である。今後の展望として、好気的環境を確保したときの利点を評価するために、通気量と安定化の速度との関係を把握することが必要である。
焼却灰に対する不燃破砕残渣の混合体積割合 (%)

図 3.2.3-11 不燃破碎残渣の混合による酸素進入の改善

## (6) 結論

本研究では、埋立られた焼却灰中の有機物の安定化を促進するために、大きな粒度を持つ他の廃棄物を混合して通気性を改善し、好気性領域の拡大が可能か否かを検討した。具体的には、透気性の悪い焼却灰に対し、透気性を向上させると考えられる不燃破砕残渣の混合割合を変化させ、その時の透気係数と屈曲率を測定した。また、焼却灰と不燃破砕残渣の酸素消費速度を測定し、透気係数と屈曲率の測定結果と共に、内部で酸素消費が起こる場合の移流拡散モデル作成し、埋立地内部への酸素進入をシミレーションした。

結果として、焼却灰と不燃破砕残渣廃棄物の混合で、透気性は向上することが明らかになった。また、濃度勾配による酸素進入（拡散侵入）よりも、温度差による酸素進入（移流）が重要であった。内外温度差が30℃の場合には、移流による酸素進入が発生するため、40%程度の混合で5m程度の酸素進入深さが得られた。

## 参考文献

樋口壮太郎 (2003) 焼却残渣埋立処分における問題対策から焼却処理に望むこと，第 14 回廃棄物学会研究発表会小集会発表資料, pp.7-11.

Kallel, A., Tanaka, N., Matsuto, T. (2004) Gas permeability and toruosity for packed layers of processed municipal solid wastes and incinerator residue, Waste Management & Research, Vol. 22, pp.186-194.

田中信壽・高畑恒志・神山桂一（1986）廃棄物埋立処分場における大気中酸素の廃棄物層への侵入深さとフラックスについて，衛生工学研究論文集，第22巻.

Baumann, U., Schefer, W. (1990) Textilveredelung, No.25, 7/8, pp248-251.

鈴木和将 (2009) セメント系材料を用いた都市ごみ焼却飛灰の固化技術に関する研究, 廃棄物資源循環学会論文誌, Vol. 20, No. 5, pp. 320-331.
#### 3.2.4 中間処理残渣の埋立戦略

## (1) 既往研究による中間処理残渣の埋立戦略

わが国の準好気性埋立や欧米のバイオリアクター型埋立等の従来の埋立処分技術は、大気や水を導入することにより、廃棄物に含まれる「有機物」の早期安定化を指向した技術である。焼却残渣や不燃物破砕残渣等の中間処理残渣中の有機物は少なく、「有機物」という点では、埋め立てる前にほぼ安定化していると見なせる。ただし、福島第一原子力発電所事故に伴って東日本の広域で生じた一般廃棄物焼却残渣等の放射性セシウム汚染は、従前の技術で、水溶性の無機物（塩類）を埋立地内に封じ込める、あるいは浸出水としての排出を制御することの困難さを露呈させた（山田・遠藤,2012）。こうした問題は、中間処理残渣の埋立処分に関し、埋立地の安定化や長期的な環境安全性とは何かを問い直し、新たな埋立戦略を示す必要性を誘起したものと言える。そこで、本研究では我が国や欧米、主に焼却残渣の埋立処分に関する論考をレビューし、新たな戦略について議論した。

## a) 方法

埋立地 (landfill) + {dry tomb、焼却残渣 (MSWI ash)、重金属 (heavy metal)、バイオリアクター (Bioreactor) または Final Storage Quality} をキーワードに文献検索を行った。

## b)結果と考察

現在、主な埋立処分技術として、廃棄物を遮水層で囲って降水の浸透と浸出水の漏出を防止するDry Tomb（乾燥墓場）型埋立（Lee and Jones Lee, 1996）、廃棄物の生物学的な安定化を促進するために水や空気を注入する等の操作を行うBioreactor型埋立地（Reinhart et al. 2002）、埋立地内外の温度差による対流でガス抜き管と集排水管を通じて内部に大気を導入する準好気性埋立（Hanashima et al., 1981）がある。これら埋立技術は、廃棄物に含まれる有機物に起因する、主に浸出水経由での汚濁物質の環境への放出を抑制しようとするものである。

一方、底灰と飛灰（排ガス処理残渣）から成る焼却残渣に含まれる主な成分は無機物であり、底灰では多くは酸化物として、飛灰では塩として存在する。重金属類ではCrが底灰と飛灰の両方に、Cuが底灰に、揮発性のCd、Hg、Pb、Znが飛灰に多く含まれる。初期には比較的高い濃度の無機塩と中低濃度の重金属類が浸出水に溶出する。溶出が進むと、pHと酸化還元電位に依存するが、次第に低濃度となる。一方、浸出水中の有機物は僅かである（Hjelmar, 1996）。したがって、焼却残渣が主体である埋立地において制御しなければならないのは、有機物の分解ではなく無機物、特に重金属類の流出である。Hjelmar（1996）は、都市ごみ焼却残渣埋立のオプションとして表3.2.4-1を挙げている。

表 3.2.4-1 都市ごみ焼却残渣埋め立てのオプション (Hjelmar, 1996)

埋め立てオプション	底灰	排ガス処理残渣	混合灰
完全隔離／Dry Tomb	No	Possible	No
浸出水隔離・集水	Yes $ ^{a} $	Yes $ ^{a} $	Yes $ ^{a} $
制御汚染放出	Yes $ ^{b} $	May be $ ^{b} $	May be $ ^{b} $
非制御汚染放出	No $ ^{c} $	No $ ^{c} $	No $ ^{c} $

a 制御された汚染放出への要件が満たされない場合（例えば埋立初期）。

b 要件が満たされた場合。残渣の前処理・現位置処理後、または埋立後期。

c 最終保管基準（Final Storage Criteria）を満たした場合のみ
「完全隔離」は、埋立地に全ての面を不透水性のバリアーで囲み、降水の侵入を完全に遮断するものである。埋立物が有するリスクが長期に渡って最大のまま維持されるため、封じ込め機能が損なわれた時点で環境汚染が生ずる。後の処理や再利用を前提とした短期的な保管の方法として適当である。「浸出水隔離・集水」は埋立地の底面を遮水して、動的に、浸出水を集排水し処理する方法である。隔離機能の耐用年数以上の維持管理は不適当であり、溶出促進対策等と組み合わせて埋立初期に用いることが提案されている。「制御汚染放出」は、静的な、地質学的に安定な覆土等により浸透水量、すなわち浸出水フラックスを制御し、周囲環境に受容可能な程度の漏出を許すものである。排ガス処理残渣（飛灰やスクラバー処理残渣）に対しては、埋立前処理による汚染物の溶出性や廃棄物の透水性の改善が必要である。特に対策をとらない「非制御汚染放出」は焼却残渣の場合は適用できないとしている。

埋立地の終点は「非制御汚染放出」で環境に影響を与えない状態であり、Final Storage Quality (FSQ)と呼ぶ(Belevi and Baccini, 1989)。Hjelmar et al. (2011)はFSQの定義を表3.2.4-2のように分類している。

表 3.2.4–2 様々な FSQ の定義（Hjelmar et al., 2011）

タイプ	持続可能性	土壌、水（および大気）へのエミッション	静的な環境保全システムに必要な地盤安定性
A	周囲環境と平衡	埋立地と周囲環境の間の汚染物の濃度勾配なし	重要ではない
B	(濃度を)周囲環境が受け入れられる	汚染物の間隙水／間隙濃度レベルを周囲環境が受け入れられる	あまり重要ではない
C	(フラックスを)周囲環境が受け入れられる	埋立地からの汚染フラックスを周囲環境が受け入れられる	長期安定性が必要

汚染物を含有する廃棄物の埋立に際して、どのような人工的な隔離（containment）を行なっても、将来それが崩壊して含有物が移動することは避けられない。少なくとも埋立地の管理を終えた後には、過度ではない自然地盤環境程度の浸透水フラックスに曝されることを想定する必要がある。（汚れていない）石やガラスのような本質的に不活性な廃棄物以外は、含有される重金属類等の化学形態の長期変化が予想できないことを考慮すると、タイプＣのFSQを想定しなければ何も処分することができない。よって焼却残渣の埋立では、立地に依存する周囲環境が受容可能な汚染フラックスの設定が最大の課題である。

具体的な焼却残渣の埋立処分戦略としては、埋め立てる前の汚染物除去・固定化がある。灰洗净（Higuchi and Hanashima, 1999）、溶融スラグ化（Jung et al., 2005）、セメント等による固型化（LaGrega et al., 1994）などが挙げられる。灰洗净と、特に溶融スラグ化には専用の施設設置と追加の費用の問題がある。セメント固型化は比較的安価な方法であるが、耐久性と汚染フラックスの関係（Kosson et al., 1993）を明らかにする必要がある。一方で、埋立後に廃棄物層に積極的に通水して洗浄する方法がある。デンマークでは廃棄物からの洗い出しを促進するために透水性がある覆土を用いている（Hjelmar et al., 2011）。わが国の処分場においても同様の運用をしている事例が多い。この方法に対しては、本研究チームで取り組んでいる通水量の設定、均質に通水する方法、焼却残渣の固結化防止が課題である。埋め立てられている廃棄物全体に対して洗浄の終点、すなわちFSQを達成する時間とそれを評価する方法を明らかにしなければならない。上記のどの方法においても（無機性の）汚染物は洗浄汚泥や溶融飛灰等の残渣に転化・濃縮される。山元還元によって重金属類を再利用する方法もあるが、性状や費用によって全てが
利用可能ではない。

これらの課題を解決する戦略として、廃棄物自体に埋立初期に構造体としてのcontaimentの機能を、また長期的に汚染フラックス制御（低透水性と低溶出性）の機能を持たせたセメント固型化埋立が考えられる。これは、低レベル放射性廃棄物の埋設処分や放射性セシウム汚染廃棄物の最終処分に倣ったものであり、焼却残渣埋立の早期安定化の方法として既に実施設も稼働している（山田ら,2013）。この方法では、また、セメント固型化物により強固な地盤が形成されるため、埋立後の跡地に価値が付加される。

## c) 結論

中間処理残渣、特に焼却残渣について内外の研究をレビューした。焼却残渣が主体である埋立地において制御しなければならないのは無機物、特に重金属類の流出である。汚染物を含有する廃棄物の埋立に際して、どのような人工的なcontainmentを施しても、長期的にはそれが破損して浸透水フラックスに曝されることを想定する必要があり、立地に依存する周囲環境が受容可能な汚染フラックスの設定が埋立戦略において最大の課題である。受容可能性評価や処理残渣の問題を解決する方法として、廃棄物自体に構造体としてのcontainmentの機能と汚染フラックス制御（低透水性と低溶出性）の機能を持たせたセメント固型化埋立が考えられる。

## 参考文献

Belevi, H. and Baccini, P. (1989) Long term assessment of leachates from municipal solid waste landfills. Sardinia 89: Second International Landfill Symposium, Porto Conte, Italy. VolI: XXXIV.

Kosson, D. S., Kosson, T. T., van der Sloot, H. A (1993) Evaluation of solidification/stabilization treatment processes for municipal waste combustion residues, EPA/600/R-93/167.

Hanashima, M., Onishi, K., Kuroki, T., Yamasaki, K. (1981) Heat and Gas Flow Analysis in Semiarobic Landfill. Journal of the Environmental Engineering Division-Asce, 107(1), pp.1-9.

Higuchi, S., Hanashima, M. (1999) Wash-out solid waste landfill system, Proceedings Sardinia 99, Seventh International Waste Management and Landfill Symposium, Vol. 1. CISA Publisher, Italy, pp. 337-344.

Hjelmar, O. (1996) Disposal strategies for municipal solid waste incineration residues. Jour. Hazardous Materials 47, pp.345-368.

Hjelmar, O., Hansen, JB., Mohr, M., Nedenskov, J., Shceutz, C., Stentsoe, S. (2011) Sustainable Landfilling: Some Conceptual and Practical Issues, Proceedings Sardinia 2011, Thirteenth International Waste Management and Landfill Symposium, Cagliari, Italy.

Jung, C-H, Matsuto, T., Tanaka, N. (2005) Behavior of metals in ash melting and gasification-melting of municipal solid waste (MSW), Waste Management, Vol.25, pp.301-310.

LaGrega, M.D., Buckingham, P.L., Evans, J.C. (1994) Hazardous Waste Management, McGraw-Hill.

Lee, G. F., Jones-Lee, A. (1996) Dry Tomb Landfills, MSW Management, Vol.6(1), pp.82-89.

Reinhart, D.R., McCreanor, P.T., Townsend, T. (2002) The bioreactor landfill: Its status and future, Waste Management and Research, Vol.20, pp.172-186.

山田正人，遠藤和人（2012）一時保管と最終処分，都市清掃, Vol.65 (305), pp.28-34.

山田正人, 山口藤吉郎, 佐藤昌宏, 小保方 聡 (2013) 圧縮成型コンクリート固型化による放射性セシウム溶出抑制効果の評価, 第 24 回全国都市清掃研究・事例発表会講演論文集, pp.308-309.
焼却残渣など汚染物を含有する廃棄物の埋立に際して、どのような人工的な封じ込め（containment）を行っても、将来それが崩壊して含有物が移動することは避けられない。溶融や洗浄などの汚染物除去・固定化を行ったとしても、汚染物が転化・濃縮された溶融飛灰や洗浄汚泥の再利用や処分の問題が残る。もう一つの戦略として、廃棄物自体に埋立初期に構造体としての封じ込め機能を、また長期的に汚染フラックスの制御の機能を持たせたセメント固型化埋立が考えられ、焼却残渣の早期安定化の方法として既に実施設も稼働している（山田ら 2013）。本研究では、セメント固型化埋立の埋設構造体および汚染物封じ込めの機能を評価するため、実処分場を模擬した条件下で、重金属類等を添加した焼却残渣をセメント固型化した供試体（テストピース）を作成し、重金属類等の溶出特性や強度等を調べた。a）方法

## 7 ) 試料と材料

固型化する試料には流動床炉による都市ごみ焼却飛灰を用いた。固型化材には、高炉セメント(B種)を用いた。

表 3.2.4-3 に示す重金属類等を純水で希釈して 50% 溶液としたものを、供試体作成の 24 時間前に飛灰に表 3.2.4-3 に示す添加量になるように加えて攪拌した。

表 3.2.4-3 重金属類等の添加量

化合物	$ CdCl_{2} $	$ PbCl_{2} $	$ As_{2}O_{3} $	$ HgCl_{2} $	NaF	B	CsCl
添加量(g/kg)	0.41 as Cd	0.50 as Pb	1.3 as As	0.018 as Hg	0.51 as F	0.675 as B	2.1 as Cs

なお、あらかじめ試験に用いた飛灰と高炉セメント（B 種）に対して溶出試験（昭和 48 年環境庁告示第 13 号法）を行ったところ、溶出液に添加した重金属類は検出されなかった。

## イ）固型化供試体の作成

高炉セメント（B種）と重金属類を添加した飛灰を電動式小型ミキサーに投入して、約15分間無水の状態で攪拌した。攪拌した試料に水を噴霧しながら鋼製モールド（φ110 mm×高さ100 mm）に投入し、層厚5cmごとに油圧ジャッキで上部より鉛直方向から0.03、3および25 t/m²で転圧しながら圧縮成型を行った。その後、固型化供試体は鋼製モールド（以下、型枠）で7日間日陰で養生した後、型枠より脱型して、7、21および28日間室内で養生した。材料の最終的な配合量は表3.2.4-4の通りで、水セメント比は37.5%である。

表 3.2.4-4 固型化における配合量

材料	重量(kg)	重量比率(%)
飛灰	4.0	42
高炉セメント（B）	4.0	42
水	1.5	16

## (7) 溶出試験

0.03、3 および $ 25 \, t/m^{2} $ で圧縮成形し、計 28 日間の養生を行った固型化供試体 1 検体ずつをタンクリーチング試験に供した。溶媒には蒸留水を用い、液固比（重量比）は 10 として、供試体を静置にて浸漬