Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
しては不安定な Al は溶出していた。また、重金属類では Cu が PRB 層で顕著に固定されていた。他方、Waste B では炭酸塩として固定されている量が Waste A より少なかったが、PRB 層で Fe・Cu が顕著に捕捉されていた。

## ④ Fraction 4（酸化物）

酸化物態の抽出量について、各実験区の土壌・塩類の抽出量を図3.3.5-11に示した。また、重金属類の抽出量を図3.3.5-12に示した。

Waste A の TC2 だけ、Ca と Cu の酸化物態が抽出された。その他の実験区および成分は、すべて Blank 以下であり、特に、酸化物態の Al・Fe・Mn・Zn・Cr・Cu はすでに溶脱しているものと考えられる。よって、酸化物態による捕捉はあまり期待できない。

図 3.3.5-11 F4 画分の土壌・塩類抽出量

図 3.3.5-12 F4 画分の重金属類の抽出量

## ⑤ Fraction 5（有機物態（硫化物態含む））

有機物態の抽出量について、各実験区の土壌・塩類の抽出量を図3.3.5-13に示した。また、重金属類の抽出量を図3.3.5-14に示した。有機物態の微量金属類は、生きた生物、有機堆積物、無機粒子状物と結合した有機物等に取り込まれたもので、有機物が分解され溶解性金属となって放出される。

有機物態（硫化物態含む）の金属は Waste A の TC2 で、Ca・Si・Al・Fe・Mn・Zn などが固定されていた。Waste A の PRB 層では、Al・Mn・Cu・Zn・Cr・Ni・Pb が溶脱しており、他方 Waste B の PRB 層では Si・Al・Fe・Mn・Cu・Zn・Ni・Pb が溶脱し、Cr のみ捕捉されていた。一般に、PRB 層における有機物態の捕捉効果は期待できず、未使用の PRB 中の重金属類が溶出しやすいことも分かった。

図 3.3.5-13 F5 画分の土壌・塩類抽出量

図 3.3.5-14 F5 画分の重金属類の抽出量

## ⑥ Fraction 6（残留物）

残留物態の抽出量について、各実験区の土壌成分と塩類の抽出量を図3.3.5-15に示した。また、重金属類の抽出量を図3.3.5-16に示した。残留物態中は、主に結晶構造に金属類が捕捉されているか、或いは、新生の粘土鉱物に金属類が取り込まれこともある。これらは溶出し難い状態で保持されている。
残留物態中には、Al・Fe・Mn・Cu・Zn・Cr・Ni・Pb などの金属類が捕捉されており、両廃棄物において、特に PRB 層に多くの金属類は捕捉されていること分かった。これらはおそらく捕捉されたものが、溶出し難い状態に保持されているものと推測される。

図 3.3.5-15 F6 画分の土壌・塩類抽出量

図 3.3.5-16 F6 画分の重金属類の抽出量

## (4) まとめ

機能性覆土の有効性を検証するため、テストセル中の中間覆土と底部覆土を採取し、逐次抽出法により覆土中の重金属類がどのような化学形態で存在しているかを検討した。主に、PRB層について次にまとめた。

① Waste A（無機性廃棄物）およびWaste B（有機性廃棄物）の埋立における重金属類(Mn・Cu・Zn・Cr・Ni・Pb)の捕捉効果は、機能性覆土であるPRB層で大きかった。

② PRB 層での捕捉された重金属の存在形態は、残留物態(F6)が主であった。おそらく Al や Fe の鉱物化により重金属類が同時に固定化されたものと思われる。

③ PRB 層において、土壌成分(Al・Si・Fe)が捕捉されているのは、残留物態(F6)>>炭酸塩態(F3)>>水溶性画分(F1)の順位であった。有機物態(F5)と酸化物態(F4)にはほとんど捕捉されず、溶脱している可能性が高った。イオン交換態(F2)は無機性廃棄物(Waste A)でのみ捕捉されていた。

④ PRB 層において、塩類(Ca・Mg)が捕捉されているのは主にイオン交換態であった。

⑤ PRB 層において、重金属類が捕捉されているのは、残留物態(F6)>>炭酸塩態(F3)>イオン交換態(F2)>>水溶性画分(F1)の順位であった。酸化物態(F4)と有機物態(F5)は溶脱しており、これらは残留物態となるときにその他の重金属類を抱合し残留物態となった可能性が高かった。

## 参考文献

小野雄策, 川崑幹生, 渡辺洋一, 山田正人, 遠藤和人, 小野芳朗（2008）最終処分場内部保有水質制御のための浸透性反応層（HPRB）技術の開発, 廃棄物学会論文誌, Vol. 19, No. 3, pp. 197-211.

A. Tessier, P.G.C. Campbell, M. Bisson (1979) Sequential Extractuin Procedure for the Speciation of Particulate Trace Metals, ANALYTICAL CHEMISTRY, Vol.51, No.7.

武田信生, ばいじん中の化学形態に関する研究, 平成8年度～平成10年度科学研究費補助金基盤(C)研究成果報告書（1999）.
#### 3.3.6 機能性覆土における有害物捕捉機構のモデル化

## (1) 研究の目的

機能性覆土層は、ベース材料となる火山灰土壌（関東ローム層土壌）に浸透性を確保するために溶融スラグを混ぜて配合している。この機能性覆土層の間隙を内部保有水が浸透する。このような多孔性媒質内の流れの解析については、古くから多くの研究が行われており、支配方程式として飽和・不飽和浸透流方程式と呼ばれるものが用いられていることが多い。これは、より一般的に流れの解析で用いられているNavier-Stokes方程式を簡略化したものと考えることができ、土壌中のように流速が非常に遅いところでは妥当なモデルだと考えられている。しかしながら、この解析法の問題点として、Navier-Stokes方程式の中で重要な役割を果たしている移流項（非線形項）が無視された形になっている等、問題設定によっては対象とする現象を正しく記述していないと思われる状況もある。そこで本研究では、機能性覆土層内部の内部保有水の流れを解析するにあたり、Navier-Stokes方程式を用いて、より信頼性の高い解析手法の構築を目指した。さらに覆土層の上部の廃棄物層から溶出してきた有害物質は、内部保有水によって機能性覆土層まで運ばれ、覆土層内部で、土壌や鉄粉といった材料に有害物質が吸着し、有機物質については、微生物反応によって分解され、これらの汚濁ポテンシャルが減少していく。本研究は、これらの現象が複雑にからみあった機能性覆土層内部における反応メカニズムを網羅的に繋ぎ合せて、その現象を数値解析的に表現しようとするものであり、内部保有水の流れ、溶質の移動、反応モデルの構築を行った。具体的な手順は以下のとおりである。

①マイクロフォーカス X 線 CT スキャナ装置を用いて、テストセルのボーリングコア試料の撮影を行う。②3次元 CT 画像に対して画像処理ソフトウェア ScanIP を用い、機能性覆土層のモデル形状を作成する。③作成した機能性覆土層のモデル形状に対して、+FE Module ソフトウェアを用いて機能性覆土層を表す特性関数の分布を作成する。

④使用するいくつかの偏微分方程式系を差分法によって離散化する。

⑤離散化された方程式を数値計算するためのプログラムを作成し、計算機上で実行する。

⑥計算結果を可視化し、物理的妥当性の検証を行う。

## (2) 研究の方法

## a) マイクロフォーカス X 線 CT による機能性覆土層内部の可視化

試料には、テストセルのボーリングコア試料を用いて、アクリル製のモールドに試料を数回に分けて締め固めながら供試体を作成した。この供試体を試料テーブルに載せてマイクロフォーカス X 線 CT スキャナ装置（TOSCANER-32251 $ \mu $ hd）を用いて撮影を行った。

撮影結果を図3.3.6-1に示す。撮影した3次元のCT画像をSTL形式のファイルに変換を行った（図3.3.6-2）。このSTL形式のファイルを画像処理ソフトウェアScanIPに読み込み、マスクの作成を行った（図3.3.6-3）。さらに、+FE Moduleソフトウェアを用いて、このマスクを六面体にメッシュに分割した（図3.3.6-4）。これらのデータでノードデータのみを抽出して、csv形式に保存し、このデータを独自に作成した特性関数のプログラムに読み込んだ。
図 3.3.6-1 マイクロフォーカス CT 画像

図 3.3.6-2 STL ファイル形式のデータ

図 3.3.6-3 マスクの作成

図 3.3.6-4 六面体メッシュの作成

## b)特性関数の設定

本研究では、デカルト座標（x, y, z）を採用し、その中で、機能性覆土層のモデル形状を作成するために、特性関数 $ \chi_{f} $ を用いる。

$$ \chi_{_{f}}(x,y,z)=\left(\begin{aligned}&1\quad(x,y,z)\in\Omega_{_{f}}\\ &0\quad(x,y,z)\notin\Omega_{_{f}}\end{aligned}\right. $$

この特性関数の分布が空間的に不連続であると計算が不安定になる可能性があるため、下記の熱方程式を用いて、分布を計算領域内で滑らかにする。

$$ \frac{\partial\chi_{_{f}}}{\partial\tau}=\kappa\left(\frac{\partial^{2}\chi_{_{f}}}{\partial x^{^{2}}}+\frac{\partial^{2}\chi_{_{f}}}{\partial y^{^{2}}}+\frac{\partial^{2}\chi_{_{f}}}{\partial z^{^{2}}}\right) $$

ここで、左辺の $ \tau $ は仮想的な時間であり、右辺の $ \kappa $ は仮想的な伝導率である。

## c) 支配方程式

支配方程式には、Navier-Stokes 方程式、連続の式、有害物質の移流分散の式を用いた。
$$ \begin{aligned}&\frac{\partial\mathbf{u}}{\partial t}+\left(\frac{\mathbf{u}}{\varepsilon}\cdot\nabla\right)\mathbf{u}=-\frac{1}{\rho}\nabla p+\nu\nabla^{2}\mathbf{u}-\frac{\left|\mathbf{g}\right|}{K}\mathbf{u}-\mathbf{g}-a\big(1-\chi_{_{f}}\big)\mathbf{u}\\&\nabla\cdot\mathbf{u}=0\\&\frac{\partial c}{\partial t}=D\nabla^{2}c-\nabla\cdot c\mathbf{u}-\frac{1}{n}\rho_{_{b}}\frac{\partial s}{\partial t}-kc\\ \end{aligned} $$

ただし、uはダルシ一流速、cは有害物質の濃度、pは圧力、νは動粘性係数、gは重力、Kは透水係数、Dは分散係数テンソル、sは有害物質の吸着量、kは反応速度定数である。Navier-Stokes方程式の右辺第五項は、速度uに比例する抵抗（抵抗定数a）を与える項である。また、有害物質の移流分散の式において、右辺の第二項は吸着反応を表し、第三項は、有機物質の微生物分解を一次反応式で表している。吸着反応には、下記のHenry型、Freundlich型またはLangmuir型の吸着等温式のどれかを用いる。

$$ \begin{aligned}&s=K_{_{p}}c\\&s=K_{_{F}}c^{^{1/n}}\\&s=s_{_{m}}\frac{K_{_{L}}c}{1+K_{_{L}}c}\\ \end{aligned} $$

これらの方程式を差分法によって離散化し、初期条件と適切な境界条件の下に解いた。対流項の差分近似には、以下のように三次精度の風上差分を用いた。

$$ \begin{aligned}&u\frac{\partial u}{\partial x}\cong u_{i,j,k}\frac{-u_{i+2,j,k}+8u_{i+1,j,k}-8u_{i-1,j,k}+u_{i-2,j,k}}{12\Delta x}+\left|u_{i,j,k}\right|\frac{u_{i+2,j,k}-4u_{i+1,j,k}+6u_{i,j,k}-4u_{i-1,j,k}+u_{i-2,j,k}}{4\Delta x}\\&v\frac{\partial u}{\partial y}\cong v_{i,j,k}\frac{-u_{i,j+2,k}+8u_{i,j+1,k}-8u_{i,j-1,k}+u_{i,j-2,k}}{12\Delta y}+\left|v_{i,j,k}\right|\frac{u_{i,j+2,k}-4u_{i,j+1,k}+6u_{i,j,k}-4u_{i,j-1,k}+u_{i,j-2,k}}{4\Delta y}\\&w\frac{\partial u}{\partial z}\cong w_{i,j,k}\frac{-u_{i,j,k+2}+8u_{i,j,k+1}-8u_{i,j,k-1}+u_{i,j,k-2}}{12\Delta z}+\left|w_{i,j,k}\right|\frac{u_{i,j,k+2}-4u_{i,j,k+1}+6u_{i,j,k}-4u_{i,j,k-1}+u_{i,j,k-2}}{4\Delta z}\\ \end{aligned} $$

また、圧力 Poisson 方程式は GP-BiCG 法を用いて解いた。

## (3) 研究の結果と考察

コアサンプル内部（機能性覆土層）の保有水の移動をシミュレーション解析した。結果を速度ベクトル図として示す（図3.3.6-5）。図の白い部分がコアサンプルの固体部分を表し、矢印が内部保有水の速度ベクトルを表している。上面から流れてきた内部保有水は、固体部分を避けて、機能性覆土層の間隙中を浸透していき、下面から流れ出ることが示された。そこで次に、内部保有水の移動に関連する式と有害物質の移流分散方程式を連成してシミュレーションを行った。有害物質が上面から放出された場合を仮定した汚染水の移流シミュレーションの結果を図3.3.6-6に示す。図は、汚染物質の濃度コンター図として示す。上図は、汚染物質の移流分散方式の吸着項を入れておらず、下図は、Freundlich式（ $ K_{F}=0.001 $ ， $ n_{F}=1.0 $ ）を吸着項に組み込んだ形の機能性覆土層を導入した例である。汚染物質が時間の経過により、内部保有水の流れに運ばれ移流拡散している様子が観察された。また、機能性覆土層を施工した場合（下図）、施工しない場合（上図）と比較すると、 $ K_{F} $ が0.001と低い吸着能力の材料であっても、機能性覆土により有害物の移流拡散が抑えられていることが分かった。
図 3.3.6-5 機能性覆土層内における速度ベクトル図

図 3.3.6-6 機能性覆土層内における汚染物質の濃度コンター図（上図：PRB なし、下図：PRB 施工）
#### 3.3.7 鉄粉添加による機能性覆土の有害物捕捉能力向上

## (1) 目的

機能性覆土の有害物捕捉能力を向上することを目的に、天然土壌を母材とした機能性覆土に鉄粉や粘土を混合し、機能性覆土が有害物捕捉に有効か、またどのような反応を経て固相浄化がなされるかを検討した。実験は、下水污泥（下水濃縮污泥をそのまま乾燥した物）と一般廃棄物焼却飛灰の混合埋立を想定したカラム試験により行い、中間覆土と底部覆土に機能性覆土を適用した場合に、廃棄物から溶出してくる重金属類がこの覆土により補足可能かを検証した。なお、実験条件は、雨水等による内部貯留が起こり、有害物の放出がもっとも生じやすい状況を想定し、嫌気性条件とした。

## (2) 実験方法

## a) カラムの設計

実際の一般の最終処分場の廃棄物層厚と覆土層厚（廃棄物の処理および清掃に関する法律施行令3条3号ハによる規定）を参考に、ほぼ1/10スケールのものを作製した（図3.3.7-1）。内訳は25cmの廃棄物層を、10cmの底部覆土と最終覆土で挟み込むものとした。また、本試験では劣悪な環境にある最終処分場を想定し、連通管を用いて廃棄物層上部まで常に水で満たされるように設計し、採水も空気に暴露されないように輸液パックを用い、カラム内を常に嫌気性に保つようにした。

図 3.3.7-1 カラム設計図

## b) 埋立廃棄物

廃棄物層は、飛灰をベースに重金属の溶出を促進するため下水濃縮汚泥の乾燥物を混合し、さらに透水性を高くするために砂を混合した。混合比率は飛灰50％に対し乾燥汚泥を10%、砂40％とした。

## c) 機能性覆土の作製

覆土材には、火山灰土壌（埼玉県鶴ヶ島畑土壌の心土：以後鶴ヶ島心土と記す）を母材とし、ゼオライト・鉄粉廃棄物「鉄管製造工場から排出されるグラインダーダスト（GD）」を添加したものを機能性覆土として用いた。さらに、通水性を確保するために砂を混合した。

50mL 容量のカラム（テルモシリンジ）に各覆土材の混合試料 30g を湿潤状態で充填して通水試験を
行い、通水速度 0.27mL/min の 85% 程度の流出速度なるような配合比を求めた。その結果、すべてを混合した場合は、「鶴ヶ島心土（50%）＋鉄粉（5%）＋ゼオライト（10%）＋砂（35%）」となることが分かった。この配合率を基準に機能性覆土を作成した。

## d) カラムへの通水量

日本の年間降水量平均は1981年から2010年の間で1610.6mmとなる。これより、本カラムの表面面積（5.2cm×5.2cm×π）に対する1年間分の降水量を計算すると13.67Lとなる。これを元に、1.14Lのイオン交換水を週一回（1か月の降雨量に相当）通水し、3ヶ月で1年間分の通水が行えるように設定した。実験では11か月分を通水させた。

## e) 実験計画

機能性覆土の配合比と実験区を表3.3.7-1に示した。機能性覆土は鶴ヶ島心土を母材として、鉄粉廃棄物(G)、ゼオライト(Z)の2因子の有無（2水準）とし、対照区には、覆土に砂だけの実験区を設けた。

表 3.3.7-1 各実験区における廃棄物と覆土の配合比

No.	実験区	配合比(%)
機能性覆土層	廃棄物層
鶴ヶ島心土	鉄粉(GD)	ゼオライト	砂	飛灰	污泥	砂
1	G0Z0	50	0	0	50	50	10	40
2	G0Z1	50	0	10	40	50	10	40
3	G1Z0	50	5	0	45	50	10	40
4	G1Z1	50	5	10	35	50	10	40
5	対照区	0	0	0	100	50	10	40

## f) 测定項目

採水した浸出水の pH、EC は、採水後すぐに測定した。また、採水試料を 0.45(μm) のメンブレンフィルターを用いてろ過し、そのろ液中のイオン類をイオンクロマトグラフを用いて測定し、さらに DOC 計を用いて DOC、TN の分析を行った。次に、採水試料の全量を酸分解し、ICP-AES を用いてアルカリ塩類（K、Na、Ca、Mg）、重金属類（Fe、Mn、Cu、Zn、Ni、Pb、Sn）並びに P の分析を行った。各分析から得た濃度を廃棄物 1kg あたりの浸出量に換算した。

## (3) 結果および考察

## a) pH・EC および塩類

pH と電気伝導率（EC）の経時変化を図 3.3.7-2 と図 3.3.7-3 に示した。

図 3.3.7-2 浸出水の pH の経時変化

pH は対照区のみアルカリに傾き、通水初期は pH9 前後で徐々に pH11 を超える結果となった。土壌を用いた実験区では、土壌の緩衝作用により中性を保っていた。特に、鉄粉を添加した実験区は、2～5 回
目で弱酸性に移行し、その後中性化した。この pH の低下は有機酸の可能性が大きい。鶴ヶ島土壌の pH の中性化（Buffer）効果は非常に高いものと考えられる。

他方、EC は 2 回目に 10,000mS/cm 以上の最大値を示したが、徐々に低くなる傾向を示し、6 回目の通水時点で全実験区が数百 mS/cm まで減少した。特に、2 回目通水時の EC 値は鉄粉添加区で高い。これは pH が酸性側に偏ったため、イオン類が溶出してきたためと考えられる。

図 3.3.7-3 浸出水の EC の経時変化

b) 陽イオン (K, Na, Ca, Mg)

陽イオン(K⁺, Na⁺, Ca²⁺, Mg²⁺)の累積浸出量を図3.3.7-4に示した。陽イオンとしてK, Na, Ca, Mgを分析したところ、Mgの累積浸出量のみmg/kg-waste単位で、その他はg/kg-wasteのレベルで浸出した。K⁺とMg²⁺は、対照区に比べて鶴ヶ島心土G₀Z₀区による削減効果が大きく、K⁺で8%、Mg²⁺で5%浸出量が削減された。Na⁺、Ca²⁺は鉄粉の添加効果があり、G₁Z₀区は対照区に比べNa⁺で20%、Ca²⁺で18%の浸出量の削減効果が認められた。一方、鉄粉無添加区においてゼオライトを添加したG₀Z₁区で、Na⁺で14%、Ca²⁺で18%の浸出量削減効果が認められた。しかし、鉄粉添加区にゼオライトを添加したG₁Z₁

図 3.3.7-4 陽イオン(K⁺, Na⁺, Ca²⁺, Mg²⁺)の累積浸出量
区では負の相乗効果により、削減効果は $ Na^{+} $ で2%、 $ Ca^{2+} $ で3%までに留まった。

## c) 陰イオン (Cl, SO_{4}^{2-}

陰イオンとして検出されたのは Cl⁻と SO₄²⁻で、11 回目までの累積浸出量を図 3.3.7-5 に示した。

図 3.3.7-5 陰イオン（ClとSO_{4}^{2-}）の累積浸出量

図からも明らかなように、Clは鶴ヶ島心土に鉄粉を添加した実験区$\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{0}$で73%、$\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{1}$で37%の削減交換がみられた。一方、$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$は対照区より鶴ヶ島土壌で多く浸出したが、鉄粉とゼオライトを添加した実験区$\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{1}$が最も浸出量が少なく、対照区の6%しか増加しなかった。鉄粉無添加区のゼオライトでも$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$の溶出が抑えられていることから、ゼオライトによる$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$の削減効果が幾分あるようである。これらのことから、$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$の溶出を抑えるには鉄粉とゼオライトの混合効果が期待できそうである。

## d）有機污濁成分（DOC, TN, P）

有機汚濁成分である DOC（溶存性有機体炭素）、TN（全窒素）およびPの11回目までの累積用溶出量を図3.3.7-6に示した。DOC、TNおよびPは鶴ヶ島心土による削減効果が大きく、それぞれ31%、36%、55%であった。DOCでは鉄粉やゼオライトの添加に関係なく約30%（31～27%）の削減効果が見られた。TNでは鉄粉添加で若干削減効果が小さくなるようである。Pは、鉄粉添加による削減効果が大きく、ゼオライトとの混合$\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{1}$ 区は対照区に比べ85%まで削減できた。

図 3.3.7-6 DOC、TN および P の累積浸出量

## e）重金属類1（Fe, Mn, Zn）

図 3.3.7-7 Fe、Mn、Zn の累積浸出量

重金属類のなかで機能性覆土による削減効果が低い元素は Fe、Mn、Zn で、これら重金属類の 11 回
目までの累積浸出量を図3.3.7-7に示した。

Fe と Mn は対照区でほとんど浸出してこない。また、Fe と Mn において、鉄粉無添加区（$\mathrm{G}_{0}\mathrm{Z}_{0}$、$\mathrm{G}_{0}\mathrm{Z}_{1}$）に比べ鉄粉添加区（$\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{0}$、$\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{1}$）の方が高い浸出量を示した。他方 Mn は、鉄粉添加にゼオライトを添加した $\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{1}$ 区でかなり多く浸出してくることが分かった。特に、鶴ヶ島心土に鉄粉を添加し、さらにゼオライトを添加した $\mathrm{G}_{1}\mathrm{Z}_{1}$ 区は、Fe、Mn、Zn の浸出量が増加する傾向にあり、鉄粉とゼオライトの相乗効果が認められた。

## f）重金属類 2 （Ni、Cu、Pb）

重金属類の Ni、Cu、Pb の 11 回目までの累積浸出量を図 3.3.7-8 に示した。

Ni は、対照区に比べ明らかに鶴ヶ島心土による削減効果が大きく、鶴ヶ島心土のみの$\mathrm{G}_{0}\mathrm{Z}_{0}$ 区で72%の削減効果があり、ゼオライト添加の$\mathrm{G}_{0}\mathrm{Z}_{1}$ 区で79%削減され、さらに鉄粉添加より削減効果が大きくなり、G1Z0 区で86%、G1Z1 区で85%の削減効果が認められた。

Cu は、対照区に比べ鶴ヶ島土壌のみの $ G_{0}Z_{0} $ 区で 16% しか削減できなかったが、ゼオライトや鉄粉の添加により 79～86% まで浸出量を削減できるようになった。

Pbは、鶴ヶ島土壌による削減効果が一番大きく56%削減できた。しかし、ゼオライトや鉄粉の添加による削減効果の向上は大きくなく、約50%前後(51～47%)の削減効果となった。Pbはおそらく鶴ヶ島土壌による削減効果が大きいものと推察される。

図 3.3.7-8 Ni、Cu、Pb の累積浸出量

## (4) まとめ

機能性覆土の有害物捕捉能力向上を目指して、鉄粉やゼオライトを添加した機能性覆土を調製し、下水污泥と一般廃棄物焼却飛灰の埋立層に適用し、廃棄物層から溶出してくる重金属類の補足性能を検討した。この機能性覆土の効果について次にまとめた。

① 用いた鶴ヶ島心土は浄化能力の高い土壌であり、単独使用であっても浸出水の pH の中性化能力が高く、陽イオンの $ K^{+} $ と $ Mg^{2+} $ 、陰イオンの $ Cl^{-} $ 、有機汚濁成分の DOC、TN あるいは P や重金属類の Ni、Cu、Pb などの削減効果が大きかった。

② 鶴ヶ島心土に鉄粉を添加すると、特に$\mathrm{Na^{+}}$と$\mathrm{Ca^{2+}}$、$\mathrm{Cl^{-}}$、有機汚濁成分の$\mathrm{DOC}$、$\mathrm{TN}$あるいは$\mathrm{P}$や重金属類の$\mathrm{Ni}$、$\mathrm{Cu}$などの削減効果が鶴ヶ島心土より大きくなった。

③鶴ヶ島心土にゼオライトと鉄粉を添加効果すると、特にPの削減効果が大きくなることが認められ
れた。

④ 鶴ヶ島心土にゼオライトを添加した実験区では、あまり際立った効果は認められなかった。

⑤ 測定成分 15 項目の累積浸出量を比べると（図 3.3.7-9）、鶴ヶ島心土に鉄粉を添加した G_{1}Z_{0} 区が最も浸出量が低く、対照区の浸出量の 47%が削減されており、鉄粉の効果が大きいことが分かった。

図 3.3.7-9 測定全成分(15 項目)の累積浸出量

⑥鶴ヶ島心土については本実験で明らかにしていないが、鉄分が多く、微細な孔隙量が多い火山灰土壌であり、今後は土壌のどのような特性が浸出水中の成分を浄化捕捉するのかを明らかにする必要があると考えられる。
#### 3.3.8 まとめ

本節で得られた結果を以下に整理する。

## 1 ) 機能性覆土層による有機汚濁物質の吸着特性

鶴ヶ島土壌（鉄分が多い関東地方で採取される関東ローム層）を機能性覆土の材料として評価するために、大規模埋立層からの実浸出水を用いたカラム試験を実施し、有機汚濁成分の吸着能を評価した。鶴ヶ島土壌は、TOC吸着量4.1g/kg、分配係数 $ K_{d}=5.15mL/kg $ と高い吸着能力を示し、浸出水を酸性に調整した条件でも、通常より高いTOC吸着能が得られた。

## 2 ) 粘土鉱物と天然土壌による1価/2価の金属類の吸着/脱着

埋立層内で比較的移動性の高い1価/2価の陽イオンの機能性覆土での捕捉特性を評価するために、鶴ヶ島土壌（表土、心土）、ゼオライト単体、ベントナイトと鶴ヶ島土壌の混合土を用いたカラム通水試験を行った。一般廃棄物焼却飛灰抽出液に加え、昨今問題となっているCs、Srも評価対象として加えた。1価の陽イオンであるNa、Kは鶴ヶ島土壌であっても2～3mL/gの通水量で破過した。CsやKは、これまで多くの研究で報告されるとおり、ゼオライトで破過は遅くなった。但し、飛灰の抽出溶液では、吸着量は1/10にまで低下した。Caの溶出は、鶴ヶ島土壌にベントナイトを添加すると吸着量が向上した。

## 3 ) 機能性覆土による放射性物質の捕捉可能性

福島原発以降、焼却残渣中のCsが問題となっていたことから、機能性覆土によるCsの捕捉可能性について検討した。機能性覆土に捕捉性能向上のためにゼオライト、カオリン、ベントナイトを添加することを想定し、各鉱物を吸着剤とした吸脱着試験を行い、基礎特性を把握した。各粘土鉱物におけるCsの吸着量はゼオライト＞ベントナイト＞カオリンの順であった。また、ゼオライトのCs吸着に対する阻害要因としてNa,KおよびCaの影響を検討した結果、一価の陽イオンであるNaおよびKの阻害効果が大きかった。特に塩濃度の高い焼却飛灰溶出液の吸着阻害効果が大きく、焼却灰溶出液の阻害効果は、Na,K等の塩濃度で説明できるものであることが示唆された。

## 4 ) テストセルに用いた機能性覆土の有効性の検証

過去のプロジェクトにより設置され、モニタリングを継続している大型埋立実験層（テストセル）において、中間覆土や底部覆土に使用されていた機能性覆土の重金属捕捉機構を検証するため、テストセル中の中間覆土と底部覆土を採取し、逐次抽出法により覆土中の重金属類の存在形態を検討した。

重金属類(Mn・Cu・Zn・Cr・Ni・Pb)の捕捉量は、スラグ層よりも機能性覆土層で大きかった。機能性覆土層で捕捉された重金属の形態は、残留物態が主であった。おそらくAlやFeの鉱物化により重金属類が同時に固定化されたものと思われた。土壤成分(Al・Si・Fe)の存在形態は、残留物態>>炭酸塩態>>水溶性画分の順位であり、塩類(Ca・Mg)の捕捉形態は主にイオン交換態であった。機能性覆土に捕捉されていた重金属類の形態は、残留物態>>炭酸塩態>イオン交換態>>水溶性画分の順位であり、土壤成分が残留態に変質した際に、これらの重金属類が抱合され、残留物態となった可能性が考えられた。

## 5 ) 機能性覆土における有害物捕捉機構のモデル化

機能性覆土層内部の内部保有水の流れを、Navier-Stokes方程式を用いて解析した。マイクロフォーカスX線CTスキャナ装置を用いて、機能性覆土のコア試料の撮影を行い、機能性覆土層のモデル形状を作成した後、機能性覆土層を表す特性関数の分布を作成した。支配方程式を離散化し、作成したモデル形状の場に対し適用し、機能性覆土内の水分移動現象、および吸着反応を伴う汚濁物質の移動を計算し、結果を可視化した。計算の結果、機能性覆土内の水分移動と吸着反応による汚濁物質の移動遅延を表現
することができた。

## 6 ) 鉄粉添加による機能性覆土の有害物捕捉能力向上

機能性覆土の有害物捕捉能力を向上することを目的に、鶴ヶ島土壌を母材とした機能性覆土に鉄粉や粘土を混合し、機能向上の可能性を検討した。

鶴ヶ島心土は単独使用であっても高いpH緩衝能力の示した他、 $ K^{+} $ 、 $ Mg^{2+} $ 、 $ Cl^{-} $ 、DOC、TN、P、Ni、Cu、Pbなどの放出量を削減した。鶴ヶ島心土に鉄粉を添加すると、 $ Na^{+} $ 、 $ Ca^{2+} $ 、 $ Cl^{-} $ 、DOC、TN、P、Ni、Cuの累積放出量は単独使用時に比べて更に減少した。鶴ヶ島心土にゼオライトと鉄粉を添加効果すると、特にPの削減効果が大きくなったが、ゼオライト単独添加では、際立った効果は認められなかった。測定成分15項目の累積放出量では、鶴ヶ島心土に鉄粉を添加した系が最も浸出量が低く、放出量の47%が削減され、鉄粉添加の効果が大きいことが分かった。
## 第 4 章 結論

本研究は、我が国に特有な中間処理残渣主体埋立について、その早期安定化の実現と適正な管理手法の確立を目指し、以下の3点を対象に検討を実施した。

1）中間処理残渣主体埋立地の安定化に関し、実処分場における現場調査から、安定化遅延の実態を明らかにすると共に、その原因について、早期安定化を実現したテストセルの分析、比較から解明する。

2）中間処理残渣埋立の安定化促進を目指して、焼却灰の固結化が安定化に与える影響を明らかにすると共に固結回避手法を探求する。さらに廃棄物の混合による焼却残渣の物理・化学特性の改善から安定化促進効果を検証する。

3）有害物流出に対応したバックアップ技術として機能性覆土に着目し、有害物の捕捉機構の解明と設計手法確立を目指す。

以下、本年度得られた成果について3課題別に結論をまとめる。

## 1 ）中間処理残渣埋立における安定化遅延要因の解明

## a) 実埋立地の埋立状況と廃棄物の安定化の把握

焼却残渣と破砕残渣が主に埋め立てられる A 処分場で、物理探査、ボーリングによる試料採取と試料の分析、表面掘削による試料採取と物性把握を行った。

比抵抗探査によって当該処分場内部の最終覆土層、廃棄物層、底部遮水工といった内部構造を可視化した。STREX工法を用いたボーリングにより、内部の廃棄物を採取した結果、ボーリングコアの状況から、最終覆土が厚く密実に転圧されており、廃棄物層への雨水の浸透は極めて困難な様相を呈していた他、焼却灰層には固結も確認された。また、表面掘削より得られた試料の観察結果からも、焼却灰の固結を確認した。採取した廃棄物試料は、焼却灰主体、不燃残渣主体、およびそれらの混合部、の3種に大別され、焼却灰主体部においてのみ固結が確認された。ボーリングコアのECは、焼却灰主体部位で高く、以前、高い溶出ポテンシャルを有していた。掘削試料の溶出試験から、不燃残渣主体部位に比べ焼却灰の混入している部位でpH、EC、塩化物イオン等の塩類やTOCの溶出が増加することが確認された。

## b) テストセルの埋立物の安定化状況の把握

実埋立地と埋立時期、埋立廃棄物がほぼ同じ A 処分場内に設置されたテストセルは、浸出水濃度が排水基準を下回る程度にまで低下していた。無水オールコアでボーリングを行ったところ、掘削したテストセルは覆土に溶融スラグが用いられており、雨水は速やかに浸透していると推察された。廃棄物層は焼却灰と不燃残渣が混合されて低密度で充填されており、ボーリング時にコア内に試料を確保することが難しいほど緩い状態であった。ボーリングコア試料の pH は 9 以下で、強アルカリ性を示していた初期値と比較して中性化が進行していた。溶出試験から、EC は初期値と比較して約 60～80% 以上も低下しており、特に移動性が高い CI 濃度については初期値から 95% 以上も低下していることが確認され、洗い出しの進行は顕著であった。比抵抗トモグラフィにより、過去の結果と比較を行ったところ、比抵抗値も大きく上昇していた。以上の結果から、テストセル内の廃棄物は安定化が十分に進行していることが明らかとなり、廃棄物を十分に混合し埋め立てるとともに、透水性の高い覆土を用いることにより、埋め立て廃棄物の早期安定化が実現できる可能性が示された。

c) 実埋立地とテストセルの比較による中間処理残渣の早期安定化に望ましい埋立工法の評価
実埋立地とテストセルのそれぞれで採用されている異なる埋立工法が廃棄物の安定化に及ぼす影響を議論するためには、まず埋立物が同じものであることを確認する必要があった。そのため、それぞれボーリングにより採取したコアの含有量を比較した結果、熱灼減量、固体TOC、重金属含有量に大きな差はなく、実埋立物とテストセルは同種の廃棄物であると判断した。安定化の違いを評価するために溶出試験を実施した結果、元素によって特徴は異なったが、Na、K、Ca、Cuいずれもテストセルの廃棄物からの溶出率は実埋立物と比べて遙かに低かった。易溶性の元素は洗い出しが進み、Caなどは難溶性態へ変化したことが推察された。TOCやClの溶出濃度は、実埋立地の試料では、埋立前の焼却灰と同等の濃度も確認されたが、テストセルの試料は、廃止基準や欧州のInert Waste Landfillの受け入れ基準に相当する濃度で極めて低く、安定化が進んでいた。すなわち、テストセルで採用された低密度埋立・高透水性確保という埋立工法は、塩類の濃度を早期に低下させ、またCa等については早期に難溶性へと変化させている可能性が示唆され、実埋立地のような高密度転圧、低透水性覆土といった工法よりも、中間処理残渣の早期に安定化できることが分かった。物理特性を比較した結果、テストセルの廃棄物に比較して、実処分場の廃棄物は不飽和透水係数が一桁小さく、洗い出しが遅れていることはこれらの物性試験結果からも推測可能であった。

## d) 中間処理残渣の安定化遅延要因の検討

中間処理残渣を含む複数の試料を対象にガス発生ポテンシャル試験を実施し、生物分解性有機物量と分解の阻害要因について検討した。中間処理残渣中の生物分解性有機物の含有量は総じて低く、焼却灰主体の試料では0.8 mg/gとほとんど生物分解性成分が含まれていなかった。ガス化可能有機物量についても、中間処理主体埋立物（不燃物・焼却灰混合試料および焼却灰試料）ではほとんど検出されなかった。ガス化速度定数は、中間処理残渣埋立物では混合ごみ埋立物よりも1オーダー低かった。中間処理残渣埋立地では、そもそも生物分解性有機物量自体が少なく、ガス発生ポテンシャルも低いと考えられるが、残存する生物分解性有機物のガス化速度もきわめて遅いことが明らかにされた。

焼却灰等の固結などにより層内に低透水性層が形成された場合の浸出水の片寄り流れと、それが洗い出しの遅延に与える影響を数値計算により検討した結果、固結層が存在すると、その上部には宙水が発生する結果が得られた。固結層に幅1 cm程度のクラックがあったとしても、宙水の形成に与える影響は小さかった。宙水の発生に対するクラックの影響は小さいものの、廃棄物層からの汚濁成分の洗い出しに及ぼす影響は大きく、クラック下部は選択的に洗い出される様子が計算された。ただし、固結層の下部領域は、通常の埋立廃棄物層に比較すると洗い出しが著しく遅延したことから、層内の均質な安定化には、固結化は回避されるべきであることが示された。

## 2 ）中間処理残渣の早期安定化に関する検討

## a) 焼却灰の固結が安定化に与える影響

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、頭著に固結し、透水性が低下する灰が存在することを確認した。頭著に固結する灰では、2ヶ月の試験期間で固結によって透水性が1/10にまで低下した。固結しない焼却灰での洗い出しは順調に進行し、累積の溶出量は13号試験の溶出量に到達したが、固結する焼却灰では、一価で移動性の高いCs、K、Clでさえも13号溶出試験における溶出量の6割程度にしか達せず、溶出が抑制された。これらの結果から、焼却灰の固結は、透水性を低下させ、結果的に易溶出性、易移動性元素も焼却灰層内に閉じこめてしまうことが解った。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ことが判明した。そのため、固結する灰の固結回避には、未反応の$\mathrm{Ca}$化合物の
炭酸化を促進する湿潤・乾燥操作の繰り返しが効果的であった。一方、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。重金属の溶出に関しては、固結により高 pH の状態が維持されることが Pb などの両性金属の溶出を促した。一方、固結の有無に関わらず、極端な炭酸化等で pH が中性付近に落ちることが Ca や Zn の放出を増大させた。重金属の溶出回避に、最も望ましい状態は、固結を回避した状態で、焼却灰層内の炭酸カルシウムによって層内の pH が支配される状態であった。

## b) 廃棄物の混合による通水性・通気性の確保

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。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。焼却灰と不燃破砕残渣の酸素消費速度、測定した混合時の透気係数と屈曲率を基に、内部で酸素消費が起こる場合の移流拡散モデルから埋立地内部への酸素進入をシミレーションした。その結果、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。なお、本稿では示さなかったが、汚泥に他の廃棄物（スラグ、建設混合廃棄物破砕選別残渣）を混合した場合の流体移動特性の改善、焼却灰へ粗粒径物として石を混合し通気性の改善を試みた検討も実施した。これらの検討からは、極めて通気性・通水性の悪い汚泥に粗粒径物であるスラグや破砕残渣を体積割合で62%から75%程度混合すると、透水係数が10～200倍、透気係数が100～400倍程度まで向上すること、焼却灰に石を混合した場合には、透気係数は混合率45%程度の混入で急激に上昇する傾向を呈し、その混合率で屈曲率は約半分となること等が明らかになった。

## c) 焼却灰安定化の戦略とセメント固形化埋立のケーススタディ

ここでは、あらためて焼却灰にはどのような埋立戦略が可能かを整理した。既往の文献から、焼却残渣が主体の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）の流出であり、その制御のためには、どのような人工的な容器構造を施しても長期的にはそれが破損して放出が起こることを想定する必要があることから、最も重要な戦略は、周囲環境が受容可能な汚染フラックスの設定であるとされていることがわかった。周辺環境が受容可能なフラックスとは、環境に影響しない程度であれば放出は許されると言うことである。そこで、安定化促進とは逆の概念であるが、容器構造に頼らずに汚染フラックスを極小化できるセメント固形化埋立についてケーススタディを行った。重金属類を添加し高濃度化したキレート処理飛灰をセメント固形化し、タンクリーチング試験に供した結果、ほとんどの重金属は溶出が抑制されたが、易溶性のCsのみ表面からの溶出が起こった。長期的な放出フラックスの低減を保証するためには、固化体の劣化を防ぎ、内部への水分の浸透を抑制することが重要であることがわかった。

## 3 ）機能性覆土層による有害物質の捕捉と層内浄化能力の強化

## a) 機能性覆土層による有機汚濁物質の吸着特性

鶴ヶ島土壌を機能性覆土の材料とし、大規模埋立層からの実浸出水を用いたカラム試験を実施して有機汚濁成分の吸着能を評価した結果、鶴ヶ島土壌はTOC吸着量4.1g/kg、分配係数 $ K_{d}=5.15mL/kg $ と高い吸着能力を示し、浸出水を酸性に調整した条件でも高いTOC吸着能が得られた。

## b) 粘土鉱物と天然土壌による1価/2価の金属類の吸着/脱着
移動性の高い1価/2価の陽イオンの機能性覆土での捕捉を、鶴ヶ島土壌（表土、心土）、ゼオライト単体、ベントナイトと鶴ヶ島土壌の混合土を用いたカラム通水試験から検討した結果、1価の陽イオンであるNa、Kは鶴ヶ島土壌であっても2～3mL/gの通水量で破過し、CsやKはゼオライトで破過は遅くなった。但し、飛灰の抽出溶液では、いずれの材料でも吸着量は1/10にまで低下した。Caの溶出は、鶴ヶ島土壌にベントナイトを添加することで吸着量を上昇させることができることを確認した。

## c) 機能性覆土による放射性物質の捕捉可能性

焼却残渣から Cs 放出の抑止に機能性覆土が有効か否かを検討した。本研究では機能性覆土に捕捉性能向上のためにゼオライト、カオリン、ベントナイトを添加することを想定し、各鉱物を吸着剤とした吸脱着試験を行い、基礎特性を把握した。各粘土鉱物における Cs の吸着量はゼオライト＞ベントナイト＞カオリンの順であった。ゼオライトの Cs 吸着に対して一価の陽イオンである Na および K の阻害が大きく、特に塩濃度の高い焼却飛灰溶出液での吸着阻害が大きかった。

## d) テストセルに用いた機能性覆土の有効性の検証

テストセルにおいて、中間覆土や底部覆土に使用されていた機能性覆土の重金属捕捉機構を検証するため、テストセル中の中間覆土と底部覆土を採取し、逐次抽出法により覆土中の重金属類の存在形態を検討した。重金属類(Mn・Cu・Zn・Cr・Ni・Pb)の捕捉量は、スラグ層よりも機能性覆土層で明らかに大きかった。機能性覆土層で捕捉された重金属の形態は、残留物態が主であった。AlやFeの鉱物化により重金属類が同時に固定化されたものと推察された。Al・Si・Feの存在形態は、残留物態>>炭酸塩態>>水溶性画分の順位であり、Ca・Mgの捕捉形態は主にイオン交換態であった。機能性覆土に捕捉されていた重金属類の形態は、残留物態>>炭酸塩態>イオン交換態>>水溶性画分の順位であり、土壤成分が残留態に変質した際に、これらの重金属類が抱合され、残留物態となった可能性が考えられた。

## e) 鉄粉添加による機能性覆土の有害物捕捉能力向上

機能性覆土の有害物捕捉能力を向上することを目的に、鶴ヶ島土壌を母材とした機能性覆土に鉄粉や粘土を混合し、機能向上の可能性を検討した。鶴ヶ島心土は単独使用であっても高いpH緩衝能力の示したほか、 $ K^{+} $ 、 $ Mg^{2+} $ 、 $ Cl^{-} $ 、DOC、TN、P、Ni、Cu、Pbなどの放出量を削減した。鶴ヶ島心土に鉄粉を添加すると、 $ Na^{+} $ 、 $ Ca^{2+} $ 、 $ Cl^{-} $ 、DOC、TN、P、Ni、Cuの累積放出量は単独使用時に比べて更に減少した。鶴ヶ島心土にゼオライトと鉄粉を添加効果すると、特にPの削減効果が大きくなったが、ゼオライト単独添加では、際立った効果は認められなかった。測定成分15項目の累積放出量では、鶴ヶ島心土に鉄粉を添加した系が最も浸出量が低く、放出量の47%が削減され、鉄粉添加の効果が大きいことが分かった。
## 研究発表

Mikako Ishii, Yasumasa Tojo, Takayuki Matsuo, In-Hee Hwang, Toshihiko Matsuto, Investigation on the solidification process of MSW bottom ash and their effect on the wash out, The 2012 Spring Conference of the Korea Society of Waste Management, 2012.

鈴木和将，川峠幹生，渡辺洋一，加古賢一郎，小野雄策，遠藤和人，山田正人，東條安匡：廃棄物最終処分場におけるセシウムの吸脱着特性の評価，第33回全国都市清掃研究・事例発表会，2012.

小口正弘，森朋子，大迫政浩，山田正人，一般廃棄物焼却灰の放射性セシウム汚染の経時変化と地域的特性の分析，環境放射能除染学会,2012.5

石井三香子，東條安匡，松尾孝之，黄仁姫，松藤敏彦：埋立地における焼却灰固結機構の解明および洗い出し効果に与える影響，第20回衛生工学シンポジウム，pp.36，2012.

東條安匡，石井美香子，松尾孝之，松藤敏彦：焼却主灰の固結化が塩類洗い出しに与える影響に関する基礎的検討，第23回廃棄物学会研究発表会講演論文集(CD-ROM)，2012.

加古賢一郎，鈴木和将，川崑幹生，東條安匡，小野雄策：各種粘土鉱物および自然土壌を用いたセシウム・ストロンチウムの吸脱着反応,第23回廃棄物資源循環学会研究発表会,pp.175-176,2012.

加古賢一郎，村上大，小野雄策，鈴木和将，東條安匡：最終処分場の中間覆土におけるセシウム・ストロンチウム吸脱着，第34回全国都市清掃研究・事例発表会抄録集，pp.316-318，2012.

・ 磯部友護，椿雅俊，東條安匡：安定化から見た管理型最終処分場の内部性状に関する研究，第34回全国都市清掃研究・事例発表会講演論文集，pp.235-237，2013.

程月，朝倉宏：埋立層内の有機物分解促進のための透気性の向上，第24回廃棄物資源循環学会研究発表会講演論文集，pp.499-500，2013.

Nguyen Nhu Sang, Satoshi Soda, Tomonori Ishigaki, Michihiko Ike, Microorganisms in landfill bioreactors for accelerated stabilization of solid wastes, Journal of Bioscience and Bioengineering, 114(3), pp.243-250, 2012.

Ishigaki T., Hirata O., Tachifuji A., Matsufuji Y., Yamada M., Development of leachate/gas emission model regarding with carbon and nitrogen balance, 14th International Waste Management and Landfill Symposium, 2013.

野村 弘, 東條安匡, 松尾孝之, 黃 仁姫, 松藤敏彦: 焼却灰の固結が重金属類の放出に与える影響, 第 24 回廃棄物学会研究発表会講演論文集, 2013.

Hiroshi Nomura, Yasumasa Tojo, Takayuki Matsuo, In-Hee Hwang, Toshihiko Matsuto: Influence of bottom ash solidification on leaching behavior of heavy metals, The 2013 Spring Conference of the Korea Society of Waste Management, May 8-10, 2013.

Yasumasa Tojo, Mikako Ishii, Toshihiko Matsuto, Takayuki Matsuo, Study on the influence of solidification of MSWI bottom ash on the emission of easily mobile elements, 2nd International Conference on Final Sinks, May 16–18, 2013.

・ 磯部友護，渡辺洋一，椿　雅俊，小野雄策，東條安匡：大規模埋立実験槽の安定化に関する研究、第35回全国都市清掃研究・事例発表会，pp.224-226，2014

## 知的財産権の取得状況

特になし
埋立処分量割合(全国, 2008)

## 中間処理残さ主体埋立地に対応した安定化促進技術の開発(3K113015)

## 我が国における昨今の埋立廃棄物

焼却・その他処理残渣が埋立物の85%

## 安定化の遅延, Dry Tomb化, 維持管理長期化

従来の有機物対策を主眼とした埋立処分技術では対応できない，「焼却灰の固結による通水／通気性の低下」，「極端な水みちの形成」，「高アルカリ状態の持続」，「重金属等の蓄積とその不規則な流出」等の問題が顕在化

→ 維持管理期間の長期化

## 研究課題1

中間処理残渣埋立における安定化遅延要因の解明

1. 実埋立地で安定化を支配する層内構造と水分移動状況を物理探査により把握

2. 特徴的な位置でボーリング, 試料分析 → 有機物, 無機物の安定化を評価

3. 均質化・低密度埋立・高透水性覆土の埋立工法(テストセル)との安定化の比較

## 研究課題2

## 中間処理残渣の早期安定化に関する検討

焼却灰の固結対策，不均質な層内の改善

(1)固結メカニズム解明、固結回避方法の確立、

(2)固結が塩類、重金属溶出に与える影響

(3)通水性，通気性を改善する組合せと混合比

(4)混合埋立が早期安定化に及ぼす効果把握

中間処理残渣の埋立方法に関する概念整理

(1)安定化促進と封じ込めに関する検討

## 研究課題3:機能性覆土層による有害物質の捕捉と層内浄化能力の強化

埋立物混合による層内条件の改善で対応できない有害物の流出を制御する反応性覆土・有機物、塩類、重金属の捕捉性能

・機構の解明と構成材料の検討→ 設計手法

無秩序な中間処理残渣埋立

空気の

侵入阻害

水分の流入阻害

燒却灰固結

不均質

片寄り流れ

有機物分解の遅延有害物の残留

洗い出し:遅延

高アルカリ環境の持続

「埋立工法」と「埋立構造」の改善に

よって解決できる可能性あり

世界に先んじた我が国独自の中間処理

残渣埋立処分技術の構築

持続可能な埋立地（一世代で維持管理不要な土地に還元する）技術の確立
## 平成29年度行政事業レビュー 公開プロセス対象事業リスト

(单位: 百万円)

府省名	外務省	外部有識者会合開催日	4月26日	公開プロセス開催日	6月2日
事業番号	事業名	平成28年度補正後予算額	平成29年度当初予算額	選定基準	具体的な選定理由	想定される論点
118	ハーグ条約の実施	157	152	工	本年度の政策評価実施対象であること, また, 国民の人権に直結する重要な案件であり, 公開点検を行うことは有意義と考えられる。	(1)条約上の義務に基づく事業については, 受け付けた申請に対応するという事業の性質上, 受動的な要因(申請受付数, 申請者が必要とする支援の不確実性など)により支出額が決まっていく中で, ハーグ条約上の義務を確実に果たしつつ, 適正な予算規模をどのように予測していくか。(2)委託先の選定方法は妥当か. 競争性が確保されているか。(3)条約の趣旨である子の最善の利益を確保するためには, 子の連れ去り等を未然に防ぐことが重要である中, より効果的な条約の広報等をどのように図るべきか。
127	(独)国際協力機構運営交付金(技術協力)	155,450	150,296	ア	技術協力は我が国の実施する開発援助の主要部分を構成し, かつ予算規模の大きな事業であるため, 公開点検を行うことは有意義と考えられる。	平成27年度に策定された「開発協力大綱」においては, 実施体制の整備の観点から市民社会との連携を促進するために, JICAボランティアの「積極的活用」「担い手の裾野の拡大」「参加者の知見の社会還元」等が述べられている。一方, 近年は日本社会の変化に伴い応募者減の傾向にある。この背景から, 応募者拡大及び優れた人材の参加促進の観点から, 以下の検証を行う。(1)現行のボランティア派遣制度は, 途上国のニーズに合った優れた人材が参加し易い制度となっているか。(2)各種団体(地方自治体, 大学, 民間企業)と連携したボランティア派遣を実施しているが, 十分な効果の出る制度となっているか。
249	気候変動枠組条約(UNFCCC)拠出金(義務的拠出金)	266	218	オ	気候変動という国民生活に直結する世界的な問題に携わる組織に対する拠出金であり, 一般的な関心も高いと考えられるところ, 公開点検を行うことは有意義と考えられる。	(1)本拠出金が, 温室効果ガスの排出削減を通じた地球温暖化の防止を目的とする国連気候変動枠組条約事務局の運営に効果的かつ効率的に運用されているか。(2)拠出した後の事後評価も含め, 条約事務局の活動や財政運営が適切に精査できているか。(3)日本の意思が事務局の活動にどの程度反映されているか。
# 平成28年度 森林及び林業の動向 平成29年度 森林及び林業施策

概要