Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
法がマスバランス法よりも、一貫してわずかに高くバイオマス比率を推定した。この系統的な違いは、一方または両方の手法にバイアスが存在することを示唆しているとした。 $ ^{14} $ C 法の 95%信頼区間の幅は 7-10%であり、マスバランス法（6-10%）と同定であるとした。ただし、Larsen らの研究では、 $ ^{14} $ C 測定法として、AMS 法に比べて精度の劣る LSC 法が使われていたことに注意を要する。

Muir ら(2015)[4]は、ごみ発電施設における混合ごみ中のバイオマス炭素比率を廃棄物固形燃料および焼却炉排ガスを対象に $ ^{14} $ C法（AMS法およびLSC法）で求めた。炭素ベースのバイオマス比率を発熱量ベースのバイオマス比率に換算した上で、手選別法や選択的酸溶解法による発熱量ベースバイオマス比率と比較した（詳細は1.3.3.を参照）。廃棄物固形燃料を対象とした場合、AMS法およびLSC法のいずれにおいてもpMC値の繰り返し再現性が低く（AMS法では中粒径で79.0％と67.9％）、代表的試料の採取が困難であることが示された。一方、排ガス試料を対象とした場合は、排ガス採取時間が10分間と短いものの、同一手法での試料間のpMC値の変動は固形試料の場合に比べて小さく（AMS法では56.2%, 52.0%, 55.8%）、AMS法とLSC法の結果は良い一致を見た（LSC法では57.3%, 52.0%, 53.8%）。pMC測定誤差（標準偏差）は、AMS法で約0.2%、LSC法で約12.0%であり、AMS法が優れていた。

これら既往研究について、特に排ガスサンプリングの方法に注目して整理し、表1.1に示した。

排ガスの採取方法としては、アルカリ溶液への吸収またはガスバッグへの捕集が用いられている。アルカリ溶液への吸収では、捕集後の試料はコンパクトに収まるものの、大気中$\mathrm{CO}_{2}$の混入によるコンタミの防止や、$\mathrm{CO}_{2}$の破過の防止、危険物である強アルカリ溶液の取扱の注意を必要とする。ガスバッグへの捕集においては、危険物を取り扱う必要はなく作業の安全性は高いが、長期間試料採取する際に大型のガスバッグが必要となり試料がかさばることが難点である。本研究では、2012年度にアルカリ溶液への吸収を、2013年度にガスバッグへの捕集を採用し、両者の得失を比較することとした。

採取した試料の $ ^{14}C $ 測定方法としては、AMS（Accelerator Mass Spectrometry）法と LSC（Liquid Scintillation Counting）法とが用いられている。AMS 法は、加速器質量分析装置により、炭素の質量数毎（ $ ^{14}C $ , $ ^{13}C $ , $ ^{12}C $ ）に分離し、 $ ^{14}C $ の個数を計測する方法である。このため、感度が高く、分析に必要な試料量は少量（炭素量で数 mg）であり、精度（測定値が離散値でありポアソン分布に従うことに由来する標準偏差）は 0.2% 程度である。LSC 法は、単位時間あたりの $ ^{14}C $ の β 崩壊の回数を計数することにより試料中の $ ^{14}C $ 量を求める方法であり、AMS 法に比べて感度が低く、より多くの試料が必要であり、精度も劣る。このように AMS 法は LSC 法に比べ、感度・精度の面で優れるが、大型の装置を必要とし、測定できる民間機関が限られる（日本国内では 3 社のみ）ため、AMS 法の測定費用（4 万円～6 万円/検体）は、LSC 法よりも高い。本研究では、精度を優先し、AMS 法を
用いることとした。低コスト化に向けては、サンプリング費用の低下に取り組むこととし、簡易なサンプリング方法の適用を試みた。

既往研究での排ガスの採取時間は、1 試料あたり 10 分間から 3 週間までと、大きな幅がある。 $ ^{14} $ C の半減期は 5730 年と長いため、試料採取から分析までの間に、 $ ^{14} $ C/ $ ^{12} $ C 比率が変化するおそれはない。このため、一般に、排ガス試料の採取時間が長いほど、試料の代表性は高くなり、サンプリング誤差は低減すると期待される。一方、試料採取期間が長期に及ぶと、サンプリング装置や機材の故障・動作不良の懸念が高まる。このため、試料採取時間とサンプリング誤差の関係を定量的に明らかにし、目標とする精度を達成するために必要な最小限の試料採取時間を求めることが望ましい。そのためには、都市ごみ焼却炉排ガスのバイオマス割合を時系列データとしてとらえ、その時間変動特性（自己相関の有無など）を把握することが有用である。既往研究において、同一施設での継続的な測定事例もあるが、たとえば 1 週間周期での自己相関を持つか否かを統計的に判断できるだけの頻度・精度を持った事例はない。また、排ガス中のバイオマス割合の変動特性は、焼却施設に投入されるごみ組成の変動に依存するため、実施設での計測データの蓄積が必要である。そこで、本研究では、都市ごみ焼却炉排ガスの採取時間を 1 時間、8 時間、24 時間として、継続的に試料採取を行ない、時間変動特性の把握を試みた。
表 1.1 既往研究での焼却炉排ガスを対象とした $ {}^{14}C $ 法測定事例のサンプリング方法の概要

出典	測定地	焼却施設	排ガス採取時間	ガス流量	採取方法	14C測定法*	備考
Mohn et al.(2008) [12]	チューリッヒ(スイス)	ごみ発電施設(3施設)	3～4日間	10mL/min	アルカリ溶液吸収	4M KOH 100 mL2連	AMS
Palstra and Meijer(2010) [14]	オランダ	火力発電所都市ごみ焼却炉	45分間	70-80mL/min	アルカリ溶液吸収	2M NaOH 200 mL1連	AMS
平井・酒井(2010) [16]	京都市(日本)	都市ごみ焼却炉	6時間	500mL/min	アルカリ溶液吸収	5M KOH 100 mL2連	AMS
30分間	100mL/min	ガスバッグ捕集	3L アルミバッグ	AMS
Mohn et al.(2012) [13]	スイス	ごみ発電施設(5施設)	3週間	3mL/min	ガスバッグ捕集	44L アルミバッグ	AMS	1)
Larsen et al.(2013)[15]	デンマーク	都市ごみ焼却炉	24時間	記載なし	アルカリ溶液吸収	KOH	LSC
Muir et al.(2015) [4]	イギリス	都市ごみ焼却炉	10分間	記載なし	ガスバッグ捕集	アルミバッグ	LSC およびAMS	2)

* AMS: 加速器質量分析法、LSC: 液体シンチレーションカウンター法 AMS 法は LSC 法よりも精度が良い。

1）7 日間分のガスを 1 つのアルミバッグで捕集し、3 バッグ（3 週間分）を等量混合した試料を AMS 分析に供した。一部の試料は、3 週間でなく、1～4 週間分を等量混合した。

2）１時間おきに１０分間採取した。
##### 1.3.2. $ {}^{14} $ C 法（廃棄物バイオマス中 pMC 值推定）に関する既往研究

廃棄物バイオマスの pMC 値は大気核実験の影響により、生育年代によって大きく異なる。特に長寿命のバイオマスである木質系バイオマスの pMC は補正が必要である。あそのため、Mohn ら(2008) $ ^{[12]} $ や Fellner and Rechberger $ ^{[17]} $ はモデル計算により廃棄物中バイオマスの pMC を推定した。

Mohn ら（2008）[12]は、廃棄物に含まれるバイオマス成分を、木材（住宅・家具）、紙・板紙、および短寿命バイオマス（厨芥類、庭ごみ等）に3分類し、これらが家庭ごみ（粗大ごみ含む）、建築解体廃棄物、下水汚泥に占める組成比率の分布を求めた。次に、これら各バイオマス成分について、大気中 pMC 値の推移や樹木の成長曲線、木材製品の使用年数分布等を組合せ、成分別の pMC 値の分布を求めた。最後に、モンテカルロシミュレーションを行ない、都市ごみ中バイオマスの pMC 値の分布を求めた。バイオマス成分別の pMC 値は、紙・板紙：115.3±2.4%（正規分布）、短寿命バイオマス 105.3±1.5（正規分布）、木材 98～132（一様分布）、廃棄物中バイオマスの pMC 値は 113.0±3.8%と推定された。また、年率 0.6%で大気中 ¹⁴C が減少すると仮定した場合の 2010 年および 2015 年における廃棄物中バイオマスの pMC 値を、111.3±3.8%、109.2±3.8%とした。

文献[12]の共著者である、Fellner and Rechberger (2009)[17]は、この研究を発展させ、ごみ中のバイオマス成分の分類を、「厨芥類・庭ごみ」、「紙・板紙」、「繊維」、「衛生用品」、「木材（容器包装、廃家具、建築廃材）」、「下水汚泥」、「廃タイヤ」、「肉骨粉」とより詳細にした。また、これらを異なった比率で含む廃棄物として、「家庭ごみ」、「事業系ごみ」、「粗大ごみ」の区分での pMC を推定し、これらが混合した都市ごみならびに、固形廃棄物燃料の pMC 推定値を示した。欧州 6 か国のごみ組成に基づく家庭ごみ中バイオマスの pMC 値（2007年）は、112.0±2.7%（1σ）であるのに対し、国別のごみ組成を用いた pMC 値は、オランダ：113.1±2.2%、スウェーデン：110.5±2.0%、スイス 112.7±2.1%となり、標準偏差の減少は少なく、ごみ組成の不確実性以上に、各バイオマス成分（紙・板紙、廃家具など）の pMC 値の不確実性の影響が大きいとした。

これらの研究はヨーロッパにおける廃棄物中バイオマスを対象としており、建築物寿命や使用木材樹種の違いのため、そのまま日本に適用することはできない。そこで本研究課題では、2012年度の研究として、Mohnらの研究で使用された方法を参考に、日本での製品使用年数や外材の輸入を考慮して、日本における長寿命木質バイオマスのpMC値を推定した $ ^{[18][19]} $ 。この研究では、建築廃木材、粗大ごみの破砕残渣、紙類などのpMC値を実測し、推定値との比較検証も行った。これらバイオマス成分別のpMC値推定結果と、京都市家庭ごみ細組成調査結果等を用いて、廃棄物バイオマス全体のpMC値及びその精度を推定した。最終年度である2014年度は、国内の各自治体が、自ら保有するごみ組成調査結果を用いて廃棄物バイオマスのpMC値を推定することを想定し、より一般的なごみ組成調査区分での推定を行った。
##### 1.3.3. 手選別法と $ {}^{14}C $ 法の比較に関する既往研究

Muir ら [4]は、ごみ発電施設における混合ごみ中のバイオマス炭素比率を $ {}^{14} $ C 法（AMS 法および LSC 法）で求め、炭素ベースのバイオマス比率を発熱量ベースのバイオマス比率に換算した上で、手選別法や選択的酸溶解法による発熱量ベースバイオマス比率と比較した。

炭素ベースのバイオマス比率 Cbio から発熱量ベースのバイオマス比率 Ebio への変換は、Fichtner のアルゴリズムを用い、式(1.7)に従って計算した。この式で 0.39 MJ/kg は、廃棄物中バイオマス成分の炭素 1 kg あたりの低位発熱量、0.47 MJ/kg は、廃棄物中化石由来成分の炭素 1 kg あたりの低位発熱量を示す。いずれも乾燥重量ベースでの発熱量であり、廃棄物中の水分を考慮しておらず、厳密には正しくない。しかし、Ofgem（英国電力市場規制庁）が一定の条件のもとでバイオマス発電比率の報告での利用を認めており、英国における利用可能な最善の変換手法として用いられた。

$$ Ebio\quad=\quad\frac{0.39\times Cbio}{0.39\times Cbio\;+\;0.47\times\left(1-Cbio\right)} $$

手選別法においては、ごみ発電施設のごみピットから1試料あたり約5kgのごみを採取し、手選別で分類・計量した。分類されたごみは、30mm以下に裁断され、再び混合して3等分し、うち1つ（1試料あたり約2kg）を外部分析機関に委託して選択的酸溶解法による発熱量ベースのバイオマス測定を行った。

3 試料平均のバイオマス比率は、手選別法 41.4%、 $ ^{14} $ C 法（AMS 法）44.8%、 $ ^{14} $ C 法（LSC 法）44.6%と、これら 3 者は近い値であったのに対し、選択的酸溶解法は 75.5%と、大きく乖離した。選択的酸溶解法は、化石由来・生物由来の判別の精度に課題があり（バイオマス比率をバイオマスプラスチック 0%（100%が正しい）、石炭 43.5%（0%が正しい）、ナイロン・ポリウレタン 95%（0%が正しい）と誤って測定するなど）、大量の試料を用いることができないため、不均質な廃棄物試料からの代表的な試料を採取することが難しい、といった欠点を持ち、バイオマス比率を測定する手法として不適当であるとした。また、手選別法は、以下の欠点を持つため、不適であると指摘した。1）化石由来・バイオマス由来の複合素材を扱えない、2）対象試料の各破片は 1 cm 以上の大きさが必要である（そのため、微粉砕により試料の代表性を高めることができない）、3）人手を多く必要とする、4）代表性の高い試料を得るためには、莫大な試料量が必要となる、5）人為的ミスを避けることができず、特に、ごみ発電のバイオマス寄与分を高く見積もることで経済的メリットがあるような場合には、恋意的な操作がされる恐れがある。以上のような理由から、結果の代表性・正確さ・信頼性等の点で $ ^{14} $ C 法は現行の手法よりも優れていると結論付けた。
スウェーデンの廃棄物処理及びリサイクルに関する協会である Avfall Sverige は、国内7箇所の焼却施設を対象に都市ごみ中の化石由来炭素割合を、1）固体ごみを試料とする $ ^{14} $ C 法、2）焼却炉排ガスを試料とする $ ^{14} $ C 法、3）マスバランス法、4）手選別法の4手法で測定した[5]。スウェーデンにおける廃棄物中の化石由来炭素割合は、約1/3と推定された。排ガス試料を用いた $ ^{14} $ C 法の標準偏差が約3%であるのに対し、固体ごみ試料を用いた $ ^{14} $ C 法の標準偏差は14%と高く、排ガスを用いる方が代表的な試料採取が可能であるとした。マスバランス法は、7施設中2施設でのみ評価を行い、測定の不確実性を減らす上で改良の余地が多くあると評価された。手選別法においては、湿重量ベースでの分類ののち、ごみ分類毎の含水率や炭素含有率を測定しておらず、文献値により分類毎の乾重量・元素組成を計算していた。このため、バイオマス炭素比率は、プラスチックごみの水分含有率にセンシティブであり、その正確な把握が重要であるとした。

日本国内でのバイオマス比率測定の需要としては、1）国全体の温室効果ガス排出インベントリの精緻化、2）自治体焼却炉からの化石由来$\mathrm{CO}_{2}$ 排出量の正確な把握、3）FIT 制度におけるごみ発電のバイオマス寄与割合の把握、が考えられ、3）においては、炭素ベースではなく発熱量ベースの比率が重要となる。そこで、本研究では、Muirら[4]が用いた炭素ベースから発熱量ベースへの換算式を改良し、含水率を考慮した換算式を導出することとした。

手選別法と排ガスを対象とした $ ^{14} $ C法との比較において、手選別法での試料の代表性の確保の困難さが指摘されているが、手選別法での精度（繰り返し再現性）や正確度（バイアスの程度）に関する定量的な評価は十分になされていない。そこで、手選別法によるごみ組成調査を複数回実施し、精度・正確度の評価を試みた。

#### 1.4. 本研究の目的と内容

現在の手選別ごみ組成調査に基づいた都市ごみ中バイオマス割合測定方法には、ごみの不均質さによる精度の低さや化石由来・生物由来炭素の判別困難さによる結果の不正確さといった問題点が存在する。そこで、現行の手選別組成調査の精度・正確度について評価し、現在のバイオマス比率測定方法の問題点についても考察を行った。

本研究では、それら現行手法での問題点を解決する手法として $ ^{14} $ C法に注目した。実際の焼却施設での $ ^{14} $ C法の適用を念頭に置き、既往研究で紹介した $ ^{14} $ C法の課題点の解決及び $ ^{14} $ C法の精度・正確さを評価することを目的とした。焼却炉排ガス中pMC値測定に関する課題としては、1） $ ^{14} $ C割合の時間的変動特性の把握、2）焼却ごみ組成の違いを反映できるかの確認、3）サンプリングコストの低減の3つを挙げた。廃棄物バイオマス中pMC値推定に関する課題としては、1）化石由来複合バイオマスのバイオマス比率推定、2）長寿命バイオマス中 $ ^{14} $ C割合推定、3）全国各都市で使用可能な $ pMC_{bio} $ 推定方法の導出を挙げた。これらの成果を通じ、1か月に1度排ガスサンプリングを行った場合の $ ^{14} $ C法による
都市ごみ中バイオマス炭素比率推定値のその月の平均値に対する精度を評価した。さらに、手選別法と $ ^{14} $ C法を同日のごみ試料に適用し、両者の測定結果の比較を行った。
### 2. 手選別によるごみ組成調査の精度及び正確度の評価

本章では、手選別組成調査を実施し、現行の手選別ごみ組成調査の測定結果の精度・正確度の評価を行った。

#### 2.1. 研究方法

##### 2.1.1. 精度評価方法

環整 95 号で定められているごみ質の分析方法 [3] では、初期試料量 200 kg 以上を四分法で縮分した 5～10 kg の試料を乾燥させ、物理組成 6 項目に分類する。すなわち、現行の方法では四分法で縮分した 10 kg 程度の試料が初期試料を代表しているという仮定が置かれている。本研究では、四分後のごみ試料の代表性を評価するために四分法で縮分されたごみ試料を複数個組成調査した。物理組成調査結果に各物理組成の炭素含有率をかけることで、バイオマス炭素比率ベースの手選別ごみ組成調査結果の精度評価を行った。ただし、各物理組成の炭素含有率は固定値とした。また、物理組成調査結果を利用して、式(1.4)から発熱量ベースのバイオマス比率の精度評価も行った。

###### 2.1.1.1. 調查方法概要

図 2.1 に手選別によるごみ組成調査結果の精度評価方法のフロー図を示す。調査は 2014 年 1 月 6 日に京都市東北部クリーンセンターで行った。

図 2.1 手選別組成調查精度評価方法フロー図

###### 2.1.1.2. バイオマス炭素比率計算方法

ごみ試料のバイオマス炭素比率は式(2.1)で計算した。ただし、調査結果は湿重量で得られたので、組成ごとに水分割合を設定し、乾重量に換算した。
$$ \sum 物理組成 i の乾重量 \times 物理組成 i の炭素重量割合 $$

各物理組成の区分、炭素重量割合及び水分割合を表 2.1 に示す。

表 2.1 手選別調査における物理組成区分及び各組成の炭素重量割合

物理組成	区分	炭素重量割合(%) 乾ベース	水分割合(%)
紙類	バイオマス	44.4	25.7
繊維類	バイオマス	44.4	22.9
合成樹脂、ゴム・皮革類	非バイオマス	75.1	26.2
木・竹・わら類	バイオマス	44.4	45.3
厨芥類	バイオマス	48.2	80.1
その他（細塵）	バイオマス	45.4	54.4

「紙類」、「繊維類」、「木・竹・わら類」の炭素重量割合はセルロースの分子式$\mathbf{C}_{6}\mathbf{H}_{10}\mathbf{O}_{5}$から算出した。「合成樹脂、ゴム・皮革類」については、合成樹脂の重量割合が支配的であると仮定し、温室効果ガス排出インベントリ報告書$[1]$中のプラスチックの炭素含有率を使用した。厨芥類については、タンパク質・脂質・炭水化物などによって、炭素重量割合が異なるため、厨芥類をさらに複数の区分に分類し、厨芥類全体の炭素重量割合を算出した。詳細は4.2.4.2に記載した。その他（細塵）は全てバイオマスであると設定し、「紙類」、「繊維類」、「木・竹・わら類」、「厨芥類」の炭素重量割合を単純平均した値を使用した。

水分割合は京都市東北部クリーンセンターで2013年4月～6月に行われたごみ質調査結果の平均値を使用した。

###### 2.1.1.3. 発熱量ベースのバイオマス比率計算方法

手選別調査で測定した物理組成の重量比を利用し、電気事業者による新エネルギー等の利用に関する特別措置法（RPS法）の施行規則第7条第2項に定められるバイオマス比率の算定方法に準拠して、発熱量ベースのバイオマス比率を計算した。算定方法は1.2.2の式(1.4)に示したとおりである。
##### 2.1.2. 正確度評価方法

廃棄物の中には目視では化石由来か生物由来かの判別が困難なもの（バイオマスプラスチックや天然・合成繊維）や化石由来と生物由来両方の素材で構成されているもの（紙おむつや塗工紙）が存在する。これらの廃棄物の存在により、環整95号によるごみ質の分析結果から算出した都市ごみ中バイオマス割合測定結果は不正確なものとなる。

本研究では、不正確さを定量的に評価するとともに、原因となる廃棄物ごとの影響の大きさについても評価を行った。手選別ごみ組成調査のバイオマス比率測定結果に影響を与える複合素材（繊維類・紙おむつ・塗工紙）について、バイオマス素材割合を考慮した補正を行い、複合素材がバイオマス比率計算結果に与える影響を評価した。

###### 2.1.2.1. 調查方法概要

2014 年 12 月 2 日および 3 日にかけて、京都市東北部クリーンセンターにおいて手選別ごみ組成調査を行った。同時に焼却炉排ガスサンプリングも行った。手選別ごみ組成調査については、2.1.1 と同様の手法で物理組成を測定し、バイオマス炭素比率及び発熱量ベースのバイオマス比率を計算した。

###### 2.1.2.2. 手選別組成調査測定結果の補正方法

####### 2.1.2.2.1. 炭素量ベースのバイオマス比率

バイオマス炭素比率測定結果に影響を与える化石由来炭素複合バイオマスとしては、繊維・紙おむつ・塗工紙を対象とした。

繊維については、廃棄物焼却に伴う温室効果ガス排出量算定方法 $ ^{[1]} $ 中で設定されている繊維生産量などから算出した天然繊維割合 $ r_{natural} $ から、繊維類中天然繊維割合を算出した。補正後の天然繊維湿重量 $ m_{cl\_natural} $ は式(2.2)、合成繊維湿重量 $ m_{cl\_fossil} $ は式(2.3)で表される。合成繊維の炭素重量割合は、文献 $ ^{[1]} $ の値63.0%を用いた。この値は、合成繊維種類別のポリマーの分子式から求めた炭素含有率を合成繊維消費量で加重平均して得られた。

$$ m_{c l_{-}n a t u r a l}=m_{c l}\times r_{n a t u r a l} $$

$$ m_{cl\_{f}ossil}=m_{cl}\times(1-r_{natural}) $$

$$ m_{cl}: 組成調査で分類された繊維類重量 $$

$$ r_{natural}: 繊維中 \emptyset 天然繊維割合 $$

紙おむつについては、ごみ試料中の紙おむつ重量と紙おむつの素材重量割合を用いて補正した。紙おむつ重量は組成調査時に紙おむつ類を目視で確認し、重量を計測した。素材重量割合は紙おむつ解体調査により設定した。紙おむつ解体調査の詳細は4.2.2.2に示した。紙おむつは紙とプラスチックの複合製品であるので、素材重量割合を考慮して補正し
た場合には、紙類及びプラスチック類の重量が変化する。補正後の紙類湿重量 $ m_{pa\_補正後} $ は式(2.4)、プラスチック類湿重量 $ m_{pl} $ 補正後は式(2.5)で表される。

$$ m_{pa_{-} 補正後 }=m_{pa}-m_{pd}\times r_{pd_{-}pl} $$

$$ m_{pl_{-} 補正後 }=m_{pl}+m_{pd}\times r_{pd_{-}pl} $$

$ m_{pa} $ : 組成調査で分類された紙類重量

$ m_{pd} $ : 組成調査で分類された紙おむつ類重量

$ m_{pl} $ : 組成調査で分類されたプラスチック類重量

$r_{pd\_pl}$：紙おむつ中のプラスチック類重量割合

塗工紙については、塗料に含まれる化石由来炭素量を考慮した紙類バイオマス炭素比率 $ (c_{pa_{\text{補正後}}}=0.40) $ 用いて補正した。補正方法の詳細は4.2.2.1に示した。補正後の紙類由来のバイオマス炭素量は式(2.6)で表される。また、塗料由来の炭素量 $ (C_{\text{coat}}) $ は紙類重量と紙中塗料由来炭素重量割合 $ (c_{\text{coat}}=0.011) $ を用いて、式(2.7)で表される。

$$ Cb_{pa_{-} 補正後 }=m_{pa_{-} 補正後 }\cdot c_{pa_{-} 補正後 } $$

$$ C_{coat}=m_{pa_{-} 補正後 }\cdot c_{coat} $$

以上より、補正後のバイオマス由来炭素量 $ Cb_{補正後} $ は式(2.8)で表される。

$$ Cb_{ 補正後 }=m_{cl_{-}natural}\cdot c_{natural}+m_{pa_{-} 補正後 }\cdot c_{pa_{-} 補正後 }+m_{wo}\cdot c_{wo}+m_{ga}\cdot c_{ga}+m_{ot}\cdot c_{ot} $$

従って、補正後のバイオマス炭素比率$\eta_{\text{補正後}}$は式(2.9)で表される。

$$ \eta_{ 補正後 }=\frac{Cb_{ 補正後 }}{Cb_{ 補正後 }+m_{pa\_{ 補正後 }}\cdot c_{coat}+m_{cl\_{f}ossil}\cdot c_{cl\_{f}ossil}+m_{pl\_{ 補正後 }}\cdot c_{pl}} $$

####### 2.1.2.2.2. 発熱量ベースのバイオマス比率

発熱量ベースのバイオマス比率測定結果に影響を与える化石由来炭素複合バイオマスとしては、繊維・紙おむつを対象とした。塗工紙については、炭酸カルシウムを多く含む塗工部分をプラスチック重量割合に組み入れることは、発熱量の補正の上では不適当であると考え、発熱量ベースのバイオマス比率計算においては補正の対象外とした。

補正後の発熱量ベースのバイオマス比率は式(2.10)で計算した。
$$ \begin{aligned}\eta_{bH_{-} 補正後 }}&=\frac{H_{lb_{-} 補正後 }}{H_{l_{ 補正後 }}}\tag{2.10}\\H_{l_{-} 補正後 }}=\left\{16000x_{pa_{-} 補 }+17300x_{ga}+17900x_{wo}+18100x_{cl_{-} 補 }+36000x_{fossil}\right\}\times\left(1-w\right)-2500w\\H_{lb_{-} 補正後 }}&=H_{l}-\left\{36000-2500\times\left(\frac{0.27}{1-0.27}\right)\right\}\times\left(1-w\right)\times x_{fossil}\\x_{fossil}&=x_{pd}\cdot r_{pd_{-}pl}+x_{cl}\cdot\left(1-r_{cl_{-}natural}\right)+x_{pl}\\x_{pd}&: 焼却ごみ中紙おむつ割合 \\r_{pd_{-}pl}&: 紙おむつ中合成樹脂類重量割合 \\r_{cl_{-}natural}&: 繊維中天然繊維割合 \end{aligned} $$

#### 2.2. 結果と考察

##### 2.2.1. 炭素量ベースでのバイオマス割合

###### 2.2.1.1. 精度評価結果及び考察

図 2.2 に 5 つのごみ試料のバイオマス炭素比率計算結果を示した。また、表 2.2 に 5 つのごみ試料の各物理組成重量測定結果を示す。縮分後の 5 試料のバイオマス炭素比率の平均値は 68.0%、変動係数（相対標準偏差）は 6.03% であった。また、化石由来炭素比率の平均値は 32.0%、変動係数は 12.9% であった。

図 2.2 縮分後の 5 試料のバイオマス炭素比率測定結果

表 2.2 各物理组成乾重量测定結果

乾重量(g)
試料番号	1	2	3	4	5	平均	標準偏差
紙類	2898	3286	1392	1741	3421	2547	955
繊維類	639	696	1160	619	452	713	307
合成樹脂・ゴム・皮革類	962	1257	1128	694	1159	1040	213
木・竹・わら類	191	51	57	311	280	178	114
厨芥類	145	419	320	128	696	341	264
不燃物類	320	576	163	49	264	274	119
その他 (細塵)	130	86	146	84	168	123	35
計	5285	6371	4366	3626	6439	5217	1214
###### 2.2.1.2. 正確度評価結果および考察

図 2.3 に手選別組成調査の補正前・補正後の結果を示した。補正前の手選別サンプルの平均値は 69.0%、補正後の平均値は 58.8% であった。

炭素量ベースのバイオマス比率の補正においては、紙おむつの素材重量割合、塗工紙の塗料由来炭素量及び繊維中の合成繊維割合を考慮した。上記3つの補正のそれぞれが単独でバイオマス炭素比率に与える影響を把握するために、1種類ずつの補正を行い、その場合のバイオマス炭素比率を計算した。その結果を図2.4に示す。

図 2.3 手選別組成調査でのバイオマス炭素比率測定結果

図 2.4 紙おむつ・合成繊維・塗工紙を1種類ずつ補正した場合のバイオマス炭素比率

図 2.4 より、合成繊維割合補正の影響が最も大きいことが分かる。

続いて、現在日本で使用されているバイオマス炭素比率算定方法と、本項で行った炭素比率の補正方法を比較する。日本においては都市ごみ中のバイオマス炭素比率算定は、温
室効果ガス排出量算定におけるごみ焼却に由来する二酸化炭素排出量の推定のために必要である。この二酸化炭素排出量算定方法 $ ^{[1]} $ においては、焼却繊維くず中の合成繊維割合及び紙くず中の炭素の化石起源割合を考慮している。図2.4の結果から、この二つの化石由来素材複合バイオマスの影響が支配的であることが分かる。しかし、今後大人用紙おむつの廃棄量の増加も予想されるため、紙おむつ廃棄量の実測値の蓄積や推定方法の精緻化、及び紙おむつ中の化石由来素材割合測定値の正確化が必要である。

また、本研究で考慮した繊維・紙おむつ・塗工紙の他にも、パーティクルボードや畳といった化石由来炭素複合バイオマスが存在する。また、他にもバイオマスプラスチック等の目視では化石由来かバイオマス由来かを判断することが難しいバイオマスが存在する。これらの素材の廃棄量及び化石由来炭素割合の把握も課題として挙げられる。

##### 2.2.2. 発熱量ベースでのバイオマス割合

###### 2.2.2.1. 精度評価結果及び考察

表 2.2 の各組成重量割合を用いて、縮分後の5試料の発熱量ベースのバイオマス比率を式(1.4)に従って計算した（図2.5）平均値は62.6%、変動係数は7.07%であった。図2.5の計算結果は、炭素量ベースのバイオマス比率の精度評価で使用したものと同じ物理組成データ（表2.2）を用いている。そのため、2.2.1.1で挙げた課題がそのまま発熱量ベースのバイオマス比率の精度評価に関しても当てはまる。

図 2.5 縮分後の 5 試料の発熱量ベースのバイオマス比率測定結果

###### 2.2.2.2. 正確度評価結果及び考察

手選別組成調査の補正前・補正後の測定結果を図2.6に示す。発熱量ベースのバイオマス比率の補正においては、繊維中の合成繊維割合及び紙おむつの素材重量割合を考慮した。上記二つの補正が全体に与える影響の大きさを把握するために、1種類ずつ補正を行い、発熱量ベースのバイオマス比率を計算した。その結果を図2.7に示す。
図 2.6 手選別組成調査での発熱量ベースのバイオマス比率測定結果

図 2.7 紙おむつ及び合成繊維を1種類ずつ補正した場合の発熱量ベースのバイオマス比率

図 2.7 より、合成繊維の補正が占める影響が支配的であることが分かる。式(1.4)からわかるように、FIT 制度のバイオマス発電割合算出においては、繊維類はすべてバイオマス（天然繊維）としてカウントされる。手選別ごみ質調査において、繊維類中の合成繊維割合を迅速に実測するのは困難である。しかし、合成繊維の補正がバイオマス発電比率に与える影響の大きさを考えれば、統計データから算出した数値を補正に使用することが望ましい。
### 3. 焼却炉排ガス中 $ {}^{14}C $ 割合の測定

#### 3.1. 概要

以下の３点を目的とした調査を実施した。

1）排ガス中 $ {}^{14}C $ 割合の時間的変動特性の把握を目的として京都市の都市ごみ焼却施設で排ガスサンプリングを行った。

2）都市ごみとごみ組成が大きく違う産業廃棄物焼却施設での排ガスサンプリングを行うことによって、 $ ^{14} $ C 法がごみ組成の違いを反映できるかの確認を試みた。

3） $ ^{14} $ C 法の測定費用の低減を行うため、サンプリング装置の簡易化に取り組んだ。

再生可能エネルギーの固定価格買取制度では、バイオマス発電の設備認定について「バイオマス比率を的確に算定できる体制を担保するとともに毎月1回当該バイオマス比率を算定できる体制を整えること」 $ ^{[2]} $ という条件が定められている。この条件に基づいて、毎月1回バイオマス比率を $ ^{14} $ C法によって測定すると考えると、測定コストは式(3.1)で表される。

$$ 測定コスト =(pMC 測定単価 + サンプリング費用 )\times 測定回数 (12 回 / 年 )\quad(3.1) $$

pMC 測定単価は、2014 年時点では約 3.6 万円～6 万円であり、民間で測定可能な事業者数が限られているため、費用の低減は困難である。そこで本研究では、サンプリング装置の簡易化によりサンプリング費用の低減を図った。

#### 3.2. 研究方法

3.2.1. 都市ごみ焼却炉排ガス中 $ {}^{14}C $ 割合の時間的変動特性把握のためのサンプリング

大きく2回の連続的なサンプリングを行った。1回目は2012年11月に行った14日間の8時間サンプリング（および1時間サンプリング×8回）である。1回目のサンプリングで得られた結果を基に、2013年11月に24時間サンプリングを25日連続で行った。

###### 3.2.1.1. 都市ごみ焼却炉での1時間および8時間サンプリング

## (1) サンプリング実施場所

京都市南部クリーンセンターで排ガスサンプリングを行った。この施設が焼却しているのは「家庭ごみ」、「事業ごみ」、「持ち込みごみ」、そして「粗大ごみ破砕残渣」である。京都市では、「缶・びん・PETボトル」、「その他プラスチック製容器包装」は分別回収、リサイクルされている。焼却能力は600 t/24h(300 t/24h×2基)で、焼却炉の形式はストーカ炉である。

## (2) サンプリング実施期間
サンプリング装置の概要を図3.1に示した。排ガス採取地点は、排ガス処理後の煙突出☐手前である。サンプリング装置はまず煙道排ガスを三つに分岐させた。一つ目の配管は吸収瓶に接続し排ガスを捕集した。吸収溶液からの破過$\mathrm{CO}_{2}$濃度を吸収瓶後段の$\mathrm{CO}_{2}$測定装置で監視した。洗浄瓶は、吸収溶液が逆流した場合に下流側計器の損傷を防ぐために配置した。吸入ポンプによる採取ガス流量はポンプ付属の流量計を用いて瞬間値を計測した。二つ目の配管はドレンポットを介して$\mathrm{CO}_{2}\cdot\mathrm{O}_{2}$測定装置に接続し、煙道排ガス中の$\mathrm{CO}_{2}\cdot\mathrm{O}_{2}$濃度を測定した。三つ目の配管は、2012年11月20日に行った1時間連続サンプリング時のみ使用したもので、まずガスバッグに煙道排ガスを捕集した。その後、ガスバッグからポンプを使い吸収溶液に排ガスを吸収させた。

図 3.1 排ガスサンプリング装置模式図（2012年11月使用）

排ガス採取の実施場所・期間を表3.1に示した。11月20日には8時間連続サンプリングとともに、1時間連続サンプリングを8回連続して行った。10月29日および11月5日は、各焼却施設での初回調査のため設営に時間を要し、8時間ではなく6時間の連続採取とした。
表 3.1 排ガス 8 時間サンプリング実施内容

サンプリング実施日	2012年10月29日	11月5日	11月6日	11月7日	11月8日
サンプリング場所	東北部CC	南部CC	南部CC	南部CC	南部CC
サンプリング開始時刻	10時30分	10時15分	9時13分	9時25分	9時08分
サンプリング終了時刻	16時30分	16時15分	17時13分	17時25分	17時08分
使用溶液*1	400ml×2	400ml×2	400ml×2	200ml×2	200ml×2
採取時間	6h	6h	8h	8h	8h
採取ガス量(L)*2	126.76	未測定	50.24	49.36	50.33
採取ガス流量(ml/min)	352	未測定	105	103	105
pH変化 前段	未測定	未測定	未測定→14.15	14.34→13.64	14.35→13.06
後段	未測定	未測定	未測定→14.29	14.34→14.08	14.35→14.35
CO₂濃度平均值(%) *3	9.60	7.66	8.02	7.87	8.06
O₂濃度平均值(%) *3	9.59	12.07	11.69	11.77	11.65
排気(漏れ) CO₂平均值(ppm)*3	0	測定不能	測定不能	0	0
サンプリング実施日	11月9日	11月12日	11月14日	11月15日	11月16日
サンプリング場所	南部CC	南部CC	南部CC	南部CC	南部CC
サンプリング開始時刻	9時01分	9時01分	9時06分	8時59分	9時09分
サンプリング終了時刻	17時01分	17時01分	17時06分	16時59分	17時09分
使用溶液*1	200ml×2	200ml×2	200ml×2	200ml×2	200ml×2
採取時間	8h	8h	8h	8h	8h
採取ガス量(L)*2	54.34	53.85	55.67	52.99	50.91
採取ガス流量(ml/min)	113	112	116	110	106
pH変化 前段	14.32→11.01	14.35→11.06	14.28→10.80	14.23→11.12	14.36→12.98
後段	14.32→14.32	14.35→14.19	14.28→14.40	14.23→14.21	14.36→14.28
CO₂濃度平均值(%) *3	7.81	7.89	7.46	7.83	7.70
O₂濃度平均值(%) *3	11.89	11.70	12.20	11.78	12.06
排気(漏れ) CO₂平均值(ppm)*3	0	0	0	0	0
サンプリング実施日	11月20日	11月21日	11月22日	11月26日	11月27日
サンプリング場所	南部CC	南部CC	南部CC	南部CC	南部CC
サンプリング開始時刻	9時06分	8時56分	8時55分	9時08分	8時53分
サンプリング終了時刻	17時06分	16時56分	16時55分	17時08分	16時53分
使用溶液*1	200ml×2	200ml×2	200ml×2	200ml×2	200ml×2
採取時間	8h	8h	8h	8h	8h
採取ガス量(L)*2	56.39	54.22	55.69	59.9	52.68
採取ガス流量(ml/min)	117	113	116	125	110
pH変化 前段	未測定→13.48	14.32→10.78	未測定→11.28	14.34→11.08	14.34→12.93
後段	未測定→14.29	14.32→14.31	未測定→14.37	14.34→14.28	14.34→14.42
CO₂濃度平均值(%) *3	7.82	7.91	7.90	7.85	7.65
O₂濃度平均值(%) *3	11.72	11.73	11.78	11.64	11.81
排気(漏れ) CO₂平均值(ppm)*3	240	0	0	0	0

$ ^{*} $ 1 使用溶液は全て 2.0 mol/L 水酸化カリウム水溶液である。

*2 採取ガス量は積算流量計で計測した値である。また採取ガス量は、吸収溶液およびシリカゲル通過後の、乾ベースかつ CO₂ 流量を除いた値。

*3 煙道排ガス中 $ CO_{2} \cdot O_{2} $ 濃度は 30 秒に一度測定、排気 $ CO_{2} $ 濃度は 1 分に一度測定した。10 月 29 日、11 月 5、6 日について使用溶液量が $ 400\ mL \times 2 $ となっているのは、はじめ $ 200\ mL \times 2 $ で排ガスサンプリングを開始したところ排気 $ CO_{2} $ 濃度が 3000ppm を超えたため吸収瓶を $ 500\ mL $ のものに替えてサンプリングを行ったからである。排気 $ CO_{2} $ 濃度が計測器の測定限界 (6000ppm) を超えたため、これらの日の排気 $ CO_{2} $ 濃度は空欄となっている。ただし、排気 $ CO_{2} $ が 3000ppm を超えて高い値を示していたのは煙道排ガスが配管内に残っており、その煙道排ガス $ CO_{2} $ 濃度を排気 $ CO_{2} $ 濃度として計測していたためであった。11 月 7 日以降はサンプリング用とは別の吸収溶液で数十分間排ガス吸収を行い、配管内の気体を排ガス吸収後の気体で置
換してから排ガスサンプリングを行ったため、排気$\mathrm{CO}_{2}$ 濃度は11月20日以外サンプリングを通して0ppmであった。11月20日については排気$\mathrm{CO}_{2}$ 濃度が8時間平均で240ppmとなった。排気$\mathrm{CO}_{2}$ 濃度はサンプリング中を通して100ppm～400ppmの範囲を推移していた。このため配管のどこかに漏れがあり、空気を吸引しており空気中$\mathrm{CO}_{2}$ 濃度の影響を受けていた可能性がある。ただし、排気$\mathrm{CO}_{2}$ 濃度は240ppmと目標値の3000ppm以下になっているのでこの日のサンプルも他と同様に同位体選択の影響のない試料として取り扱うこととした。

採取ガス流量は採取ガス量をサンプリング時間で割った値である。予備実験では、採取ガス流量を100 mL/minを予定していた。しかし、実際に焼却炉排ガスの採取に用いたポンプの性能では100 mL/minで安定して気体を吸引するのは困難だったため、採取ガス流量が100 mL/minよりも多少大きい値となった。10月29日については機材の性能では100 mL/min程度の流量では積算流量計が作動しなかったため他よりもかなり大きな値となった。

続いて 2012 年 11 月 20 日に行った 1 時間サンプリングの内容を表 3.2 に示した。

1 時間サンプリングにおいては、まずガスバッグに流量約 100 mL/min で 1 時間かけて約 6 L の排ガスを捕集し、その後ガスバッグから吸収溶液に流量約 100 mL/min で 30 分程度かけて約 3 L の排ガスを吸収させた。ガスバッグに捕集した排ガスは十分に混合されていると考え、吸収溶液に吸収された排ガス 3 L は 1 時間サンプリング 6 L の結果を代表するとした。

排気 CO₂ 濃度は 10 分に一度計測した。8 時間サンプリングの場合と採取ガス流量は同じにもかかわらず、排気 CO₂ 濃度が若干高いのは吸収溶液の量が少なく、また溶液濃度が低いためである。

表 3.2 排ガス 1 時間サンプリング実施内容

採取時間	9:06～10:06	10:06～11:06	11:06～12:06	12:06～13:06	13:06～14:06	14:06～15:06	15:06～16:06	16:06～17:06
採取ガス量(L)	6	6	6	6	6	6	6	6
吸収溶液量(ml)	200	200	200	200	200	200	200	200
吸収ガス量(L)	3	3	3	3	3	3	3	3
排気CO₂濃度(ppm)	291	156	139	201	237	220	252	153

###### 3.2.1.2.24 時間サンプリング

## (1) サンプリング実施場所

京都市東北部クリーンセンターで排ガスサンプリングを行った。この施設が焼却しているのは収集した「家庭ごみ」、「事業ごみ」、「持ち込みごみ」、そして「粗大ごみの破砕残渣」である。京都市では「缶・びん・PETボトル」、「その他プラスチック製容器包装」は、分別回収、リサイクルされている。焼却能力は700 t/24h (350 t/24h×2基)で、焼却炉の形式はストーカ炉である。
## (2) サンプリング実施期間

25日間連続の排ガスサンプリングを2013年11月7日から12月2日にかけて実施した。試料の採取時間は24時間である。

## (3) サンプリング装置概要

使用したサンプリング装置の概要を図3.2に示す。排ガス採取地点は、排ガス処理後の煙突出口手前である。サンプリング装置はまずドレンセットにより煙道排ガス中水分を除去した後、3つに分岐させた。一つ目の配管はドレンポットを介して$\mathrm{CO}_{2}\cdot\mathrm{O}_{2}$ 測定装置に接続し、煙道排ガス中の$\mathrm{CO}_{2}\cdot\mathrm{O}_{2}$ 濃度を測定した。二つ目、三つ目の配管は同じ構造とした。シリカゲルにより水分を再度除去し、ポンプとマスフローコントローラーで流量を約10 ml/minに調整した排ガスをガスバッグに採取した。ガスバッグ採取を二つの配管で同時に行ったのは、試料の予備を確保しておくためである。

図 3.2 排ガスサンプリング装置模式図(2013 年 11 月使用)

## (4) サンプリング方法

ごみ焼却排ガス中 $ CO_{2} $ を採取する方法としては、2013年11月の24時間サンプリングで使用したガスバッグに直接採取する方法 $ ^{[4]} $ $ ^{[13]} $ と2012年11月に使用した強アルカリ溶液に $ CO_{2} $ を吸収させる方法 $ ^{[12]} $ $ ^{[14]} $ $ ^{[15]} $ の2つが存在する。

強アルカリ溶液に吸収させる場合には試料調製段階などでの大気中 $ CO_{2} $ の混入の恐れがある。また、pMC値を測定する場合には同位体選択による溶液への $ {}^{14}CO_{2} $ と $ {}^{13}CO_{2} \cdot {}^{12}CO_{2} $ の吸収効率の違いに注意する必要がある。Palstra and Meijer [14] によれば、 $ {}^{14}CO_{2} $ の方
が $ {}^{13}CO_{2} \cdot {}^{12}CO_{2} $ よりも NaOH に吸収される速度が小さい。そのため、排ガス中 $ CO_{2} $ を NaOH 水溶液に 100% 吸収させることができなかった場合、溶液中 $ {}^{14}CO_{2} $ 割合が排ガス中 $ {}^{14}CO_{2} $ 割合よりも低くなる。つまり、強アルカリ溶液で排ガス中 $ CO_{2} $ を吸収する場合には、 $ CO_{2} $ の全量を吸収し破過が生じないことが必要である。このため、2012 年 11 月のサンプリングでは吸収溶液からの破過 $ CO_{2} $ 濃度を吸収瓶後段の $ CO_{2} $ 測定装置で監視した。このように、強アルカリ溶液を使用する方法には、pMC 測定値に影響を与える要因が存在する。

一方ガスバッグに直接採取する方法では、長時間のサンプリングの場合には採取ガス体積が大きくなる。これにより、ガスバッグ試料の輸送が困難になり、ガスバッグが破損する危険性も大きくなる。そのため、元の大きなガスバッグからいくつかの小さなガスバッグに試料を移し替え、その小さなガスバッグ試料をpMC測定試料とすることとした。移し替えによる測定値のばらつきを確認するため、2013年12月17日から19日にかけて50 Lアルミニウムバッグに採取した排ガスを5つの3 Lバッグに小分けし、それら5つのガス試料のバイオマス炭素比率を測定した（表3.3）。AMS測定の測定誤差0.2％に対し、5試料の標準偏差は0.27と小さく、移し替えによる影響は小さいと判断した。

表 3.3 小分けした 3 L バッグ試料 pMC 測定結果

サンプリング日	2013/12/17-19 1	12/17-19 2	12/17-19 3	12/17-19 4	12/17-19 5	平均	標準偏差
pMC(%)	64.5±0.2	64.8±0.2	64.5±0.2	64.7±0.2	64.1±0.2	64.5	0.27

##### 3.2.2. 焼却ごみ組成の違いの把握を目的としたサンプリング

## (1) サンプリング実施場所

サンプリングを行った産業廃棄物処理施設は、感染性廃棄物も処理対処としており、都市ごみ焼却施設に比べて、プラスチック類の割合が大きいごみを焼却していた。

## (2) サンプリング実施期間

排ガス採取は2013年12月12日、13日に行った。サンプリング時間及び採取ガス流量を表3.4に示した。

表 3.4 焼却ごみ組成の違いの把握を目的とした排ガスサンプリング実施条件

サンプリング実施日	2013年12月12日	12月12日	12月13日	12月13日	12月13日
サンプリング時間	10:05-11:15	11:30-12:30	12:10-12:45	13:00-13:50	14:00-15:00
採取ガス流量(ml/min)	30	30	30	30	200

## (3) サンプリング装置概要

基本的な構成は2013年11月に京都市東北部クリーンセンターで使用した装置と同じである。ただし、表3.4の12月13日14:00-15:00に実施したサンプリングについては、二
ードルバルブ付流量計を使用して、流量を制御した。それ以外のサンプリングについては、マスフローコントローラーを使用した。

##### 3.2.3. 簡易化した装置での排ガスサンプリング

本項では、図3.2で示した排ガスサンプリング装置を簡易化し、サンプリングコストの低減を目的とした排ガスサンプリングについて示す。図3.2で示したサンプリング装置では、煙道フランジに機材を取り付け、そこから配管を伸ばしてポンプ・ガスバッグなどに接続していた。フランジを開けて機材を取り付ける際には、保護マスク・耐熱手袋の着用が必要となる。本研究では、廃棄物焼却炉に設置されている排ガス中有害成分を測定するための排ガス常時分析装置からの排ガスを利用することによって、排ガス採取の簡易化を図った。フランジへの機材の取り付けなどが不要になり、保護マスク・耐熱手袋の着用が不要となる。また、排ガス分析装置において、水分除去やダスト除去が既にされているため、排ガス採取装置の簡素化が可能となる。 $ ^{14} $ C法では、CO $ _{2} $ 濃度の絶対値の測定は不要であり、 $ ^{14} $ C/ $ ^{12} $ Cの比率が分かればよい。このため、排ガス分析装置出口ガスを利用するためには、同位体選択的なプロセスを経ておらず、化石由来炭素あるいは生物由来炭素の混入が生じないことが条件である。対象とした排ガス分析装置（HORIBA煙道排ガス分析装置ENDA-5000および島津製作所NSA-308）は、NO $ _{x} $ , SO $ _{2} $ , CO, CO $ _{2} $ , O $ _{2} $ をNDIR法およびO $ _{2} $ について磁気圧力式または磁気風方式で測定するものである。 $ ^{14} $ C測定に影響するプロセス、は含まないと考えられた。ただし、測定装置内での空気の混入や、自動校正時の標準ガス（N $ _{2} $ ガス、CO $ _{2} $ ガス）の使用等によって、出口排ガスのpMC値が真値である分析装置入口ガスのpMC値と異なる可能性も存在する。そこで、測定装置出口排ガスがpMC測定試料として使用可能かを判断するため、入口・出口両方でサンプリングを行い、pMC値を比較した。

## (1) サンプリング実施場所・実施期間

まず、2014年8月19～21日にかけて産業廃棄物焼却施設でサンプリングを行った。30分×10回の短時間サンプリングと8時間の長時間サンプリングを行った。

次に、都市ごみ焼却炉での測定装置出口排ガス使用可能性を判断するため、10月28～30日にかけて京都市東北部クリーンセンターでサンプリングを行った。サンプリング時間は6時間及び24時間である。

## (2) サンプリング装置概要

2014 年 8 月に産業廃棄物焼却炉で使用したサンプリング装置概要を図 3.3 に示す。入口・出口の両方で同時に同じ流量でサンプリングを行った。産業廃棄物焼却炉に設置されていた排ガス分析装置は、HORIBA 煙道排ガス分析装置 ENDA-5000 であった。
図 3.3 排ガス採取簡易化実験での排ガスサンプリング装置模式図（産業廃棄物焼却施設）

2014 年 10 月に京都市東北部クリーンセンターで使用したサンプリング装置概要を図3.4に示す。京都市東北部クリーンセンターに設置されていた排ガス分析装置は、株式会社島津製作所 NSA-308 であった。また、図3.5にフランジ及び採取口の写真を図3.6に排ガス分析装置出口の写真を示す。両者の写真を見ると分かるように、分析計出口では必要な機材が少なくなっており、装置の簡略化が可能となっている。

図 3.4 排ガス採取簡易化実験での排ガスサンプリング装置模式図（都市ごみ焼却施設）
図 3.5 フランジ及び採取口

図 3.6 測定裝置出口
#### 3.3. 研究結果と考察

3.3.1. 都市ごみ焼却炉排ガス中 $ {}^{14}C $ 割合の時間的変動特性把握のためのサンプリング

###### 3 \.3\.1\.1\. 結果

図 3.7、図 3.8 に 2012 年 11 月に採取した 1 時間サンプル、8 時間サンプル、図 3.9 に 2013 年 11 月に採取した 24 時間サンプルの pMC 測定結果を示す。1 時間サンプルの平均値は 64.5%、標準偏差は 1.53%、8 時間サンプルの平均値は 64.8%、標準偏差は 1.88% であった。また、24 時間サンプルの平均値は 67.1%、標準偏差は 0.73% であった。

図 3.7 1 時間サンプル 8 回の pMC 測定結果（2012 年 11 月 20 日 京都市南部クリーンセンター）
図 3.8 8 時間サンプル 14 回の pMC 測定結果(2012 年京都市南部クリーンセンター、10 月 29 日のみ京都市東北部クリーンセンター)

図 3.9 24 時間サンプル 25 回の pMC 測定結果（2013 年 11 月 京都市東北部クリーンセンター）