第一部份、焚化灰渣之風險評估細部規劃與執行
對焚化飛灰中戴奧辛與有毒重金屬問題進行健康風險評估細部規劃，包括 了解可能影響飛灰中戴奧辛與重金屬於掩埋場址, 地下水層, 及週界土壤傳輸之 因子，探討戴奧辛與重金屬在土壤及地下水傳輸中之宿命界定風險產生過程中 的重要元素與作用，鑑定影響風險評估與管理之控制因子、敏感參數，與重要 暴露途徑，整合多介質傳輸與多途徑暴露模式，以及建立風險評估模式最適之 空間解析度與複雜度篩選方法。
因此，針對焚化灰渣之風險評估細部規劃與執行工作，進行戴奧辛與重金 屬之滲出與傳輸行為相關文獻整理分析，以及國內掩埋灰渣之掩埋場概況調 查，文獻回顧與調查結果整理如下。
一、戴奧辛之滲出與傳輸行為
戴奧辛具有疏水性、穩定與不易移動等物理性質，因此，在自然的情況 下，戴奧辛會與固體物緊密結合（Dyke et al., 1997），而且因為戴奧辛為低溶 解度物質，在一般情況之下，並不易溶出（Sakai et al., 2002），所以 1995 年以 前，沒有研究指出戴奧辛可在土壤中有顯著移動，或因為水或雨而將戴奧辛從 土壤或飛灰中溶解出（Kim et al., 2002），雖然如此，近年已有實驗證實來自飛 灰中的戴奧辛，在某些特殊情況下，同樣具有可溶出性。
有研究指出，隨著土壤層之深度愈深時，戴奧辛含量愈低，因此顯示戴奧 辛會在土壤中移動，但垂直移動不明顯，其中又以毒性較低的戴奧辛（亦即含 氯量較低者）傳輸較快，所以導致較毒的戴奧辛多累積在土壤表面（Schramm et al., 1995a）。
在有溶解性腐植質 （dissolved humic matters）的環境中，飛灰中的戴奧辛 會被溶出，且其溶出量隨溶解性腐植質的濃度而成正比，其原因在於溶解性腐 植質具有高親和力與吸收力，對於像戴奧辛這類含高氯的物質，能促使其較易 在水中溶解及往下移動（Osako et al., 2002）。
除了溶解性腐植質之外，LAS(Linear alkylbenzene sulfonater)、有機溶劑等 有機物質，也會影響受污染土壤或飛灰中戴奧辛的溶出性及移動性（Kim et al.,
2002）。其他相關研究還包括滅火水（fire-extinguihing）可以使得飛灰中或土 壤中戴奧辛有顯著的溶出，尤其滅火水與界面活性劑共存時，可提高戴奧辛的 溶解度及溶出性（Schramm et al., 1995b）。另外，有研究結果顯示，當飛灰加 入底灰時，也易滲出戴奧辛，可能是因為底灰中 DCCs（dissolved coloring constituents ） 的 存 在 所 造 成 ， DCCs 是 來 自 底 灰 中 未 燃 燒 的 碳 （ unburned carbon），可能使戴奧辛與由類似溶解性腐植質的物質以強親和力組成，導致 戴奧辛與粒狀有機碳結合而移動（Schramm et al., 1995a）。
所以，有研究中提出，欲使戴奧辛溶出最小化，就應該避免將飛灰與富含 有機廢棄物（污水污泥，食物殘渣或底灰）的物質混合，這些物質都可能造成 飛灰中的戴奧辛溶出（Kim and Lee, 2002）。
總結來說，戴奧辛在掩埋場中，有可能因為不同的外在環境（例如 pH 值、界面活性劑、腐殖質等）而溶出，但在移動性來說，其移動速度緩慢，移 動 10 公分就需要大於 10 年的時間，在垂直移動上，移動更不明顯，因此在掩 埋場中，若不幸有戴奧辛被溶出，最有可能停留的地方即為掩埋場下方土壤，
再加上戴奧辛為疏水性、難分解物質，所以傳輸至地下水，進而污染地下水的 可能性相對更低，因此，將由後續規劃之實場採樣，進一步確認飛灰中戴奧辛 污染土壤與地下水的可能性。
二、重金屬（鉛、鎘、鉻、汞）之滲出與傳輸行為
雖然垃圾中含有相當量之重金屬，但是重金屬無法因焚化而去除，最後只 能濃縮於飛灰與底渣中，因此灰渣中重金屬之溶出性質是相當重要的。有文獻 明確地指出重金屬的確會由固化後的焚化爐排放飛灰溶出，因此，滲出水中的 金屬含量高於飛灰中的金屬含量（Yu et al., 2003）。
由於多數重金屬在酸性條件下較易溶出，所以酸雨可能造成重金屬由掩埋 場滲出，而研究中發現都市垃圾焚化灰渣單一掩埋場，對酸雨具極大之緩衝能 力，可中和酸雨造成之影響達數年之久，如此對灰渣掩埋滲出水中重金屬之危 害將可降低，但是，若將都市垃圾焚化灰渣與生垃圾共同厭氧掩埋，則滲出水 之 pH 值將因生垃圾分解之酸而下降，進而增加重金屬之釋出潛能（Gong and Kiek, 1994）。於純灰渣掩埋場若其滲出水之 pH 值能維在中性偏鹼（大約 pH
值介於 7~8 之間），則其重金屬溶出值皆能小於法規規定 TCLP 試驗之限制標 準（Buchhloz and Landsberger, 1993）。
在長時間對飛灰棄置場所中重金屬的潛在毒性之研究中，結果發現溶出流 體的 pH 值和飛灰的緩衝能力，對溶出金屬的濃度影響較大，其影響的程度大 於真實存在於飛灰中重金屬的濃度（Buchhloz and Landsberger, 1993）。在比較 如何有效去除重金屬方面，溶劑包括了 H2O、NaOH、HCl、H2SO4、HNO3及 HAc，發現 HCl 去除重金屬的效果最佳（Gong and Kiek, 1994）。在溶出性方 面，鎘為最易溶出者，鋅次之，而鉛的溶解比率最低。在添加石灰的飛灰中，
不論加入之無機鹽類為何，溶出程度一律為 Pb>Zn>Cd；而在不加石灰的飛灰 中，則對氯鹽及硝酸鹽而言，影響力為 Cd>Pb>Zn；在硫酸鹽及碳酸鹽方面，
則為 Pb>Cd>Zn（林家禾，1994）。
飛灰中若加入漂白水，則其溶解性會提高，其原因為漂白水中氯的存在
（Cernuschi et al., 1990）。若廢棄物中氯成份的含量比例高，在焚化後將可能 使得大量的金屬以金屬氯化物之複合物型態存在，而金屬氯化物比起其它型態 的化合物具有較高的溶解度，因此對環境可能造成之不利影響較大（高思懷等 人，1993）。
關於重金屬溶出後的移動性，鎘在土壤中的移動性與土壤的吸收容量有 關，吸收容量愈高，其移動性愈差。與金屬的移動性有關，包括了金屬的水溶 性、土壤的濃度、土壤的吸收容量（Prokop et al, 2003）。
研究自都市垃圾焚化爐排出灰渣中鉛、鎘之移動性，為明瞭都市垃圾焚化 灰渣經衛生掩埋後其高濃度之重金屬在土壤及植物中的移動性，除利用萃取方 試測定都市垃圾焚化爐的底灰、飛灰中的鉛、鎘之濃度外。主要將二種灰分掩 埋於四種不同性質的土壤中，改變土壤的物理、化學特性，以觀察鉛、鎘於土 壤中的移動情形。由飛灰萃取實驗結果得知，由飛灰萃取出之金屬濃度已大於 危害性廢棄物的濃度限值。將飛灰中鉛、鎘含量最高的飛灰置熱水中，3 小時 後大約有 40%的灰分被溶解，經過 X-ray 定性分析後得知水中的溶解金屬包括 鎘、銅、鉛、鋅，但只有鎘的溶出性最大（約有 30%鎘溶出），同時水中亦含 有相當大量的 Cl、S，由此可知初步推論飛灰中的金屬大量地以氯化物及硫化 物的型式存在（Glordano et al., 1983）。
掩埋管柱實驗結果發現飛灰中的鉛、鎘於土壤中的移動情形並不如原先所 預期的大，原因可能為鎘易與土壤中高濃度的 Cl 形成複合物型態，並因其易溶 水中而加強了移動性。再於掩埋管中加入 NaCl 以提高灰分含氯量至 12%來行 對照實驗，結果有 90%的鎘自掩埋管中溶出，由此可證明鎘易與氯形複合物型 態，而提高鎘在土壤中的移動能力，而滲出水中重金屬的分佈形態也可以看出 鎘、鉛絕大部分都以氯化物形式存在（Glordano et al., 1983）。
灰渣中的重金屬易以氯化物的型式存在而增加其移動性。在蒸餾水萃取溶 出試驗方面，由於灰渣經過長期置放，其中銅、鎘、鉛及鋅等四種重金屬溶出 有降低的現象發生，而在強酸消化部分則無此現象發生。另在一掩埋實驗中，
隨掩埋高度加深，除氯鹽外其它如銅、鎘、鉛及鋅等重屬之累積釋出量皆有降 低之現象發生，顯示下層掩埋單體能發揮吸附作用，有助於滲出水水質之穩 定。以不同氯鹽濃度為萃取溶液對飛灰及混合灰渣之重金屬溶出性方面，鎘及 鉛之釋出皆與萃取液中氯鹽濃度成正比關係，其相關係數可達 92%以上，而銅 及鉛之釋出則不受氯鹽影響（李昌煥，1993）。
也有文獻指出，在固化/安定化的飛灰中，鎘、銅、鎳、鉛、鋅是幾乎不移 動的，因此其對環境的衝擊較小（Lombardi et al., 1998）。研究發現部份配比 之固化體，其晚期強度有降低之趨勢，顯示汙泥中可能含有對固化體不利的物 質，致固化體經常其放置後，會因分解或其它作用影響固化體的結構。
總而言之，重金屬有可能會由固化後的飛灰中溶出，一旦溶出後（可能因 為酸雨淋洗、pH 的降低），在不同的外在環境影響下（例如氯鹽的增加）而使 得重金屬具有移動性，尤其當重金屬呈離子態時溶解度大大提高，所可能造成 的地下水重金屬污染是不可忽視的，因此，本子計劃研究將由後續規劃之實場 採樣，進一步了解飛灰中重金屬污染土壤與地下水的情況與可能性。
三、國內焚化灰渣掩埋場概況
雖然 89 年後已陸續針對焚化後飛灰進行固化處理以達安定化之效果，但是 經初步調查，我們仍然可以發現國內在焚化後的灰渣管理有相當的進步空間，
以表 4.1 單就后里焚化廠飛灰產生推估量與處理量的比較為例，后里焚化爐從 89 年到 91 年焚化後飛灰產生推估量為 33,811 公噸，但實際統計之處理量卻僅 有 23,125 公噸，代表這三年之間，約佔 31.6%之 10,686 公噸飛灰未妥善掌握其
流量，這些焚化飛灰可能是仍有進場只是統計錯誤，或是根本未經妥善處理處 90 年 55,752 13,938 72,095 9,242 91 年 58,580 14,645 51,199 13,940 合計 135,239 33,811 152,039 24,961 資料來源：行政院環保署，92 年 4 月