• 沒有找到結果。

1.3 研究流程

N/A
N/A
Protected

Academic year: 2022

Share "1.3 研究流程 "

Copied!
147
0
0

加載中.... (立即查看全文)

全文

(1)
(2)
(3)
(4)
(5)
(6)
(7)
(8)
(9)
(10)
(11)
(12)
(13)
(14)
(15)
(16)
(17)
(18)
(19)
(20)
(21)

第一章 緒論

1.1 研究背景及動機

約於民國五十年代前後,台灣之廢棄物多掩埋於較偏僻之河道 上,這些廢棄物掩埋場多已成為自然河堤,也一直或多或少發揮了防 洪的功能。但因近年氣象之異常,使得廢棄物河堤也被洪水沖毀大量 廢棄物裸露於外;如於 2004 年夏季敏督利颱風襲捲台灣時(七二水 災),其最大降雨強度約為167

mm / hr

(南投縣國姓鄉九份二山),是 2001 年桃芝颱風的 2.49 倍、2001 年納莉颱風的 3.39 倍(聯合報,

2004)。另一方面,隨著社會之發展,此等河道兩岸也被高度開發、

人口密集,於洪汛期待保護程度變高,而須構築河防構造物。例如,

於台中縣潭子鄉旱溪之整治上,在工程設計之初即發現大量社會廢棄 物,當地居民強烈要求施工時ㄧ併清除(經濟部水利署,2004)。

現今,工程主辦單位對工區內廢棄物之處理方式大多為「委外清 運」,此為具「駝鳥心態」之處理方式,因為不肖清運業者往往會將 廢棄物濫倒於他處,屆時又須另編經費來處理,如此只是循環性的圖 利清運業者而已,並非一勞永逸之舉。為此,本研究居於再利用潛在 有價資源以達環境保育、國土永續經營之動機,進行本論文之研究調 查事項。

1.2 研究目的

本研究標的物之「社會廢棄物」,位置於台中縣潭子鄉旱溪廢棄

(22)

掩埋場,其來源大多為早期之家庭垃圾及工業下游端廢棄物,此物之 特徵為金屬、玻璃、塑膠等含量少、有機物多,碳氫化合物都已腐化 而使土層呈深黑色,此等特徵乃甚不同於「營建副產物」之處。為了 能夠清除廢棄物以利河防工程之執行,及再利用潛在有價資源(如廢 棄卵礫石土等),本研究擬調查該垃圾掩埋場之廢棄物綜合性質。

因為臺灣位置於河道之廢棄物場址甚多,其多處於易淹水、影響 排洪能力,且有污染水質之虞,其整治至為重要且具急迫性。故本研 究成果不但有助於提昇水利署處理河道廢棄物之能力,亦可供其他多 處不當廢棄物場址污染整治之參考,甚具社會價值性。

1.3 研究流程

研究項目與試驗流程如圖1.1 所示。本研究樣本取自台中縣潭子 鄉旱溪之廢棄掩埋場,先於現地取樣並做分類調查,再將廢棄土帶回 實驗室施做相關試驗。吾人將研究流程規劃成八大步驟:

1. 相關資料之收集與文獻回顧,

2. 擬定其相關試驗計畫,

3. 試驗材料與儀器設備之準備,

4. 現地廢棄物性質調查(廢棄物分類、卵礫石土粒徑分佈),

5. 廢棄土(粒徑<4.75 mm 者)之物理及力學性質試驗(粒徑分佈、

比重、稠度、pH 值、有機物含量、透水、單向度壓密、夯實、直 接剪力及無圍壓縮等試驗),

6. 以土壤水泥技術改良廢棄土之性質試驗(夯實、直接剪力、無圍 壓縮、乾濕循環、衝擊強度)及改良渥太華砂之強度對照試驗,

以利探討其改良成效,

7. 試驗結果之整理及分析、討論,

(23)

8. 結論與建議。

圖1.1 研究流程 文獻回顧與資料蒐集

擬定試驗計劃

試驗材料與儀器準備

廢棄物性質 調查

廢棄土(粒徑<4.75 mm ) 性質試驗

土壤水泥技術改良 廢棄土性質試驗

粒徑分佈 稠度 pH值 有機物含量 夯實 透水 單向度壓密 直接剪力 無圍壓縮 夯實 直接剪力 無圍壓縮 乾濕循環 衝擊強度

試驗結果分析

結論與建議

渥太華砂對照試驗

廢棄物分類 卵礫石土粒徑 比重

(24)

1.4 論文架構

本論文共分為七章。第一章為緒論,說明研究動機、目的及研究 流程等;第二章為文獻回顧,其內容含廢棄物概述、不當廢棄物場址 整治對策及水泥固化土;於第三章說明所使用之試驗方法;第四章為 廢棄物之性質(分類、卵礫石土粒徑);第五章為廢棄土之物理及力 學試驗結果分析;第六章為土壤水泥技術改良廢棄土之試驗結果分 析;第七章為結論與建議。

(25)

第二章 文獻回顧

臺灣地區,有許多廢棄物被不當的掩埋於山區、河川行水區及都 會近郊平原區,其廢棄物成分複雜易造成環境污染。山區掩埋因位置 於河川上游處,不但可能是環境污染的源頭,也易因地震或豪雨侵蝕 沖刷,而存在著崩坡、地滑等危機;低窪地、河道掩埋之廢棄物則易 被洪水沖刷流至河口、海岸,嚴重破壞生態環境;平原區掩埋之廢棄 物會影響居民之生活品質、污染地下水及降低土地利用價值等,應予 以妥善整治。現今,對不當廢棄物場址之整治對策課題為民生廢棄物 性質、掩埋場之環境地質、防污水滲漏、衍生燃料、場址移除及廢棄 土再利用及廢棄土工程性質改良技術等;於本章對其相關研究文獻回 顧之。

2.1 民生廢棄物性質

我國地狹人稠且資源短缺,過去數十年來,隨著經濟發展所衍生 出來的廢棄物問題,已造成環境負荷並影響到環境品質。因此,如何 有效地減少廢棄物的產生,並善用資源及有效的管理廢棄物,以建立 一個永續發展的社會,已成為重要的課題。就廢棄物定義上而言,廣 義的說,廢棄物(垃圾)就是我們不要而丟棄的東西,這些丟棄的東 西,可以大概分為固體、液體、氣體廢棄物;狹義的說,廢棄物多指 的是固體廢棄物(湯清二、耿正屏、李淑雯、鄭碧雲,2005)。而廢 棄物與資源其實是一物的兩面,當其利用價值大於處理費用時,則吾 人稱其為資源(或副產物);反之,如處理費用大於利用價值時,則吾

(26)

人稱其為廢棄物;廢棄物為一部份可以經回收、處理和再利用之資源

(楊盛行、林正芳、王繼國,1996)。

依據行政院 92 年 12 月核定「垃圾處理方案之檢討與展望」,未 來一般廢棄物的清理工作以「零廢棄」及「源頭減量、資源回收」為 推動方向。配合資源永續的觀點,提倡以綠色生產、綠色消費、源頭 減量、資源回收、再使用及再生利用等方式,將資源有效循環利用,

逐步達成垃圾全回收、零廢棄之目標。並以民國90 年垃圾產生量 831 萬公噸為基準,預定民國 96 年、100 年及 109 年之總減量目標達 90 年25%、40%及 75%(於幼華,2005)。聯合國在 1987 年第 42 屆大 會上提出「永續發展(Sustainable Development)」的理念後,各先進國 家莫不致力於將廢棄物進行資源化處理;除了持續以往環保團體主張 的減量(Reduction)和重複使用(Reuse)外,並積極地構築循環利用 (Recycling)和回收利用(Recovery)體系,以此所謂的「4R 觀念」來努 力促成永續發展的目標(廖宗盛、邱垂德,2000;黃琮荏,2005)。

我國廢棄物清理法第二條第一項規定廢棄物為下列二種:

一般廢棄物

由家戶或其他非事業所產生之垃圾、糞尿、動物屍體等,足以污染環 境衛生之固體或液體廢棄物。

事業廢棄物

有害事業廢棄物:

由事業所產生具有毒性、危險性,其濃度或數量足以影響人體健康或 污染環境之廢棄物。

一般事業廢棄物:

由事業所產生有害事業廢棄物以外之廢棄物。

(27)

台灣地區之廢棄物組成與特性為水分含量及有機質含量高、壓縮 性高、異質性高、低密度、低承載力等。廢棄物(垃圾)之種類繁多,

依產生來源不同其處理方法亦不盡相同,即使同一種類之廢棄物亦常 因時、因地而異,有效掌握廢棄物之物理及化學組成與特性,將有助 於廢棄物處理技術之選擇與規劃及最終處置技術之參考(行政院環保 署,2004)。

廢棄物之組成包括紙類、纖維布類、木竹稻草類、廚餘類、塑膠 類、皮革橡膠類、鐵金屬類、非鐵金屬類、玻璃類等九大類物理組成,

及三成分(水分、可燃分及灰分)、元素組成、發熱量等之化學組成。

茲分別說明廢棄物之工程、物理、化學性質如下(張高華,2005):

一、單位容積重

廢棄物單位容積重量之變化,可供廢棄物處理方法之選擇、廢棄 物最終處置場設施與容量設計之參考,及廢棄物清運車輛容積及數量 之選擇。根據行政院環境保護署統計資料顯示,92年度採樣區分析單 位容積重介於14.3kN/ m3 ~19.4kN/ m3之間。

二、壓密性質

廢棄物之壓密度與掩埋場沉陷速率有密切之關係,掩埋場之沉陷 速率及沉陷量與廢棄物組成、廢棄物分解速率、分層厚度、壓密度、

掩埋總深度及覆土材料等有關。根據美國洛杉磯衛生掩埋場之分析,

掩埋深度大於23m,其沉陷量約 25﹪~30﹪,而深度小於 23m則沉陷 量約10﹪~25﹪。掩埋場可藉由室內壓密試驗估算廢棄物處理場沉陷 數據,作為掩埋場沉陷速率推算之參考。

(28)

三、物理組成

廢棄物物理組成約可分為九大類,掩埋法對廢棄物物理組成包容 能力較廣,惟其物理組成比例對廢棄物經生物分解之速率有所影響。

四、化學組成

依廢棄物採樣分析化學組成主要包括三成分分析、元素組成分析 及發熱量分析,其中三成分分析包括水分、可燃分及灰分。一般而言,

水分含量多寡對廢棄物管理及處理有極大之影響,以清運、貯存及最 終處置過程,其高水分含量產生之滲出水,倘若未妥善管理則易造成 環境二次污染。若焚化處理過程高水分含量,除使廢棄物發熱量降低 外,亦降低焚化溫度及處理效率。至於以衛生掩埋處理過程廢棄物高 水分含量,可促使廢棄物分解腐化,縮減體積加速沉陷;高水分含量 對堆肥腐熟過程將增加腐熟時間。

2.2 掩埋場之環境地質

對於既存之廢棄物掩埋場須將其穩定化或加以綠美化俾提供休 閒空間,於此利用上須考慮之問題為邊坡穩定及沉陷;唯因其具有不 均質性、組成複雜性、延展性、易燃性、沈陷性等特質,致其工程行 為之探討方法趨複雜。

於邊坡穩定方面,Singh and Murphy (1990)及陳榮河(1990)論述了 掩埋場之穩定分析方法、分析參數試驗法及注意事項。鄭介眉(2003)

於台北縣八里下罟子掩埋場現地採取試體,進行直接剪力試驗,所得 的平均凝聚力為15.2kN/ m2,平均摩擦角為33.0o;並推導出不同垃

(29)

圾層深度與垃圾單位重之關係式。此等結果可作為爾後施工所需防護 措施及經費預算之參考。

廢棄物掩埋場之大地工程性質如下(陳榮河、陳國賢,2002):

一、廢棄物掩埋場的邊坡破壞型式 1. 內邊坡的滑動破壞。

2. 側邊坡上的合成膜布墊層破壞。

3. 底部基礎破壞而導致邊坡的崩塌。

4. 掩埋層的剪力破壞。

二、潛在之破壞類型

1. 淺層崩塌破壞,多發生於坡度陡峭或未充分夯實之坡面。

2. 深層之滑動破壞,易發生於基礎地質軟弱之情況或未充分夯實之 坡面。

三、掩埋場崩塌誘因

1. 掩埋場內廢棄物由於有機物分解減積作用及滲出水流動造成孔 隙、自重、覆土、壓密等作用將使掩埋層沉陷及裂隙。

2. 有機物分解作用促使沈陷量比廢建材等無機物大,致沉陷不均勻 而產生崩塌。

3. 雨量多掩埋層孔隙水壓上升,抗剪強度降低及移動作用較易崩塌。

4. 掩埋深度較大其沉陷量亦大較易崩塌。

四、掩埋場滑動情形 外表穩定

可提供掩埋場是否會整個傾倒訊息;廢棄物掩埋呈現由外而內逐層加 高,經過壓平、壓密及加高工作,其危險地形段出現最陡表面傾向。

(30)

內部穩定

提供訊息以確定被掩埋堆積物質是否以正確方式掩埋,包括掩埋場結 構層面,因此滑動面及變形過程可影響掩埋場表面運動和變形,相對 影響到基地封閉可能性。掩埋場內部物質抵抗滑動破壞之抗剪強度計 算公式為S = c'⋅tanφ'c:凝聚力(淺層破壞控制因子)、 σ':有 效應力、φ':有效摩擦角(深層破壞控制因子)。

土壤力學之沈陷預估模式並沒有考慮生物分解作用,然而掩埋場 之有機物會藉由生化作用及化學反應而被分解,使其固體成份體積減 少、孔隙增加、結構變弱,導致除因荷重造成之沈陷以外的額外沈陷。

有鑑於此,已有諸多學者致力於所謂的「垃圾力學壓縮理論」之研究;

發現孔隙率愈大、有機含量愈多者,其力學壓縮沈陷與最終沈陷皆較 大;生物分解常數愈大,最終沈陷結束所需時間愈短;空氣傳導係數 愈大,主要壓縮沈陷所需時間愈短等通性(Yen and Scanlon, 1975;

Wall and Zeiss, 1992; Stulgis, et al., 1995; 黃榮良,2000)。

依據周亦蕙(1997)提到廢棄物種類具高度異質性、高壓縮性及 有機物質生物分解之特性,體積在壓縮過程中變化極為複雜;並提及 Sower(1973)之研究成果,即主要沉陷因子包括廢棄物之力學壓縮、

扭曲、彎曲及旋轉,有機物質腐化過程中好氧分解及厭氧分解,反覆 轉化成甲烷及二氧化碳,體積縮小,小顆粒物質填充至大孔隙中。

續根據周亦蕙(1997)所整理相關於廢棄物沉陷之國外成果說明 之,文獻之作者為 Sower (1973), Huitric (1981), Morris and Woods (1990)及 Edil, et al. (1990),其文獻出處詳見周亦蕙(1997)之著 作。廢棄物沉陷機制分為(1)力學行為:顆粒之變形與扭曲、彎曲、

破裂及旋轉等與有機土壤壓密行為類似;(2)分解重組:廢棄物分

(31)

解後體積減小;(3)物理化學作用:包括腐化、氧化及燃燒作用;

(4)生物分解作用:包括發酵腐化等好氧及厭氧作用。而掩埋場沉 陷歷程分三階段,即(1)即時壓縮:當廢棄物逐層堆置、覆土及滾 壓作業,產生立即沉陷;(2)主要壓縮:廢棄物及覆土重量加上滾 壓,其孔隙中空氣與水排出及移動產生沉陷;(3)次要壓縮:廢棄 物壓縮變形係因有機物生物分解,轉變為水及氣體,導致體積減小物 質移動產生沉陷,其壓縮沉陷持續時間較長。前述沉陷階段歷程中,

初始階段即時壓縮及主要壓縮歷時約 30~100 天為短期沉陷,佔總沉 陷量約 10~30%,其沉限量與荷重有關。次要壓縮歷時相當長,可達 30~50 年,甚至更久,其沉陷量與時間有關。

2.3 防污水滲漏

垃圾掩埋場滲出水係指垃圾堆積於掩埋場後,因壓實、生物分解 作用及雨水、地面水或地下水滲入掩埋層而滲出之污水,其排出量與 降雨而流入掩埋場內部之水量成正比。Salvate et al.,(1971)指出滲 出水主要是雨水等以入滲方式通過垃圾掩埋層,廢棄物中的溶解或懸 浮物質隨之萃取而出。Stegmann(1983)亦指出垃圾滲出水乃入滲扣 除蒸發與廢棄物和土壤保水過剩之差值。Chian(1977)也提到不同 掩埋廠其所產生之滲出水性質差異也相當大,受掩埋穩定程度影響也 相當大,其他影響因素包括廢棄物狀況(組成、特性、質量)、氣候 影響、掩埋齡、滲出水在場內之停留時間及掩埋作業之操作管理等(摘 自周亦蕙,1997)。

近年來掩埋場所掩埋之廢棄物以不可燃事業廢棄物為主要,為便 於廢棄物進廠之操作管理(掩埋位置之追蹤、滲出水之處理等),依

(32)

廢棄物之特性(中間處理後之固化物、有機性廢棄物、無機性廢棄物 等)進行分區掩埋,所產生滲出水之物理及化學性質也截然不同。以 生活垃圾掩埋廠為例,其滲出水性質如下(曾郁雯,2001;李俊儒,

2004):

1. 有顯著強度及變異性,隨掩埋地點、生物活動、人文及水文等變 異甚大,需作長期性分析方為可靠。

2. 通常含有高濃度之有機物質。

3. 物理特性為色黑褐、具刺激腐臭味且水溫偏高;固體含量中,總 固體物含量超出總揮發性固體物及懸浮性固體物甚多,顯示溶解 性固體物含量也相當多。

4. 含有無機鹽類及微量重金屬。

5. 色度高。

掩埋場較受環保主管機關所關切的是二次污染問題,其中可能造 成二次污染之污染物,以掩埋廠滲出水最受關注,因其污染的範圍最 為廣泛,包括地下水源、土壤及地表水體等環境生態。滲出水發生之 原因如下(謝錦松、黃正義,1995):

1. 廢棄物本身之含水經掩埋壓實擠出。

2. 廢棄物中有機物進行生化分解產生水分。

3. 降於掩埋場內之雨水量。

4. 掩埋場外圍流入之地面水量。

5. 掩埋場外圍流入之地下面水量。

掩埋場常因止水及集水設施之缺陷或劣化,而使污水滲出,致污 染土層及地下水。於滲出水調查上,主要的監測項目為其重金屬含量

(鋅、鎘、銅、鉛等)及水質指標(生化需氧量、化學需氧量、懸浮

(33)

固體及氨氮等)。於台灣,早期之掩埋場有被檢驗出含重金屬之處所,

而新設掩埋場滲出水的大部分為有機物,可藉由生物方式處理;然而 監測設備不足乃為普遍之現象(陳治生,1999)。另一方面,曾郁雯

(2001)也指出非飛灰類煤灰(底灰)可用於降低滲出水之污染強度,

且對於硫化氫氣體亦有相當之去除效果。故底灰當掩埋場之覆土材 料,對於滲出水污染強度及掩埋產氣排放濃度之減降應是可以期待 的。此結果既可降低衛生掩埋場之二次污染防制費用,亦可充分利用 事業廢棄物資源化,可謂一舉兩得。

2.4 衍生燃料

被丟棄的物質,從消費環節視之是廢棄物;而從生產環節視之是 原料或可再利用物,如作為衍生燃料(RDF)或剩餘土石方再利用等。

於衍生燃料方面,吳餘東(1999)研究了台灣地區推廣廢棄物衍生燃 料之可行性與潛力;其先彙整先進國家採用之技術及應用案例,再針 對可行性技術之投資、操作營運以及國內適用規模進行分析;最後,

分就氣態衍生燃料、液態衍生燃料及固態衍生燃料等項進行分析,以 掌握台灣地區廢棄物製成衍生燃料之潛力。

衛生掩埋係將廢棄物集中侷限於一特定場所,每日逐層堆置壓 實、消毒及覆土作業,係為廢棄物中間處理及最終處置之方法;主要 功能乃藉其廢棄物本身特性與土壤微生物分解能力,將其轉化為液 體、氣體及殘餘腐植物等物質。在人為適當控制下利用自然界中存在 的土壤微生物將廢棄物中的有機物質加以分解,促使其改變物理性 質、生化上穩定安全及減積作用,於生化反應分解因環境之不同,可 分為好氧性分解與厭氧性分解。一般廢棄物掩埋初期屬好氧階段,當

(34)

廢棄物質逐層覆蓋與空氣隔離數日,可利用之氧氣耗盡後即進入厭氧 階段,並開始產生甲烷、二氧化碳及微量其他氣體。有機物在厭氧情 況下,分解反應速率極為緩慢,初期約1~3 年後易分解之有機物大多 已變為腐植物質,欲達穩定狀態約需10~20 年之久(張祖恩、阮寶發、

林健三、杜方裕,1988)。

黃俊傑(2001)指出掩埋場可視為一座生化反應槽,以廢棄物為 原料,產生氣體及水(滲出水),其氣體所佔比率不同可分為主要氣 體與次要氣體;主要氣體是由廢棄物中有機物質腐化分解產生,次要 氣體來自揮化性有機物分解產生。掩埋場氣體之典型成分如表2.1所 示;因為掩埋場之廢棄物長期處於厭氧環境中,可生物分解之有機物 質進行厭氧消化分解所產生之主要氣體為甲烷與二氧化碳,各約佔 40~60﹪。利用沼氣燃燒發電可減低溫室效應持續擴大,且沼氣發電 是國際認可的再生能源,即使以廢棄物焚化爐燃燒發電,都不能算是 再生能源,其利用沼氣發電才屬於真正再生能源(張高華,2005)。

另一方面,垃圾衍生燃料是藉由處理廢棄物而得到的回收能源,

故就廢棄物處理與能源回收的觀點而言,這是一項亟待開發的新興工 程 技 術 。 圖2.1 為 歐 洲 應 用 機 械 / 生 物 前 處 理 程 序 (mechanical / biological pre-treatment , MBT)應用於廢棄物處理之概念,其中衍生燃 料係指廢棄物經過破碎、篩選、烘乾及壓錠等前處理後製成的燃料 錠,並且可依其來源(一般家庭垃圾或工業廢棄物)調整其處理步驟。

Mokrzycki et al. (2003) 於研究水泥工業使用替代燃料之可行性 時,將可行的替代燃料分為固態、液態及氣態三大類;這些衍生燃料 涵蓋的範圍很廣,就廢棄物而言,即包含了一般家庭廢棄物、工業廢 棄物、下水污泥、工業有害廢棄物和生質能...等(摘自許宏銘,

2004)。

(35)

美國試驗及材料協會(ASTM)將所使用之垃圾衍生燃料(RDF)分 為七大類,即(1)RDF-1:指都市垃圾(multiple solid waste, MSW) 未經過預先處理程序;(2)RDF-2:經過破碎程序處理;(3)RDF-3:

分離廢棄物中金屬、玻璃及其他之無機物所製成之燃料;(4)RDF-4:

為粉末狀的燃料形式;(5)RDF-5:經過壓縮;(6)RDF-6:液態的 燃料;(7)RDF-7:是將MSW 處理成氣狀的燃料形式。至於替代燃料 的應用方面通常會因每個地方的風俗民情而有所不同,例美國方面則 是因為具有充沛的天然資源-木材,因而將其用於發電廠,作為輔助 燃料。日本及我國則是因為腹地有限,自然資源缺乏,而為了同時處 理廢棄物及有效利用資源,進而推廣發展垃圾衍生燃料。歐盟各國則 是將垃圾所生成的衍生燃料應用於發電廠、水泥窯、造紙廠及各地區 的燃料爐,作為二次燃料的使用(許宏銘,2004;張志誠,2003)。

根據Gendebien et al.(2003)之研究報告指出,如表2.2所示般,自 都市垃圾中製造的RDF已超過1,380,000ton /year(t/a),且主要用於發 電或水泥窯之替代燃料使用。而在2001年歐盟會員國從都市垃圾中生 產製造的RDF要比2000時增加了一倍以上,並且預期在2005年時將會 達到一千三百萬噸的產量,此顯示RDF在歐盟確實為一項重要的發展 項目。亞洲方面,日本及中國大陸對於衍生燃料的應用也很廣泛,其 中日本更是少數幾個將此項技術推展至多種廢棄物應用之國家(摘自 許宏銘,2004)。

國內自從開始發展替代燃料以來,目前已在花蓮縣豐濱鄉設置全 國首座固態廢棄物衍生燃料示範廠;南投南崗工業區內亦有廢棄物資 源化工廠,專門將一般及一般事業廢棄物製成RDF燃料錠。其中,廢 棄物種類包括橡膠、混合塑膠及廢紙排渣等。此外,行政院環境保護 署亦將於澎湖縣興建垃圾資源回收(衍生燃料)廠,以取代原先規劃

(36)

興建之垃圾焚化廠。有鑑於國內外衍生燃料之發展,未來衍生燃料將 成為廢棄物處理及再生能源利用之重要發展策略(許宏銘,2004)。

2.5 場址移除

台灣數十年來的經濟建設,也造就了人口集中、都市擴張的情 況,因此,廢棄物累積、水質污染、空氣污染、土壤污染等環境問題 亦陸續發生。而建置廢棄物掩埋場只是土地資源暫時使用觀念及重建 土地資源永續有效利用,興建廢棄物掩埋場在施工期間對地形地貌破 壞,同時於營運期間也對附近環境造成衝擊,導致當地居民生活上諸 多不便,表2.3 列出掩埋場所衍生之社會環境問題。

ㄧ般居民多希望居住區的掩埋場能移除,縱使不能移除也期待有 適度的回饋制度,如降低應繳交之垃圾處理費或補償金等。高傳盛

(1999)以台北市民為對象,使用非財貨之假設市場條件經濟效益評 估法誘引受訪者出價,並以間斷式存活模型進行分析。發現掩埋場附 近居民願付之垃圾處理費為每月 45.9 元,而期待之補償金為每戶每 月 670.9 元。而台北市政府也提出要在 2010 年達到零掩埋的目標,

以此換取第三掩埋場縮小開發並規劃為生態園區計畫。

無論政府掩埋場的政策走向為何,現今掩埋場的操作也因垃圾進 場種類與數量的變化,而必須朝向永續性經營的理念進行。更在民意 高漲且反對掩埋場的情境下,現有掩埋場實有必要針對其進場的垃 圾,進行通盤的規劃,規劃出全回收的永續經營之路(呂登隆,2003)。

另一方面,掩埋場址之移除須將不可利用物運至焚化爐做最終處 理。根據「台中縣烏日、后里垃圾資源回收場可進場之一般事業廢棄 物種類規定」,可燃廢棄物之內含物為廢塑膠混合物、廢橡膠混合物、

廢紙混合物、廢木材棧板、廢木材混合物、廢纖維及廢棉布等,不可

(37)

利用不可燃廢棄物之內含物為廢石綿混合物、廢金屬、廢玻璃、燈具 及廢電池等。

2.6 廢棄土再利用

依據「營建剩餘土石方處理方案」之精神認定,工程之開挖土方、

混凝土塊以及磚瓦為「有用之資源」,可進行再利用。而公路工程使 用的材料,除了數量相當龐大外,各種不同品質的材料,可以分別應 用在不同的結構上,充份達到容納所有廢物的目的。例如,土石料品 質高的可以作為瀝青或水泥混凝土的骨材,次之者可以作為基底層材 料,再差的則可以作為路堤填方材,而最差的爛泥則可以經穩定處理 後作為路床材。歐洲國家如荷蘭、丹麥,早在20至30年前,就已經將 都市垃圾焚化底灰應用作為公路底層材料,甚至有將焚化底灰處理成 一般建築材料的技術,但因一般大眾無法接受「住在垃圾底灰蓋的房 子內」而無法普遍應用。最近幾年,美國和日本已經開始研究將垃圾 焚化底灰應用作為瀝青混凝土的骨材,不再只是底層的材料而已 (廖 宗盛、邱垂德,2000)。

依據黃琮荏(2005)研究結果指出,營建資源中間回收處理場依再 生資源市場應用最廣泛之產品分為(1)砂石及碎石級配、(2)再生 粒料、(3)製磚原料三等級。政府應建立處理場之設置準則、場區配 置、進場與出場管制、標準處理作業程序及品質驗證機制等,以利於 處理場後續管理,使營建再生資源導入合法收容處理場所。同時,輔 導處理場申設具TAF 品管檢驗實驗室,提昇再生利用產品之品質及再 利用率,消弭需求單位對營建資源再生利用產品品質之疑慮,藉此活 絡再利用市場通路,進而落實營建剩餘土石方與混合物全回收零廢棄

(38)

與資源永續發展之目標。惟目前國內尚未明確建立對於營建剩餘土石 方,及營建混合物之相關再利用規定及技術規範,供工程單位遵循,

為國內推廣營建副產物再利用主要之瓶頸。

2.7 水泥固化土

基本上,水泥固化土分水泥穩定土(Soil stabilization)及土壤水泥 (Soil cement)兩大類;前者為將水泥、土壤和水按一定比例拌合,夯 實至特定單位重,並養護者;而後者為夯實至最佳狀態,並養護者。

於本章茲對水泥固化土一般機制及土壤水泥之技術、相關性質等說明 之。

2.7.1 水泥固化劑

水泥基本上係由石灰質材料(CaO)、黏土質材料(SiO2Al2O3) 和其他原料(Fe2O3MgO)經研磨、燒結,再加 2~4﹪石膏研磨的程 序生產而成。而水泥的組成成分(Cement Composition)主要為矽酸 三鈣(C3S)、矽酸二鈣(C2S )、鋁酸三鈣(C3A)、鋁鐵酸四鈣(C4AF), 及少量次要成分如氧化鎂(MgO)、游離石灰所組成,其中四種熟料 礦料(Clinkers):C3SC2SC3AC4AF影響水泥性質最鉅(王櫻茂,

1996)。

圖2.2 為土壤穩定處理方法選擇流程,可供參考。混凝土之水泥 選擇準則亦適用於土壤水泥,最常用之水泥系固化劑為波特蘭Type I 水泥;若可能存於土壤或水的溶解性硫酸鹽含量低於限制值,則可考 慮使用波特蘭Type II 水泥。用於土壤水泥之水質應同混凝土者,不

(39)

論其為拌合或養治所用均須潔淨,不含油、酸、鹽及有機物等有害物 質(洪國森,2004)。

2.7.2 水泥固化土機制

土壤礦物與石灰間的反應,即水泥含石灰成分,石灰中之鈣離子 與土壤礦物中之矽酸鹽及鋁酸鹽產生膠結反應,形成矽鈣膠體(CSH ) 及鋁鈣膠體(CAH )。王帥裕(1999)對水泥、水、土壤三者間之水泥水 化反應(Cement hydration),當水泥遇水產生水化作用時,水泥中所含 的各種成分便開始與水發生化學反應,並衍生成三種重要產物:

1. 鈣與矽的化合物C3S2HxC2SHx或者二者兼具(H =H2O),是水泥 本身水化作用所產生膠結物之主要成分。

2. 鈣與鋁的化合物C3AHxC4AHx。 3. 石灰Ca

( )

OH 2

水化作用之反應化學式為:

S

C3 +H2O C2S2Hx + Ca

( )

OH 2 (2.1)

( )

OH 2

Ca Ca++ +

( )

OH (2.2)

+

Ca+ +

( )

OH + SiO2 (土壤中) CSH

+

Ca+ +

( )

OH + Al2O3 (土壤中) CAH (2.3) Hx

S

C2 2 (在低 pH 值下) CSH + Ca

( )

OH 2 (2.4)

式(2.1)為水泥水化作用之主要反應式,當C3S遇水會發生反應而 產生C3S2Hx,並釋放出Ca

( )

OH 2 (石灰)。Ca

( )

OH 2在鹼性環境下( pH > 12)隨即分解成離子狀態如式(2.2),並與土壤中所含之SiO2Al2O3

(40)

生化學反應生成CSHCAH之膠結物如式(2.3)所示,此為水泥水化作 用之次要反應式。由於Ca

( )

OH 2分解出

( )

OH 參與式(2.3)之反應,以及

( )

OH 2

Ca 與矽和空氣中二氧化碳反應因而降低 pH 值,使得C2S2Hx呈現 不穩定狀態,如式(2.4)分解為CSH 與石灰。

由於水泥水化作用期間會產生石灰,因此在整個土壤、水泥反應 過程中,石灰與土壤礦物間之反應就顯得十分重要。土壤礦物與石灰 間的反應可分為下列兩個型式:

一、陽離子交換及膠凝-附聚反應

此為短時間完成之作用,當石灰分解成離子狀態後,高價之鈣離 子會取代土壤中低價之陽離子,由於顆粒表面帶有負電荷,因此離子 交換後可以限制土壤顆粒表面覆水層之擴張,減低土壤顆粒間之相斥 力,使土壤顆粒形成緊密之密簇構造,進而提高土壤之強度。

二、卜索蘭反應

其反應進行相當緩慢,甚可長達數年之久;即石灰中之鈣離子與 土壤礦物中之矽酸鹽及鋁酸鹽產生膠結反應,形成矽鈣膠體(CSH )及 鋁鈣膠體(CAH),此種膠體之膠結及硬化作用可將土壤顆粒包圍,增 加土壤顆粒間之附著力,提高土壤強度。

此種膠體有助於顆粒間之鍵結和土壤中孔隙之填塞,對於提昇強 度、降低滲水性有相當大之助益。且一般認為水泥穩定土工程性質之 改變主要是水泥硬化所致,當水泥硬化作用產生時水泥顆粒和周遭之 土壤顆粒固結,形成不連續之強且硬的骨架圍繞在土粒之四周,可以 視骨架為塞入土壤之孔隙中之填塞作用(王帥裕,19991;王偉峰,

1995;陳建成,1998;王明德,2002;洪國森,2004)。

(41)

2.8 土壤水泥

波特蘭水泥協會(Portland Cement Association, PCA) 於 1970 年制 訂「土壤水泥試驗手冊」(PCA,1970);美國聯邦公路運輸部(Federal Highway Administration Department of Transportation, FHWA)續參閱 PCA 之「土壤水泥試驗手冊」,於 1979 年制定「水泥穩定舖面構造 物技術手冊」,其內容含舖面設計、施工要領及拌合、壓實等(洪國 森,2004)。

2.8.1 土壤水泥土性質之影響因子

如圖 2.3 所示般,影響土壤水泥之因素甚多,以下僅對較顯著者 說明之。

一、土壤種類

除有機土、高塑性黏土、級配不良砂土外,幾乎所有的土都可用 於水泥固化;基本上以粗料(Granular soils, 粒徑>0.074 mm 者)為佳,

因其比細料(Fine-grained soils, 粒徑<0.074 mm 者)易拌合、所需水泥含 量低,而較經濟;以細料含量為5%~35%之土壤,屬最經濟之水泥固 化土(ACI,1997)。Randall (2000)建議較好之土壤為級配良之土壤,

其且停留在4 號篩之量約 25%~50%,而通過 200 號篩之量約 5%~20%

(摘自洪國森,2004)。

規範土壤級配範圍有助於確保水泥固化土達到均一之耐久性與 強度;為達到土壤級配的一致性,需研判承包商將採用的混合程序及 借土區土壤級配變化,故於安全起見需以最不良之土壤級配來規範水 泥含量。混合來自各方之土壤料源涉及相當大的工作量,且混合方法 會因機具而異;而當不同土壤料源分別堆置時,須分別監控其土壤級

(42)

配及含水量以求一致。依經驗,在混合不同來源之土壤時易呈細料、

粗料分離之越級配情形,故設計者在規範混合土壤時須考慮此等經費 和技術因素。

二、含水量

以水泥固化並夯實對象為土壤時,土壤需具適量的含水量以滿足 水泥水化反應所需之水量;若其含水量過高,則如同水灰比過大會降 低混凝土強度般,於拌合夯實過程中土壤孔隙水會增大水灰比致強度 降低;另若其含水量過低,會因水泥水化反應所需的水分不足,致膠 結作用不完全而降低強度。另一方面,因為水泥反應會降低夯實之最 大 乾 單 位 重

γ

d(max) 與 增 加 最 佳 含 水 量 OMC (Optimum moisture content),所以對同一乾單位重之土壤水泥,隨著水泥含量之增加,

必須配合增加土樣的含水量以獲得預期強度。

三、水泥含量

工程上應用水泥固化土時,首先必須考慮的問題就是如何決定水 泥含量,茲依式(2.5)定義水泥含量

a

w。水泥固化土之

a

w設計,係依 據構造物品質要求,對特定土壤於實驗室調製不同

a

w的水泥固化土試 體,測其工程性質(強度、耐久性、透水性等),再考慮其施工性(拌 合、運送、夯實等),並與往例類似工程相較後決定之。

100 (%) = ×

s c

w

W

a W

(2.5)

W

c:水泥重量

W

s:乾土重

一般而言,為使水泥固化土達同一強度及耐久性,其所需之

a

w

(43)

含細料多之土壤較大;對不同土類,表2.4 可供擬定水泥含量試驗計 畫之參考。雖然利用土壤分類以決定水泥含量是一般選擇水泥含量之 方法,但影響水泥固化土之水泥含量,不單只是土壤種類,尚須配合 其工程性質檢討,以選定實際施工所需要之水泥含量。

四、養護期

以同一水泥含量固化不同土壤時,土壤水泥之

q 值與養護齡期之

u 關係例示於圖2.4(a),知曉

q 隨著養護齡期增加而增大,

u

q 與養護天

u 數之對數成正比例關係;養護齡期對各類土壤

q 之影響程度以砂質礫

u 石最大,粉土質粘土、砂質粘土次之,級配不良砂最小(ACI,1997)。

另圖 2.4(b)示出粒狀土之

q 與養護天數關係,試驗條件為

u

a

w=10%,

建議式(2.6)之

q 估算公式,認為

u 28 天強度為 1.4 倍~1.7 倍的 7 天強 度;而水利署中區水資源局對土壤水泥的強度研究結果顯示,土壤水 泥28 天單壓強度大致為 7 天單壓強度的 1.48 倍(摘自洪國森,2004)。

( ) log( )

2 1 )

2 ( )

1

(

t

a t k q

psi

q

u t = u t + ⋅ w ⋅ (2.6)

q

u(t1):養護

t

1天之無圍壓縮強度

) 2 (t

q

u :養護

t

2天之無圍壓縮強度(

t

1>

t

2) 粗粒料土壤

k

=70;細粒料土壤

k

=10

2.8.2 土壤水泥之工程性質

一、強度

美國混凝土協會(ACI)對土壤水泥強度的量測,是依據 ASTM D-1633 進行單壓試驗,求得試體的抗壓強度來了解水泥的硬化情

(44)

形,以作為土壤水泥最佳水泥含量之參考。而在材料或土壤力學上,

我們常以抗剪強度參數即三軸試驗或直接剪力試驗所得之凝聚力c及 摩擦角

φ

來評估土壤之抗剪強度;然而在土壤水泥的研究上,因

a

w之 增加及養護時間之延長,其凝聚力會大幅增加,而摩擦角的增加幅度 有限,使得試體之抗剪強度在受圍壓之影響不顯著;又由於無圍壓縮 試驗之操作遠比抗剪試驗簡單且迅速,因此在探討土壤水泥的強度行 為時,大多利用無圍壓縮試驗所得之

q 值,來觀察土壤水泥之強度變

u 化情形。

Lade and Overton (2000)以具摩擦性之土為試料,製作夯實土(水 泥含量

a =0%)、土壤水泥(

w

a =6%)、水泥砂漿(

w

a =12%),三

w 種約同濕單位重之試體,分別對其施行三軸壓縮試驗,以觀察水泥之 膠結性質對抗剪強度之影響性,其圍壓條件為0 kPa ~10,300 kPa 。試 驗結果顯示,於較低圍壓範圍(圍壓≅0 kPa ~1,720 kPa ),水泥膠結性 質顯著影響試體之抗剪強度,即隨著水泥含量之增加,其粘著力與摩 擦角皆增大;而於較高圍壓範圍(圍壓=3,045 kPa ~10,300 kPa ),則可 能因土壤顆粒破碎之原因,水泥膠結性質對試體之抗剪強度影響小

(摘自洪國森,2004)。

王偉峰(1995)以取自淡水河、石門水庫、彰化鹿港、雲林麥寮四 處之淤泥為水泥穩定對象,得下述結果:

1. 土壤含水量高者其改良強度低,含水量不宜大於 50%。

2. 淤泥之粒徑分佈對改良強度之影響性小。

3. 養護 28 天土壤水泥試體之彈性模數約為(100~400)倍的

q 值。

u 4. 養護有助於增加耐久性。

5. 不可恢復的體積收縮發生在第一次的乾-濕循環中,粘土含量 高者體積收縮大。

(45)

6. 水泥穩定土經乾-濕循環後之無圍壓縮強度不低於水中養護 者。

陳建成(1998) 研究白河水庫淤泥之土壤水泥試體在靜載重與重 覆載重下之壓縮性,此淤泥含 24%粘土,其分類為 A-7-6(16)或 CL。

結果為:

1. 於 水 泥 含 量 0%~18% 範 圍 之 土 壤 水 泥 , 其 OMC 值 為 19.5%~21.5%,以水泥含量 6%之試料其wopt最大;其夯實最 大乾單位重

γ

d(max)為 16.14

kN

/ m3~16.43

kN

/ m3,以水泥含量 0%試料之

γ

d(max)最大,而水泥含量 6%試料之

γ

d(max)最小,水泥 含量對OMC 、

γ

d(max)之影響無特定趨勢。

2. 如預期般,該土壤水泥試體之

q 值隨水泥含量增加而變大。

u 3. 該土壤水泥試體之壓縮行為類似過壓密粘土,重覆載重致該

土壤水泥試體所產生之應變增量甚微。

李明禹(2002)從經由大宗剩餘土石方資材再利用途徑,探討石材 加工衍生泥餅、砂石採取尾砂及營建挖方軟弱土之水泥固化土性質,

其所定之水泥含量為 1%~20%甚廣。發現水泥含量 10%之固化土其 28 天之

q 值已達 1000 kPa ,符合填方材料之基本要求;僅使用試料

u 本身的特性做適當的調配混合亦可提昇固化土之強度,如僅添加 2%

水泥其固化土之28 天

q 值亦可達 1,000 kPa 。

u

二、密度

添加水泥會改變土壤的最佳含水量及最大乾密度,根據水利署中 區水資源局對湖山水庫土壤水泥的研究成果顯示,最大乾單位重會隨

(46)

著水泥的增加而增加,而最佳含水量則會降低。Shen(1966)指出在相 同的水泥含量下,密度較高的土壤水泥試體,具有較高之抗壓強度及 耐久性。此外,延遲的拌合及夯實亦為重要之影響因子,West(1959) 提出超過2hr的延遲時間將會造成土壤水泥密度及強度的明顯損失

(摘自羅鴻傑,2005)。

三、耐久性

美國墾務局的研究指出,土壤水泥的耐久性隨著水泥的增加而增 加,但水泥增加越多,所需的成本就相對越多,所以應以達到設計強 度和耐久性要求的最佳水泥含量作為設計的依歸。耐久性試驗包括乾 濕試驗(ASTM D559)及凍融試驗(ASTM D560)兩種,其均為模擬土壤 水泥在工址環境遭遇到溫度、濕度的變化而導致抗磨損性質的改變,

藉由試驗結果來評估試體水泥含量與抵擋環境能力之關係。

依據水利署中區水資源局的研究成果顯示,試體在乾濕循環下之 土壤漏失率大致隨水泥量的增加而降低,即使在5%的水泥含量下,

也可達到美國墾務局不超過6%之要求,如圖2.5所示。此外,優良級 配土壤水泥的水泥平衡量較小,不良級配者則較高,而對於粒徑分佈 相似的均質土壤,細料含量高者水泥平衡量較小(水利署中區水資源 局,2003)。

四、滲透性

土壤水泥的滲透係數,通常小於10-6

cm

/sec),且滲透性會因 水泥含量的增加而降低,在工程上可視為不透水材。美國墾務局也指 出土壤水泥會隨著時間的增長而降低滲透性,其原因可能是因為沉積 物填充於裂縫,或是裂縫本身的自癒性所使然。由於土壤水泥層面間

(47)

常因結合較差而產生乾縮縫。Nussbaum and Colley(1971)指出,在 大型的土壤水泥結構物中,水平層面的滲透係數會較垂直層面的滲透 係數大2~20倍。因此土壤水泥建物在作滲透分析時應特別注意夯實層 面,以及裂縫所引致之問題(摘自羅鴻傑,2005)。

在1950年中期,美國南加州即開始利用10.16~15.24 cm 厚的土壤 水泥覆蓋於0.81ha農場蓄水池之底部襯砌,隨後在1969年,南加州一 座54.63ha大之人工湖泊灌溉系統亦使用相同方式來建構,均獲得極 佳之成效。美國紐約州於1983年在一危險廢料儲存場以15.24cm 厚土 壤水泥搭配3cm的聚乙烯薄膜來鋪設不透水層基底,證實了土壤水泥 在此一範疇的適用性(羅鴻傑,2005)。

(48)

表2.1 掩埋場氣體典型的成分(摘自張高華,2005)

成分 化學式 濃度百分比 甲烷 CH4 45~60

二氧化碳 CO2 40~60 一氧化碳 CO 0~0.2 氮 N2 2~5 氧 O2 0.1~1 硫化氫 H2S 0~0.1 氨 NH3 0.1~1.0 氫 H2 0~0.2 微量氣體 0.01~0.6

表2.2 歐盟會員國自都市垃圾中製造之RDF數量

(摘自許銘宏,2004)

(49)

表2.3 掩埋場所衍生之社會環境問題(呂登隆,2003)

環境問題 存 在 的 原 因

1.大量污水外溢 污水量超出設計值;雨污水未分流 2.自然水受體污染 不透水層破損;側滲發生且未有效收集 3.污水排放不合格 處理廠能力不足;操作不當

4.火災頻繁 未確實覆土; 排氣井未架設或不當 5.悶燒 掩埋壓實不確實;火災未完全熄滅 6.病媒孳生 覆土不確實

7.場外道路污染 未設洗胎洗車設備或未操作 8.臭味 覆土不確實;沼氣未處理

表2.4 土壤水泥之水泥含量參考值(摘自洪國森,2004)

Classification Typical range of cement requirement

AASHTO USCS Percent by

volume Percent by weight

Typical cement content for moisture-density test

(ASTM D-558) (percent by weight)

Typical cement content for wet-dry test (ASTM D-559) (percent by weight)

A-1-a GW, GP, GM, SW,

SP, SM 5~7 3~5 5 3-5-7

A-1-b GM, GP, SM, SP 7~9 5~8 6 4-6-8

A-2 GM, GC, SM, SC 7~10 5~9 7 5-7-9

A-3 SP 8~12 7~11 9 7-9-11

A-4 CL, ML 8~12 7~12 10 8-10-12

A-5 ML, MH, CH 8~12 8~13 10 8-10-12

A-6 CL, CH 10~14 9~15 12 10-12-14

A-7 CH, MH 10~14 10~16 13 11-13-15

(50)

圖2.1 歐洲廢棄物應用機械/生物前處理(MBT)程序

(摘自許銘宏,2004)

Perform sieve analysis test

Perform atterberg limit test

<25%

pass No.200

>25%

pass No.200

PI<10

PI>10

PI<10 10<PI<30

PI>30

Add sufficient lime to reduce PI < 10 (subgrade) PI < 6 (base course)

Add sufficient lime to reduce PI < 30

Bituminous stabilization Lime stabilization Cement stabilization

Lime stabilization Bituminous stabilization for base courses PI < 6

(%pass No. 200) <72 Cement stabilization Lime stabilization Cement stabilization

Cement stabilization

Cement stabilization

圖2.2 土壤固化材選擇流程(摘自見洪國森,2005)

廢  棄  物

鐵及非 鐵金屬

有機 廢棄物

廢紙及 廢塑膠 RDF

部分

回收 洗滌/篩選 有機廢棄物

製成 RDF 或回收 燃燒

細顆粒

(如砂)

堆肥 消化

粗顆粒 惰性物質

(51)

圖2.3 水泥固化土之影響因素(摘自房性中,1997)

養治條件 製作改良土條件

黏土礦物之種類與成分 離子交換能力

黏土顆粒表面可溶性矽酸鹽及鋁酸鹽含量 土壤之粒徑分佈

土壤中孔隙水之pH值 有機物質之含量

土壤之阿太保限度 土壤天然含水量

其他 軟弱土壤性質

改良土之夯實程度及拌合方式 固化材料之種類

固化材料之品質 固化材料之添加量 拌合水之種類與用量

養治時間

其他 養治濕度 養治溫度

(52)

(a)

(b)

圖2.4 不同土類之無圍壓縮強度與養護齡期關係

(摘自洪國森,2005)

(53)

圖2.5 乾濕試驗水泥含量與重量漏失率關係圖

(水利署中區水資源局,2003)

(54)

第三章 試驗方法

於本章對調查區位、廢棄物組成調查及廢棄土性質、土壤水泥性 質等試驗方法說明之。

3.1 調查區位

本研究之試料取自台中縣潭子鄉旱溪松竹二號橋至聚興橋河段 之廢棄物掩埋場,其來源大多為早期之家庭垃圾及工業下游端廢棄 物。該河段現正由經濟部水利署第三河川局整治中,若依據該工程之 里程點,則主要的廢棄物掩埋場出現於右岸 0K+230~0K+410 處,經 測 量 估 算 計 有 33,328

m ( 見 圖 3.1 ); 而 小 部 分 出 現 於 右 岸

3 2K+600~2K+700 處(見圖 3.2),其量約為 2,000

m ;圖

3 3.3 為待處理 之廢棄物區現況,其廢棄物總量約為35,328

m 。

3

3.2 廢棄物組成之調查法

若參考該工程之契約條文,應將本工區範圍內之廢棄物分類成可 燃廢棄物、不可燃廢棄物及卵礫石土,三大項。茲根據「台中縣烏日、

后里垃圾資源回收場可進場之一般事業廢棄物種類規定」,釐定此三 大項廢棄物之內含物如下:

可燃廢棄物:廢塑膠混合物、廢橡膠混合物、廢紙混合物、廢木材棧 板、廢木材混合物、廢纖維及廢棉布等。

不可燃廢棄物:廢石綿混合物、廢金屬、廢玻璃、燈具及廢電池等。

(55)

卵礫石土:卵石、礫石、廢混凝土混合物、廢磚類混合物、廢陶瓷混 合物及廢棄土(粒徑<4.75mm)。

計採四處之廢棄物樣品,即採樣點於0K+250、0K+330、0K+350 及2K+650。於現地採樣時,由挖土機於廢棄物堆裡挖取三斗,將其 拌合後續挖取一斗作為樣品,各處之樣品重約為 2,000 N(見圖 3.4)。

續將試樣傾倒於帆布上,對其施行廢棄物之內含物分類及求卵礫石土 之粒徑分佈(見圖3.5)。

3.3 廢棄土性質之試驗法

調查河段四個採樣點之廢棄土產生過程相近,且為符合土壤力學 試驗規範對試驗材料之尺寸限制,茲取其粒徑小於4.75 mm 之土各 1,500 N 混合後,共得 6,000 N 之試驗材料(以下簡稱土樣),將其帶 回實驗室供下述所有試驗用。因本研究尚有調查水泥固化廢棄土(土 壤水泥)之性質,故將此節之廢棄土界定為水泥含量

a =0%之土樣

w (見 圖 3.6)。

3.3.1 粒徑分佈試驗法

吾人根據土樣之粒徑分佈曲線求其均勻係數(Cu=D60/ D10)、曲 率係數(Cz =D302 /(D10×D60);係依此等參數對該土壤做分類,亦可依 K=

C

×

D

102 (C=0.01~0.015)經驗式估算土壤的滲透係數等。於礫石土

≥4

C

u 、1≤

C

z ≤3者,於砂土

C

u ≥ 6、1≤

C

z ≤ 3者為「良」級配,不 符合前述要求者皆為「不良」級配。茲以篩分析法(ASTM D-452)

及比重計分析法(ASTM D-422)求土樣之粒徑分佈曲線。其中,比

(56)

重計分析法僅適用於土壤粒徑小於0.075mm之粉粘土部份,乃是以土 壤 顆 粒 在 水 中 的 沉 降 原 理 為 依 據 , 需 以 六 異 磷 酸 鈉 (sodium hexametaphosphate)作為分散劑將土樣在水中攪散,使粉粘土依形 狀、大小、重量及水之黏滯性以不同速度沉降,俾求其粒徑與含量百 分比間之關係。

3.3.2 比重試驗法

比重(Specific Gravity)定義為該材料之單位重與水單位重之 比值;吾人得藉測定土壤之比重

G

s,使用土壤三相體之重量與體 積 關 係 , 計 算 其 孔 隙 比 (

e = [( G

s

⋅ γ

w

) / γ

d

] − 1

)、 飽 和 度 S

Se = G

s

w

);

γ

w 為 水 單 位 重 、

γ

d 為 土 壤 乾 單 位 重

γ

d

= γ /( 1 + w )

)、

γ

為土壤單位重、w為土壤含水量。

土壤比重與母岩礦物關系密切,如砂土的主成份是石英其比 重約為

2.6

,粘土比重約為

2.7

,一般土壤之比重為

2.6~2.8

。茲依 據

ASTM-D854

,取通過

10

號篩的氣乾土樣約

0.5 N 烘乾又氣乾

後,以四分法再分取約

0.15 N 的土裝入比重瓶裡進行試驗。

3.3.3 稠度試驗法

當粉粘土含黏土礦物時,該土壤可在含有些許水分下重模而不會 破裂,此一凝聚特性乃是因黏土顆粒四周的吸附水所產生,含水量是 支配粉粘土工程性質的最重要因素。在

1900

年代早期瑞典科學家阿 太堡(

Atterberg

)提出了描述粉粘土土在不同含水量時之稠度試驗方 法;也就是所謂的「阿太堡限度試驗」(Atterberg Limit Tests),

(57)

其為目前大地工程中所用的物理性質試驗之一。因含水量變化而改變 土體狀態(液性、塑性、半固體、固體)之性質稱稠度;吾人根據粉 粘土之稠度對其做分類及工程性質判斷。

吾人依循稠度試驗法,取通過

40

#篩之土為試料,求其液性限度

LL ( ASTM D4318

規範)及塑性限度 PL (

ASTM-D427

)等; LL 為 土壤在一特定之擾動狀態下能發生流動之最小含水量, PL 為土壤具 可塑性之最低含水量。

土壤之含水量達到 LL 時,表其孔隙已完全被水所充滿具液狀 性,而可藉本身之重量流動,此時凝聚力與內摩擦力將遽降,土體完 全喪失穩定;一般而言, LL 越大之土壤,其可塑性、壓縮性大。另 一方面, PL 值於粘土、膠體土等頗大,於粉土小,於砂、雲母則無 塑性;一般而言, PI 大之土壤其粘土含量多、透水性小、不排水抗 剪強度高,處塑性狀態內之土壤其承載力將因含水比之減少而增加

Das, 2000

。由粉粘土含量 F 及 LL 、 PL 所衍伸出來的其他參數為 塑 性 指 數 (

PI = LLPL )

、 液 性 指 數 (

LI = ( wPL ) / PI

)、 活 性

A = PI / F

)等。並由圖

2.2

可知土壤固化材之選擇,也是經由土壤 篩分析及 PI 值以評估其適用性。

3.3.4 pH 值試驗法

本土樣可能含有機質,所考慮的可能再利用途是直接作為植生沃 土或經水泥固化改良後作為工程土方,此兩種用途皆須考慮其所含之 氫離子濃度(或稱pH 值)。一般而言,適合植生之土壤為

5<

pH

<9

者,若土壤較具酸性,則應考慮提高土壤鹼性之改良方法,如添加石

(58)

灰等(朱德民,

1993

)。

另一方面,於圖

2.3

也可知曉影響水泥固化土之因素,其包含離 子交換能力、土壤孔隙水中之 PH 值、固化材料種類、養護時間等諸 多因素;土壤中添加水泥,土壤與水泥產生之化學反應會造成土壤中 之 pH 值變化,即水泥中之Ca++會取代H+而吸附在黏土顆粒上減少雙 重水層厚度。 pH 值愈高愈有利於離子交換作用之進行固化效果愈 好;反之,如 pH 值較小則固化效果差;基本上,鹼性土壤的水泥固 化效果較佳,一般要求其 pH 值大於

12.1

(王帥裕,

1999

;張廷玨,

1994

)。土壤水泥混合物之 pH 值若大於

12.1

,則土壤之有機物含量 將不會妨礙水泥的固化功能(

PCA

,

1970

)。水泥固化土之

q 值亦會

u 隨土壤 pH 值的增加而增大,例如根據陳修

(1985)

之研究結果,以水 泥含量

a

w

=16%

固化之飽和粘土,其養護

7

天之

q 於

u

pH =6.4

試體為

1,420 kPa ,於 pH =11.7

試體為

2,480 kPa ;當試體之 pH 值大於 8

, 其

q 值增加率趨顯著。

u

圖 3.7 為此試驗實做情形,求土樣

pH

值所需之儀器為 pH 值測 定儀、天秤、烘箱、恆溫水域震盪槽、塑膠瓶及燒杯等。其試驗規範 為

NIEA-S410.61C

,即讓去離子水滲流過土樣,蒐集滲流水於燒杯 裡,續以 pH 值測定儀量其

pH

值; pH 值測定儀於量測前需先施行 校正。

3.3.5 有機物含量試驗法

在一般觀念中認為土壤中若含有機雜物,待其腐化後會影響土壤 之透水性、壓縮性、抗剪強度等,惟至今有機雜物含量影響土壤性質 之定量化研究尚不明確。有著書認為泥炭土為含大量未分解有機雜物

(59)

之土,農田沃土約含

10%

之有機雜物,而風化土之有機雜物含量則小 於

1%

;有機雜物多集中於表土,愈深層其含量遽減;土壤中之有機 雜物含量在

2%~4%

左右就會影響其工程性質(日本土質工學會,

1985

)。

Franklin, et al. (1973)

觀察土壤中的下水道污泥含量對其夯實 行為、強度的影響,發現隨污泥含量之增加其最佳含水量OMC 增大,

而最大乾單位重

γ

d(max)

q

u值遞減,此種變化趨勢於污泥含量大於

8%

時更為顯著。

Lancaster, et al. (1996)

於不良級配砂土

(SP-SM)

裡摻入木 屑、米殼等有機雜物觀察其對夯實性質之影響,建議若土壤之雜物含 量大於

10%

時,不適用為待夯實改良之土料。

另一方面,一般認為土壤若含有機物或有害物質,會因腐植酸作 用而抑制水泥之水化反應及遲緩後續固化效果,致其強度、耐久性隨 有機物含量增加而降低;基本上,是依乾

-

濕試驗

(wet-dry test)

及凍

-

融試驗

(freeze-thaw test)

來判釋有機雜物對土壤水泥強度、耐久性之影 響,而非僅憑有機雜物含量值(

PCA, 1970

)。

經過機器或人工分類後之廢棄土,尚會含些許之非土石物(木 本、草本、樹根或金屬屑、玻璃碎片、塑膠類、木屑、竹片、紙屑、

瀝青等),則依據行政院公共工程委員會之「公共工程施工綱要規 範」,此等廢棄土就不適用為工程土方;但要將廢棄土分類處理至完 全不含非土石物是不可能的。權衡廢棄土再利用之推動,宜釐定一非 土石物含量容許值,以作為廢棄土分類品質管理之依循標準,惟目前 國內尚無工程主管機關明定出此容許值。廢棄土所含之非土石物,若 從剩餘土石方角度觀之稱其為「雜物」,而若從有機土角度觀之則稱 其為「有機物」。若將其視為雜物,則無試驗規範可依循;而若將其 視為有機物,則可使用燒失法

(AASHTO T-267)

或過錳酸鉀法

(ASTM-2974)

求其有機物含量。

(60)

現今國內使用之雜物含量試驗法為「撿拾浸水法」,此法並非制 式之方法,是由臺灣專家、學者等考量為方便再利用建築拆除廢棄物 之執行性、工作性,而提出之試驗法(楊朝平、王明德,

2004

)。對 已分類後之廢棄土,約每

5,000 m 做一次有機物含量試驗,取樣量為

3 大約為其五倍最大粒徑邊長之立方體之體積。將試料以

110

±

5

℃烘乾

24 hr 後秤烘乾試料重 W

d,再把此試料篩選成停留於

4

號篩

(4.75 mm )

者和通過

4

號篩者,將停留於

4

號篩之試料以人工目視方式把雜物撿 出秤重

W 。另將通過

f

4

號篩之試料置於大盆內,灌水入盆淹沒試料 至少

10 cm 以上,用手充分均勻攪拌盆內之試料,使其輕質雜物完全

浮出於水面,以細網撈出此懸浮雜物烘乾秤重

W ;依式

c

(3.1)

計算其雜 物含量。

雜物含量

(%) =

+ ×100

d c f

W W

W

(3.1)

在921 震災重建委員會的經費補助下,水利署第三河川局、國道 興建工程局及環保署等,已於埔里鎮、南投市、大里市、霧峰鄉、太 平市,完成了五處震災建築拆除物之分類工程。故國內至今可供循例 沿用的雜物含量容許值為此五處分類工程之品質估驗值:

1. 粒徑大於 20 mm 之剩餘土石方,其雜物含量重量比不得大於 1.0%

(大里場)。

2. 粒徑小於 40 mm 之剩餘土石方,其雜物含量重量比不得大於 1.5%

(埔里場、霧峰場、太平場)。

3. 粒徑小於 200 mm 之剩餘土石方,其雜物含量重量比不得大於 1.5%

(南投場)。

(61)

若欲求土樣之有機物含量則可使用過錳酸鉀法(ASTM-2974)或 燒失法(AASHTO T-267),其中燒失法於工程及環保領域較普遍被使 用;於本研究亦以燒失法求土樣之有機物含量。以下對兩種方法說明 之。

一、過錳酸鉀法

在土樣中加入 0.1 當量濃度之過錳酸鉀溶液(0.1 N

KM

n

O

4)、

30%硫酸(30%

H

2

SO

4)及水,而後以 0.1 當量濃度之草酸溶液(0.1N

COOH

HOOC

− )用滴定法滴定過剩之過錳酸鉀,據此求得氧化有機 物所消耗掉之0.1 N

KM

n

O

4量,而算得有機物含量。

二、燒失法

將經110±5℃烘乾之粒徑小於 2 mm 之土樣搗碎後,再置入 700~800℃之高爐灼熱。在此溫度下,其所含之有機物會被氧化,燃 燒成水與二氧化碳而逸散。以其所減輕之重量來計算其有機物之含量 與重量比。即依式(3.2)計算有機物含量。

有機物含量(%) = ×100

d o

W

W

(3.2)

W

o:以700~800℃灼燒後之土樣燒失重

W

d:以110±5℃烘乾後之土樣重

3.3.6 夯實試驗法

在建造公路路堤、土壩與許多工程結構時,必須將鬆軟的土壤

加以夯實,以便增加其單位重。由於夯實具有增加土壤強度之特

參考文獻

相關文件

資源化產業為有工廠 登記之製造業,須檢 附下列之資格證明文 件之一:.

。是五難有自然之法也。凡人於佛。而有反復之心。以施少善者。皆得大福。不唐棄

本案件為乳癌標準化化學藥物治療與個人化化學治 療處方手術前化學治療療效比較之國內多中心研 究,於 2008 年 8 月 1 日由

掩埋(挖掘) 動詞 用泥土等蓋在上面 聆聽 卷一. 義賣 動詞 為公益籌款而出售物品 聆聽

輸入內容【充氣堤壩:在元朗排水繞道和錦田河新河道交匯處前約一百八十

俄國的學者從 1957 年開始研究整理這些文獻,直到八十年代公布 於世的有五十件,之後整理出 488 件,然後拼合成 375 個序號,到

發展自行車產業已逾五十多年的台灣,素來有「自行車王國」的美譽,大量台灣

分別至埔里場、南投場、霧峰場、大里場、太平場五處 921 震災