3-1802

Environment Research and Technology Development Fund

環境研究総合推進費

終了研究成果報告書

3-1802 遮断型最終処分場の長期的な環境安全性の評価に関する研究(JPMEERF20183002)
平成30年度～令和２年度
英文課題名
Evaluation on Long-Term Environmental Safety of Storage and Disposal Sites for Hazardous Wastes<研究代表機関>
国立研究開発法人国立環境研究所<研究分担機関>北海道大学○図表番号の付番方法について「Ⅰ．成果の概要」の図表番号は「０．通し番号」としております。なお、「Ⅱ．成果の詳細」にて使用した図表を転用する場合には、転用元と同じ番号を付番しております。
「Ⅱ．成果の詳細」の図表番号は「サブテーマ番号．通し番号」としております。なお、異なるサブテーマから図表を転用する場合は、転用元と同じ図表番号としております。

令和３年７月

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目次
I．成果の概要

・・・・・・・ １

１． はじめに（研究背景等）
２． 研究開発目的
３． 研究目標
４． 研究開発内容
５． 研究成果
５－１．成果の概要
５－２．環境政策等への貢献
５－３．研究目標の達成状況
６． 研究成果の発表状況
６－１．査読付き論文
６－２．知的財産権
６－３．その他発表件数
７． 国際共同研究等の状況
８． 研究者略歴
Ⅱ．成果の詳細
Ⅱ－１ 数値埋立工学による長期的な環境安全性の評価に関する研究・・・・・・・ １４（国立研究開発法人国立環境研究所）
要旨
１． 研究開発目的
２． 研究目標
３． 研究開発内容
４． 結果及び考察
５． 研究目標の達成状況
６． 引用文献
Ⅱ－２ 処分場内における重金属類等の長期動態の評価に関する研究・・・・・・・ ２８（北海道大学）要旨
１． 研究開発目的
２． 研究目標
３． 研究開発内容
４． 結果及び考察
５． 研究目標の達成状況
６． 引用文献
Ⅱ－３ 人工および天然バリアにおける物質移動の評価に関する研究（国立研究開発法人国立環境研究所）

・・・・・・・ ４１

3-1802要旨
１． 研究開発目的
２． 研究目標
３． 研究開発内容
４． 結果及び考察
５． 研究目標の達成状況
６． 引用文献
Ⅲ．研究成果の発表状況の詳細・・・・・・・ ５６

Ⅳ．英文Abstract

・・・・・・・ ５９

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I．成果の概要課題名

3-1802

課題代表者名山田

遮断型最終処分場の長期的な環境安全性の評価に関する研究
正人（国立研究開発法人国立環境研究所資源循環領域廃棄物処理処分技術研

究室室長）

重点課題

主：【重点課題⑩】廃棄物の適正処理と処理施設の長寿命化・機能向上に資する研究・
技術開発

行政要請研究テーマ（行政ニーズ）（３－３）最終処分場の立地促進に向けた重金属等の有害廃棄物の最終処分方法についての研究

研究実施期間平成３０年度～令和２年度
但し、新型コロナウィルスの影響のため、令和３年５月まで延長

研究経費

（千円）
実績額
（前事業年度繰越分支出額含む）

契約額
平成３０年度

26,817

23,840

令和元年度

28,12528,415

令和２年度

23,63424,720

令和３年度

0

1,392

78,57678,667

合計額

本研究のキーワード 遮断型最終処分場、安全性評価、数値埋立工学、重金属類、多重安全技術
研究体制（サブテーマ１）数値埋立工学による長期的な環境安全性の評価に関する研究（国立研究開発法人国立環境研究所）（サブテーマ２）処分場内における重金属類等の長期動態の評価に関する研究（北海道大学）（サブテーマ３）人工および天然バリアにおける物質移動の評価に関する研究（国立研究開発法人国立環境研究所）
研究協力機関研究協力機関はない。

１．はじめに（研究背景等）
遮断型最終処分場は、重金属類などの有害物質の溶出濃度が一定の基準を超える廃棄物について、埋立地内外を遮断し、所要の長時間にわたり密封して貯留することを目的として設定された。遮断のために鉄筋コンクリート製の仕切設備が設けられており、平成27年度時点で24施設が稼働中である。無害化

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処理による埋立回避の推奨や設置数の推移から、搬入される廃棄物は少ないと考えられ、これまであまり注目されてこなかった。
近年、放射性セシウム汚染廃棄物や廃水銀を長期保管・処分する方法として、遮断型最終処分場がク
ローズアップされた。欧米では、この目的で、例えば岩塩鉱山跡地のような、本来的に水から遮断されかつ将来的に収束する地層が用いられる。我が国にはそのような安定した場は存在せず、仕切設備のような構造物に頼らざるをえない。そのような状況下で、再生利用が断たれた有害物質を集約的に環境から隔離する確固たる方法として、遮断型最終処分場という技術を再検討すべきである。
我が国の低レベル放射性廃棄物のピット処分施設は、遮断型最終処分場をモデルとした施設であるが、地中に設置され、コンクリート構造物の周囲が人工バリア（ベントナイト層）で囲われているところが異なる。また計画時には、核種が施設から人間生活圏へ移行して健康に影響を与える可能性、すな
わち安全性の評価が行われる。この評価は、将来的に構造物が崩壊して水が侵入し、人工バリアと自然
地層（天然バリア）が核種の移動を緩和する前提の上で行われる。
遮水設備によって「漏れない」ことを前提とした通常の廃棄物最終処分技術は、時間経過後に重金属
類は硫化物化や風化変質によって難溶化し、容易には移動しないことを前提としている。主に不活性で溶出性を有する有害物質が貯留される遮断型最終処分場には、この概念がそのまま適用できない。隔離の機能を確実にするために、構造物が破綻しても急激な放出が起こらない固型化や、施設外の物質移動を緩和する人工・天然バリアなどの、多重安全技術を追加することも考えられる。設置の場や廃棄物の特性に合わせて合理的な技術を選択し、施設の廃止の可否を判断するために、科学的に精度の高い安全性評価は必須である。
２．研究開発目的
本研究では、遮断型最終処分場において、長期的な重金属類の保管・処分に必要十分な技術や、施設廃止の可否を示すため、長期的な安全性を評価する数値埋立工学モデルを構築することを目的とする。
遮断型最終処分場に埋め立てられた特別管理産業廃棄物相当の焼却灰、汚泥、およびその固型化体に含まれる重金属類について、100年程度の期間に生ずる処分場内での形態変化、ガスや水を介しての施設
外への移行フラックス、人間生活圏への到達濃度を数値埋立工学モデルで予測することで、導入した多重安全技術のレベルと将来起こりうる天災による破壊などのイベントに対応した遮断型最終処分場の長期的な環境安全性を評価する。
３．研究目標全体目標

遮断型最終処分場に埋め立てられた焼却灰や汚泥、およびその処理物に含まれる
有害重金属について、100年程度の期間に生ずる処分場内での形態変化、ガスや水を介しての施設外への移行フラックス、人間生活圏への到達濃度を数値埋立工学モデルで予測することで、導入した多重安全技術のレベルと将来起こりうる天災による破壊などのイベントに対応した遮断型最終処分場の環境安全性を評価する。遮断型最終処分場の機能をより確固とするため、構造、維持管理ならびに廃止に関する技術上の基準を改定また設定するための具体的な方法を示す。

サブテーマ１
サブテーマリーダー/所属機関
目標

数値埋立工学による長期的環境安全性の評価に関する研究
山田正人／国立研究開発法人国立環境研究所
物質の収脱着や形態変化および化学平衡と多孔質内気液二相流を連成した数値埋立工学モデルを構築し、施設に水が侵入した場合に有害物質が外界へ移行するフラックスと人間生活圏への到達濃度を求める。そのために、遮断型最終処分場を2

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調査し、数値埋立工学モデルの初期・境界条件を設定するとともに、廃棄物をコンクリート固型化する際のガス発生や硫酸塩膨張による破壊過程を評価し、生物学的過程の重金属類等の化学形態変化への寄与を明らかにする。これらとサブテ
ーマ２と３から得られた条件ならびにパラメータを数値埋立工学モデルへ適用する。加えて、地震等の自然変動、掘削など人為変動、設備の経年劣化など、100年程度で生ずる変動のシナリオを設定する。
サブテーマ２
サブテーマリーダー/所属機関
目標

処分場内における重金属類等の長期動態の評価に関する研究
東條安匡／国立大学法人北海道大学
遮断型最終処分場に埋め立てられた廃棄物等に含まれる重金属類について、100年程度の期間内における溶出性の変化を明らかにする。処分場内で想定される環
境を、より強く発現させる風化加速試験を、廃棄物およびその処理物について実施して溶出平衡定数および溶出速度を導出し、施設構造が破綻しても急激な放出
リスクを低減しうる溶出抑制対策と望ましい処分場内雰囲気の制御方法を示す。

サブテーマ３
サブテーマリーダー/所属機関
目標

人工および天然バリアにおける物質移動の評価に関する研究
遠藤和人／国立研究開発法人国立環境研究所
各劣化段階にある施設構造物、施設外における人工バリア（ベントナイト層や改良地盤）ならびに天然バリア（自然地層）のおける重金属類の移行パラメー
タを求める。放射性廃棄物埋設処分の安全性評価で用いられている情報を参照
するとともに、カラム通水試験等によりパラメータの不足部分を補完する。

４．研究開発内容＜１＞数値埋立工学による長期的な環境安全性の評価に関する研究
a) 遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価のための数値解析モデルの開発
遮断型最終処分場の長期的な環境安全性を定量的に評価するための数値解析モデルを開発した。特長
は、既往の数値埋立工学モデルをベースに、鉄筋コンクリート構造物の経年による強度低下とひび割れを加味した地震応答解析を連成させた点にある。地震応答解析の入力条件となる鉄筋コンクリートの強度定数は、数値埋立工学による物質動態解析から求まる二酸化炭素濃度、塩素イオン濃度、及び溶存酸
素濃度をもとに鉄筋コンクリートの中性化・鉄筋の腐食進展解析を通じることで、遮断型最終処分場の内部環境とともに劣化する現象を取り入れた。逆に、物質動態解析の入力条件となる遮断型処分場への雨水浸透地点と漏洩地点の境界条件は、地震応答解析から求まる曲げモーメント図の最大値を与える個所に設定し、その値にはコンクリート標準示方書（土木学会）に示される算定式に基づきひび割れ幅と通水流量を与えた。以上のように、地盤応答解析と物質移動解析を連成させることで、鉄筋コンクリー
ト構造物である遮断型最終処分場の環境安全性を合理的に計算できるモデルを構築した。
b) 数値解析モデルに用いる特別管理廃棄物のパラメータの取得
実際の遮断型最終処分場の条件に合った数値解析を行うために、特別管理廃棄物相当物の実試料を採取しモデルパラメータを取得した。採取した試料は、ばいじん、汚泥赤、汚泥黒の3種類であり、それ
ぞれ金属加工業、廃塗膜処理業、および金属表面加工業から得たものである。それぞれに対して基本性状試験、溶出速度を求めるための長期溶出試験、数値解析モデルの精度検証するためのカラム溶出試
験、可溶飽和濃度を求めるための液固比バッチ溶出試験、ならびに溶出抑制対策のひとつであるセメン
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トまたはマグネシウム系固化材を用いた固型化処理物について長期溶出試験を行い性能評価を行った。
c) 最終処分場から分離した尿素加水分解細菌による有害金属の不溶化
最終処分場から採取したボーリング掘削コア試料の懸濁液について、クリステンゼン培地を用いて培養することで、最終処分場環境下における尿素加水分解細菌の生息状況を確認した。細菌の尿素加水分
解 活 性 を 「 培 養 液 1.0 mL あ た り に 存 在 す る 細 菌 に よ り 、 毎 分 1 pmol の 尿 素 が 加 水 分 解 さ れ る 量（pmol/min/cell）」と定義し、定量的に測定した。分離菌株の中でも高い尿素加水分解活性を示した菌株（B-2-15）と標準菌株（ Sporosarcina pasteurii ATCC11859）を鉛が添加されたNBU培地で培養し、炭酸カルシウムの形成ならびに有害金属の不溶化について確認した。
d) 本研究全体で得た知見を反映した遮断型最終処分場の長期環境安全性評価シミュレーション
サブテーマ2で実施された、日本全体の遮断型最終処分場の実態調査結果をもとに、各処分場の構造
条件、地盤条件、気象・水文条件を整理した。整理した全9施設のうち、山間部にある地上型の遮断型
最終処分場Aと、海域に面する地中型の遮断型最終処分場Bの2施設を評価対象とした。それぞれに対して処分場劣化シナリオを設け、処分場Aでは鉄筋コンクリートの経年劣化シナリオを対照として、それに加えて稼働後1年後、10年後、50年後にレベル2内陸型地震動が生じた場合の100年間の将来予測シミュレーションを実施するとともに、一方処分場Bでは、経年劣化シナリオをコントロールとして、それに加えて稼働後10年後にレベル2内陸型地震動が生じた場合、また地震動による損傷が生じることで処分場内部が湛水した場合の将来予測シミュレーションを実施した。埋立廃棄物は実試料であるばいじん、汚泥赤、汚泥黒が体積比5：3：2で埋まっているものと仮定し、それが風化とともに溶出量の低減が見込める場合と見込めない場合（サブテーマ2との連携）、処分場底面に人工バリアを敷設している
場合と無い場合（サブテーマ3との連携）の将来予測シミュレーションも併せて実施した。環境安全性評価の対象物質は、土壌吸着が著しい鉛と、顕著な土壌吸着は期待できないクロムの2種類とした。
＜２＞

処分場内における重金属類等の長期動態の評価に関する研究

サブテーマ２では、まず、遮断型処分場に実際に搬入されている廃棄物を具体的に明らかにする必要があったことから、各種統計資料とアンケート、現地調査等から遮断型処分場の稼働状況と搬入物を調査した。次に、実際に遮断型処分場に搬入されている廃棄物二種類を対象に風化加速試験を実施し、処分場場内雰囲気が重金属類の溶出に与える影響について検討した。加えて、現在、溶出抑制処理が施された後に管理型処分場に埋め立てられている一般廃棄物焼却飛灰について、遮断型処分場に処分することを仮定し、風化加速試験を行った。最後に、遮断型処分場の場内雰囲気が重金属類の溶出特性に与える影響について100年間の数値シミュレーションを行った。以下、５つの検討項目について個別に研究開発内容を記す。
a) 遮断型処分場の稼働状況と搬入物の実態調査
調査時点において、環境省の報告では国内には24の遮断型処分場（自社8、処分業者15、公共1）が存在していた。はじめに、特別管理産業廃棄物の排出者の排出実態から、遮断型処分場への特別管理産業廃棄物の流れ（排出事業者、排出物、量等）を把握することを試みた。使用した資料は環境省の産業廃棄物行政組織等調査、そして各都道府県・政令市が公開している多量排出事業者処理実施状況報告書である。次に、排出者から処理委託を受けた特別管理産業廃棄物処理処分業者の受入・処分状況を把握するために都道府県に提出される特別管理産業廃棄物処分実績報告書を開示請求によって入手し、検討した。最後に処理処分業者の実績報告から判明した稼働中の遮断型処分場について、搬入業者を対象にアンケート調査を実施して、搬入物の詳細を調査した。
b) 遮断型処分場搬入物の風化加速試験（１）炉内耐火物
上記a)の調査から稼働中の遮断型処分場で最も搬入量の多い廃棄物は六価クロムの溶出が埋立判定基
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準を超過する炉内耐火物であった。そこで、実際に使用済みの炉内耐火物（耐火煉瓦）を入手し、風化加速試験を行った。入手した試料について告示13号法による溶出試験を実施した結果、六価クロムの溶出濃度は3mg/Lであり判定基準（1.5mg/L）を超過していた。入手した試料は粉砕した後シャーレに入れ、デシケータ内に保持した。デシケータ内の雰囲気は、湿潤もしくは乾燥、ガス雰囲気はN2もしくは空気とし、合計４条件とした。湿潤条件はデシケータ内に水を張ったトレイを置き、乾燥条件ではシリカゲルを置くことで実現した。ガス条件はガスを定期的にパージすることで調整した。1週間毎に試料を回収して告示13号法に準拠した溶出試験を行い、六価クロム、全クロムの溶出濃度を測定した。
c) 遮断型処分場搬入物の風化加速試験（２）電炉ばいじん
電炉ばいじんもa)の調査で搬入物の一つであったことが判明したことから、産業廃棄物処理業者から試料を入手し、風化加速試験に供した。入手したばいじんは、CdとPbの溶出濃度がそれぞれ50mg/L、
7mg/Lであり埋立判定基準を超過していた。炉内耐火物の試験と同様に試料をシャーレに入れ、デシケ
ータ内に静置した。風化加速条件は、ガス雰囲気（大気／N2／CO2）、乾燥／湿潤、常温／凍結融解を組み合わせた計12系列とした。一週間毎に試料を取り出し、溶出試験を行い、Cd、Pb、Ca、Cr、Fe、
Mn、Ni、Si、Znの濃度をICP発光分析で測定した。
d) 一般廃棄物焼却飛灰の遮断型処分場搬入を想定した風化加速試験
一般廃棄物焼却飛灰は溶出抑制処理後、管理型処分場にて埋立処分されるものであるが、本研究では遮断型処分場に処分されることを仮定して検討を行った。遮断型処分場内の場内雰囲気制御で溶出特性の変化が起こるか否かを確認するためである。試料は北海道内の一般廃棄物焼却施設より入手した。飛
灰の溶出試験を実施した結果、Pbの溶出濃度は63mg/Lであり埋立判定基準を超えていた。上記の耐火物、電炉ばいじんと同様に10週間の風化加速試験を実施した。試料をシャーレに入れデシケータ内に整置し、デシケータ内を設定した風化加速条件に調整した。風化加速条件は、ガス雰囲気（大気／N2／CO2）、乾燥／湿潤を組み合わせた計6系列とした。なお試料は、未処理飛灰、キレート処理飛灰、Ca(OH)2添加飛灰の3種を使用した。
e) 遮断型処分場内の場内雰囲気が飛灰からの重金属溶出に与える影響に関する数値計算
研究分担者が2011年に開発した埋立地シミュレーターを使用し、遮断型処分場に一般廃棄物焼却飛灰が埋め立てられる条件を想定して100年間の数値計算を実施した。本シミュレーターは管理型処分場に主灰が埋め立てられる場合を想定して作成したものであり、雨水の侵入、有機物分解、ガス発生等の計算に加えて地球科学モデルのPhreeqcを連結し、重金属類の平衡計算を行えるようにしたものである。
今回は、遮断型処分場への焼却飛灰の埋立処分という前提から、雨水の侵入を排除し、表面吸着水のみが存在する条件とした。また埋立物の組成には上記d)で得た飛灰組成を設定した。遮断型処分場内の雰
囲気を変化させるために、d)で重金属溶出特性に変化が確認されたCO2濃度をパラメータとして数段階に変化させた。計算の対象とした金属は、Al、Cd、Cu、Fe、Mn、Pb、Z、Ca、K、Mg、Na、Siであり、沈澱を起こす想定して設定した鉱物は106種である。
＜３＞人工および天然バリアにおける物質移動の評価に関する研究a) 人工および天然バリアの吸着パラメータに関する文献調査
人工および天然バリアに対する有害物質の移動に関して評価するには、有害物質の吸着パラメータ（分配係数、吸着平衡速度等）が必要となる。本サブテーマでは、はじめに有害物質の吸着パラメータに関する公開情報（データベース、論文、書籍）について、現状を把握するために文献調査を行った。また、有害物質や吸着媒体の種類、吸着パラメータ数、文献数、実験条件等を整理した。
b) 吸着試験法と実験による吸着パラメータの取得
国内外の吸着試験の主要テストガイドラインの試験条件（予備試験、初期濃度、液固比）やデータ整
53-1802理（吸着等温線や分配係数の導出）等の相違点を整理した。安定的に吸着等温線及び分配係数を導出できる試験条件を模索し、作成した吸着試験方法の再現性を3機関のクロスチェックによって検証した。人工（ベントナイト）および天然（真砂土）バリアの吸着等温線と分配係数を提案する吸着試験方法に従って実験的に得た。
c)

人工および天然バリアの多重バリア機能に関するシミュレーション評価
遮断型処分場の劣化パターンとして、徐々に劣化する場合と、地震動等によって破損した場合の2パターンを考え、天然バリアによる有害物質の移動抑制効果についてパラメトリックに検証した。また、吸着試験によって導出した鉛とクロムの分配係数を使用し、サブテーマ1から得られる漏洩フラックスを与えた解析を実施した。その際、天然バリアのみではなく、追加的に設置するベントナイト層（人工バリア）による有害物質の移動抑制効果についても評価した。計算には汎用型FEMコードのCOMSOL ver.5.6を用いた。
５．研究成果５－１．成果の概要＜１＞数値埋立工学による長期的な環境安全性の評価に関する研究
a) 遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価のための数値解析モデルの開発
開発した数値解析モデルを用いた研究成果は後述＜４＞に記述した。
b) 数値解析モデルに用いる特別管理廃棄物のパラメータ
特別管理廃棄物相当物として入手したばいじん、汚泥赤、汚泥黒、およびそれらの固型化処理物の長期溶出試験によって数値解析に入力可能な溶出モデルパラメータを同定した。これは溶出速度と経過時間の関係が累乗関数で表現できる点に着目したパラメータであり、本研究で対象としたいずれの試料においても同モデルで表現可能であることを確認した。この溶出モデルの適用性および精度検証のためのカラム溶出試験を行ったところ、異なる流速レベルの通水条件下でも流速レベルに応じて溶出濃度が変化する挙動を再現でき、アルカリ金属や塩素イオン等の非反応性物質については正確な浸出水濃度の予測が実現された。しかし重金属等は実験値よりも計算値の方が高く計算されるため、溶出モデルの改良が必要と判断された。その改良のひとつとして液固比バッチ溶出試験から求まる飽和濃度というパラメータを導入した。重金属等には限られた溶解度をもつことから、近傍の間隙水が飽和濃度に達したら溶出は一時停止するというモデルに改良することで、より現実的な重金属等の予測が可能になった。
c) 最終処分場における尿素加水分解細菌の生息状況と有害金属の不溶化効果
最終処分場から採取したボーリング掘削コア試料を培養試験に供した結果、最終処分場環境下には尿素加水分解細菌が普遍的に生息していた。最終処分場から分離した菌株の尿素加水分解活性値は既報と比べると低かったが、炭酸カルシウムの形成あるいは難溶性炭酸塩の形成により鉛が効果的に不溶化されていた。また、菌株の種類や活性値が異なると、結晶構造が異なる炭酸カルシウムが形成された。既往研究では、クロムやヒ素などの有害金属についても不溶化効果が認められており、様々な有害金属に対して不溶化効果が期待できる可能性が示された。
d) 本研究全体で得た知見を反映した遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価の結果
鉄筋コンクリートの強度低下に及ぼす中性化および鉄筋腐食の影響は著しく、本数値解析モデルはそれを定量的に予測・評価可能であった。現行の構造基準である厚さ35 cmの鉄筋コンクリートの場合、鉄筋の腐食率がゼロのときひび割れ幅は概ね0.5 mm前後であり、腐食率が100%に到達するとひび割れ幅
は19～27 mmまで増加する。ひび割れ部を通過する液体の流量は、ハーゲン・ポアズイユ流れの考え方を援用すると、ひび割れ幅の3乗に比例するため、鉄筋腐食の進行に伴うひび割れ幅の増加をいかに抑63-1802

制するのかが遮断型最終処分場の環境安全性を高めるための対策のひとつとして考えられた。
鉄筋腐食は、二酸化炭素濃度、塩素イオン濃度、および溶存酸素濃度に依存する。埋立廃棄物層の下部床版と上部床版では各暴露濃度が異なり、下部床版では高濃度の塩素イオン濃度に晒されることから埋立開始10年後には腐食率100%に達する。一方で上部床版は、埋立廃棄物層と直接接触しない限りは高濃度の塩素イオン濃度に晒されることは無く、埋立開始100年後でも腐食率は10%未満であった。
そのため上部床版に発生するひび割れ幅は、常時でも0.5 mm未満、L2内陸型地震動が生じた場合でも1 mm未満であった。腐食率100%にも達する下部床版では、発生するひび割れ幅は外力に著しく依存す
ることがわかった。地上型の遮断型処分場Aでは、側方による土圧が小さいため、ひび割れ幅を抑制するための軸力が少なく、経年劣化のみの場合でもひび割れ幅は19 mmまで増加した。一方で地中型の遮断型処分場Bでは高い土圧によって拘束されているため、軸力が大きく、経年劣化の場合ではたとえ鉄筋に著しい腐食があったとしてもひび割れ幅は0.8 mmであった。水平設計震度の考え方にも準ずるように構造物の深度が深いほど地震の影響を受けにくく、ひび割れ幅の小さい構造安定性に優れていた。
しかしながら、地中型の遮断型処分場の場合、昨今の豪雨状況等を勘考すると地上型に比べれば、埋立廃棄物層が湛水するリスクは高いと考えられる。埋立廃棄物層が湛水した場合のシナリオを設定し将来予測シミュレーションを行ったところ、湛水により流れ場の駆動力となる動水勾配が高まること、湛水した埋立廃棄物すべてから溶出が生じ高濃度化すること、また湛水した埋立廃棄物には風化が望めないことから、下部床版のひび割れ箇所から漏出フラックスは著しく高い値を示した（鉛の場合で単位面積あたり年間3500 mgの放出量）。固型化処理や人工バリアは、このような水没シナリオにおいて漏出フラックスを低減するために有効な措置であり、特に人工バリアは効果が高く、その難透水性によってフラックスは年間0.12 mgまで少なくできる。さらに人工バリアのもつ土壌吸着性より、漏出後の移行距離を抑制でき、鉛の場合で移行距離4.88 mから0.03 mまで縮小できた。以上、遮断型処分場の構造
条件や地盤条件、気象・水文条件、埋立廃棄物との相互反応を考慮した長期的な環境安全性評価を支援する数値解析モデルを構築し、遮断型処分場の将来を見据えた合理設計に資する成果が得られた。
＜２＞

処分場内における重金属類等の長期動態の評価に関する研究

a) 遮断型処分場の稼働状況と搬入物の実態調査「産業廃棄物行政組織等調査（環境省）」（平成18年～平成27年度）と「多量排出事業者処理実施状況報告書」により、特別管理産業廃棄物の排出事業者から最終的な処分に至る経路を把握することを試みたが、自社処分とされているものは、管理型埋立地か遮断型埋立地の区別が明確でなく、また委託先処理とされていたものは委託後の流れが不明であった。さらに、廃棄物が発生時の“品目”のみの記載であったため具体的な廃棄物が特定できなかった。ヒアリングと現地調査から、国内で稼働中の遮断型処分場は北海道と愛知県のみに存在している可能性が高いことが判明した（他は閉鎖済みか未可稼働）。そのため、北海道に開示請求を実施し、特別管理廃棄物処理業者の実績報告書(平成28年度分)を入手した。遮断型埋立の対象である「判定基準を超過する廃棄物」を処理していた業者は5社存在した。このうち4社は、廃棄物を焼却・中和・焙焼といった処理をした後、再生利用もしくは管理型処分
場に埋め立てており、中間処理後に遮断型へ搬入される流れはなかった。道内で遮断型での処分実績があったのは１社（A社）のみであり、排出者から搬入され直接埋立処分されていた。A社の実績報告書から搬入実績が確認された19事業者について、2社にヒアリング、17社にアンケート調査を行った。2社のヒアリング及び12社のアンケートから得た搬入物の内訳を図2.6に示す。横軸は通常扱われる品目名を、縦軸は本調査で判明した具体的な廃棄物の種類である。最も量が多く、“汚泥”もしくは“鉱さい”と称して搬入されていたものは、廃棄物処理施設の溶融炉に用いられる耐火物であった。その他の搬入物は、汚泥としてCRTガラスくず（Pb含有）、メッキ廃液由来の汚泥(Cr含有)、サンドブラスト廃砂（Pb）、温泉排水汚泥(As)等、ばいじんとして電炉ダスト（Pb、Cd含有）、火葬場煤塵（Cr）等であった。

73-1802700
700

その他 30ｔ

埋立量[t]

600
600
500
500
400
400
300
300

汚泥（特定有害）
650t

200
200
100
100

00

150
150

CRTガラス屑
［Pb］156t

100
100
50
50

炉内耐火物
（キャスター）［Cr］
125t

品目名

実際の埋立物

00

炉内耐火物（キャスター）［Cr］
445t

20
20
10
10

00
品目名

鉱さい（特定有害）125t

火葬場煤塵[Cr] 1ｔ
煤塵（特定有害）10t

電炉ダスト［Cd, Pb］9t

品目名

実際の埋立物

実際の埋立物

図2.6 稼働中の遮断型処分場に処分されていた廃棄物b）

遮断型処分場搬入物の風化加速試験（１）炉内耐火物

大半が三価クロム化合物（Cr2O3）であった。しかし、使用過程で六価クロム化合物（CaCrO4）が生じており、本試料ではCr6+としての含有量は30mg/kgであった。溶出濃度は研究内容に示したとおりである（3mg/L）。塊状の耐火レンガを14のスライスに切断し、ボールミルで粉砕する前処理を行ったが、この処理によって溶出濃度は1/30以下に減少した。そCr（Ⅵ） 溶出濃度 (mg/L)

入手した使用済み炉内耐火物に含まれていたCrは

0.6
0.5
0.4
0.2
0

図2.7

クロム溶出濃度の変化を示したものである。乾燥

Dry (N2 )Wet (Air)

0.1のため、風化加速試験初期の溶出濃度は0.1mg/Lである。図2.7は10週間の風化加速試験における六価

Dry (Air)

0.3

Wet (N2 )

0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9 10

風化加速試験でのCr6+溶出濃度の変化（dry）条件と湿潤（wet）条件との間に顕著な差が認められた。乾燥条件ではガス雰囲気に関わらず初期値から大きく変化せず、風化開始時の値を10週の間ほぼ維持した。一方、湿潤条件では溶出濃度が低
下し、特にN₂条件のものでは、全ての週において六価クロムは検出されなくなった。結果は示さない
が、CO2ガス雰囲気で行った追加実験では、六価クロムの溶出濃度低下と共にORPの低下、第一鉄イオンの溶出が確認された。pHとORPから算出したEhをpH-Eh線図にプロットした結果、風化加速前はクロム酸
イオンが安定相となる範囲に位置していたが、風化加速期間が進むにつれて三価クロム化合物である水
酸化クロムの安定相に移動した。そのため、湿潤条件では吸湿により耐火物周辺に表面吸着水が生じ、そこに第一鉄イオンが溶出し、pH、Ehの低下が起き、クロムの安定形態が六価から三価に還元していると推察された。この結果から、六価クロムを含有する耐火物を遮断型処分場で処分しても湿潤状態に制御すれば次第に六価クロムの溶出を抑制できる可能性が示された。
c）遮断型処分場搬入物の風化加速試験（２）電炉ばいじん
図2.9に電炉ばいじんに対して行った風化加速試験の結果を、Cdを例として示す。左図に示す乾燥条
件では、変動はあるもののほぼ初期値と同等のレベルを維持している。一方右図に示す湿潤条件下においては、ガス雰囲気に関わらず溶出量の減少が確認され、ブランク（乾燥・N2条件をブランクとした）を下回る結果となった。湿潤条件に曝した試料では溶出試験時のpHが緩やかな上昇傾向を示し、水酸化物の形成が溶出量減少の要因であると考えられた。特にCdは湿潤・CO2条件で溶出量に顕著な減少が認められ、炭酸塩が形成されたためと推察された。こうした結果は、Pb, Mn, Znにおいても同様に確認された。また、結果は示さないが、乾燥・CO2暴露条件で Pb, Mn, Ni, Zn等に溶出量の増大が確認された。使用した電炉ばいじんにはFe3O4及びZnOが多く含まれており、これらは吸着能を有する。そのため、溶出試験中に吸着材として重金属類の溶出を抑制していた可能性がある。乾燥・CO2条件において、CO2がばいじんに吸着し、溶出試験の際の吸着による重金属溶出抑制効果に影響を与えている可能性が考えられた。但し本検討からも、b)での耐火物の結果同様、遮断型場内環境の制御で重金属の溶出83-1802

特性に変化を与えることが可能であり、特に電炉ばいじんの場合には湿潤環境（湿度が高く表面吸着水が存在する環境）が効果的であると言える。
50

Dry

40

Cd溶出量[mg/kg]

Cd溶出量[mg/kg]

50

30
20
10

N2

Air

CO2

Wet

40

Blank (Dry N2)

30
20
10
0

0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9

1

10

2

3

4

5 6
week

7

8

9

10

図2.9 風化加速試験におけるばいじんからのCd溶出量の変化
d）一般廃棄物焼却飛灰の遮断型処分場搬入を想定した風化加速試験
例として図2.13に風化加速試験期間中のPbの溶出量の変化を示す。乾燥条件（左図）では、N2雰囲
気、空気雰囲気では変化が認められなかったが、CO2ガス雰囲気で1週目に急激に低下し、以降はほぼ一定で推移した。乾燥条件ではpHはいずれのガス雰囲気でも12.5前後で変化しなかった。乾燥条件でのPbの溶出濃度低下は炭酸ガス暴露によりPbCO3等の炭酸塩が形成され、1週以降安定するのはその炭酸塩の溶解度に支配されているためと思われた。一方、湿潤条件（右図）では、炭酸ガス雰囲気では1週目以
降は検出限界以下となり、他の条件でも緩やかに溶出量の低下が認められた。まずCO2雰囲気では炭酸塩の生成も考えられるが、pHが8.5程度にまで低下しており、Pbの水酸化物沈殿が形成されたためと考えられる。Pbの溶解度曲線ではpH=10付近が最低濃度であり、pH=12.5に比べpH=8.5付近では一桁程度溶出濃度が低くなる。これらの結果から焼却飛灰を未処理で遮断型処分場に処分しても場内環境を湿潤雰
囲気（湿度を上げる）とし、CO2ガスが存在する条件とすればPbの溶出は次第に抑制されると言える。
700
500
400
300
200

N2

100
0

0

1

2

3

Air

CO2
4

5 6
week

7

8

Wet

600

Pb溶出量[mg/kg]

600

Pb溶出量[mg/kg]

700

Dry

500
400
300
200
100
0

9 10

0

1

2

3

4

5 6
week

7

図2.13 風化加速試験における焼却飛灰からのPb溶出の変化e）遮断型処分場内の場内雰囲気が飛灰からの重金属溶出に与える影響に関する数値計算

9

8

9 10

3-1802

一般廃棄物焼却飛灰が遮断型処分場

濃度は通常の空気雰囲気(350ppm)から

10
9
8
7
6
5
4
3
100%
2
1
0
25 0

100%まで変化させた。図2.17に結果を20に処分されることを想定して実施した
CO2ガス雰囲気下に制御することで、埋立時に判定基準を超えていたPbの濃度が検出限界にまで低下することがわかった。そのため、同様の条件を想定し液中濃度[mg/l]d)での風化加速試験から、湿潤環境、示す。最上段は間隙水中のPbの濃度の変化である。溶出試験でのPbの濃度は63mg/Lであったが、最初のPhreeqcでの鉱物量[mg/kg]て100年間の数値計算を行った。CO2ガス

平衡計算により8.5mg/Lまで低下した。

種）が限定されるためである。図2.17の下段3つの図は、それぞれPbCO3、Pb3(OH)2(CO3)2、Pb(OH)2の存在量を示したものである。飛灰でありpHが高いた

鉱物量[mg/kg]
鉱物量[mg/kg]

Pbの溶出を支配する化合形態（鉱物2080PbCO3 100

50%

40
60
経過時間[年]

80 2(CO3)2 100
Pb3(OH)4060
経過時間[年]

80 Pb(OH)2 100
350ppm

50%

80%

15
10
5
20

15
10

80%

50%

5
0

0

20

め、初期はPb(OH)2が支配的な鉱物である。処分場内CO2濃度によって、CO2の表

4060
経過時間[年]

50
20 0

も、同レベルの濃度に制御されるのは

50%

80%

20

起こらなかった。CO2濃度が異なって

20

10に3mg/Lまで低下、80%では18年後、50%が、100年間では、3mg/Lまでの低下は

80%

100%

0
25 0

350ppmでは緩やかな低下傾向を示した

350ppm15

CO2ガス100%の場合は、計算開始後直ぐでは90年後に同様の濃度となった。

Pb

排水基準：0.1mg/L

図2.17

40
60
経過時間[年]80100

環境条件によるPbの存在形態の変化

面吸着水への浸入に時間差が生じる
が、最終的にはPbCO3に変化するという経過を辿っている。結果は示さないが、炭酸塩に変化する時点
でpHは12.5から6にまで低下した。すなわち最終的なPb濃度である3mg/Lとは、PbCO3のpH=6での平衡濃度と言える。間隙水pHは気相CO2濃度に支配されており、Ca等の陽イオンが多量に存在する飛灰では考え難い。本計算においてCaはCa(OH)2とCaCO3を与えたが、Ca(OH)2とCaCO3が共存する系での平衡pHは通常8.3程度であると考えられ、今後の検証が必要である。但し、本計算で確認できたことは、風化加速試験と同様にPbの溶出濃度は処分場内のガス雰囲気により低下可能であり、その低下の進行はガス濃度によって制御できるということである。
＜３＞人工および天然バリアにおける物質移動の評価に関する研究
サブテーマ3では、人工および天然バリアの吸着パラメータ（分配係数や吸着等温式等）に関する文
献調査を実施し、試験方法それぞれの特性についてとりまとめた。実験的に信頼性の高い吸着パラメータを得るために、国内外の吸着試験の主要テストガイドラインの相違点を整理し、まずは既存ガイドラ
インに従った重金属等の吸着試験を行った。その結果、吸着試験には適正な初期濃度および液固比範囲の設定が重要であることが分かった。本サブテーマで提案する吸着試験方法は、吸着等温式の判別や分配係数を安定的（失敗または再試験を低減する）に導出することができ、3機関のクロスチェックから
も試験の再現性を確認できた。実験的に得た吸着パラメータを用いて、遮断型最終処分場外への重金属等の漏洩パターンをシミュレーションした結果、Pbに対しては自然地盤が天然バリアとして有効である
10

3-1802が、Crに対してはバリア機能を発揮しないため、埋立廃棄物のCr溶出抑制を施すことが有効であることが分かった。
５－２．環境政策等への貢献＜行政等が既に活用した成果＞
特に記載すべき事項はない。

＜行政等が活用することが見込まれる成果＞
１）遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価のための数値解析モデルが開発されるとともに、モデルに導入される有害物質の溶出挙動の精緻化に関する知見を得た。有害物質の移動を抑制するための多重安全の措置の長期的な効果を評価するうえで、本モデルの活用が可能であり、移動フラックス、生活圏への到達濃度、到達時間等、環境安全性の評価に欠くことのできない指標を提示することで、設置場
所や導入技術の合理的な選定や、維持管理にかかる措置・対策の必要性に関する科学的な判断材料が提供可能となる。
２）遮断型処分場のコンクリート構造物に影響を与える機構として、埋立物由来の発生ガスに曝露された場合の中性化と鉄筋腐食による劣化の可能性が示された。このことは、遮断型処分場への搬入物の有機物含有量等の性状を把握し、コンクリート構造表面のライニングが不十分など、施設の構造によっては受け入れを制限する必要性があることを示唆しており、規制上の有益な情報提供である。また、鉄筋への塩害による構造劣化と、それに付随した地震動による構造破損の可能性は、現行の遮断型処分場の「漏れない」構造には寿命があることを示し、地盤材料による人工バリアや自然による天然バリアの導入など、より多重安全を志向した長期的な環境汚染の緩和対策の必要性を示すものである。
３）遮断型処分場は我が国特有の埋立地であり、廃棄物処理法において処分場三類型の一つとして認められているにもかかわらずその実態についてはほとんど情報がなかった。今回の調査から、国内で稼働中の遮断型処分場が極めて限定的であることが明らかになった他、現状の埋立物についても名称と実態の間のギャップが明らかにされたことは、今後の廃棄物行政について有用な知見であると考えられる。
また、廃棄物からの長期的な重金属類等の溶出抑制機構の発現のための至適な場内雰囲気についても提示できた。多重安全構造を前提とした場合、施設構造やバリアに加え、廃棄物自体からの有害物の溶出性を低減できる可能性を示したことは、今後の遮断型処分場の管理方策の一助となりえる。
４）遮断型処分場の構造物外に人工バリア（地盤材料）や天然バリア（自然地盤）を導入することで、地震動等による有害物質の漏洩リスクを低減し、より多重安全を志向した長期的な環境汚染の緩和対策の必要性を本研究で示した。また、多重安全構造を前提とした場合、施設構造やバリアに加え、廃棄物自体からの有害物の溶出量を低減できる可能性を示したことは、今後の遮断型処分場の管理方策の一助となりえる。
５）既存ガイドラインの場合、規制対象の一部の有害物質では信頼性のある実験データが得られるものの、対象とする有害物質の種類を拡大したり、土壌試料が高吸着（鉛）や低吸着性（砒素や六価クロム）である場合には、信頼性のあるデータを取得するためにトライアンドエラーを繰り返さなければな
らない状況であった。また、国内には遮断型処分場を想定している吸着試験の主要テストガイドラインを確認できなかった。本研究で提案する吸着試験法に従った場合、初めて吸着試験を実施する実験者でも、最小限の回数で信頼性のある分配係数の導出が可能となった。本研究では、吸着試験の失敗原因と改善方法（適正な試験条件）を明確にすることができたため、提案する吸着試験法にしたがえば吸着試
験の繰り返し負荷を軽減できることと考える。失敗しにくい吸着試験方法として、新たにガイドラインを制定する際には、本研究の結果が反映される可能性がある。
11

3-1802５－３．研究目標の達成状況
全体目標に記載の事項に対応した達成状況は以下のとおりである。
１） 遮断型処分場について、施設構造体の中性化・鉄筋腐食による劣化などの緩慢な変動の特性を明らかにし、長期的な隔離性能の低下の可能性を示した。
２） さらに、地震動に対する構造安定性や豪雨等による水分浸透による有害物質の溶出可能性など
急激な変動に対する応答についても明らかにされた。
３） こうした施設側の変動状況を加味し、処分された廃棄物からの有害重金属類の移動フラック
ス、生活圏への到達濃度を予測可能な数値埋立工学モデルおよびパラメータが提示された。
４） 長期的な環境安全性を確保するための重金属の隔離および移動遅延に効果的な自然バリア、人工バリアの性能あるいはその限界、ならびに風化防止・鉱物化の促進等の移動抑制のための維持管理方法の提案などを通じて、多重安全のための複数の措置や方法が提案された。
以上より、当初予定した研究目標はおおむね達成されたものと考えられる。
６．研究成果の発表状況
６－１．査読付き論文＜件数＞
6 件＜主な査読付き論文＞
１） Sato M., Ishigaki T., Endo K., Yamada M. (2020) Emission Control of Mercury from
Stabilized and Solidified Products under Monofill Conditions. Global Environmental
Research, 24 (1), 3-10２） Inoue D., Yang J., Takaoka M., Sei K., Ishigaki T. (2020) DNA-based Evaluation of
Biological Mercury Methylation Potential in Waste Landfill. Global Environmental
Research, 24 (1), 19-25
３） Ishimori H., Hasegawa R., Endo K., Sakanakura H., Ishigaki T. (2020) Numerical
Simulations of Leaching and Volatilization Behaviors from Stabilized and Solidified
Mercury Metal Waste in Landfill. Global Environmental Research, 24 (1), 11-18
４） Ishimori H., Suzuki T., Sakanakura H., Ishigaki T. (2020) Establishing soil
adsorption testing methods for gaseous mercury and evaluating the distribution
coefficients of silica sand, decomposed granite soil, mordenite, and calcium
bentonite. Soils and Foundations, 60, 496-504
５） Tojo Y., Ikeda T., Matsuo T., Matsuto T. (2020) The effect of inside circumstance ofthe hazardous waste landfill on the leaching behavior of harmful heavy metals,
International Journal of GEOMATE, 18 (66), 129-134 （IF:0.27）
６） Ishimori H., Hasegawa R., Ishigaki T. (2021) Long-term Leaching and Volatilization
Behavior of Stabilized and Solidified Mercury Metal Waste. Journal of Material Cycles
and Waste Management, 23, 741-754

６－２．知的財産権
特に記載すべき事項はない。

12

3-1802６－３．その他発表件数
査読付き論文に準ずる成果発表

０件

その他誌上発表（査読なし）

０件

口頭発表（学会等）

２２件「国民との科学・技術対話」の実施

２件

マスコミ等への公表・報道等

０件

本研究に関連する受賞

２件

７．国際共同研究等の状況
特に記載すべき事項はない。
８．研究者略歴
研究代表者
山田

正人
北海道大学工学部卒業、工学博士、現在、国立環境研究所資源循環領域室長

研究分担者
1) 石垣

智基
大阪大学工学部卒業、龍谷大学理工学部准教授、現在、国立環境研究所資源循環領域主幹研
究員

2) 石森

洋行
立命館大学理工学部卒業、立命館大学理工学部講師、現在、国立環境研究所資源循環領域主
任研究員

3) 東條

安匡
北海道大学工学部卒業、工学博士、現在、国立大学法人北海道大学准教授

4) 遠藤

和人
京都大学大学院工学研究科修了、現在、国立環境研究所福島地域協働研究拠点室長

5) 三浦

拓也
山形大学大学院理工学研究科修了、現在、国立環境研究所福島地域協働研究拠点特別研究員

13

3-1802

Ⅱ．成果の詳細
Ⅱ－１

数値埋立工学による長期的な環境安全性の評価に関する研究

国立研究開発法人国立環境研究所
資源循環領域

廃棄物適正処理処分技術研究室

山田正人

資源循環領域

廃棄物適正処理処分技術研究室

石垣

智基・石森

北村

洋樹

洋行

＜研究協力者＞
国立研究開発法人国立環境研究所
資源循環領域

廃棄物適正処理処分技術研究室［要旨］
遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価のための数値解析モデルを開発するとともに、特別管理廃棄物相当物を対象とした試験により有害物質の溶出挙動に関する表現が精緻化された。処分場内に生息する尿素加水分解細菌による重金属の不溶化が確認され、その機構と挙動に関する定量的な情報が提示された。遮断型処分場の隔離構造体である鉄筋コンクリートの強度低下に及ぼす中性化および鉄筋腐食の影響は顕著であり、長期的な劣化による隔離性能の変化を本数値解析モデルにおいて予測・評価可能であった。地震動や豪雨等の自然起因の急激な変動に対する構造の影響もモデルに反映し、重金属類の隔離・移動遅延にかかる多重安全性能について、サブテーマを横断し統合的に評価した。
１．研究開発目的
本サブテーマでは、物質の収脱着や化学平衡等と多孔質内気液二相流を連成した数値埋立工学モデルを構築し、長期間にわたる遮断型処分場の構造の安定性、隔離機能の評価、物質の移動遅延性能に関する評価を実施する。数値埋立工学モデルの妥当性を検証し、より実態に即した評価が可能となるよう、実遮断型最終処分場を調査し、モデルの初期・境界条件を設定する。地震等の自然変動、掘削など
人為変動、設備の経年劣化など、100年程度で生ずる変動のシナリオを設定する。固型化等の前処理による有害物質の移動抑制や、生物学的鉱物化による重金属の移動抑制に関するメカニズムを検討しモデ
ルパラメータを得る。開発されたモデルとその評価手法とともに、サブテーマ２および３から得られた条件ならびにパラメータを統合し、有害重金属の施設外への移行フラックス、人間生活圏への到達濃度を予測することで、導入した多重安全技術のレベルと将来起こりうる天災による破壊などのイベントに対応した遮断型最終処分場の環境安全性を評価する。
２．研究目標物質の収脱着や形態変化および化学平衡と多孔質内気液二相流を連成した数値埋立工学モデルを構築し、施設に水が侵入した場合に有害物質が外界へ移行するフラックスと人間生活圏への到達濃度を求める。そのために、遮断型最終処分場を調査し、数値埋立工学モデルの初期・境界条件を設定するとともに、廃棄物をコンクリート固型化する際のガス発生や硫酸塩膨張による破壊過程を評価し、生物学的過程の重金属類等の化学形態変化への寄与を明らかにする。これらとサブテーマ２と３から得られた条件ならびにパラメータを数値埋立工学モデルへ適用する。加えて、地震等の自然変動、掘削など人為変動、設備の経年劣化など、100年程度で生ずる変動のシナリオを設定する。
３．研究開発内容＜１＞遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価のための数値解析モデルの開発
屋根等による雨水浸透防止工を有する遮断型最終処分場は、溶出基準を超過する特別管理廃棄物の永久保管場所として捉えられている。しかしその構造は鉄筋コンクリートを主体としており、塩害や中性化、温度応力等の影響を受けることで次第に劣化する。劣化に伴うひび割れは埋立層内部への雨水浸透
14

3-1802

を許し有害化学物質が溶出し遮断型処分場外への放出が懸念される。また、昨今の大規模地震を鑑みると、経年劣化による強度低下時に大きな地震力が作用した場合、堅牢な遮断型処分場に損傷が生じるた
め有害化学物質の放出の危険性は更に高まると考えらえる。以上のような鉄筋コンクリートの経年劣化や地震力による損傷の影響を、既存の数値埋立工学モデルに組み入れることで、遮断型処分場のための長期的な環境安全性評価ツールとして開発した。
開発した数値解析モデルは有限要素法により定式化した。特徴は(1) 地震動による地盤の変形解析、(2) 地盤変形解析を境界条件とした構造解析、(3) 部材強度の劣化に及ぼす中性化・塩害解析、(4) 埋立廃棄物の分解に伴うガス、及び溶出に伴う溶質の動態解析、の連成であり精緻な評価を行った。
(1) 地震動による地盤の変形解析
地震時における地盤変形挙動を計算するための基礎方程式には、次の波動方程式を用いた。
𝜕𝜕 2 𝑢𝑢z
𝜕𝜕𝑢𝑢z
𝜕𝜕
(1)
= �𝐺𝐺 ∗
�
2
𝜕𝜕𝑡𝑡
𝜕𝜕𝜕𝜕
𝜕𝜕𝜕𝜕
ここで、𝑡𝑡 ：経過時間 (s)、𝑧𝑧 ：深度 (m)、𝑢𝑢z ：水平変位 (m)、𝜌𝜌t ：土の湿潤密度 (kg/m3)、𝐺𝐺 ∗ ：複素𝜌𝜌t

剛性 (Pa)を表わす。複素剛性は 𝐺𝐺 ∗ = 𝐺𝐺(1 + 2𝑖𝑖ℎ) として与えられ、𝐺𝐺 ：せん断剛性 (Pa)、ℎ：減衰率を表わす。せん断剛性と減衰率はせん断ひずみに依存する関数として表され、これを土の非線形性と呼んでいる。本法では、土には砂質土と粘性土を対象として、それぞれの非線形性を考慮しており、せん断
剛性と減衰率には国土交通省土木研究所で提案された土研の式（実験式） 1)を採用した。式(1)-1は代表的な地震応答解析ソフトウェアSHAKE-91（カルフォルニア大学バークレー校）に見られるように、周波数領域で解くことができる。初期条件は地盤の水平変位はゼロとした。境界条件には、基盤層から入力する地震波としてレベル1地震動、レベル2内陸型地震動、レベル2海洋型地震動の標準波形を与えた。また地表面はせん断応力がゼロとなる境界条件を与えた。
(2) 地盤変形解析を境界条件とした構造解析
地震時におけて構造物に作用する応力は応答変位法により算出した。鉄筋コンクリート構造の遮断型
処分場は一次元の骨組み要素でモデル化し、地震等の外力を受けた場合の変形を解析した。鉄筋コンク
リートを均質な梁要素として見なしその軸方向を𝑥𝑥 軸，軸直角方向を 𝑦𝑦 軸としたとき、
𝜕𝜕
𝜕𝜕𝜕𝜕
�𝐸𝐸𝐸𝐸
+ 𝑁𝑁𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 � = 𝑓𝑓𝑥𝑥
𝜕𝜕𝜕𝜕
𝜕𝜕𝜕𝜕

𝜕𝜕 2
𝜕𝜕 2 𝑣𝑣
�𝐸𝐸𝐸𝐸+ 𝑀𝑀𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 � = 𝑓𝑓𝑦𝑦
𝜕𝜕𝑦𝑦 2𝜕𝜕𝑦𝑦 2(2)(3)の力のつり合い式が成り立つ。ここで、𝑥𝑥：軸方向を正とする位置ベクトル (m)、𝑦𝑦：軸直角方向を正とする位置ベクトル (m)、𝑢𝑢：軸方向の変位 (m)、𝑣𝑣：軸直角方向の変位 (m)、𝐸𝐸：梁要素のヤング率(Pa)、𝐴𝐴：梁要素の断面積 (m2)、𝐼𝐼：梁要素の断面二次モーメント(m4)、𝑁𝑁𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 ：外部から受ける軸力(N)、𝑀𝑀𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 ：外部から受ける曲げモーメント (N⋅m)である。また、𝑓𝑓𝑥𝑥 、 𝑓𝑓𝑦𝑦 ：各ベクトル方向に作用する体積力 (N/m)を表わし、地震に伴う慣性力や梁自体の重力等を入力する項となる。式(1)-2と式(1)-3からなる基礎方程式を所定の境界条件のもと解くことで、未知数である変位 𝑢𝑢 と 𝑣𝑣 を求めることができる。さらに得られた変位から、線形弾性体の理論に基づいて、軸力を 𝑁𝑁 = 𝐸𝐸𝐸𝐸 𝜕𝜕𝜕𝜕⁄𝜕𝜕𝜕𝜕 + 𝑁𝑁𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 、および曲

げモーメントを 𝑀𝑀 = 𝐸𝐸𝐸𝐸 𝜕𝜕 2 𝑣𝑣⁄𝜕𝜕𝑦𝑦 2 + 𝑀𝑀𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 として算出できる。これらの値からひび割れ幅を算定した 2)。

計算手順は次の常時解析と地震解析の二段階からなる。常時解析では常時における軸力と曲げモー

メントを調べるために 𝑁𝑁𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 = 0、𝑀𝑀𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 = 0 として計算を行い初期軸力と初期曲げモーメントを求める。

続く地震解析ではこれらの断面力を𝑁𝑁𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 と𝑀𝑀𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒𝑒 に代入するとともに、先述の地盤変形解析で求めた地震時の地盤変位とせん断応力、および慣性力を構造解析に取り込み再計算することで、地震時の軸力と曲げモーメントを得る。慣性力は躯体重量（構造物の埋立廃棄物の自重）に水平設計震度を乗ずることで求まる値で、ここで水平設計震度は𝐾𝐾𝐻𝐻 = 𝐾𝐾𝐻𝐻0 (1 − 0.015 ⋅ 𝑧𝑧)で与えた。下水道施設の耐震対策指針と解説

3)より引用した考え方であり、地中構造物であるほど（深度 𝑧𝑧 が大きいほど）水平設計震度は小さく、またレベル1地震動では𝐾𝐾𝐻𝐻0 = 0.2、レベル2地震動では𝐾𝐾𝐻𝐻0 = 0.8となるように地震動の大きさによって異なる水平設計震度を与えるものである。

(3) 部材強度に影響を与える中性化・塩害解析

鉄筋コンクリートの強度特性は、曲率－曲げモーメントの関係図により表わされる。これは(a) ひび15

3-1802

割れ状態、(b) 鉄筋降伏状態、(c) コンクリートの圧縮破壊状態を仮定し、各状態において、任意断面に発生する内部応力と軸力、および曲げモーメントのつり合い式から得られる関係図である。影響する諸量は、鉄筋コンクリートの断面寸法、鉄筋の配置、鉄筋の占有面積である。ここで、鉄筋は遮断型処
分場内の塩素濃度や溶存酸素濃度によって腐食が進行し、鉄筋コンクリート断面に占める鉄筋面積は減少する。鉄筋の占有面積の減少に伴い鉄筋コンクリートの強度は低下するため、このような腐食進展を予測評価するための以下の中性化・塩害解析を導入した。
コンクリート内に存在する鉄筋は、コンクリート中の水酸化カルシウムが形成するアルカリ雰囲気によって腐食から保護されている。しかし、大気中の二酸化炭素等によって中性化が進行し水酸化カルシ
ウム量がゼロになるとその保護が無くなり、鉄筋の腐食が始まる。特に遮断型処分場では、搬入廃棄物
中の有機物分解によって高濃度の二酸化炭素が発生し、コンクリートの中性化が速まる恐れがあるのでその影響を加味するために次式で定式化した。
𝜕𝜕𝑐𝑐CO2= 𝛻𝛻 ∙ (𝐷𝐷mCO2 𝛻𝛻𝑐𝑐CO2 ) − 𝑘𝑘CO2 𝑐𝑐CO2 𝑐𝑐Ca(OH)2
𝜕𝜕𝜕𝜕

(4)

𝜕𝜕𝑐𝑐Ca(OH)2= −𝑘𝑘CO2 𝑐𝑐CO2 𝑐𝑐Ca(OH)2
𝜕𝜕𝜕𝜕

(5)

ここで、𝑐𝑐CO2 ：二酸化炭素濃度 (mol/m3)、𝑐𝑐Ca(OH)2 ：コンクリート中の水酸化カルシウム濃度(mol/m3)、𝑘𝑘CO2 ：二次反応速度定数（m3/mol/s）を表わす。

式(1)- 4と式(1)- 5によってコンクリートの中性化状況を計算し、その結果水酸化カルシウム濃度がゼロになったときを鉄筋の腐食開始時期として次式による腐食解析を実施する。鉄筋の腐食解析ではネ
ルンスト・プランク方程式を基礎方程式として、鉄筋腐食に及ぼす溶存酸素と塩素の物質移動と、それらの濃度に依存する電極反応を加味した。すなわち、
𝜃𝜃𝑤𝑤

𝜕𝜕𝑐𝑐i
𝑧𝑧i 𝜃𝜃𝑤𝑤 𝐷𝐷mei+ 𝛻𝛻 ∙ �−𝜃𝜃𝑤𝑤 𝐷𝐷ei 𝛻𝛻𝑐𝑐i −𝐹𝐹𝐹𝐹i 𝛻𝛻𝛻𝛻� = 0
𝜕𝜕𝜕𝜕
𝑅𝑅𝑅𝑅

𝛻𝛻 ∙ (−𝜎𝜎𝜎𝜎𝜎𝜎) = 0

(6)

(7)

ここで、𝑖𝑖：溶存酸素または塩素を表わすインデックス、𝑐𝑐i ：物質 𝑖𝑖 の濃度 (mol/m3)、𝐷𝐷emi ：物質 𝑖𝑖 の実
行拡散係数 (m2/s)、𝜃𝜃w ：体積含水率、𝑧𝑧i ：物質 𝑖𝑖 のイオン価数、𝑅𝑅：気体定数 (= 8.31 J/mol/K)、𝑇𝑇：

絶対温度 (K)、𝐹𝐹：ファラデー定数 (= 96,500 C/mol)、𝜙𝜙：電位 (V)、𝜎𝜎：電気伝導度 (S/m)である。
腐食反応は鉄筋表面での境界条件として扱い、陽極反応では Fe → Fe2+ + 2e− 、陰極反応ではO2 +2H2 O + 4e− → 2OH − および 2H + + 2e− → H2 が生じているものと考え、各反応で生じる電流密度はター
フェルの法則に従い log10 (𝑖𝑖𝑙𝑙𝑙𝑙𝑙𝑙 /𝑖𝑖0 ) = 𝜂𝜂/𝐴𝐴 で与えた 4)。以上のネルンスト・プランク方程式を解くこと

で、鉄筋表面上を通過する腐食電流密度を求まり、ファラデー定数を用いることで鉄筋が2価の鉄イオンに溶解する腐食速度を算出できる。以上の腐食進展解析を連成することで、腐食による鉄筋の占有面積低下に追随する鉄筋コンクリートの強度低下を表現した。
(4) 埋立廃棄物の分解に伴うガス、及び溶出に伴う溶質の動態解析
埋立廃棄物からの発生ガスと溶出物質の速度を求めた。計算対象とするガス種は、埋立廃棄物中の有機物の好気分解または嫌気分解に係るメタン、二酸化炭素、酸素、およびバランスとして窒素の4成分とした。一方溶出物質は、鉄筋の腐食速度に及ぼす塩素と、環境安全性評価対象の重金属等である。
基礎方程式は、流体の流れ場を求めるためのリチャーズ方程式と、その流れ場に沿って輸送される各化学物質の移流分散方程式、および各物質の源泉を表わす反応式からなる。すなわち、雨水浸透は𝜕𝜕𝜃𝜃w 𝜕𝜕𝑝𝑝w
𝑘𝑘rw 𝐾𝐾(𝛻𝛻𝑝𝑝w + 𝜌𝜌w 𝑔𝑔𝑔𝑔𝑔𝑔)�
= 𝛻𝛻 ∙ �−
𝜂𝜂w
𝜕𝜕𝑝𝑝w 𝜕𝜕𝜕𝜕(8)と与えられ、ここで 𝑝𝑝w ：間隙水圧 (Pa)、𝑘𝑘rw ：相対透水係数、𝐾𝐾：固有透過度 (m2)、𝜌𝜌𝑤𝑤 ：水の流体密度 (= 1000 kg/m3)、𝜂𝜂𝑤𝑤 ：水の粘性係数 (= 0.001 Pa⋅s)、𝑔𝑔：重力加速度 (= 9.8 m/s2)である。未知数
は間隙水圧 𝑝𝑝w であり、所定の初期条件と境界条件のもと式(1)-8を解くことで間隙水圧分布が求まり、ダルシ―の法則 𝑢𝑢𝑤𝑤 = −(𝑘𝑘rw 𝐾𝐾/𝜂𝜂𝑤𝑤 )(𝛻𝛻𝑝𝑝w + 𝜌𝜌w 𝑔𝑔𝑔𝑔𝑔𝑔) より流れ場 𝑢𝑢w を求める。なお間隙にはガスも存在するが、間隙中の気圧差は均一であると仮定し、ガスについての流れ場はゼロとして扱った。
次に水相およびガス相中に存在する化学物質の輸送は次の移流分散方程式によって計算した。

�𝜃𝜃w + 𝜌𝜌d 𝐾𝐾d,i �𝜕𝜕𝑐𝑐i= 𝛻𝛻 ∙ (𝜃𝜃w 𝐷𝐷 𝛻𝛻𝑐𝑐i − 𝑢𝑢w 𝑐𝑐i ) + 𝑅𝑅i
𝜕𝜕𝜕𝜕

(9)

𝜃𝜃g
16

𝜕𝜕𝑐𝑐i
= 𝛻𝛻 ∙ �𝜃𝜃g 𝜏𝜏𝐷𝐷m,i 𝛻𝛻𝑐𝑐i � + 𝑅𝑅i
𝜕𝜕𝜕𝜕

(10)

3-1802式(1)-9は間隙水中の化学物質の輸送を調べるための基礎方程式であり、𝜌𝜌d ：土の乾燥密度 (kg/m3)、

𝐾𝐾d,i ：土壌吸着を表わす化学物質 𝑖𝑖 の分配係数(m3/kg)、𝐷𝐷：分散係数 (m2/s)、𝑅𝑅i ：源泉項 (mol/m3/s)を表わす。一方式(10)は間隙ガス中の化学物質の輸送を調べるための基礎方程式であり、気圧差は無いと仮定していることから流れ場に起因する移流項と分散項はドロップしている。また対象とするガス種は土壌吸着しないため吸着項もドロップしている。ここで、𝜃𝜃g ：気相率、𝜏𝜏：屈曲率、𝐷𝐷m,i ：混合ガス中における化学物質 𝑖𝑖 の分子拡散係数 (m2/s)を表わす。

源泉項 𝑅𝑅𝑖𝑖 の定式化およびモデルパラメータの取得が、環境動態解析において重要な研究要素ひとつとなる。本研究では筆者らによる既往研究成果 5)を援用した。埋立廃棄物からの溶出速度は経過時間の累乗に比例するという知見を基づき次式で与えた。
𝑅𝑅i = 𝜌𝜌d 𝐾𝐾i 𝑡𝑡cum,i −𝑎𝑎𝑖𝑖 ∙𝜕𝜕𝑡𝑡cum,i𝜕𝜕𝜕𝜕𝜕𝜕𝑡𝑡cum,i
1 𝑐𝑐i < 𝑐𝑐max,i=�
0 𝑐𝑐i = 𝑐𝑐max,i
𝜕𝜕𝜕𝜕

(11a)

(11b)

これらの式は、間隙水中に溶解した化学物質濃度 𝑐𝑐i がその飽和濃度未満であれば累積溶出時間 𝑡𝑡cum,i の累乗則に従って溶出速度が与えられるのに対して、一方飽和濃度に達している場合は溶出しないという現象を数学的に表わしたものである。ここで、 𝐾𝐾i ： 化学物質 𝑖𝑖 の初期溶出速度 (mol/kg/s)、 𝑎𝑎i ： 溶出メ
カニズムを表わす指数、 𝑐𝑐max,i ： 化学物質 𝑖𝑖 の飽和濃度 (mol/m3)である。

一方、埋立廃棄中からのガス発生量は、筆者らによる既往研究成果とIPCCモデルを組み合わせて、酸素濃度に応じて嫌気分解反応または好気分解反応に切り替えられる下記モデルを定式化した。

𝑅𝑅CO2 =

𝑅𝑅CH4 =an𝜌𝜌d 𝜕𝜕𝑊𝑊doc
16∙ 𝐹𝐹 ∙
𝑀𝑀CH4 𝜕𝜕𝜕𝜕
12

ar
an
𝜌𝜌d 𝜕𝜕𝑊𝑊doc
44𝜌𝜌d 𝜕𝜕𝑊𝑊doc
44∙+∙ (1 − 𝐹𝐹) ∙− 𝜃𝜃g 𝑘𝑘CO2 𝑐𝑐CO2 𝑐𝑐Ca(OH)2
𝑀𝑀CO2 𝜕𝜕𝜕𝜕12 𝑀𝑀CO2 𝜕𝜕𝜕𝜕12

𝑅𝑅O2 = −

𝑊𝑊doc
𝜒𝜒O2
𝜌𝜌d
𝜆𝜆max,O2𝑊𝑊
𝑀𝑀O2
𝐾𝐾W + 𝑊𝑊doc 𝐾𝐾O2 + 𝜒𝜒O2 doc

(12)
(13)
(14)

an
メタン発生速度は有機物量𝑊𝑊doc のうち嫌気分解する速度 𝜕𝜕𝑊𝑊doc/𝜕𝜕𝜕𝜕 に比例することを表わしている。二aran/𝜕𝜕𝜕𝜕 と嫌気分解する速度 𝜕𝜕𝑊𝑊doc/𝜕𝜕𝜕𝜕 に比酸化炭素発生速度は有機物量𝑊𝑊doc のうち好気分解する速度 𝜕𝜕𝑊𝑊doc

例し、コンクリート部では前述の中性化反応によって二酸化炭素は消費することを表わしている。酸素の消費速度は一般的に幅広く採用されているモノー式により与えた。また、これらの引数となる有機物
anar、および好気分解量𝑊𝑊doc
は、酸素濃度に依存する式として定式化した。
量𝑊𝑊doc と嫌気分解量𝑊𝑊docar𝜕𝜕𝑊𝑊doc𝜒𝜒O2= ∗𝑘𝑘 ∗ 𝑊𝑊doc
𝜕𝜕𝜕𝜕
𝐾𝐾I + 𝜒𝜒O2

aran
𝜕𝜕𝑊𝑊doc𝜕𝜕𝑊𝑊doc𝜕𝜕𝑊𝑊doc
=−
−
𝜕𝜕𝜕𝜕
𝜕𝜕𝜕𝜕
𝜕𝜕𝜕𝜕

an
𝜕𝜕𝑊𝑊doc𝜒𝜒O2= �1 −
� 𝑘𝑘𝑊𝑊doc
𝜕𝜕𝜕𝜕
𝐾𝐾I + 𝜒𝜒O2

(16)

(15)
(17)

ここで、𝜒𝜒O2 ：酸素濃度のモル分率、𝜆𝜆max,O2 ：最大酸素消費速度 (1/s)、𝐾𝐾W ：酸素消費速度に与える分

解性有機炭素量の阻害定数、𝐾𝐾O2 ：酸素消費速度に与える酸素濃度の阻害定数、𝐾𝐾I∗ ：好気分解速度に与える酸素濃度の阻害定数、𝑘𝑘 ∗ ：好気分解速度定数 (1/s)、𝐾𝐾I ：嫌気分解速度に与える酸素濃度の阻害定数、𝑘𝑘：嫌気分解速度定数(1/s)を表わす。以上の数理モデルを汎用シミュレーションソフトウェア
COMSOL Multiphysics ver 5.6を用いて数値解を得た。

＜２＞数値解析モデルに用いる特別管理廃棄物のパラメータの取得
遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価と安全性向上を目的として、ばいじんや汚泥等の特別
管理産業廃棄物の溶出特性を評価するとともに、また代表的な溶出低減措置であるセメント系またはマ
グネシウム系固化材を用いた固型化処理の効果を長期溶出試験によって実測した。ここで得られた実験
結果は前述の数値解析モデルに代入可能なモデルパラメータとして整理した。なお、本研究では溶出パ
ラメータのみならず、飽和濃度 𝑐𝑐max を求めるための液固比バッチ試験や、数値解析モデルの妥当性を検証するための異なる通水流量下でのカラム溶出試験を行ったが紙面の都合上本報告書では割愛する。

17

3-1802

使用した特別管理産業廃棄物は、ばいじん1種

表(1)-1類と汚泥2種類である（表(1)-1）。表(1)-2は環使用した特別管理廃棄物

ばいじん

汚泥赤

汚泥黒

16.3%
3.9%
3,440 kg/m 3

1.6%
36.2%
2,290 kg/m 3

45.2%
14.9%
2,230 kg/m 3

境省告示第13号溶出試験によって求めた6時間溶出量であり、無処理では重金属等がppmオーダー

外観

で溶出することが確認された。表(1)-3は波長分
含水比
強熱減量
土粒子密度

散蛍光X線分析とX線回折分析の結果である。これら特別管理産業廃棄物を遮断型最終処分場に表(1)-2

長期保管する際に、遮断機能を担うRC構造物が単位

経年劣化したり、または激甚災害により破壊さ

pH
電気伝導度
TOC
T-N
As
B
Cd
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
Cs
F

れて、雨水や地下水が侵入し、最悪の場合水没するような事態に備えて、廃棄物からの重金属類等の溶出速度を低減する効果が期待される固型化の方法を検討した。実験水準は、水固化材
比W/C = 60%のもと、次の3通りとした：(Case1) 高炉セメントB種を用いて、特別管理産業廃棄物量とその添加量の比をA/C = 600%で一定のもと試験体密度を変化。突固め棒を用いて、人力で得られる最大の試験体密度を把握した後、変化。(Case 2) 高炉セメントB種を用いて、そ(Case 3) マグネシウム系固化材を用いて、その添加量をA/C = 300–1200%まで4水準変化。
各実験水準で直径50 mm×高さ100 mmのモール

mS/m
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L

表(1)-3

そこを起点に緩詰めの試験体を作製して計4水準の添加量をA/C = 300–1200%まで4水準変化。

6時間溶出量（13号溶出試験）
ばいじん
6.56
1,082
81.2
39.7
<0.001
0.81
6.25<0.002
0.29
10.33
2.99
324.44
14.11
98.29

汚泥赤
6.33
136
384
10.8
0.002
<0.3
0.05
<0.002
0.02
0.22
15.75
104.110.002<0.25

金属含有量と鉱物組成

ばいじん

単位：wt%
汚泥黒

汚泥赤
3.13

汚泥黒
10.75
4,790
622
342
0.19
1.98
<0.001
5.66
2.39
0.40
0.02
1.28
0.01
<2.5

F

4.20

NiO

F

ND

NiO 0.026

Na 2 O

5.57

CuO 0.478 Na 2 O 0.081

F

CuO

1.12

Na 2 O

56.9

CuO

0.06

MgO

2.70

ZnO

27.2

2.34

ZnO

1.09

MgO 0.078 ZnO

1.3

Al 2 O3 0.782

Br

0.039 Al 2 O3 0.857

BrND

Al 2 O3 0.448

Br

ND

SiO 2

7.29

Rb 2 O 0.026 SiO 2

4.55

Rb 2 O

ND

SiO 2

1.53

Rb 2 OND

P2 O 5 0.026

SrO 0.008 P2 O 5

0.15

SrO

ND

P2 O 5

1.45

SrO 0.004

MgO

ND

NiO 0.012

SO 3

0.920 Y2 O 3

ドを用いて試験体を2本ずつ作製した。20oCの室

Cl

3.70

0.04

SO 3

2.10

Y2 O 3ND

SO 3

0.337 Y2 O 3

ZrO 2 0.037

Cl

0.254 ZrO 2

ND

Cl

3.30

内で1か月間気中養生した後に脱型した。2つず

K2 O

3.05 Nb 2 O5

CaO

6.99

K2 O

0.084 Nb 2 O5 0.029

K2 O

0.074 Nb 2 O5

CaO 6.011 MoO 3 0.016

CaO

0.85

MoO 3 0.005

つ作製した試験体のうち、ひとつは圧縮強度とTiO 2 0.071 Ag 2 O 0.063 TiO 2

12.6

Ag 2 O

真密度を測定し、その後試験体を粉砕し環境省

V2 O 5 0.027

BaO

ND

ND

BaO

ND

TiO 2

0.25

Ag 2 O

1.94

V2 O 5ND

BaO 0.064

Cr 2 O3 8.13

PbO

1.39 Cr 2 O3 0.37

PbO

16.5 Cr 2 O3 0.274 PbO 0.037

告示第13号溶出試験により6時間溶出量を測定し

MnO

ND

MoO 3 0.886

1.59 Bi 2 O3 0.074

V2 O 5

MnO 0.058 Bi 2 O3

ND

ND

ZrO 2 0.003

MnO 0.119 Bi 2 O3

ND
ND

ND

Fe 2 O3 20.9

Bal. 0.601 Fe 2 O3 8.34

Bal. 41.5 Fe 2 O3 15.7 Bal. 17.2

た。もうひとつの試験体は、純水を溶媒として

CoO 0.047

Sum

Sum

液固比10のもと、最長8週間の長期溶出試験を行◎ZnO、◎Fe 3 O 4 、◎KCl、○C95.8

CoO 0.013

100◎Pb 3 O4 、◎TiO2 、○CaCO3 、○BaSO4

CoO

ND

Sum

100

◎Na 2 CO 3 、○NaCl、△SiO 2った。溶出試験結果の整理方法は、各溶出試験で得られた溶出濃度から、(1) 溶出速度の時間変化を求めることで、式(1)-11の溶出モデルに反映できるようにモデルパラメータの 𝐾𝐾 と𝑎𝑎を得ること、また(2) 特別管理廃棄物1 kgあたりの溶出量に換算することで、セメントまたはマグネシウム系固化材による溶出抑制効果を評価した。
＜３＞尿素加水分解細菌による有害金属の不溶化挙動の評価とパラメータの取得

最終処分された廃棄物中に含有する有害金属は、廃棄物層内に生息する微生物反応を介在して難溶化する場合がある。近年、環境中に生息する尿素加水分解細菌の反応に伴い析出した炭酸カルシウム（CaCO3）による有害金属の不溶化への関心が高まっている（下式(1)-18,19）。有害金属はCaCO3の表面へ吸着するか、結晶構造内部へ取り込まれることで不溶化される 6)。また、有害金属が炭酸イオンと反応し、難溶性の炭酸塩を形成することで不溶化する 7) 。
尿 素 の 加 水 分 解 ：CO(NH2)2 + 2H2O → 2NH4+ + CO32- ···················································· (18)
炭酸カルシウムの析出：Ca2+ + CO32- → CaCO3 ···································································· (19)同様の反応が生じることで、最終処分場内では有害金属の溶出性や移動性に影響を及ぼす可能性がある。そこで、最終処分場から採取したボーリング掘削コア試料を対象として、尿素加水分解細菌の生息18

3-1802

状況の把握、尿素加水分解活性の測定を行った。遮断型最終処分場からボーリング掘削コア試料を得ることは困難であったため、一般廃棄物焼却残さ、飛灰処理物、不燃残さ等を含む管理型最終処分場（A）、
産業廃棄物（燃えがら、汚泥等）を含む管理型最終処分場（B, C）を対象とした。生息有無の判定では、
コア試料1.0 g（湿重量）を滅菌蒸留水9.0 mLに加えて得た懸濁液1.0 mLを、クリステンゼン培地100 mL（ペプトン 1.0 g/L、塩化ナトリウム 5.0 g/L、グルコース 1.0 g/L、リン酸二水素カリウム 2.0 g/L、フェノールレッド 0.012 g/L、尿素 20 g/L、pH 6.8）に添加し、30 ℃、100 rpmで7日間、振盪培養した。なお、
尿素加水分解活性の存在は、尿素の加水分解によるアンモニアの生成に伴うpH上昇により確認し、活性が確認された培養液を適宜希釈した上でクリステンゼン寒天培地へ塗抹した。これを30 ℃で培養し、活性を伴うコロニーが形成されたものについて再度液体クリステンゼン培地へ移植して振盪培養すること
で菌株の分離を行った。分離菌株の尿素加水分解活性についてはインドフェノール法により測定した 8) 。
培養液中における細胞数は、ATPアナライザ（AF-100, TOADKK）により測定したATP量から求めた。尿素加水分解活性は、細菌細胞あたり毎分1 pmolの尿素が加水分解される量（pmol/min/cell）と定義した。
本研究で分離した菌株の中でも高い尿素加水分解活性を示した菌株（B-2-15）を用いて、炭酸カルシ
ウムの形成ならびに有害金属の不溶化について確認した。比較対象として、尿素加水分解活性が高い標準菌株（Sporosarcina pasteurii ATCC11859）も用いた。今回の実験ではNBU培地（普通ブイヨン 3.0 g/L、
塩化ナトリウム 5.0 g/L、塩化カルシウム 28.5 g/L、尿素 20 g/L、pH 6.5）を使用し、有害金属として鉛の濃度が10 mg/Lとなるように塩化鉛を添加した。菌株の培養液5.0 mLをNBU培地100 mLへ添加し、30 °C、
100 rpmで7日間、振盪培養した。培養液は経時的に採取し、尿素加水分解反応に係るパラメータ（NH4+、
Ca2+、Pb2+ 濃度、細胞数、尿素加水分解活性、pH）の測定を行った。培養液中のNH4+濃度はインドフェノール法により測定し、Ca2+、Pb2+濃度はICP分析装置（720 ICP-MS、7500CX ICP-MS, Agilent Technologies）
を用いて測定した。培養液中に生成した沈殿物は吸引ろ過により回収し、室温で乾燥させた後、X線回折装置（XRD：MultiFlex, Rigaku）を用いて鉱物組成を同定した。
鉛は両性金属であるため、溶解度はpHに強く依存する。NBU培地を用いた鉛の不溶化実験では、尿素
加水分解反応の進行に伴い培地のpHが上昇する。そこで、菌株を添加していないNBU培地のpHを1 mol/Lの水酸化ナトリウム水溶液を用いてpHを調整し、特定のpHにおけるNBU培地中の鉛の濃度を測定する
ことで、pH変化が鉛の溶解度に与える影響について調べた。
＜４＞本研究全体で得た知見を反映した遮断型最終処分場の長期環境安全性評価シミュレーション
図(1)-1に示す実際の遮断型処分場2件を対象に、各々が表(1)-4または表(1)-5に示す劣化シナリオを経 た 場 合 の 100年 後 の 環 境 安 全 性を、開発した数値解析モデルを用いて評価した。遮断型処分場は現行基準である厚さ35 cmの鉄筋コ
ンクリート構造であるものとし、実際の立地条件を勘案し処分場A
は地上型、処分場Bは地中埋設型を想 定 し 断 面 2次 元 場 の 解 析 空 間 を設定した。埋立廃棄物は表(1)-1に示すばいじん：汚泥赤：汚泥黒を、
5：3：2で混合したものと仮定し、計算パラメータを各試料の実測値を 考 慮 し て 表 (1)-6の よ う に 与 えた。評価対象とする有害化学物質

図(1)-1

実際の遮断型処分場の条件を考慮した解析空間には土壌吸着が顕著で代表的な重金属である鉛、、土壌吸着が見込めないクロムを選択した。環境安全性の評価には、遮断型処分場漏洩位置での鉛とクロムの漏出フラックスと、漏洩位置からの100年間での移動距離を指標として用いた。土壌吸着が見込めないクロムを選択した。環境安全性の評価には、遮断型処分場漏洩位置での鉛とクロムの漏出フラックスと、漏洩位置からの100年間での移動距離を指標と19

3-1802して用いた。
表(1)-4
廃棄物の
処理方法
ばら埋め
ばら埋め
ばら埋め
ばら埋め
ばら埋め
固型化

処分場Aの劣化シナリオ

人工劣化イベントバリア
経年劣化
なし
経年劣化＋ 1年後L2地震 なし
経年劣化＋10年後L2地震 なし
経年劣化＋50年後L2地震 なし
経年劣化＋10年後L2地震 あり
経年劣化＋10年後L2地震 あり

表(1)-6a

埋立廃棄物の条件
単位

埋立廃棄物
真密度
含水比
強熱減量
乾燥密度
間隙率

値
ばいじん:汚泥赤:汚泥黒 = 5:3:2
kg/m3
2,870
%
17.5
%
15.7
kg/m3
1,010
1
0.65

表(1)-5

風化/鉱物化
無し
あり
A0-a
A0-b
A1-a
A1-b
A2-a
A2-b
A3-a
A3-b
A4-a
A4-b
A5-a

処分場Bの劣化シナリオ

廃棄物の風化/鉱物化
人工
劣化イベントあり
処理方法
バリア 無し
ばら埋め
経年劣化
なし
B0-a
B0-b
ばら埋め 経年劣化＋10年後L2地震 なし
B1-a
B1-b
ばら埋め 経年劣化＋10年後L2水没 なし
B2-a
B2-b
ばら埋め 経年劣化＋10年後L2水没 あり
B3-a
B3-b
固型化
経年劣化＋10年後L2水没 あり
B4-a※L2水没 = L2地震動後に処分場内部全域が飽和すること

表(1)-6b

溶出特性表(1)-6c

パラメータ
単位 ばら埋 固型化
Cl溶出速度 mg/kg/d 804
1210
Cl溶出指数1
1.860.86
Cl飽和濃度mg/L 73,540 73,540
Cr溶出速度 mg/kg/d 0.97
0.49
Cr溶出指数1
1.88
1.10
Cr飽和濃度mg/L
158
158
Pb溶出速度 mg/kg/d 44.3
0.74
Pb溶出指数10.86
0.42
Pb飽和濃度mg/L
1,090 1,090

パラメータ
真密度
含水比
乾燥密度
間隙率
固有透過度
ポアソン比
変形係数
せん断剛性
Cr分配係数Pb分配係数

単位
kg/m3
%
kg/m3
1
m2
1
MPa
MPa
mL/g
mL/g

地盤条件
砂
2,650
10
1,770
0.33
10 -12
0.48
357
120
3.1
712

粘土
2,650
50
1,070
0.59
10 -16
0.48
138
46.8
109
13,000４．結果及び考察＜１＞遮断型最終処分場の長期的な環境安全性評価のための数値解析モデルの開発
開発した数値解析モデルの有効性は後述＜４＞に記述。
＜２＞数値解析モデルに用いる特別管理廃棄物のパラメータの取得
固型化による溶出量低減のメカニズムには二つ考えられる。固化材に含まれる物質との相互作用によって重金属等の溶解度を化学的に低下させる効果と、固型化物にすることで水に触れる表面積と物質が移動する速度を物理的に小さくする効果である。図(1)-2、3および4では、化学的低減効果の影響力を調べるために母材自体の6時間溶出量と固型化物粉砕品による6時間溶出量を比較、物理的低減効果の影響力を調べるために固型化物粉砕品の6時間溶出量と固型化物有姿での6時間溶出量を比較できるように整理した。各実験水準は、Case 1は①～④に対応し充填密度の影響を、Case 2は⑤～⑧に対応し高炉セメ
ントB種の添加量の影響を、Case 3は⑨～⑫に対応しマグネシウム系固化材の添加量の影響を示す。固化
材添加による化学的低減効果については、汚泥黒を除けば、CdとZn、Fに対してそれぞれ、母材のみの溶出量と比べて1/1400倍、1/1860～1/480倍、1/8倍低くなった。ここでの化学的低減効果とは、固型化体
内のアルカリ性雰囲気下での沈殿物形成や収着等による不溶化である。Pbは高炉セメントB種では溶出ばいじんのみ62.5①高炉B固化
1040kg/m3②高炉B固化
1200kg/m3③高炉B固化
1400kg/m3④高炉B固化
1550kg/m3⑤高炉B固化
A/C=1200%⑥高炉B固化
A/C=600%⑦高炉B固化A/C=400%⑧高炉B固化
A/C=300%⑨MgO系固化
A/C=1200%⑩MgO系固化
A/C=600%⑪MgO系固化
A/C=400%⑫MgO系固化
A/C=300%

3240

29.9

983

F

Cd
0

0.05

0.1

0.15

Pb
65 0

10 20 30 40 50 60 0

Zn
5

10

15

20 3250 0

粉砕6hr溶出固型化6hr溶出固型化8wk溶出200 400 600 800 1000

Cd溶出量 (mg/kg-特管物) Pb溶出量 (mg/kg-特管物) Zn溶出量 (mg/kg-特管物) F溶出量 (mg/kg-特管物)

図(1)-2

ばいじん、及びその固型化物からの溶出量20

3-1802量の低減は認められず、マグネシウム系固汚泥赤のみ

化材では1/36～/26倍低減された。しかし、①高炉B固化
1040kg/m3②高炉B固化
1200kg/m3③高炉B固化
1400kg/m3④高炉B固化
1550kg/m3⑤高炉B固化
A/C=1200%⑥高炉B固化
A/C=600%⑦高炉B固化A/C=400%⑧高炉B固化
A/C=300%⑨MgO系固化
A/C=1200%⑩MgO系固化
A/C=600%⑪MgO系固化
A/C=400%⑫MgO系固化
A/C=300%

汚泥黒に対しては高炉セメントB種では化学的低減効果は得られず、添加により逆に溶出量が増加する重金属も見受けられた。
これは高炉セメントB種を加えたことにより溶出液がpH > 12となったためであり、他にも汚泥黒自身が水溶性のNa2CO3を主体とすること、油分を含んでいたことも要因として考えられる。一方、物理的低減効果については、全体的に固型化有姿のほうが粉砕よりも溶出量が低くなることか
ら、固型化の条件に関わらず一定の物理的

158

Zn

粉砕6hr溶出固型化6hr溶出固型化8wk溶出Pb0低減効果を得られることがわかった。しか

1040

50

100 150 200 250 0

1

2

1100

3

Pb溶出量 (mg/kg-特管物) Zn溶出量 (mg/kg-特管物)

図(1)-3しその大きさは、試験体の大きさや試験体

汚泥赤、及びその固型化物からの溶出量

汚泥黒のみ
1.91

①高炉B固化
1040kg/m3②高炉B固化
1200kg/m3③高炉B固化
1400kg/m3④高炉B固化
1550kg/m3⑤高炉B固化
A/C=1200%⑥高炉B固化
A/C=600%⑦高炉B固化A/C=400%⑧高炉B固化
A/C=300%⑨MgO系固化
A/C=1200%⑩MgO系固化
A/C=600%⑪MgO系固化
A/C=400%⑫MgO系固化
A/C=300%

56.6

0.2

12.8

Zn

Cr

As
0

0.7

1.4

2.1

2.8

粉砕6hr溶出固型化6hr溶出固型化8wk溶出

Pb
3.5 0

2

4

6

8

10 0

20

40

80 0

60

20

40

60

80

As溶出量 (mg/kg-特管物) Pb溶出量 (mg/kg-特管物) Cr溶出量 (mg/kg-特管物) Zn溶出量 (mg/kg-特管物)

Cl
SO4
Pb

10 6

10 4

Zn
Ni
Cd
F

10 3
10 2
10

1

1
10

-1

10 -2
10

-3

実線：固型化無し
破線：MgO固型化後

10 -4
0.01

0.1

1

10 5

100

10 3
10 2
10

1

1
10

-1

10 -2
-3

実線：固型化無し
破線：MgO固型化後

10 -4
0.01

平均溶出時間 (day)

図(1)-5

ばいじんの溶出速度

Zn
Ni
Cd

10 4

10
10

Cl
SO4
Pb

10 6

溶出速度 (mg/kg/day)

溶出速度 (mg/kg/day)

10 5

汚泥黒、及びその固型化物からの溶出量

0.1

1

10 5
10 4

100

10 2
10 1
1
10

-1

10 -2

実線：固型化無し
破線：MgO固型化後

10 -4
0.01

平均溶出時間 (day)

図(1)-6

汚泥赤の溶出速度

Zn
Ni
Cd
Cr

10 3

10 -3
10

Cl
SO4
Pb

10 6

溶出速度 (mg/kg/day)

図(1)-4

0.1

1

10

100

平均溶出時間 (day)

図(1)-7

汚泥黒の溶出速度

内部での重金属等の化学形態に依存するため、定量的な比較は難しいと考えられる。
数値シミュレーションで用いる溶出速度と経過時間の関係を、図(1)-5、(1)-6および(1)-7に示す。図21

3-1802中の実線は固型化処理しない試料、破線は190 kg/m3のマグネシウム系固化材で固型化処理した試料からの溶出速度である。溶出速度は固化材を含む試料1 kgあたりの値であるため、実線と破線の大小関係の比較には注意を要するが、マグネシウム系固化材による固型化処理で主要な有害重金属等の溶出速度を抑制、または検出できないレベルまで低減できた。この結果より表(1)-6bに示すパラメータを得た。
＜３＞最終処分場における尿素加水分解細菌の生息状況と有害金属の不溶化効果
最終処分場から採取した27のコア試料について培養試験を実施した結果、22のコア試料について尿素
加水分解細菌の生息が確認された。よって、最終処分場内には尿素加水分解細菌が普遍的に生息していることが分 かった。150を超える菌 株を分離し 尿素加水分 解活性を測 定した結果 、最小で8.75×10 − 5
pmol/min/cell（A-2-4株）、最大で1.81 pmol/min/cell（B-2-15株）となり、活性値は菌株によって大きく異なっていた。また、B-2-15株の活性値は既往研究の菌株と比べると20～40倍ほど低く 9) 、最終処分場内に生息している尿素加水分解細菌の活性は総じて低いことが分かった。
ATCC11859株ならびにB-2-15株についてNBU培地を用いて培養した後、沈殿物が得られた。沈殿物をXRD 分析に供した結果、ATCC11859株ではcalcite（CaCO3）、B-2-15株ではvaterite（CaCO3）と非晶質相が確認された（図(1)-8）。尿素加水分解細菌の活動により生成されるCaCO3としては、calcite とvateriteが一般的であり、同じ培地を用いて異なる菌株を培養しても結晶構造が異なるCaCO3が形成されることが知られている 10) 。また、CaCO3の生成過程では、初めに安定度が低く溶解度が高い非晶質のCaCO3が生成し、続いてvateriteへと変化していく。最終的には、熱力学的に不安定なvateriteから安定なcalciteへと変化する 9)。本研究や既往研究の結果から、尿素加水分解細菌の活動に伴い生成されるCaCO3の種類は、活性値や菌株により異なっているものと考えられる。
17500

(A)

15000

C : Calcite

C

12500
10000
7500
5000
2500
0

5

15

C

CCC C

25

35

45

400

V

300

V V

200

65

0

75

15

5

25

35

2θ (deg)

図(1)-8

1

2

3

4

5

6

7

8

NH4+ 濃度 (mmol/L)

細胞数 (cells/mL)

0.6
0.4
0.2
0

0

1

2

7
6

2

3

4

5

培養日数（日）図(1)-9

3

4

5

6

7

15
10
5
0

8

0

1

2

3

6

7

8

100

100

80

80

60
40
20
0

0

1

2

3

4

5

養生日数（日）

4

6

7

8

6

7

8

6

7

8

60
40
20
0

0

1

2

3

4

5

養生日数（日）

培養期間中における尿素加水分解反応に係るパラメータの経時変化
225

養生日数（日）Pb2+不溶化率 (%)

Ca2+残存率 (%)

pH (-)

8

1

75

20

養生日数（日）9065

B-2-150.8

養生日数（日）555

沈殿物のXRD回折パターン（A：ATCC11859株、B：B-2-15株）

尿素加水分解活性 (pmol/min/cell)0452θ (deg)

ATCC11859
1.E+081.E+07
1.E+06
1.E+05
1.E+04
1.E+03
1.E+02
1.E+01
1.E+00
1.E-01

V : Vaterite

V V

100

CC C
55

(B)

500

Intensity (cps)Intensity (cps)600

3-1802

培養期間中における尿素加水分解反応に係るパラメータの経時変化を図(1)-9に示す。どちらの菌株も1日目において急激に細胞数が増加し、その後は顕著な増加は見られなかった。尿素加水分解活性については、7日目においてATCC11859株がB-2-15株よりも10倍ほど高い活性値を示した。NH4+濃度は培養日数の経過に伴い増加しており、培地中に含有する尿素が細菌の活動により加水分解していることを表す
結果となった。pHについては、尿素加水分解反応の進行に伴い1日目から上昇し、7日目には初期pH 6.5付近からATCC11859株ではpH 8.5、B-2-15株ではpH 8.1まで上昇した。Ca2+ 残存率については、尿素加水分解反応の進行によりCa2+がCaCO3として沈殿するため、培養日数の経過に伴い減少する結果となった。
培養日数7日目のCa2+ 残存率は、B-2-15株では92.1 %に留まったが、高い酵素活性を示したATCC11859株
では1.1 %であり、NBU培地に添加した塩化カルシウムのほとんどがCaCO3として沈殿する結果となった。
Pb2+不溶化率については、CaCO3沈殿量が多いATCC11859株では7日目には99.7 %（0.03 mg/L）まで達していた。CaCO3沈殿量が少ないB-2-15株でさえも7日目には95.3 %（0.31 mg/L）に達していた。以上の結果をまとめると、7日目の時点でATCC11859株ではpH 8.5、培地中の鉛濃度は0.03 mg/L、B-2-15株ではpH
8.1、培地中の鉛濃度は0.31 mg/Lであった。菌株を添加せずにNBU培地のpHを上昇させ、pH変化が鉛の溶解度に与える影響について調べた結果、pH 8.1における鉛の濃度は9.65 mg/L、pH 8.5では8.16 mg/Lであった。pHの上昇に伴い鉛の溶解度は僅かに減少したものの、菌株を添加して尿素加水分解反応が進行した方が、より効率的に鉛が不溶化されていることが分かった。以上の結果から、菌株により尿素加水分解反応が進行し、鉛が生成したCaCO3の表面へ吸着、結晶構造内部へ取り込まれる、あるいは難溶性の炭酸塩を形成することで不溶化したものと考えられる。既往研究の結果では、クロム（Cr）やヒ素（As）などの有害金属についても不溶化の効果が認められていることから 9, 11) 、様々な有害金属に対して不溶化効果が期待されるものと考えられる。
＜４＞本研究全体で得た知見を反映した遮断型最終処分場の長期環境安全性評価シミュレーション(1) 地上型の遮断型最終処分場Aの場合
図(1)-10は、本研究で構築した数値解析モデルによって予測した鉄筋コンクリート部材の性状変化を表わす。上部床版は大気と接触しているため、大気と同程度の二酸化炭素濃度に触れ中性化期間は0.28
年となり、その後に鉄筋の腐食が開始する。また、埋立廃棄物との直接接触は少ないことから高濃度の塩素に曝されることはなく、鉄筋の腐食は生じにくくなる。その結果、上部床版の強度は、シナリオA0～A5のいずれにおいても大きな低下は認められず、発生し得るひび割れ幅は0.32～0.87 mmと見積もら

20

Cl

0
1

腐食電流密度

10A0
A1
A2, A4, A5

腐食率

0
10
8
6
4
2
0
100
80
60
40
20
0

A3

1
0.1
0.001

0.01

0.1

1

10

100

0.2
0.1

O2 (g)
Cl

40
20

DO

0
1

10 -2

腐食
電流密度

腐食率

10 -3
10

0
10
8
6
4
2
0
100
80
60
40
20
0

A0
A1
A2, A4, A5

A3

0.01

1

1
0.1
0.001

0.1

10

100

経過年数 (yr)

経過年数 (yr)(a) 上部床版(b) 下部床版
図(1)-10 数値解析より求めた処分場Aの上部床版と下部床版の性状変化
23

ガス分率

0.3

CO2 (g)

10 -1

ひび割れ幅
(mm)

10 -2

0.1

0.4

Ca(OH)2 (s)溶存酸素濃度(mg/L)

Cl濃度(×10 mg/L)
腐食電流密度(A/m 2 )

DO

0.2

ガス分率

CO2 (g)0.3

腐食率 (%)

Ca(OH)2 残存量(mol/m 3)

溶存酸素濃度(mg/L)

O2 (g)

10 -1

ひび割れ幅
(mm)

60

0.4

Ca(OH)2 (s)

40

10 -3

1.5
1.2
0.9
0.6
0.3
0
80

腐食率 (%)

Ca(OH)2 残存量(mol/m 3)60

腐食電流密度(A/m 2 )

1.5
1.2
0.9
0.6
0.3
0
80

Cl濃度
(×10 mg/L)

れた。逆に、下部床版では埋立廃棄物中の有機物分解に伴い発生する高濃度の二酸化炭素に曝されるこ3-1802に含まれる塩素が溶出し間隙水が飽和塩素濃度に達するため、下部床版中の鉄筋腐食速度（腐食電流密度）が著しく高くなる。そのため、埋立開始から10年目には腐食率100%に達し、下部床版に生じるひび割れ幅は最大で28.7 mmと計算された。

漏出フラックス (mg/m2 /yr)

早期に鉄筋腐食が開始する。加えて、埋立廃棄物

Pb
15

10

Cr

風化あり

風化あり

5

すなわち、10年目以降での劣化イベントA2～A5が0
0生じたとしても、それとは無関係に下部床版の鉄

20

40

60

80 10010000

20

図(1)-11

40

60

80

100

経過年数 (yr)

経過年数 (yr)筋コンクリートは完全劣化していることになる。
図(1)-11に処分場A下部床版のひび割れ部から

A0 = 経年劣化
A1 = A0＋01年目地震
A2 = A0＋10年目地震
A3 = A0＋50年目地震
A4 = A2＋人工バリア
A5 = A4＋MgO固型化

20とから中性化期間は更に短い0.02年程度となり、処分場Aの漏水位置におけるフラックス

漏水するフラックスを示す。劣化シナリオA0～A5に応じて鉛とクロムの漏出フラックスを示しており、それぞれ風化無しの場合(実線)とありの場合(破線)で検討した。まず風化を考慮した場合の計算結果では、漏出フラックスはいずれのシナリオにおいてもほぼゼロであった。数値解析に与えた風化特性は、サブ2で実施した風化加速試験で得られた結果に準じて時定数という形で表現した。本研究期間では時定数に及ぼす阻害因子を精緻化するまでには至っていないため、本計算結果による風化の影響は現実よ
りも過大評価している恐れがある。しかし風化は環境安全性評価結果に著しい影響を及ぼす要因となり得るため、引き続き将来研究で詳細を明らかにする必要性が示された。一方で、風化無しの計算結果をみると、シナリオA0の経年劣化でも、下部床版の鉄筋コンクリートは多量の塩素により強度低下するので、発生するひび割れが進行するともに漏出フラックスも徐々に増加した。L2内陸型地震動が生じると、その時点で下部床版に28 mm程度の大きなひび割れが生じるため、シナリオA0、A2、A5では地震動発生後からの漏出フラックスは急減に増加した。また人工バリアを敷設したシナリオA4、A5の場合には、漏出フラックスを低減できる。この要因は人工バリアの吸着能ではなく、難透水性によるものである。A5の場合では固型化により廃棄物からの溶出速度が抑制されるため、漏出フラックスも低減する結果となった。
A0-a(1)-12に示す。ここで定義する移行距離とは、100年後の地盤内濃度分布において環
境基準値を超過する範囲（処劣化シナリオとクロムの移行距離を図

A1-a

0.87

A2-a

0.87

A3-a

0.74

A4-a

0.42

分場漏水位置から放出されたトレーサーが環境基準値を超過する点に到着するまでの距離）を意味する。風化を考慮していない場合の計

5.06

0.41

A5-a

8.50
6.35
6.20

Cr
Pb

6.21
2

4

6

8

100年後の移行距離 (m)

図(1)-12A1-b 0

8.71

0.32
0

A0-b 00.16

風化無し
劣化シナリオ

処分場外に放出された鉛

10

風化あり

0.37

A2-b 00.29
A3-b 00.17
A4-b 0
<0.05

0

Cr
Pb
2

4

6

8

10

100年後の移行距離 (m)処分場Aの外に漏出した鉛とクロムの移行距離算結果をみると、土壌吸着性が低いクロムは、100年後には、処分場Aの漏洩地点を中心に5.1-8.7 mの汚染が拡がる可能性が示された。A処分場にはGL-3.3 mに地下水を有することから、クロムについてはいず
れもシナリオにおいても地下水汚染を発生させる結果となった。またシナリオA0とシナリオA1～A3の比較から、地震時には下部床版に大きなひび割れ幅が生じる恐れがあり、そのアフターケアを疎かにすると汚染距離は約3 m拡大することがわかる。その抑制には、A4の人工バリアや、A5の固型化処理が有効視されるが、クロムは一般に土壌吸着性が低いため人工バリア敷設による著しい拡散防止効果は認められなかった。一方鉛は、土壌吸着性の高いためいずれのシナリオでも汚染距離は1 m未満であり、地下水汚染には至らなかった。風化を考慮した場合の計算結果も示したが、前述のとおり過大評価している可能性は否めない。なお、クロムの移行距離がゼロという意味は、風化によって処分場内部のクロム濃度が環境基準値0.05 mg/L未満を達成していたため、それが処分場外に漏出しても基準値を超過する部分は24

3-1802

場内の二酸化炭素
濃 度 が 最 大 で 41%に達すること、また特長はひび割れ幅が処分場Aよりも小さ

0
10
8
6
4
2
0
100
80
60
40
20
0

40

Cl

0
1

10 -1
10 -2
10

-3

腐食電流密度10

腐食率

B0
B1, B2, B3, B4

1
0.1
0.001

0.01

0.1

1

10

0.2
0.1

O2 (g)

0
10
8
6
4
2
0
100
80
60
40
20
0

Cl

40
20

DO

0
1

10 -1

10 -2

10

100

腐食
電流密度

腐食率
-3

10

B0
B1, B2, B3, B4

1
0.1
0.001

0.01

経過年数 (yr)

図(1)-130.3

CO2 (g)

ガス分率

0.1

0.4

Ca(OH)2 (s)溶存酸素濃度(mg/L)

0.2

DO

20

ガス分率

O2 (g)
CO2 (g)いことである。経年劣化のみのシナリ

0.3

腐食率 (%)と異なる点は、処分

Ca(OH)2 残存量(mol/m 3)化である。 処分場A

Cl濃度(×10 mg/L)

ート部材の性状変腐食電流密度(A/m 2 )合の鉄筋コンクリ

60

0.4

Ca(OH)2 (s)

ひび割れ幅
(mm)

下に設置された場

60

溶存酸素濃度(mg/L)型処分場が地表面

1.5
1.2
0.9
0.6
0.3
0
80

腐食率 (%)

図(1)-13は、遮断

Ca(OH)2 残存量(mol/m 3)合

腐食電流密度(A/m 2 )型最終処分 場Bの場

1.5
1.2
0.9
0.6
0.3
0
80

ひび割れ幅
(mm)

(2) 地 中 型 の 遮 断

Cl濃度(×10 mg/L)

無いことを示している。

0.1

1

10

100

経過年数 (yr)(a) 上部床版(b) 下部床版
数値解析より求めた処分場Bの上部床版と下部床版の性状変化

オ A0 と B0 で 比 べ ると、下部床版に生じるひび割れ幅は、地上型処分場Aの場合では最大27 mmに達するのに対して、地中型処分場Bでは0.057 mmまで抑制される。これは地表面下に設置されているため、側方からの土圧によって鉄筋コンクリートの軸力が高まり、ひび割れを抑制するためである。地中構造物は水平設計震度の考え方にも見られるように地震の影響を受けにくい特徴があるため、構造安定性の面では優れているといえる。しかしながら、鉄筋コンクリートの維持管理面での外観検査や補修作業が、地中構造物の場合では難しくなるため、長期的な維持管理方法を見据えつつも、遮断型最終処分場の環境安全性をより低くするための合理的な設計が望まれる。
漏水するフラックスを示す。実線は風化無しの場
合、一方破線は風化ありの場合の計算値である。
経年劣化のみのシナリオB0の場合では、処分場Bの下部床版に発生するひび割れ幅は先述のとおり最も低い値（0.057 mm）を示し、100年間にわたり漏出フラックスは、鉛、クロムともに約10-4
mg/m2/yrであった。L2内陸型地震動が10年目に発2500加している。これは、本来溶出に寄与しない埋立

Pb

1500
500
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0

風化あり

0

生するB1～B4では、地震後に処分場内が湛水した
場合（B2）をみると、漏出フラックスが劇的に増

B0 = 経年劣化
B1 = B0＋10年目地震
B2 = B0＋10年目水没
B3 = B2＋人工バリア
B4 = B2＋MgO固型化

3500

漏出フラックス (mg/m2 /yr)

図(1)-14は処分場B下部床版のひび割れ部から

20

40

60

経過年数 (yr)

図(1)-1480 100
10000

Cr

20

風化あり

40

60

80

100

経過年数 (yr)

処分場Bの漏水位置におけるフラックス

廃棄物が水没することで、遮断型処分場内すべての埋立廃棄物から有害物質が溶出したためである。このことから、処分場内の湛水回避は、遮断型最終処分場の長期的な環境安全性を維持するために不可欠であるといえる。また万が一湛水した場合に備えて、人工バリアの難透水性、さらには固型化処理による溶出低減は有効な対策であることがわかった。
図(1)-15は、処分場外に放出された鉛とクロムの移行距離を示す。地震によって遮断型処分場が損傷を受け埋立廃棄物が水没するシナリオ（B2）では、周辺地盤環境に対して最も著しい汚染を引き起こす
ことがわかった。これは遮断型処分場が水没することで、流れ場の駆動力となる動水勾配の増加、および水没したすべての埋立廃棄物の溶出に伴い高濃度化が生じたためだと考えられる。しかしながら、シ
ナリオB3とB4では、人工バリアのもつ難透水性による漏出フラックスの低減、および高い土壌吸着性に25

3-18020.27 m以下、鉛の場合で0.03 mまでと短くなった。
次に、風化の影響を考察し劣化シナリオ

れ、結果として100 年後の移行距離はクロムの場合で

2.07
0.13

B0-a

2.61
B1-a
0.21
B2-a
B3-a 0.27
0.03た。本計算では水没した廃B4-a 0.25
0.03

棄物は風化しないという仮0定のもと実施している。そのため、遮断型処分場内の

25.82

4.88

Cr
Pb
5

10

15

20

25

0.97
0.12

B0-b

風化無し
劣化シナリオ

よる移動遅延の効果が現わ

30

24.82

B2-b

4.45

B3-b 0.24
0.03

0

100年後の移行距離 (m)

図(1)-15

風化あり

1.89
B1-b
0.21

Cr
Pb
5

10

15

20

25

30

100年後の移行距離 (m)処分場Bの外に漏出した鉛とクロムの移行距離

湛水を考えた劣化シナリオ
Bでは、シナリオAよりも風化できる埋立廃棄物量が少ない。その結果、溶出量や移行距離に及ぼす風化の影響が小さかったと考えられる。以上本研究で構築した数値解析モデルにより、遮断型処分場の劣化
イベントに応じて、有害物質漏洩の可能性、およびそれに伴う周辺環境への長期安全性を評価できた。
５．研究目標の達成状況
サブテーマ 1 の目標である「物質の収脱着や形態変化および化学平衡と多孔質内気液二相流を連成した数値埋立工学モデルを構築し、施設に水が侵入した場合に有害物質が外界へ移行するフラックスと人間生活圏への到達濃度を求める。地震等の自然変動、掘削など人為変動、設備の経年劣化など、100 年程度で生ずる変動のシナリオを設定する。」は、すべてにおいて達成した。
加えて、幅広いシナリオ解析を実施するために、数値解析モデルに必要なモデルパラメータの拡充を行った。具体的には、廃棄物の固型化処理、鉱物学的不溶化、後述のサブテーマ 2 と 3 で示す風化や土壌吸着に係る実験結果からモデルパラメータを同定した。
サブテーマ 1 で実施した固型化処理、鉱物学的不溶化に関する実験より次の知見を得た。特別管理廃棄物相当物に対して高炉セメント B 種、またはマグネシウム系固化材を用いた固型化処理を行いその強度と溶出特性を調べた。固化材の添加量を 100～400 kg/m3 まで変化させた試験体を作製したが現行の固型化基準となる 0.98 MPa を満たす試験体は少なく、特別管理廃棄物の性状に強度が大きく左右された。
確実な強度発現が得られない一方で、長期溶出試験の結果では重金属等の溶出量の低減が示された。セメントでは対応困難な鉛や亜鉛に対しても、マグネシウム系固化材は不溶化できることを示した。
鉱物学的不溶化では、最終処分場環境下における尿素加水分解細菌の生息状況に関する知見を得た。
細菌の尿素加水分解活性は既報と比べると低かったが、炭酸カルシウムが形成することで鉛などの有害金属に対して効果的な不溶化を示すことが分かった。遮断型最終処分場において有害金属の溶出性や移動性を低下させることが期待されるため、長期的な安全性を確保するための有意義な知見が得られた。
６．引用文献1) 吉田望 (2011): 地盤の地震応答解析. 鹿島出版社, pp.91-125, ISBN 978-4-306-02424-3
2) 土木学会 (2017): コンクリート標準示方書 [設計編]. コンクリート委員会, pp.231-237, ISBN
978-4-8106-0777-2
3) 日本下水道協会 (2014): 下水道施設の耐震対策指針と解説. pp.59-66.
4) Tong, L. (2019): Numerical Analysis of Corrosion using COMSOL Multiphysics: Modeling ofCrevice Corrosion, COMOL Conference 2019 Tokyo, P-19.
5) 肴倉宏史, 水谷聡, 田崎智宏, 貴田晶子, 大迫政浩, 酒井伸一 (2003): 利用形状に応じた拡散溶出試験による廃棄物溶融スラグの長期溶出量評価, 廃棄物学会論文誌, 14(4), 2pp.00-209.
6) Achal, V., Pan, X., Zhang, D. (2011): Remediation of copper-contaminated soil by Kocuria

flava CR1, based on microbially induced calcite precipitation, Ecol. Eng. 37, 1601–1605.
7) Kang, C.H., Oh, S.J., Shin, Y.J., Han, S.H., Nam, I.H., So, J.S. (2015): Bioremediation26

3-1802of lead by ureolytic bacteria isolated from soil at abandoned metal mines in South Korea.
Ecol. Eng. 74, 402–407.
8) Natarajan, K.R. (1995): Kinetic Study of the Enzyme Urease from Dolichos biflorus. J.
Chem. Educ. 72, 556–557.
9) Anbu, P., Kang, C.H, Shin, Y.J., So, J.S. (2016): Formations of calcium carbonate
minerals by bacteria and its multiple applications, SpringerPlus, 5, 26 pages
10) Kim, J. H., & Lee, J. Y. (2018): An optimum condition of MICP indigenous bacteria withcontaminated wastes of heavy metal. Journal of Material Cycles and Waste Management,
21(2), 239–247.
11) Achal, V., Pan, X., Fu, Q., Zhang, D. (2012): Biomineralization based remediation of
As(III) contaminated soil by Sporosarcina ginsengisoli, J. Hazard. Mater., 201-202, 178184.

27

3-1802

Ⅱ－2

処分場内における重金属類等の長期動態の評価に関する研究

国立大学法人北海道大学
環境工学部門

廃棄物処分工学研究室

東條安匡<研究協力者>
国立大学法人北海道大学・吉川倫太郎（平成30年度）
国立大学法人北海道大学・池田泰良（平成30年度）
国立大学法人北海道大学・仲嶺彰人（令和元年度）
国立大学法人北海道大学・横井理南（令和元年度）
国立大学法人北海道大学・高橋悠（令和2年度）
国立大学法人北海道大学・松井琴音（令和2年度）［要旨］
遮断型処分場へ搬入された特定有害産業廃棄物中の有害重金属の溶出特性が時間経過ならびに場内
環境によりどのように変化するのかを主に風化加速試験から検討した。まず試験対象とする廃棄物を明確にするために国内で稼働中の遮断型処分場に関して調査し、搬入事業者に対するアンケート調査から搬入物を具体的に特定した。その結果、国内で稼働中の遮断型処分場は１～２施設であり、極めて限定されることが明らかになった。また搬入物は、六価クロムを含む使用済み炉内耐火物が最も多く、次いで家電リサイクル施設から生ずるCRTガラス屑であった。実搬入物として使用済み炉内耐火物を風化加速試験に供した。10週間の風化加速試験の結果、湿潤環境において六価クロムの溶出は低減し、定量下限以下になった。溶出低下要因を検討した結果、酸化還元電位の低下ならびに第一鉄イオンの溶出により六価クロムが三価クロムに還元されるためであると推察された。同様に遮断型処分場搬入物として特定された電炉ばいじんに対しても10週間の風化加速試験を実施した。試料はCdならびにPbの溶出が埋立判定基準を大幅に超えるものであった。10週間の風化加速試験の結果、湿潤環境でCdとPbの溶出濃度は大幅に低下した。pHが緩やかな上昇を示したことから、水酸化物沈殿の生成が溶出抑制に寄与したと思われる。CdではCO2ガス雰囲気で特に溶出量の低下傾向が著しかったことから炭酸塩沈殿の生成も寄与したと考えられる。更に、一般廃棄物焼却飛灰を無処理で遮断型処分場に処分することを想定して風化加速試験を実施した。その結果、焼却飛灰の場合でも、湿潤条件で場内をCO2ガス雰囲気とすればPbの溶出が低減することが確認された。本研究では、判定基準を超過するような溶出濃度を有する特定有害廃棄物であっても遮断型処分場内の雰囲気を制御することで溶出濃度が次第に低下する傾向があることを確認した。これは各廃棄物に対して溶出抑制に望ましい環境に遮断型処分場内を制御すれば、100年程度の期間内で溶出濃度の低下が生じ、何らかの望ましくない事象（容器構造の破損、破壊等）が生じても場外への放出フラックスを低くできる可能性を示すものである。
１．研究開発目的
管理型処分場に埋め立てられる焼却灰等においては、雨水によって洗い出された重金属イオンが様々なイオンとの化学反応によって難溶性沈殿（炭酸塩、水酸化物塩、硫化物）を形成することや、鉄酸化物や粘土鉱物等への吸着、さらには鉱物相の風化変質による重金属イオンの取り込み等により、次第に重金属類の溶出が低減していくことが報告されている。一方で、雨水の遮断を前提とする遮断型処
分場では同様の反応を期待することは困難である。但し、場内環境（ガス雰囲気、湿度等）の管理によっては、類似の現象を生起させることができる可能性がある。そのためには、まず遮断型処分場に搬入されている廃棄物がどのようなものであり、どのような埋め立て方をされているのか、を明らかにする必要がある。加えて、実際に処分されている廃棄物に対して、処分場内部の雰囲気で管理型処分場の埋立物に起こるような風化変質並びに溶出抑制が起こるのかを明らかにする必要がある。加えて、もし風化変質を起こさせる場内雰囲気があるとすれば、どのような時間スケールで溶出抑制が起こるのかも重28

3-1802

要である。
２．研究目標遮断型最終処分場に埋め立てられた廃棄物等に含まれる重金属類について、100年程度の期間内における溶出性の変化を明らかにする。処分場内で想定される環境を、より強く発現させる風化加速試験を、
廃棄物およびその処理物について実施して溶出平衡定数および溶出速度を導出し、施設構造が破綻しても急激な放出リスクを低減しうる溶出抑制対策と望ましい処分場内雰囲気の制御方法を示す。
３．研究開発内容
サブテーマ２の目的は、遮断型処分場に搬入される廃棄物に含まれる有害物（特に重金属）について、処分場内環境において長期間保管される間に如何なる変化が起こるのか、また溶出を抑制するような変質を引き起こすためにはどのような保管条件が望ましいのかを、風化加速試験から把握することである。対象とする廃棄物は、現在あるいはこれまで遮断型処分場に処分されてきた廃棄物、さらに今後、管理型処分場ではなく遮断型処分場で処分することが長期安全性の観点から望ましいと考えられる廃棄物とした。
はじめに、国内で現在稼働中の遮断型処分場を明らかにし、搬入されている廃棄物を具体的に特定することを試みた。次に、主要な搬入物であった六価クロムを含む炉内耐火物を入手し、その性状を把握すると共に風化加速試験を実施した。次に、同様に遮断型処分場の搬入物であり、特定有害産業廃棄物である電炉ばいじんについての風化加速試験を行った。さらに、今日、キレート剤等により溶出抑制
処理が行われた後に管理型処分場に埋立処分されている一般廃棄物焼却飛灰についても遮断型処分場での処分の可能性を検討するために風化加速試験に供した。また飛灰を対象とした風化変質のシミュレー
ションを行い、遮断型処分場の場内環境制御で重金属の溶出抑制が起こるか否かを検討した。具体的な実施項目は以下のとおりである。
１）遮断型処分場の稼働状況と搬入物の実態調査
２）遮断型処分場搬入物の風化加速試験（１）炉内耐火物
３）遮断型処分場搬入物の風化加速試験（２）電炉ばいじん
４）一般廃棄物焼却飛灰の遮断型処分場搬入を想定した風化加速試験
５）遮断型処分場内の場内雰囲気が飛灰からの重金属溶出に与える影響に関する数値計算
以下、それぞれについて研究方法について示す。
１）遮断型処分場の稼働状況と搬入物の実態調査
搬入物に含まれる有害重金属類について遮断型

表2.1 国内の遮断型処分場（平成27年度）
事業者 処理業者
公共
計
2
8
0
10
北海道
2
0
0
2
東北地方
1
0
0
1
関東地方
1
6
0
7
中部地方
1
0
0
1
近畿地方
0
0
0
0
中国地方
0
0
0
0
四国地方
1
1
1
3
九州地方
8
15
1
24
計

処分場内での長期動態を把握するためには、第一に、どのような廃棄物が搬入されているのか、主
要な有害重金属は何か、有害重金属はどのような形態で含まれているのか、を明らかにする必要がある。しかしながらこれまで遮断型処分場への搬入物の実態についてはほとんど明らかにされていない。表2.1に示すとおり、平成27年度の時点
で、国内には24の遮断型処分場（自社8、処分業者16）が存在する。これらの処分場がどのような平成29年度産業廃棄物行政組織等調査（環境省）

廃棄物を受け入れ、どのような管理状況にあるのか、をまず明らかにする必要がある。そこで、「産業廃棄物行政組織等調査（環境省）」「多量排出事
業者処理実施状況報告書」を用いて、排出者から遮断型処分場への廃棄物の流れ（排出事業者、排出物、量等）を調査することを試みた。産業廃棄物行政組織等調査は、都道府県が取り纏める多量排出事
業者の産業廃棄物処理実績報告書を国として取りまとめたもので、通常の産業廃棄物と特別管理産業廃29

3-1802

棄物について、業種・品目ごとに排出から処分までの流れを追うことができる。多量排出事業者処理実
施状況報告書は、産業廃棄物行政組織等調査の元になった事業者毎の報告書である。産業廃棄物行政組
織等調査については、平成18年度から平成27年度まで10年分のデータを、排出及び埋立量について業種別、品目別に整理した。また、特別管理産業廃棄物の排出後のフローを年度ごとに整理した。多量排出事業者処理実施報告書は都道府県によって公開状況が異なるため、都道府県が公開している事業者の数をはじめに整理し、幾つかの事業者の報告書をピックアップして特別管理廃棄物の遮断型処分場への流れが掴めるのか否かを検討した。後述するとおりこれらの資料では、自社処分以外で外部に処理委託を行っている場合は委託後の処分の状況が全くつかめないという問題点があった。そこで、次に、処理処分業者の受入・処分状況を把握するために産業廃棄物処理業者の特別管理産業廃棄物処分実績報告書を対象とすることとした。本報告書は産業廃棄物処理業者が都道府県に各年度の実績について報告したものである。処理業者への委託元、廃棄物量、廃棄物の種類（品目）、さらに処理後の処分先、処分料、品目が記載されている。すなわち特別管理廃棄物を扱う産業廃棄物処理業者の実績報告の搬出先に遮断型処分場を見出すことで、埋立物・量等が把握できると考えた。前記したとおり、国内には24の遮断型処分場が存在すると報告されていたが、電話による聞き取り、ホームページ上の維持管理情報等から、実際に稼働している施設は極めて少ないことが判明した。そのうちの一つの施設が稼働中であった北海道に対して、開示請求を行い、特別管理有害産業廃棄物を扱う処理業者の実績報告書を入手した。実績
報告書の中から遮断型に処分される可能性が高い特定有害産業廃棄物を扱っている事業者を抽出し、委託元、品目、処理後の処分先等を調べた。その結果、遮断型処分場での処分があったのは一社のみであった。最後に、実績報告書から判明した遮断型処分場への搬入業者に対して、搬入物の具体的な名称、判定基準を超過する有害物、搬入量、搬入理由についてアンケートを実施した。
２）遮断型処分場搬入物の風化加速試験（１）炉内耐火物
後述する通り、上記１）での現在稼働中の遮断型埋立地とその搬入物について調査を行った結果、稼働中の遮断型処分場は極めて限定されていたが、ある遮断型処分場での主要な埋立物はクロムを含む耐火材であることが判明した（六価クロム溶出が判定基準を超過）。そこで使用済みの炉内耐火物（れんが）を入手し、六価クロムの溶出特性とその溶出に影響を与える処分場内部環境について検討を行った。入手した使用済み耐火レンガは10cm×10cm×20cm程度の直方体であった。耐火レンガ中のクロムは製造時には三価のクロム（Cr2O3）から成るが、炉内で使用時に、スラグの主な成分であるCaOと反応し、六価クロム化合物（CaCrO4）へと変化する

表2.2

破砕した耐火物の六価クロム溶出濃度とpH
混合前
混合後
6+
3
0.09
Cr 溶出濃度（mg/l）
pH
8.6
7.1

ことが報告されている 1)。入手した耐火物を粉末状になるまで破砕後、元素組成、六価クロム
含有量、溶出量等を測定し、耐火物の特性を把握した。ただし、以降、元素組成等の詳細

表2.3

風化加速試験での設定条件
窒素雰囲気
Dry(N2)
乾燥条件
Wet(N2)
湿潤条件

な情報は製品特定に繋がるため本稿では示さない。基礎特性分析の結果、耐火物に多量に含まれているのは有害性や溶出性のない三価

空気雰囲気
Dry(Air)
Wet(Air)

クロム化合物（Cr2O3）が大半であった。しかし、溶融処理過程で生じたスラグ成分との反応から六価クロムが生じており、本試料ではCr6+として30mg/kgが含まれていた。環境省告示13号法による溶出試験から得られた溶出濃度は3mg/L
であり、特別管理廃棄物の判定基準値（1.5mg/L）を超過していた。
風化加速試験用の試料を作成するため、直方体状の耐火レンガを14のスライスに切断し、それぞれを破砕後、ボールミルで混合を行った。この破砕混合前処理によって、溶出濃度は1/30以下に減少していた（表2.1）。これは試料の30

図1 風化加速試験の実施状況

3-1802

破砕や混合の過程で耐火物が大気中のCO2と接触してpHが低下し、クロムの溶出特性が変化したことが原因であると考えられる。なお、14のスライスそれぞれについても溶出試験を実施したが、元の試料との差は殆どなかった。したがって、ボールミル内での混合時に中性化反応が進行したことが伺われた。
結果的にCr6+溶出濃度が判定基準を下回ったが、そのまま風化加速試験に供した。シャーレに入れた耐火物を、処分場内として想定し得る環境に調整したデシケータ内に設置し、風化加速試験を行った。環境条件は、加湿状態、完全乾燥状態、さらにガス雰囲気として空気もしくは窒素とし、表2.3に示す4条
件を設定した。加湿条件はデシケータ内に水を入れたステンレストレイを置いて実現し、乾燥条件はシリカゲルを入れたトレイを置いた。一週間経過ごとに試料を取り出し、六価クロムの溶出濃度の変化を確認した。図2.1に風化加速試験の様子を示す。毎週、各トレイを一つずつ取り出して分析を行った。
３）遮断型処分場搬入物の風化加速試験（２）電炉ばいじん
上記２）で実施した炉内耐火物以外の試料として、産業廃棄物の中間処理業者から判定基準を超過する特定有害産業廃棄物を3
種（ばいじん、汚泥、飛灰）入手し、風化加速試験に使用することとした。はじめに3

表2.4 ばいじんのXRF分析結果
Fe
Zn
Cr
元素
32.6
21.0
12.0
質量%
Si
Cl
K
元素
5.3
3.8
3.7
質量%

種の廃棄物について溶出試験を行い、スク

Intensity [-]試料について、XRF及びXRDによる定性分

Fe3 O4 MagnetiteZnO Zncite

500が高く、溶出特性の変化を追跡するのに相料して選定した。

Ni
5.8
Pb
2.7

600

リーニングを行った。結果、特に溶出濃度応しいと判断された電炉ばいじんを実験試

Ca
8.6
Mn
3.0

400
300
200

析を行い、主要元素であったCa, Cd, Cr,
Fe, Mn, Ni, Si, Pb, Znに関してフッ酸分

100

解による含有量測定、及び固液比(以降0L/S)=10の溶出試験による溶出量測定を行っ10た。なお、含有量分析、溶出試験での定量

20

30

40

2θ

50

60

70

80

図2.2 ばいじんのX線回折線図

分析にはICP発光分析を使用した。表2.4に

XRF分析の結果を、図2.2にはXRD分析によって得られた回折線図を示す。
試料中の支配的な成分はFe及びZnであり、XRD分析でのパターンフィッティングから、それぞれFe3O4
及びZnOとして含まれている可能性が高いと考えられた。これらの化合物は吸着能を有するため、試料からの重金属溶出特性に影響を与える可能性がある。表2.5には金属含有量及び溶出量の測定結果を示す。Fe, Ca等の主要元素の溶出量/含有量は低く、溶出性の低い状態で存在していると言える一方、有害重金属類であるCdについては、含有量のおよそ45%が溶出した。
表2.5 風化加速試験に用いたばいじん中の含有量と溶出量
元素
Ca
Cd
Cr
Fe
含有量[mg/kg]
64139
117
23045
176074
溶出量[mg/kg]
63.5
50.5
0.1
0.1
溶出量/含有量[%]
0.1
43.3
0.0
0.0

Mn
12866
110.2
0.9

Ni
29301
47.8
0.2

Pb
10210
6.8
0.1

Si
29903
49.7
0.2

Zn
84528
1109.51.3

遮断型処分場内で起こり得る環境として①ガス雰囲気、②乾湿、③温度を組み合わせた計12系列を設定した（図2.3）。それぞれの条件設定は以下の通りである。
①ガス雰囲気 : ア）空気、イ）N2ガス、ウ）CO2ガス、各ガスでデシケータ内をパージし密閉した。
②乾湿：ア）乾燥(dry)［デシケータ内底部に吸湿性シリカゲルを充填］。イ）加湿(wet)［デシケータ
内底部に金属製トレーを設置し蒸留水で満たした］。

31

3-1802③温度：ア）常温放置［室内温度でデシケータを静置］。イ）凍結融解繰り返し［1日1度、密閉されているデシケータを冷凍庫にて凍結させた後、室内に静置して融解］。
試料はシャーレ上に薄く広げるように充填し、各条件下のデシケータ内で養生した。1つの系につき10検体を作成し、毎週1つずつ回収し、下記の溶出試験を行った。
各風化系列から取り出した試料2gを秤量した後、スクリュー瓶に入れ蒸留水20mLを添加してL/S=10とし、卓上振盪機により200rpmで6時間振盪した。その後、上澄みを0.45µmメンブレンフィルターでろ過して検液とし、測定対象元素の濃度をICP発光分析装置（SHIMADZU製 ICPE-9000）によって測定した。
pHはHORIBA製pHメーターで測定した。
Air
乾燥
(dry)
シリカゲ
ル充填

湿潤
(wet)
蒸留水を
充填

Air

CO2

N2

Air

CO2

CO2

N2

N2

常温

凍結融解

常温

凍結融解

常温

凍結融解

Air

Air

CO2

CO2

N2

N2

凍結融解

常温

凍結融解

常温

凍結融解

シリカゲル

蒸留水

常温

図2.3

風化加速試験における設定系列

４）一般廃棄物焼却飛灰の遮断型処分場搬入を想定した風化加速試験
一般廃棄物焼却飛灰は、埋立判定基準を満たすように溶出抑制処理をされた後に管理型処分場に埋め立てられる。管理型処分場における重金属溶出抑制はこの埋立前処理と、埋立地内部で起こる重金属の固定化によって達成される。しかし長期間完全に溶出が抑制され続けられるかという点には疑義がある。例えば薬剤処理後の飛灰からPbが再溶出するという報告 2)がある。そこで、本研究では、焼却飛灰を遮断型処分場で処分することを仮定し、長期の安全性が確保できるかを検討することとした。遮断型
処分場での長期安全性の確保とは、容器構造が破綻しても、処分期間中に飛灰中の重金属類の不溶化が生じ、急激な場外への放出が起こらない可能性があるかを確認することである。したがって、上記
２）、３）での検討と同様に遮断型処分場内を想定した雰囲気下での風化加速試験を実施した。試料は一般廃棄物焼却施設より採取した。表2.6に主要な元素の含有量と溶出量、溶出率を示す。Pbの溶出濃度は63mg/Lであり埋立判定基準(0.3mg/L)を超過した。
表2.6 使用した都市ゴミ焼却飛灰の特性
元素
Ca
K
Na
含有量[mg/kg]
197107 73145
62112
溶出量[mg/kg]
42190
66038
53240
溶出率[%]
21.4
90.3
85.7

Zn
7450
49.7
0.7

Fe
6247
<0.1
-

Pb
1794
635
35.4

Cu
622.5
1.1
0.2

Mn
365.4
0.3
0.1

Cd
51.8
<0.1
-

風化加速試験は次の通り行った。①未処理の飛灰、②Ca(OH)2を混合した飛灰、③キレート処理飛灰の3種類の試料を用いた。①の試料は直接遮断型に処分された場合に重金属の溶出制御が起こるか否かを確認するために設定した。②は飛灰中のCO2ガス雰囲気下でCaCO3に変化し、他の重金属類の溶出抑制に寄与するか否かを確認するために設定した。Ca(OH)2は飛灰中Ca含有量の20%に相当する量を添加して作成した。③は設定した雰囲気下でキレート処理飛灰から重金属の再溶出が起こるか確認するために設32

3-1802定した。試料約15gをプラスチック製シャーレ上に薄く広げて充塡し1検体とした。これを10個ずつ作成
し、デシケータ内に気相との接触面を塞がないように重ねて充塡した。風化加速の条件は図2.3と同様であるが、凍結融解の条件は設定しなかった。試験は10週間継続し、週に1回ずつ検体を回収した。回
収した試料3gに蒸留水を30mL添加し、溶出試験を行った。元素はSHIMADZU製ICPE9000で測定した。pHはHORIBA製pHメーターで測定した。10週目の試料については凍結乾燥してから粉砕後にXRD(RIGAKU製
RINT-2000）による定性分析を行った。
５）遮断型処分場内の場内雰囲気が飛灰からの重金属溶出に与える影響に関する数値計算
後述するとおり、上記２）～４）で実施した遮断型処分
吸着水 空隙飛灰粒子

場搬入物（耐火物、ばいじん）ならびに一般廃棄物焼却飛
灰の風化加速試験から、遮断型処分場内の環境条件（湿潤

ガスの
拡散侵入

／乾燥、大気/N2/CO2）を制御することで、重金属類の溶出特性が変化すること、特に、ばいじん等では、湿潤雰囲気
やCO2ガス雰囲気下においてPb等の溶出抑制が起こることが遮断型処分場

確認された。但し、風化加速試験は、10週程度の短期間の空隙：ガス組成
N2＝X％
O2＝Y％
CO2＝Z％

実験である。遮断型処分場の長期的な安全性を検討する上ではより長期の評価が重要となる。但し、実験によって長期間の溶出特性を把握するのは時間・空間的な制約があ

液相と気相間で平衡計算る。そのため、シミュレーションにより長期的な重金属類の溶出特性の予測を行うこととした。

初期液相濃度は溶出試験結果を基に計算シミュレーションの対象とする廃棄物は４）で風化加速試験に供した一般廃棄物焼却飛灰とし、重金属溶出の長期

図2.4

プログラムによる計算の概要

予測には分担研究者が2011年に開発した埋立地シミュレー
ターを用いた 3)。本プログラムは、管理型埋立地に主灰を処分した際に層内で生じる有機物分解と重金
属挙動を考慮したモデルである。埋立層を固相・液相・気相に分け、固相における有機物量、微生物
量、ならびにpHや酸素濃度等に応じて有機物分解を生じさせ、発生産物を液相、気相等に分配させる。
それによって生じた液相内溶質濃度、ガス相変化が次の有機物分解を進行させるというものである。また外部環境との関係では、雨水の侵入、浸出水の流出、生成ガスの放出等が物質収支式と移流分散方程式で表現される。重金属の挙動については、算出された固相、液相、気相の状態を元に平衡計算を行い、液相濃度を決定する。具体的には、USGSで開発されたPHREEQCのダイナミックリンクライブラリ
IPhreeqc Modules4)をシミュレーターに連結させることで無機系の計算を実現する。本プログラムを遮断型処分場に適用する場合のイメージを図2.4に示す。まず遮断型処分場を扱う上での特徴は、雨水の侵入がなく、また系外への流出水も無いことである。従って反応は主に固相、場内湿度、気相ガスの間でのみ起こる。遮断型処分場の内部に注目すると、固相である飛灰粒子の周りに液相となる表面吸着水（湿流入水量：0.0mm/day

度由来）が存在し、さらにその周りに気相となる空隙が存在する。設定した空隙のガス組成と液相間、液相と固相間での平衡計算が行われる結果、液相内に存在する元素の沈殿が生成され、固相への移動が生じる。
液相の初期条件は溶出試験結果に基づく初期の金属濃度を設定し、その条件で計算を開始することで、場内

固相

液相
分解

重金属量： ２
溶出試験を基に設定

沈澱Ca(OH)2&CaCO3:
先行研究を基に設定

溶解

気相(空隙)
初期設定：
空気組成

搬入物：飛灰有機物(TOC):0.37%

場内からの
拡散侵入

ガスが拡散により埋立物空隙中に次第に侵入し、その浸出水

結果、液相組成(pHやIC等)が変化し、結果、溶解平衡
図2.5が変わり重金属類の沈殿が生じる。

計算条件

計算で注目したパラメータは、風化加速試験でも場内雰囲気として考慮したガス組成である。そこ
で、ガス組成は、CO2濃度を350ppm（大気条件）、50%、80％、100％に変化させて計算を実施した。計33

3-1802

算条件を図2.5のとおりである。搬入物は飛灰のみとし、既往の研究で得られている飛灰の物性値や、有機物量をもとにして設定を行った。固相中の各金属元素については、溶出試験をもとにして初期量の設定を行った。対象とした重金属はAl、Cd、Cu、Fe、Mn、Pb、Z、Ca、K、Mg、Na、Siであり、沈澱を起こすと設定した鉱物は106種である。また、計算期間は100年とした。
４．結果及び考察
１）遮断型処分場の稼働状況と搬入物の実態調査「産業廃棄物行政組織等調査（環境省）」（平成18年～

表2.7 北海道内の有害産業廃棄物処理業者の数
廃棄物の品目業者数
6
廃油・廃酸・廃アルカリ
5
感染性廃棄物
8
廃石綿等
8
上記3つの中から複数
1
PCB廃棄物5
判定基準を超過する特管5処分実績なし38
合計

平成27年度）を調査した結果、特別管理産業廃棄物全体の排出は1年あたり約300万トンであり、廃酸や廃アルカ
リ、廃油の割合が多いことが分かった。自社処分される廃棄物の量は年毎にばらつきが大きく、品目は廃アルカ
リや廃油が多かった。しかし、自社処分（埋立）については管理型か遮断型かの内訳が不明で、発生時の品目のみの記載であったため、この資料から遮断型処分場への埋立状況を明らかにすることは困難と判断された。「多量排出事業者処理実施状況報告書」は、自社の遮断型処分場へ処分している可能性のある事業者を絞り込むために、報告書の公開状況(事業者数・公開形式・
個別の内容等)を調査した。その結果、事業者の数は全国で2231社と非常に多かった。報告書を個別に確認したところ、ほとんどの排出事業者は処理を委託しており、委託後の廃棄物の流れ（遮断型に処分されているか否か）は分からなかった。そのため、委託先である産業廃棄物処理業者が作成する特別管
理産業廃棄物処分実績報告書(平成28年度分)を北海道に開示請求を行って入手した。これは、同時に進めていたヒアリングと現地調査から、国内で稼働中の遮断型処分場は北海道と愛知県のみに存在している可能性が高いことが判明した（他は閉鎖済みか未稼働）からである。北海道の実績報告書より得た、特別管理産業廃棄物を扱う処理業者の内訳を表2.7に示す。遮断型埋立の対象である「判定基準を超過する廃棄物」を処理していた業者は5社であった。このうち4社は、中間処理（焼却・中和・焙焼等）
後、再生利用もしくは管理型処分場に埋立処分していたため、中間処理後に遮断型へ搬入されるという廃棄物の流れはなかった。遮断型での処分実績があったのは１社（A社）のみであり、排出者から直接搬入され埋立処分されていた。A社の実績報告書から搬入実績のあった19の事業者について、2社にヒアリング、17社にアンケート調査を行った。アンケート項目は、「当該廃棄物に含まれる基準を上回る物
質」、「具体的な搬入物の種類・量」、「当該廃棄物が発生したプロセス」、「自社による前処理の有無」、「遮断型処分場での処分を行っている理由」である。
2社のヒアリング及び12社のアンケートから得た搬入物の内訳を図2.6に示す。それぞれのグラフは
700
700

その他 30ｔ

埋立量[t]

600
600

CRTガラス屑
［Pb］156t

500
500
400
400
300
300

汚泥（特定有害）
650t

200
200
100
100

00

150
150
100
100
50
50
00

炉内耐火物
（キャスター）［Cr］
445t

炉内耐火物
（キャスター）［Cr］
125t

品目名

実際の埋立物

20
20
10
10

00
品目名

鉱さい（特定有害）125t

実際の埋立物

火葬場煤塵[Cr] 1ｔ
煤塵（特定有害）10t

電炉ダスト［Cd, Pb］9t

品目名

実際の埋立物

図2.6 稼働中の遮断型処分場に処分されていた廃棄物
左側に実績報告等で報告される品目名で示した量を、右側に本調査で明確化した具体的な廃棄物の名称と量を示した。最も量が多く「汚泥」もしくは「鉱さい」と称して搬入されていたものは、廃棄物処理34

3-1802

施設の炉に用いられる耐火物であった。高温に耐えるためにクロムを含有しており、定期点検の際に発生したものが処分されていた。その他の搬入物は、汚泥としてCRTガラスくず（Pb含有）、メッキ廃液
由来の汚泥(Cr含有)、サンドブラスト廃砂（Pb）、温泉排水汚泥(As)等、ばいじんとして電炉ダスト（Pb、Cd含有）、火葬場煤塵（Cr）等であった。遮断型を用いる理由は、「当該廃棄物を受入可能な施設がほかに無かったため」という回答が最も多く、他には「コスト」、「以前から取引があったため」、「溶出抑制処理が困難」という回答を得た。
２）遮断型処分場搬入物の風化加速試験（１）炉内耐火物
10週に渡って行った炉内耐火物の風化加速試験でのpH、六価クロムの溶出濃度の変化を図2.7に示す。(a)に示すとおりpHはDry条件とWet条件との間に顕著な差が見られた。Dry条件はガス雰囲気に依らず、いずれも初期値から大きく変化せず7～8の範囲で、試験開始時の値を維持した。一方、Wet条件ではいずれも7を下回り、特にWet(Air)で6以下となった。(b))に示す六価クロムもDry条件とWet条件で顕著な差が生じており、Wet条件でクロムの溶出濃度が低下した。特にWet（N₂）条件のものでは、2周目
以降、全ての週において六価クロムは検出されなく

8

なった。

7

験を実施した。方法は初期添加法を採用した。結果pH

pHが低下したことが六価クロムの溶出を低下させたのかを判断するために、耐火材に対してpH依存試

Dry (N2 )は示さないが、pH=6～9の範囲で、六価クロムの溶出

Dry (Air)Wet (N2 )

6
Wet (Air)5濃度に特定の傾向は認められなかった。同様に入手
4した使用済みキャスター材（六価クロム溶出濃度は耐火物より2桁高い）についてもpH依存試験に供した

0

1

2

が、pH=5-12の範囲で溶出濃度はほぼ一定であった。

大幅に低下する傾向が確認されたことから、大気中のCO2の影響と仮定し、CO2濃度を変化させて試験を行った。CO2濃度は50%と100%とし、試験期間は8週間とした。
結果を図2.8に示した。本再実験でも時間経過と共Cr（Ⅵ） 溶出濃度 (mg/L)

たとおり試料の破砕過程で六価クロムの溶出濃度が

7

8

9 10

0.5
0.4

Dry (Air)

0.3
0.2

図2.7

0

Dry (N2 )Wet (Air)

0.1

但し、本実験ではpHの変化は僅かであった。CO2雰囲
pHは9.5程度で安定した。一方、いずれのCO2条件で

5 6
week

0.6

に六価クロムの溶出濃度に低下傾向は認められる。
気とすることで中性化が進行すると想定していたが4(a) pH

そこで、再度、耐火材の風化加速試験を実施した。pHの低下要因が明確でなく、実験方法でも示し

3

Wet (N2 )

0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9 10

(b)六価クロム
風化加速試験でのpH、六価クロム溶出
濃度の変化

もORPは第1周目より大幅に低下した。結果は示さな
いが、CO2=100%の条件では第一鉄イオンの顕著な濃度上昇が確認された。
実測のORPからEhを算出し、算出したEhの値と各週のpHをクロムのpH-Eh図 5)にプロットして各週の溶液でのクロムの安定形態を検討した結果、耐火物が湿潤環境に曝露される前は、六価クロム化合物であるクロム酸イオンが安定形態であった。しかし、曝露に伴うpH、Ehの低下により点は徐々に左下方向に移動し、曝露2週間目以降におけるクロムの安定形態は三価クロム化合物である水酸化クロムであることがわかった。このことから、湿潤環境での吸湿により耐火物周辺にイオンが溶出する環境ができ、そこに環境中の気体や耐火物中の金属イオンが溶出することでpH、Ehの低下が起き、クロムの安定形態が六価から三価に変化していると推察された。このことから、湿潤環境への曝露に伴う六価クロム溶出濃度の減少は、吸着水中の六価クロムがより安定な三価クロムに還元されていることに起因する可能性が示唆された。
35

3-18020.5

CO2=100%

11

0.4
0.3

CO2=50%600

CO2=50%CO2=100%500

CO2=100%

10

ORP [mV]

CO2=50%

9

0.2

8

0.1
0.0

700

12

0.6

pH [-L]

六価クロム溶出濃度 [mg/L]

0.7

0

1

2

3

4

5

6

7

7

8

400
300
200
100

0

1

2

3

4

5

6

7

0

8

0

1

2

曝露期間 [週]曝露期間 [週](a)Cr6+溶出濃度
図2.8

3

4

5

6

7

8

曝露期間 [週](b)pH
風化加速試験（再実験）(c)ORP３）遮断型処分場搬入物の風化加速試験（２）電炉ばいじん
電炉ばいじんを対象に実施した風化加速試験の結果について以下に示す。凍結融解繰り返しによる溶出量への影響は見受けられなかったため、常温放置条件の結果のみ示す。また以降では、乾燥条件/N2
ガス雰囲気条件をブランクとして考察した。これは本条件ではいずれの金属元素でも溶出量の変化がほぼ認められなかった（風化変質が最も起こり難い条件であると考えられる）からである。Cd及びPbの結果を図2.9、図2.10に示す。含有量の多かった元素の内、溶出挙動に顕著な変化のあったZnの結果を図2.11に示した。また図2.12にはpHの変化を示した。

40

50

Dry
Cd溶出量[mg/kg]

Cd溶出量[mg/kg]

50

30
20
10
0

N2

Air

CO2

40

2

3

4

5 6
week

7

8

9

Blank (Dry N2)

30
20
10
0

1

Wet

10

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9

10

図2.9 風化加速試験におけるばいじんからのCd溶出量の変化

Pb溶出量[mg/kg]

Dry

Pb溶出量[mg/kg]

10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0

1

2

3

4

5
6
week

7

8

9

10

10
9
8
7
6
5
4
3
2
1
0

Wet

N2

Air

CO2

Blank (Dry N2)

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9

10

図2.10 風化加速試験におけるばいじんからのPb溶出量の変化
湿潤条件下（各図の右図(wet)）において、Cd、Pb、Znはガス雰囲気に関わらず溶出量の減少が確認
され、図中に示すブランクの線を下回る結果となった。湿潤条件下では粒子表面に吸着水が存在し、pHの緩やかな上昇が確認されることから、各種金属の水酸化物の形成が溶出量減少の要因であることが考えられる。Cdは湿潤/CO2条件で溶出量の顕著な減少が認められ、粒子の表面吸着水に気相中のCO2が溶
解し、炭酸塩が形成されたためであると考えられる。一方、左図の乾燥条件下では、CO2暴露条件でCd、Pb、Znいずれも溶出量の増大が確認され、特にZnは顕著な増加が認められた。乾燥雰囲気では水分36

3-1802が存在しないため、溶出量の増大は気相CO2と試料の反応による影響である可能性が高い。試料の支配的な成分であるFe3O4及びZnOは両者ともに吸着能を有し、溶出試験中に吸着材として重金属類の溶出を抑制していた可能性がある。また既往研究でも、これらの酸化物が気相CO2を吸着するという報告 6,7)があり、試料が長時間CO2に暴露され続けた結果、吸着容量の低下が引き起こされ、結果的に金属類の溶出量増大が起こった可能性がある。

2000

2500

Dry
Zn溶出量[mg/kg]

Zn溶出量[mg/kg]

2500

1500
1000
500
0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9

2000

N2

Air

CO2

1500
1000
500
0

10

Wet

Blank (Dry N2)
1

2

3

4

5 6
week

7

8

9

10

図2.11 風化加速試験におけるばいじんからのZn溶出量の変化
9.0
8.5

9.0

Dry

8.5
8.0

pH[-]

pH[-]

8.0
7.5

7.5

7.0

7.0

6.5

6.5

6.0

Wet

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9

6.0

10

N2
1

2

3

4

Air

CO2
5 6
week

7

8

9

10

図2.12 風化加速試験における溶出試験後のpH
４）一般廃棄物焼却飛灰の遮断型処分場搬入を想定した風化加速試験
一般廃棄物焼却飛灰の風化加速試験は、未処理試料、キレート処理飛灰、Ca(OH)2添加飛灰の3種類で実施したが、キレート処理飛灰では、重金属類（Pb、Cd、Cu、Ni、Zn）の溶出は10週に渡って確認されなかった。キレート処理飛灰で溶出特性に変化が認められたのは、MnとMgであった。いずれもCO2ガス
雰囲気下で溶出が増大した。CO2ガス雰囲気ではpHが8程度まで低下しており、その影響が考えられる。
未処理飛灰とCa(OH)2添加飛灰の各元素の風化加速試験期間中の溶出挙動は類似していた。そのため、ここでは未処理飛灰の結果について報告する。図2.13にPbの溶出量を、図2.14にZnの溶出量を、図2.15にpHの変化を示す。Pbについては左図に示す乾燥条件では、N2雰囲気、空気雰囲気では変化が認められなかったが、CO2ガス雰囲気で1週目に急激に低下し、以降はほぼ一定で推移した。図2.15の左図に示すとおり、pHはいずれのガス雰囲気でも12.5前後で変化していない。すなわち乾燥条件でのPbの溶出濃度低下は炭酸ガス暴露によりPbCO3等の炭酸塩が形成され、1週以降安定するのはその炭酸塩の溶解度に支配されているためと思われる。一方図2.13の右図に示す湿潤条件では、炭酸ガス雰囲気では1週目
以降は検出限界以下となり、他の条件でも緩やかに溶出量の低下が認められる。まずCO2雰囲気では炭酸塩の生成も考えられるが、更に図2.15の右図に示すとおりpHが8.5程度にまで低下しており、Pbの水酸化物沈殿が形成されたためと考えられる。Pbの溶解度曲線ではpH=10付近が最低濃度であり、pH=12.5に比べpH=8.5付近では一桁程度溶出濃度が低くなる。これらの結果から焼却飛灰を未処理で遮断型処分
場に処分しても場内環境を湿潤雰囲気（湿度を上げる）とし、CO2ガスが存在する条件とすればPbの溶出は次第に抑制されると言える。

37

3-1802

Znについては図2.14左図に示す乾燥条件ではばらつきはあるものの溶出が抑制される傾向は認められない。一方、同右図に示す湿潤条件では、CO2ガス雰囲気の場合は2週目以降ほぼ検出されなくなった
他、N2条件でも緩やかな低下が認められる。空気条件ではばらつきが大きく十分な考察は困難である
が、初期値に比較すると緩やかな低下傾向があるように認められる。この減少もpHの低下が影響しているものと考えられる。
700
500
400
300
200

N2

100
0

0

1

2

3

Air

CO2
4

5 6
week

7

8

Wet

600

Pb溶出量[mg/kg]

600

Pb溶出量[mg/kg]

700

Dry

500
400
300
200
100
0

9 10

0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9 10

100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0

Dry

N2
0

1

2

3

Air

CO2
4

5 6
week

Zn溶出量[mg/kg]

Zn溶出量[mg/kg]

図2.13 風化加速試験における焼却飛灰からのPb溶出の変化

7

8

9 10

100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0

Wet

0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9 10

図2.14 風化加速試験における焼却飛灰からのZn溶出の変化
13

13

12

12

Dry

10
9
8

N2

7
6

0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

10
9
8

Air

CO2

Wet

11

pH[-]

pH[-]

11

7
6

9 10

0

1

2

3

4

5 6
week

7

8

9 10

図2.15 焼却飛灰の風化加速試験におけるpHの変化
５）遮断型処分場内の場内雰囲気が飛灰からの重金属溶出に与える影響に関する数値計算
一般廃棄物焼却飛灰が遮断型処分場に処分されるケースを仮定し、場内環境（ガス雰囲気）を積極的に管理した場合の重金属の溶出挙動に関する数値計算を行った。本報告書ではPbの結果を記す。
場内のCO2ガス雰囲気を変化させた場合の100年間の間隙水（表面吸着水）のpHとH2CO3濃度を図2.16に示す。また、Pbの間隙水中濃度と固相中のPbの各鉱物種の重量割合を図2.17に示す。PbCO3、Pb3(OH)2(CO3)2、Pb(OH)2はPhreeqcでの平衡計算において沈殿の生成が確認できたPb鉱物種である。図中の350ppm、50％、80％、100％はそれぞれ気相に設定したCO2濃度を表す。

38

3-1802

CO2濃度が高い場合ほど間隙水中のpH着目すると、CO2濃度が100%の条件では

14
12
10
8
6
100%
4
2
0
0.1 0

初期の時点からPbCO3が主な鉱物種であ0.08

が早期に低下し、pHの値からH2CO3による。液中のH2CO3は炭酸塩の生成に使用

pH[-]ってpHが支配されていることが分かされ、炭酸塩形成が終了すると液中のり、Pb濃度はその溶解度に支配される。CO2濃度が100%よりも低い場合は、初期から暫くはPb(OH)2が主であるが、液中濃度[mol/L]

H2CO3が次第に増加する。Pbの鉱物種に

pH
80%

20

50%

350ppm4060
経過時間[年]
100%

80 H2CO3

100

80%

0.06
0.04
0.02

pHが低下を開始する時点で瞬間的に0

Pb3(OH)2(CO3)2が生じ、pHが完全に低下

50%

350ppm0

20

するとPbCO3が生成する。この変化のパ

図2.16

40
60
経過時間[年]10080

環境条件による液相の変化

ターンはどのCO2濃度でも同様であり、変換される時間が遅れるのみである。

いうことである。ただし、pHが最終的

10
9
8
7
6
5
4
3
100%
2
1
0
25 0

に6近傍で安定するという結果は、間20

したがって、場内雰囲気が大気雰囲気
換は起こり得る。この結果から言える
ことは、場内環境を制御すれば、最終的にはPbはPb(OH)2からPbCO3へ変化
し、Pbの溶出濃度はその時点において液中濃度[mg/l]

であっても時間はかかるもののこの変隙水中のpHがH2CO3によって主に支配されていることを示しており、Ca等の陽イオンが多量に存在する飛灰では考え

鉱物量[mg/kg]

支配的な鉱物種によって決定されると難い。本計算においてCaはCa(OH)2と配されているが、本計算では単純な溶解平衡のみを扱っており吸着等が考慮されていないこと、更に先のpHの問題も合わせ、より精緻なモデルの作成と鉱物量[mg/kg]
鉱物量[mg/kg]

超える濃度となっている。これは前記

20

80

PbCO3 100

50%

40
60
経過時間[年]

80 2(CO3)2 100
Pb3(OH)4060
経過時間[年]

80 Pb(OH)2 100
350ppm

50%

80%

15
10
5
20

15
10

80%

50%

5
0

0

20

適切なパラメータ設定が今後必要であると思われる。

40
60
経過時間[年]

50
20 0

では、Pbの濃度は最終的に排水基準を

50%

80%

20

したとおり支配的なPbCO3の溶解度に支2010

量が最終的にCaCO3に転換された。

後の検証が必要である。また、本計算

80%

15

0
25 0

は通常8.3程度であると考えられ、今350ppm100%

CaCO3を初期に与えたが、Ca(OH)2は全
CaCO3とH2CO3が共存する系での平衡pH

Pb

排水基準：0.1mg/L

図2.17

39

40
60
経過時間[年]80

環境条件によるPbの存在形態の変化

100

3-1802

５．研究目標の達成状況
当初設定していた研究目標は、遮断型処分場に埋め立てられる廃棄物について、そこからの重金属類の長期間での溶出特性の変化を明らかにすること、特に場内環境が溶出特性に与える影響を明らかにすることであった。本目標に対して、達成状況は次のとおりである。
a)

実際に国内で稼働中の遮断型処分場を調査し、具体的な搬入物を明らかにした。

b)

実際に搬入物である使用済み炉内耐火物、電炉ばいじんを対象に風化加速試験を実施し、いずれも乾燥条件よりは湿潤条件（表面吸着水が生じる程度の環境）で溶出抑制が起こることを明らかにした。
炉内耐火物では、表面吸着水への第一鉄イオンの溶出とORP低下により六価クロムが還元されること、ばいじんではpHの上昇によりPbやCdの水酸化物沈殿が生成することで溶出濃度が低下しているものと推
察された。
c)

一般廃棄物焼却飛灰も遮断型処分場での処分を仮定し、風化加速試験に供した。その結果、上記の各廃棄物と同様に湿潤環境下（特にCO2ガス雰囲気）でPbの溶出濃度が低下することを示した。
これらは、当初目的の場内環境制御と重金属類の溶出特性の関係を明らかにしたものであり、当初目標を達成している。
一方、最後に遮断型処分場の場内環境を制御することを想定した100年程度のシミュレーションを一般
廃棄物焼却飛灰を対象に行ったが、場内CO2ガス濃度が溶出抑制に及ぼす傾向は、風化加速実験と同様に確認したが、濃度のレベル等について十分に再現できておらず今後の検討が必要である。
６．引用文献1）水原詞治、占部武生、山口明良、前田朋之：廃棄物溶融炉用クロム含有耐火物からの6価クロム化合物の生成機構に関する基礎的研究、廃棄物資源循環学会論文誌、Vol.21、No.5、pp.170-177、
2010.
2)肴倉宏史、田中信壽、松藤敏彦:キレート処理した一般廃棄物焼却飛灰からの鉛の再溶出挙動に関する研究、廃棄物学会論文誌、Vol.16、No3、pp.214-222、2005.
3) 環境研究総合推進費補助金総合研究報告書「完了を迎えた廃棄物処分場の安全保障のための有害物質長期動態シミュレーターの開発（K2138、K22078、K2357）（研究代表者：島岡隆行」https://www.env.go.jp/policy/kenkyu/suishin/kadai/syuryo_report/pdf/K2357.pdf
4) PHREEQC Version 3, https://www.usgs.gov/software/phreeqc-version-35) C. D. Palmer and P. R. Wittbrodt: Processes Affecting the Remediation of ChromiumContaminated Sites, Environmental Health Perspectives, Vol. 92, pp. 25-40, 1991.
6) Q. W. Chen and D W. Bahnemann: Reduction of Carbon Dioxide by Magnetite: Implications
for the Primordial Synthesis of Organic Molecules, Journal of the American Chemical
Society, Vol.122 (5), pp.970-971, 2000.
7) D. Santos-Carballal, M. Roldan Martinez, Y. Dzade, N. H. De Leeuw: Reactivity of CO2 on
the surfaces of magnetite (Fe3O4), greigite (Fe3S4) and mackinawite (FeS), PhilosophicalTransactions of the Royal Society A: Mathematical, Physical and Engineering Sciences
376(2110), 2018.

40

3-1802

Ⅱ．成果の詳細
Ⅱ－3

人工および天然バリアにおける物質移動の評価に関する研究

国立研究開発法人国立環境研究所
福島地域協働研究拠点

廃棄物・資源循環研究室

遠藤和人

福島地域協働研究拠点

廃棄物・資源循環研究室

三浦

拓也

［要旨］
吸着パラメータに関する文献調査として国内外の吸着試験の主要テストガイドラインを調査した。pH
の規定、初期濃度、平衡反応速度、反応温度、イオン強度に関する考え方に相違点があり、対象土壌、試験条件（初期濃度、液固比、振とう時間）、吸着等温式の導出方法が異なっていた。US EPA 法では、
𝐾𝐾𝑑𝑑 や振とう時間の目安を決めるために予備試験を実施するが、土対法や原子力学会法では指定された液固比で吸着試験を実施することとなっている。土対法及び US EPA 法に従った吸着試験を飛灰溶出液に対して行ったが、規制対象の有害物質である Pb、Zn 以外のほとんどの実験値が相関性の小さい吸着等

温線（実験値が縦に並ぶ、傾きがマイナス）となった。US EPA 法での吸着等温式は、ガイドラインで指定されている非線形近似（Freundlich 型）の吸着等温線にはならず、線形近似（Henry 型）となった。これらの要因は、初期濃度と液固比が適正な条件から外れていることであった。理論的に、分配係数は𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が 0.1 未満の場合は最大 10 万倍、0.9 を超える場合は最小 1/100 まで変動する。予備試験の結果から計算した𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.1～0.9 範囲内に入る適正初期濃度、適正液固比で吸着試験することで、バラツキの少ない相関性のある実験値を得られることがわかった。提案する試験法フローチャートを 3 機関でクロスチェックしたところ 、1 回の吸着試験で決定係数 0.9 以上の吸着等温線を 8 割の精度で導出でき 、再現性の高さを確認できた。既存ガイドラインの場合 、規制対象の一部の有害物質では信頼性のある実
験データが得られるものの 、 対象吸着質を拡大したり 、 土壌試料が高吸着や低吸着性である場合には 、信頼性のあるデータを取得するためにトライアンドエラーを繰り返さなければならない状況であった。
本研究で提案する吸着試験法に従った場合 、初めて吸着試験を実施する実験者でも 、1 回の試験で Pb 以
外の 4 つの吸着質について信頼性のある分配係数の導出が可能となった。
１．研究開発目的
本サブテーマの目的は、遮断型最終処分場の将来的な構造劣化等を考慮し、半永久的に封じ込め性能を維持するための埋立地外における天然バリア（自然地盤）に着目し、これまで考えられてこなかった
埋立地外のバリア性能を評価することである。そのため、信頼性の高い重金属類の吸着パラメータを求めるために、国内外の吸着試験ガイドラインの相違点を整理し、安定的に（実験者を問わず失敗しない）
吸着等温線及び分配係数を導出できる吸着試験方法を提案する。また、得られたパラメータを使用して、埋立地外のバリア性能について物質移動評価を行う。
２．研究目標サブテーマ３では、各劣化段階にある施設構造物、施設外における人工バリア（ベントナイト層や改良地盤）ならびに天然バリア（自然地層）のおける重金属類の移行パラメータを求める。放射性廃棄物
埋設処分の安全性評価で用いられている情報を参照するとともに、カラム通水試験等によりパラメータの不足部分を補完する。
３．研究開発内容（３）人工および天然バリアにおける物質移動の評価に関する研究＜１＞人工および天然バリアの吸着パラメータに関する文献調査
天然バリアの性能として、有害物質の移動抑制効果を評価するには天然鉱物に対する有害物質の吸着41

3-1802

パラメータ（分配係数、吸着等温式等）が必要となる。しかし、課題として鉱物に対する吸着試験法に統一性がなく、出典元の文献によっては同じ鉱物であってもパラメータが大きく異なる事が挙げられる。
特に吸着能が高い鉛では、試験条件に大きく左右されるため、実験値が大きくばらつく。また、放射性物質については自然環境中における実測データが大部分のため濃度が低すぎてパラメータとして引用できないなどの問題も抱える。吸着媒体である鉱物に関しても土質分類や鉱物種が混在した状態での知見が多いことが挙げられる。本サブテーマでは、はじめに鉱物に対する吸着パラメータの文献数、種類に関する現状把握、吸着試験に係るガイドラインについて文献調査を行った。
＜２＞吸着試験法の提案と実験による吸着パラメータの取得
はじめに国内外の吸着試験の主要テストガイドラインの試験条件（予備試験、初期濃度、液固比）やデータ整理（吸着等温線や分配係数の導出）等の相違点を整理した。次に、土対法およびUS EPA法に従って吸着試験を実施し、安定的に吸着等温線及び分配係数を導出できる試験条件を模索した。本研究で提案する吸着試験方法の再現性は、3機関のクロスチェックによって検証した。その後、提案する吸着試
験方法に従って天然バリア（真砂土）と人工バリア（ベントナイト）に対する重金属等（Pb, Cd, As, Cr,Cs）の分配係数を求めた。
0.9

0.1

1.0E+07

1000001.0E+05

分配係数 Kd (mL/g)

Ceq/C₀ < 0.1
Ceq/C₀ = 0.1～0.9
0.9 < Ceq/C₀

𝑲𝑲𝒅𝒅 𝒎/𝑽

1.0E+030.1~0.9

1.0E+01

1.0E-01

Ceq/C₀ = 0.1
Ceq/C₀ = 0.5
Ceq/C₀ = 0.9

10000

1000

100

= 100 の場合

10

= 11~900
1.0E-03

図(3)-1

1
0

0.2

0.4

0.6

𝑪𝒆𝒒/𝑪𝟎0.8

11

図(3)-2分配係数と溶液濃度の関係

10

100

1000

10000 100000

液固比 V/m (mL/g)

分配係数と適正液固比

安定的に吸着パラメータを得るために重要なことは、初期濃度と液固比範囲である。縦軸に式(1)の左辺、横軸を𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 として既存ガイドラインにしたがったPb，Cd，As，Cr，Csの吸着試験の結果全て（141点）をプロットすると図(3)-1になる。式(1)による計算結果は、どのような実験条件で実施したとしても、1本の曲線上にプロットされる。ここで、𝑞𝑞: 吸着率 (%)、𝐶𝐶0 : 初期濃度 (mg/L)、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 : 平衡濃度 (mg/L)、

𝐾𝐾𝑑𝑑 : 分配係数 (mL/g)、𝑉𝑉: 溶液量 (mL)、𝑚𝑚: 試料量 (g)である。横軸の𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が0.1未満または0.9を超える場合、分配係数の値は急激に変化することが読み取れる。𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が0.9を超えるということは、吸着率が10％未満ということになり、土対法で吸着率10％以下を忌避としていることと整合しているが、吸着率が90％を超える、つまり𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が0.1未満の方が分配係数の振れ幅が大きい。𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が0.1未満の場合は最大10万倍、0.9を超える場合は最小1/100まで変動する。平衡濃度の微妙な違いにより分配係数がオーダーで変化する恐れがあることから、安定した分配係数を得るためには、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が0.1～0.9の範囲以内に入る試験条件を設定しなければならないといえる。適正な液固比は、液固比を一定にして、初期濃度を変化させる予備実験を実施し、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.5に最も近い初期濃度条件の分配係数を使用して、式(2)より求める。ここで、𝐾𝐾𝑑𝑑 ′: 予備試験から得た暫定分配係数 (mL/g)である。例として、初期濃度10, 100, 1000 mg/L
（液固比：V/m = 10）で予備試験した結果、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.5に最も近い初期濃度が100 mg/Lで、その時の暫
42

3-1802定分配係数𝐾𝐾𝑑𝑑 ′が100だったと仮定する。暫定分配係数が100の場合、式(2)に𝐾𝐾𝑑𝑑 ′=100、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.1または0.9を代入する。この計算より、適正液固比は𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が 0.1のとき11.1（下限値）、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が 0.9のとき900（上限値）となる。予備試験で得られた分配係数と適正液固比の関係を図(3)-2に示す。これより、適正

液固比11.1~900の範囲内で吸着試験の液固比を決定すればよい。
𝐾𝐾𝑑𝑑
𝑉𝑉

𝑚𝑚

1

𝑚𝑚

= 𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 − 1 ······························ (1)

𝑉𝑉

=

𝐶𝐶0

𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒𝐶𝐶0
𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒1−
𝐶𝐶0

𝐾𝐾𝑑𝑑 ′···································· (2)吸着試験は、吸着質や溶液条件毎に液固比変えた 5 水準の吸着試験を行い、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.1~0.9 範囲内の実験値を合格データとした。合格した全データを X 軸：平衡濃度、Y 軸：吸着量のグラフにプロットし、線形近似した場合を Henry 型、非線形近似した場合を Freundlich 型の吸着等温式と判別した。グラフ化
した合格データをさらに、決定係数𝑅𝑅2 が最も大きくなる実験値 3 点に絞り込み、吸着等温線の採用データとした。ここで、線形近似（Henry 型）、非線形近似（Freundlich 型）吸着等温式の理論式を式(3)および(4)に示す 1)。式(3)の Henry 型は、平衡濃度と吸着量が比例関係にあり、近似直線の傾きを分配係数としている。式(4)の Freundlich 型は、実験式で、理論的に導かれた式ではないが実験値をうまく相関できる式とされている。Freundlich 型の吸着パラメータは、吸着定数𝐾𝐾𝐹𝐹 (mL/g) と𝑛𝑛 である。
𝑆𝑆 = 𝐾𝐾𝑑𝑑 𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 ···································· (3)1

𝑆𝑆 = 𝐾𝐾𝐹𝐹 𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 𝑛𝑛 ··································· (4)以上の考え方を踏まえて、提案する吸着試験方法（天然バリア：真砂土の場合）を以下に示す。
※

予備試験からデータ整理までの詳細情報は、政策者向けサマリーにガイドラインを参照。

ブランク試験
a)

吸着試験で使用する容器に吸着質1 mg/L溶液50mLを入れ、ゆるやかな水平振とう（120 rpm、振とう幅4~5 cm）を24時間行った。吸着質毎にブランクテストを実施。

b ) 振とう後の溶液をICP-MSで測定し、吸着質が容器へ吸着または容器から溶出しないかを確認した。
予備試験
a)

ブランクテストで決定した材質の容器に、吸着質を溶解した初期濃度 10，100，1000 mg/L 溶液 300mL と試料（炉乾燥させた 2 mm 以下の真砂土）30 g を液固比が 10 になるように入れ、ゆるやかな
水平振とう（120 rpm、振とう幅 4～5 cm）を 24 時間行った。

b ) 振とう後、懸濁液を毎分 3000 rpm 回転で 20 分間遠心分離機した後の上澄みを孔径 0.45 µm のメン
ブレンフィルターを用いてろ過し、ろ液中の吸着質濃度を ICP-MS で測定した。
c ) 初期濃度 3 水準のうち、平衡濃度÷初期濃度（𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 ）の計算結果が最も 0.5 に近い条件を選んだ。
d ) c) で選んだ初期濃度条件の分配係数（暫定𝐾𝐾𝑑𝑑 ′）を式(5)で算定した。
𝐾𝐾𝑑𝑑 =

�𝐶𝐶0 − 𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 � 𝑉𝑉
𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒𝑚𝑚····························· (5)e ) 暫定𝐾𝐾𝑑𝑑 ′より、吸着試験で使用する最適液固比を式(2)で算定した。
吸着試験

43

3-1802a)

適正液固比の範囲内となる液固比を設定し、振とう容器（PP 製）に溶液と試料を入れた。

b ) ゆるやかな水平振とう（120 rpm、振とう幅 4~5 cm）を 24 時間行った。
c ) 振とう後、懸濁液を毎分 3000 rpm 回転で 20 分間遠心分離機した後の上澄みを孔径 0.45 µm のメン
ブレンフィルターを用いてろ過し、ろ液中の吸着質濃度を ICP-MS で測定した。
データの整理a)

吸着試験で得られた 5 水準の結果のうち、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.1~0.9 範囲内の実験値（合格データ）を選んで、合格データを X 軸：平衡濃度、Y 軸：吸着量のグラフにプロットし、線形近似した場合を Henry 型、非線形近似した場合を Freundlich 型の吸着等温式と判別した。

b ) 分配係数の導出グラフ化した合格データをさらに、決定係数𝑅𝑅2 が最も大きくなる実験値 3 点（採用データ）に絞り込んだ。

c ) 吸着等温式の吸着結果および採用データから、式(3)または(4)により分配係数を算出した。
＜３＞人工および天然バリアの多重バリア機能に関するシミュレーション評価
サブテーマ1で得られた埋立地外への汚染物質の漏出フラックス：mg/m2/day（漏出濃度：mg/L×漏出
流速：m/day）、ならびに本サブテーマの吸着試験方法によって得られた吸着パラメータを用いて、埋立地外の天然バリアにおける汚染物質の移動抑制効果について、COMSOL ver5.6を用いた数値シミュレーションによって評価した。本サブテーマで設定した解析領域設定の考え方を図(3)-3に示す。また、サブテーマ1で得られた漏出速度と漏出濃度の経時変化を図(3)-4、(3)-5それぞれに示す。漏出濃度
は、埋立廃棄物の風化の有無によって2ケースとした。
解析は、図(3)-3に示す解析領域とし、断面二次元解析を行った。クラックは幅0.5 mmを設定し、サブテーマ1から与えられた漏出速度と濃度を与えた。クラック直下（5 m深さ）の地下水面到達地点を評価点として評価した。天然バリアの乾燥密度は1.4 Mg/m3、間隙率は0.4として計算した。
サブテーマ1の評価結果により与えられる濃度フラックス境界遮断型処分場の埋立地

観測井戸

クラック
DL±0.00m
現地盤（天然バリア）
解析領域
DL－5.00m
地下水面

評価点
観測井戸ではなく、保守的に、地下水面への到達地点を評価点とする。

図(3)-3

サブテーマ3の天然バリア中の移動抑制に関する解析場44

3-18021.2
1000

漏出点の濃度（mg/L）

漏出速度 （m/day）

1
0.8
0.6
0.4
0.2
0

100

10

1

0.1

0

20

40

60

80

Pb （風化なし）
Cr （風化なし）
Pb （風化あり）
Cr （風化あり）

100

0

20

経 過 年 数

図(3)-4

40

60

80

100

経 過 年 数サブテーマ1の漏出速度の経時変化

図(3)-5

サブテーマ1の漏出点濃度の経時変化

４．結果及び考察＜１＞人工および天然バリアの吸着パラメータに関する文献調査表(3)-1

分配係数 2, 3)

鉱物と土質分類Kd

文献

ベントナイト, イライト

Co-60 (170, 145 L/kg), Cs-137 (510, 1100 L/kg)

Buckley et al.

ベントナイト, 曹長石, 黒雲母

Tc (47.2, 20.7±7.5, 70.5±7.5 cm3/g)

Ito and Kanno

海岸砂 (茨城県東海村)

Sr-86 (62 mL/g), Co-60 (75 mL/g), Cs-137 (314 mL/g)

Ohtsuka and Takebe

黒ボク土

Co-60 (580 mL/g), Sr-85 (52 mL/g), Am-241 (350 mL/g)

Tanaka et al.

粒状安山岩, 砂岩, 石灰岩

Sr-85 (1500, 7800, 1.3 cm3/g)

Akiba andHashimoto砂Pb (2.7~27000 L/kg) , Cd (3.7~1500 L/kg)

IAEA Handbook他

半焼成ドロマイト

3価As (𝐾𝐾𝐹𝐹 = 21.8, 𝑛𝑛= 1.7), 5価As (𝐾𝐾𝐹𝐹 = 32.4, 𝑛𝑛= 5)

Naruse et al.

砂質土壌

6価Cr (𝐾𝐾𝐹𝐹 = 5.28, 𝑛𝑛= 2)

Sakamoto et al.

放射性物質の吸着に関する文献を調査したところ、JAEA-SDB（日本原子力研究開発機のデータベース）によると文献数は約670件、分配係数のデータ数は約46000件以上公開されていることが分かった（表(3)-1）。データ内には岩石、鉱物、粘土等の固相に対して58元素（Ni, Se, Zr, Nb, Tc, Pd, Sn, Sb, Cs, Sm,
Pb, Bi, Po, Ra, Ac, Th, Pa, U, Np, Pu, Am, Cm, Ag, Ce, Co, Eu, Fe, Sr 等）の放射性物質の分配係数データが取りまとめられている。また、重金属に関する文献調査においても鉱物ごとに各重金属等の分配係数や吸着選択性が記載されていた。重金属等に関する文献数は、鉱物に対する吸着能が高い鉛や安定セシウ
ムが多く、吸着能が低い砒素や6価クロムは少ない傾向にあった。特に、海水条件での砒素および6価ク
ロムの吸着試験結果は見つけることができなかった。
吸着パラメータを導出するために記載されている吸着試験方法（引用する吸着試験のガイドライン、
撹拌と固液分離の仕様、データ整理）や試験条件（初期濃度、イオン強度、反応時間）等は統一性がな
く、同じ鉱物に対する有害物質の分配係数は出典元により大きく異なっていた。例えば、鉛の分配係数を比較すると、天然バリア（砂）では2.7~27000 L/kg、人工バリア（ベントナイト）では0.001~62 ㎥/kgと記載されており、引用する文献により値が大きく異なる。このような状況では、どの文献値を吸着パラメータとして使用すればよいか分からず、データの引用に困る。したがって、次節では国内外の吸着試験方法の主要テストガイドラインを比較して相違点をまとめ、データの信頼性が高い分配係数を導出
45

3-1802するための吸着試験方法について模索することにした。
＜２＞吸着試験法と実験による吸着パラメータの取得① ガイドラインの比較①-1 各ガイドラインの考え方
表(3)-2

ガイドラインの相違点まとめ

項目

土対法

US EPA法

原子力学会法

対象試料

土地の土壌

あらゆる土壌

吸着剤等

最低試料量

5g

1g

数g

最低溶液量

0.5 L

無

10 mL

予備試験

無

有

無

液固比範囲

4~200 L/kg

適宜

1~1000 mL/g

最低吸着率

10 %

20 %

無

振とう時間

24時間

適宜

1時間~数か月

吸着等温式

Henry

Freundlich

Henry

環境省の土壌汚染対策法ガイドライン第 3 編（土対法） 4)、米国環境保護庁の吸着/脱離バッチ平衡（US EPA 法）5) 、日本原子力学会の収着分配係数の測定方法（原子力学会法）6) を主要な吸着試験のテ
ストガイドラインとして比較し、各ガイドラインの相違点について表(3)-2 に整理した。土対法や原子力学会法では、対象試料が「自然由来等土壌構造物利用施設を設置する土地の土壌」や「放射性物質の吸着剤等」と限定的だが、US EPA 法は、対象範囲が広く、「様々な環境下での土壌」と記載されている。
ガイドラインによって使用試料の指定が異なり、粒径：2 mm～9.5 mm 以下、最低試料量：1～5 g、試料の経年劣化による物性値測定：pH、全有機炭素量、陽イオン交換容量等、試料の選定に幅がある。これは、吸着パラメータ導出の目的や用途などが異なるためと考えられ、いずれも、試験結果のバラツキ等を抑制する方向で議論された結果と推察される。
①-2 ブランクテストと予備試験
ブランクテストは、吸着試験の吸着質（吸着される物質）が容器内壁へ吸着すること、もしくは容器から溶出しないことを確認するために行う。ブランクテストは、全ガイドラインにおいて必須項目とされており、原子力学会法では吸着剤によって使用容器の推奨素材も明記されている（天然バリア材：ポリプロピレン、人工バリア材：ガラス、その他材料：プラスチック樹脂）。
予備試験は、適正な液固比の目安を得るために行う。予備試験は、US EPA法のみで規定されており、
液固比1，5，25となるように、溶液50 mL（一定量）に対して試料50，10，2 gを使用する。吸着試験での液固比は、予備試験から得られた平衡濃度に有意差がある範囲を判断して決定することとされている。土対法や原子力学会法は、対象試料を想定した液固比が既に明示されており、予備試験は実施しない。液固比が規定されている場合、試料の吸着性能が著しく高い又は低い時に平衡濃度に有意差がなくなる可能性がある。その場合には試験法の規定外での液固比や初期濃度等で評価する必要が生じると考えられるが、その場合の留意事項等については記載がない。吸着試験の液固比は、土対法が4~200 L/kg、原子力学会法が1~1000 mL/g、US EPA法が予備試験により決定した範囲となっている。土対法とUS EPA法
では、信頼性のある分配係数を得るために最低吸着率が設定されている。ここで、信頼性の高い分配係数とは、1点ではなく多点の試験結果で吸着パラメータを求めるため、相関性が高いデータ群により得られた分配係数という意味である。吸着率が0~10 %の場合、測定誤差などの僅かな影響を受けやすく、吸着質の平衡濃度に有意差が無くなるためである。土対法と原子力学会法では、吸着率に幅を持たせた実験を行うことを考慮しているが、高吸着率または低吸着率試料の場合、指定された液固比の範囲内では、平衡濃度が偏った結果になってしまう可能性が考えられる。そのため、試料の種類によっては吸着試
46

3-1802

験の失敗が重なり、再試験の回数が増えてしまうことが懸念される。
①-3 実験操作
溶液中の吸着質が平衡濃度に達するまでの時間（吸着平衡時間）は、試料の種類や特性によって異なるため、振とう時間は吸着試験において重要である。土対法の場合、24時間で平衡濃度に達することを前提とした固定値であり、US EPA法の場合、24時間の振とう時間が適切であるかを4、8，24，48時間振とうによる予備試験から確認する。原子力学会法の振とう時間は、1時間~数か月と範囲が広く、一般に国内では1~2週間、海外では28~35日で実施する例が多いと報告され、国際的にも統一性はない。US EPA
法は科学的であり、原子力学会法は長期的な吸着性能を評価しようとする傾向が伺える。
振とう後の固液分離方法は、遠心分離後に 0.2 ~ 0.45 µm のフィルターを使用したろ過を基本としている。土対法と原子力学会法では、環告 46 号付表 1. (5) 7)に準じて遠心分離を行うが、USEPA 法では 0.2µm よりも大きな粒子を取り除くことができれば遠心分離を実施しない。
①-4 データ整理（吸着等温線、分配係数の導出）
土対法と原子力学会法で導出する吸着等温式は、原点を通る線形近似の Henry（ヘンリー）型である。
Ｘ軸を平衡濃度、Ｙ軸を吸着量とした場合の近似直線の傾きを分配係数としている。US EPA 法では、非線形近似の Freundlich（フロイントリッヒ）型である。土対法では、平均分配係数（液固比データ 3 点と原点を通る線形近似の傾き）の導出が指示されている。しかし、実験値が線形近似にならない場合は、決定係数が 0.8 以上になるまで再試験を行うか、デフォルト値（文献値）を使用するか、実験者の判断に委ねられている。液固比が規定され、初期濃度が想定される汚染濃度相当としてしまうと、得られる分配係数が小さいか、大きい場合には繰り返し試験数が増加する可能性があると推察される。
このように日本国内外、国際的にも試験法に統一性があるとは言えなかった（独立行政法人 製品評価
技術基盤機構 平成 23 年 3 月調査報告書にも同様の報告あり 8)）。
② 土対法およびUS EPA法に基づいた吸着試験結果
土対法、US EPA法の手順に従った場合、実験データは線形近似、プロットが縦に並ぶ、傾きがマイスの線形近似の3パターンに分かれた（図(3)-6, 7）。土対法が対象とする吸着質は汚染物質であるため、Pbだけを対象とすれば線形近似になっており、信頼性の高い分配係数が得られたといえる。US EPA法でもPbは指定された曲線近似になり、試験法の再現性を確認できた。
Pb60

y = 359.29x
R² = 0.9674

40

20

0

Pb

100

吸着量S (mg/kg)

吸着量S (mg/kg)

80

80
60
40
20

0

0.05

図(3)-6a0.1

平衡濃度Ceq (mg/L)

0.15

0

0.2

直線近似（土対法）

00.05

図(3)-7a

47

0.1

0.15

0.2

平衡濃度Ceq (mg/L)

0.25

直線近似（US EPA法）

0.3

3-1802

Fe

Fe

1.5

0.4

吸着量S (mg/kg)

吸着量S (mg/kg)

0.5

0.3
0.2

y = 5.4933x
R² = 0.2731

0.1
0

0

0.01

図(3)-6b

0.02

0.03

平衡濃度Ceq (mg/L)

0.04

プロットが縦に並ぶ（土対法）

R² =0.007-0.239
R²=

0.5

0

0.05

y = 11.464x10

図(3)-7bAs000.00050.001

0.0015

0.01

0.002

0.02

0

0.03

0.02

平衡濃度Ceq (mg/L)

0.04

0.05

プロットが縦に並ぶ（US EPA法）

0.00050.001

As0.00150.002

0.00250.003

吸着量S (mg/kg)

吸着量S (mg/kg)

0.015

-0.01

y = -7.9706x
R²-1.398R²== 0.0038

-0.02

-0.03

y = -0.4092x
R² =0.1547-0.023R²=

0.005
0-0.005-0.01

平衡濃度Ceq (mg/L)

図(3)-6c0.01

直線近似がマイナス（土対法）

図(3)-7c

平衡濃度Ceq (mg/L)

直線近似がマイナス（US EPA法）

吸着質の吸着率は、式(6)より計算できる。ここで、𝑞𝑞: 吸着率 (%)、𝐶𝐶0 : 初期濃度 (mg/L)、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 : 平衡濃度 (mg/L) である。図(3)-6a、7aの平衡濃度が原点に近いプロット2点が吸着率99 %以上となり、平衡濃度が低いほど吸着率が高くなることを意味している。土対法、US EPA法の双方で、吸着率90 %以上のプロットが複数点ある場合、原点を通る線形近似のHenry型または曲線近似のFreundlich型吸着等温式が得られ、決定係数も𝑅𝑅2 = 0.9以上になった。吸着率が5～80 %とバラツキが大きい場合、プロットが縦に並び、吸着等温線の判別が不可能であった。
𝑞𝑞 =�𝐶𝐶0 − 𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 �𝐶𝐶0× 100 ························· (6)

対象となる吸着質が試料から溶出し、その濃度が供与液の初期濃度よりも大きくなる場合、傾きがマ
イナスの近似線となった。土対法で信頼性の高い分配係数が得られた吸着質は、Pb，Znであり、決定係

48

3-1802

数が0.8未満であるが、採用し得る分配係数となったのがCd，Cs，Cuであった。Fe，Co，Niはプロットが縦に並び、As，Se，Srは負の値となった。US EPA法では、指定の非線形近似（Freundlich型）の吸着等温線になったのはPbとZnの

0.9

0.1

1.0E+07

V/m = 100

1.0E+05

大吸着率

小みである。Cs、Cu、Coは信頼性が低く、Cd，Fe，Seはプロ
法令上の汚染物質のみ、特にPbという場合には土対法、US
EPA法も実験を繰り返し実施しなくても分配係数等の吸着

1.0E+03Pb

𝑲𝑲𝒅𝒅 𝒎/𝑽

ットが縦に並び、As，Al，Srは負の値となった。対象物質がAs

1.0E+01

パラメータを得ることが可能であったが、対象物質がそれ以外の場合には、液固比や初期濃度の設定等を改良する必

1.0E-01

Cr

要性が感じられた。
以上の既存ガイドラインで求めた実験値を図(3)-1 の理論に基づいて、液固比が 100 mL/g の場合の試験結果をプロットすると図(3)-8 のようになり、Pb や Cr の𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 は 0.1～0.9の範囲外になった。図(3)-6a で示したように、吸着率が大き

1.0E-030

図(3)-8

0.2

0.4

0.6

𝑪𝒆𝒒/𝑪00.8

1𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 と吸着率

く、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が小さくても、線形等温線の決定係数が大きくなる場合もある。これは、原点を通る線形近似

において、原点近くに実験結果がプロットされる事が要因の１つと考えられる。そのため、決定係数が大きくても、ややバラツキの多い実験データを下にしていることになる。一方、Cr のように吸着率が著しく小さい吸着質や、海水や廃棄物溶出液などの吸着阻害物質が多い溶液条件で吸着率が小さくなる場
合などでは、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 が 1 に近づき、信頼性のある実験結果とならない可能性が考えられる。したがって、予備試験を行って、対象となる吸着質と試料に適した初期濃度や液固比を求め、吸着試験を実施することが必要である。

③ 提案する吸着試験方法③-1 使用試料と使用試薬
真砂土の粒径2 mm以下としたのは、礫より小さい粒径の土質への吸着質の吸着を想定したためである。また、数gの試料に対して粒径2 mm以上の粒子が入ると、吸着試験結果がバラつくと考えたためである。吸着質には、価数が異なる5種類（Pb，Cd，As，Cr，Cs）を選んだ。吸着等温線や分配係数の導出には、共存イオンが影響するため、イオン交換水および人工海水（ニューマリンメリット、㈲マツダ）を使用し、純水系および海水系の2系列で吸着試験した。土壌試料は組成成分のバラツキが大き
いため、最低試料量を1 gとした。最低溶液量は、定量下限値が低い測定機器を考慮して50 mLとした。
③-2 ブランクテストおよび予備試験結果
ブランクテストより、本試験には重金属等を吸着または容器から溶出しないPP製容器を使用することにした。このブランクテストは、使用容器等の文献がある場合、除外しても構わない。鉛を吸着質とした予備試験では、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.1~0.9に最も近い初期濃度条件を採用し、純水系、海水系の暫定𝐾𝐾𝑑𝑑 ′は、712（

𝐶𝐶0 : 100 mg/L）及び349 mL/g（𝐶𝐶0 : 1000 mg/L）であった。どちらの系でも初期濃度10 mg/Lは、吸着質の総量が足りなく、吸着率が約100 %となってしまったため、不採用データとした。適正液固比は、予備試験から得られた𝐾𝐾𝑑𝑑 ′と式(2)によって求めた。式(7)及び(8)に、純水系の計算過程を示す。純水系の場合、式(2)に𝐾𝐾𝑑𝑑 ′ = 712、𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.1または0.9を代入し、 𝑉𝑉/𝑚𝑚 = 79（下限値）、6407（上限値）となった。海水系の場合は、𝑉𝑉/𝑚𝑚 = 39～3139 mL/gの範囲となった。この計算で得られた液固比が、個々の試料、吸着質、溶液条件に最も適した「最適液固比」である。他の吸着質についても、同様に最適液固比を求めた。
𝑉𝑉

𝑚𝑚

=

712 × 0.1
1 − 0.1= 79 𝑚𝑚𝑚𝑚/𝑔𝑔 ··················· (7)493-1802𝑉𝑉𝑚𝑚=

712 × 0.9
1 − 0.9= 6407 𝑚𝑚𝑚𝑚/𝑔𝑔 ················ (8)③-3 本試験結果

溶液

初期
濃度
(mg/L)

適正
液固比(mL/g)

表(3)-3鉛の本試験結果

液固比
V/m(mL/g)

平衡濃度
𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒(mg/L)

吸着量𝑆𝑆(mg/kg)𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0

225

29.5

15279

200

28.6

175

𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0
の判定

採用
の3点

○

✓

0.30

○

✓

13743

0.29

○

✓

5.8

16035

0.06

×

150

17.0

12065

0.17

○

150

217

113524

0.22

○

120

211

91530

0.22

○

✓

100

206

76820

0.21

○

✓

50

107

43337

0.11

○

✓

60

152

49298

0.16

○

250

純水

海水

100

1000

79~640739~3139

32.4

16256

0.33

分配係数
𝐾𝐾𝑑𝑑
(mL/g)

決定係数
𝑅𝑅2

501

0.999

404

0.995

Pbの吸着試験結果を表(3)-3に示す。吸着試験の液固比は、適正液固比条件（純水：79~6407、 海水：
39~3139）を満たす150~250（純水系）、60~150 mL/g（海水系）とした。𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 = 0.1~0.9範囲内の合格データをX軸：平衡濃度、Y軸：吸着量のグラフにプロットし、線形近似したのでHenry型の吸着等温式と判別した。グラフ化した合格データをさらに、決定係数𝑅𝑅2 が最も大きくなる実験値3点に絞り込み、吸着

等温線の採用データとした。式(3)から導出された分配係数 𝐾𝐾𝑑𝑑 は501（純水系）、404 mL/g（海水系）となり、どちらの溶液条件でも𝑅𝑅2 ＝0.99以上であった。海水系は共存イオンによる吸着妨害が影響し、𝐾𝐾𝑑𝑑が小さくなった。

表(3)-4
元素

Pb
Cd
As
Cr
Cs
Pb
Cd
As
Cr
Cs

溶液

純水

海水

本試験結果まとめ（天然バリア）

吸着等温式

Henry
Henry
Henry
Henry
Henry
Henry
Henry
Freundlich(吸着しない)Henry

液固比 V/m(mL/g)

200~250100~200
10~15
2.5~102~850~1208.6~12
2.5~152.5
7~20

分配係数𝐾𝐾𝑑𝑑(mL/g)

501
747
8.9
1.0
7.6
404
4.1
𝑲𝑲𝑭𝑭 = 20, 𝒏𝒏= 2.4029

決定係数 𝑅𝑅2

0.999
0.997
0.994
0.992
0.995
0.995
0.999
0.987
0.999

純水溶媒、海水溶媒を用いた全ての吸着質の吸着試験結果を表(3)-4、図(3)-9~17 に示す。Pb 以外の決定係数𝑅𝑅2 も 0.9 以上であり、信頼性の高い分配係数等を導出することができた。本論で提案する吸着試

験法は、既存方法だと負の分配係数となるような As についても吸着パラメータを求める事が可能であり、非線形近似の Freundlich 型吸着等温式（図(3)-16）として導出された。本研究で提案する吸着試験法
は、最小限の試行回数で吸着パラメータの導出が可能である。

50

3-18023000

y = 500.6x

20000

吸着量S (mg/kg)

吸着量S (mg/kg)

25000

R² = 0.9991

15000
10000
5000
0

0

10

20
30
平衡濃度Ceq (mg/L)

0

40

1
2
平衡濃度Ceq (mg/L)

R² = 0.9944

40
20

0

2

4

6

8

20

10

0

10

0

2

As（純水、Henry型）

図(3)-125000

1200004000

100000

吸着量S (mg/kg)

吸着量S (mg/kg)

図(3)-11

3000
2000
1000
0

0

200

400

12

Cr（純水、Henry型）

20000
0

100

200

300

平衡濃度Ceq (mg/L)

図(3)-14Pb（海水、Henry型）

60

300

吸着量S (mg/kg)

吸着量S (mg/kg)

10

40000

Cs（純水、Henry型）

200
100

0

20

40

60

80

図(3)-15Cd（海水、Henry型）

150
100
50

図(3)-17234

平衡濃度Ceq (mg/L)

5

20

0

図(3)-16

200

1

40

0

100

平衡濃度Ceq (mg/L)

吸着量S (mg/kg)

8

60000

0

400

0

6

80000

600

平衡濃度Ceq (mg/L)

図(3)-134

平衡濃度Ceq (mg/L)

平衡濃度Ceq (mg/L)

0

Cd（純水、Henry型）

30

60

0

3

y = 8.9043x

吸着量S (mg/kg)

吸着量S (mg/kg)0

図(3)-10

80

0

1000

Pb（純水、Henry型）

図(3)-9R² = 0.997

2000

6

Cs（海水、Henry型）

51

2

4

6

平衡濃度Ceq (mg/L)

810As（海水、Freundlich型）

3-1802

提案する吸着試験方法に従った人工バリア（ベントナイト）に対する重金属等の本試験結果は、表(3)5の通りである。溶液条件が海水のみであるのは、ベントナイト層は遮断型最終処分場の施設構造物と天然バリアに挟まれた位置に施工され、事故時には塩類を含んだ漏洩溶液が接触すると考えたためである。
表(3)-5
元素

Pb
Cd
As
Cr
Cs

本試験結果まとめ（人工バリア）

溶液

吸着等温式

海水

Henry
Henry
Henry
(吸着しない)Henry

液固比 V/m

分配係数𝐾𝐾𝑑𝑑(mL/g)(mL/g)

決定係数 𝑅𝑅2

2259
3.7
5.7
0
16

300~12000
12.5~17.5
12.5~25
12.5~40
40~100

0.999
0.999
0.999
0.996

③-4 クロスチェック
信頼性の高い吸着等温線や分配係数等を導Yes出するためには、視覚的に理解しやすいフロー

ブランクテスト（容器の検討）チャートが重要と思われる。外部 2 機関に図(3)- 18 に示すフローチャートを用いた吸着試

吸着・溶出験を委託し、併せて 3 機関で純水系の Pb，Cd，

No

予備試験
= 10~1000 mg/L,

As，Cr，Cs 吸着試験をクロスチェックした（表(3)-6）。吸着試験法の既存ガイドラインにしたを求める

がった場合、 1 回の吸着試験操作で 0～1 つの初期濃度を決定,
最適液固比の計算

吸着質に対する分配係数しか得られなかった。
フローチャートに従った場合、吸着試験を初めて行う実験者でも、1 回の試験で 5 つ中 4 つの

= 10

再試験

吸着試験

信頼性のある吸着等温線および分配係数を得ることができた。Pb，Cd では、適正液固比がNo

79～6407、93～7516 mL/g に対して、吸着試験< 0.1 の場合,
0.9 < の場合,

では 200～500、100～500 mL/g と液固比を低め= 0.1~0.9
3点以上？
高く
低く

Yes

吸着等温式の判別に設定したため、5 水準のうち低液固比側の実線形近似

験 値 が 0.9 < 𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 （不合格データ） と な っ て非線形近似

しまった。このように、吸着率が非常に大きい
場合、適正液固比の下限または上限値に余裕をみて試験すべきといえ、本クロスチェックにおいても、もう少し大きな液固比で実験を行うべ

図(3)-18

Henry型

Freundlich型

提案する吸着試験方法のフローチャート

きであった。適正液固比は、予備試験で求めた暫定𝐾𝐾𝑑𝑑 ′を参考にしているため、吸着試験での最低液固比

は、適正液固比の下限値に対して 2 倍以上に設定する方が失敗は少ないと考えられる。本研究で作成した吸着試験法は、実験者を問わずに再現性が高く、吸着パラメーター（吸着等温式や分配係数）を容易に導出できることが確認された。また、最大 2 回の吸着試験で、確実に分配係数を得られた。

52

3-1802表(3)-6
元素

適正
液固比(mL/g)

Pb

3機関のクロスチェック結果:純水系の重金属等（* 𝐶𝐶𝑒𝑒𝑒𝑒 /𝐶𝐶0 基準合格3点未満）
液固比𝐕𝐕/𝐦𝐦 (mL/g)

分配係数𝑲𝑲𝒅𝒅 (mL/g)

決定係数

NIES

機関A

機関B

NIES

機関A

機関B

NIES

機関A

機関B

79~6407200~250250~500

500

501

577*

540*

0.999

0.769

-

Cd

93~7516100~200

200~500

200~500

747

368

355

0.997

0.936

0.919

As

1~89

10~15

10~25

10~25

8.9

5.2

4.9

0.994

0.997

0.997

Cr

0.3~282.5~102~10

2.5~10

1.0

吸着
せず

吸着
せず

0.992

-

-

Cs

0.5~402~8

3.3~10

2~25

7.6

7.7

6.0

0.995

0.950

0.996

③-5 吸着試験結果に影響する因子吸着試験には、適切な初期濃度および液固比の設定が重要だと分かったが、分配係数には塩濃度
真砂土に対する放射性セシウムCs-137の分配係数について、廃棄物溶出液を使用して電気伝導率を2000 mS/mずつ変化させ、吸着試験したものである。電気伝導率が大きいと溶液中の共存イオン
量が多く、これらのイオンがCs-137吸着に対する

Cs-137の吸着では分配係数が約1/6まで低下して

6000
4000
2000
0

妨害イオンとして働く。海水の電気伝導度は、約4500 mS/mとして知られており、真砂土に対する

Cs137

8000

電気伝導度 (mS/m)（電気伝導率）も大きく関係する。図(3)-19は、

図(3)-19100200

分配係数 Kd (mL/g)

300

40

電気伝導度とセシウム-137の分配係数

しまう。電気伝導度を踏まえず（純水系のみで評価）有害物質の漏洩パターンをシミュレーションすると、想定より有害物質を吸着しないことになり、危険側の予測をしてしまう。よって、シミュレーショ
ンモデルのデータセット構築の際は、電気伝導度の条件も重要である。
＜３＞人工および天然バリアの多重バリア機能に関するシミュレーション評価
埋立廃棄物の風化なしケースについて、二次元断面浸透場における50年経過後の濃度コンタ計算結果
を図(3)-20、(3)-21に示す。天然バリアの分配係数は、海水溶媒を用いた実験結果（表）を採用し、Pbに対して404、Crに対しては0 mL/gを与えた。Crの場合、結果的に吸着しないことから、移流分散によってのみ浸透することになる。評価点でのPbとCrの濃度をぞれぞれ図(3)-22、図(3)-23に示す。Pbは分配係数404 mL/gによって十分にバリア機能が発揮されることが確認できる。一方で、Crの場合には吸着
せずにバリア層を浸透するのでクラックの漏出地点濃度に等しくなり、Crについては自然地盤をバリア層として機能させることは難しいことがわかる。よって、Crについては、埋立廃棄物の溶出抑制を図る
ことが必要といえる。
なお、天然バリアでは移動抑制を期待できない場合、人工バリアとしてベントナイト層等を設置することも考えられる。ただし、ベントナイト層のPbに対する分配係数が198,138 mL/gという極めて大きな値に対して、Crに対する分配係数はゼロであり、ベントナイト層でのCr吸着能には期待することができない。結果として、ベントナイト層は遮水バリアとしてのみ機能するが、遮断型埋立地に浸入した雨水が系外に排出されなくなるため、埋立区画内の廃棄物が水没し、高濃度浸出水が滞留することになる。
この高濃度浸出水を処理する設備が遮断型処分場にはないため、遮水としての人工バリア層を設置するのであれば、底部ではなく上部に設置、もしくは、底部と上部に同時に設置する方が良いといえる。

53

3-1802

図(3)-20濃度コンタ（Pb）：50年後図(3)-21

1000

1.E-4

評価点の Cr 濃度（mg/L）

評価点の Pb 濃度（mg/L）

1.E-3
1.E-5
1.E-6

風化なし
風化あり

1.E-7
1.E-8
1.E-9
1.E-101.E-11
1.E-12濃度コンタ（Cr）：50年後

100

1

0.1
0

20

40

60

80

風化なし
風化あり

10

100

0

図(3)-22

20

40

60

80

100

経 過 年 数経 過 年 数評価点におけるPb濃度の経時変化

図(3)-23

評価点におけるCr濃度の経時変化

５．研究目標の達成状況
文献調査により、吸着パラメータは出典元によって、初期濃度や液固比等の試験条件が異なっていることを確認できた。例えば、同じ鉱物に対する鉛の分配係数は、天然バリアでは2.7~27000 L/kg、人工バ
リアでは0.001~62 ㎥/kgであり、引用する文献により値が大きく異なっていた。また、国内外の吸着試験
方法の主要テストガイドラインも相違点（試料選択のガイダンスからデータ整理方法まで）があることを確認し、信頼性の高い分配係数を導出するための吸着試験方法について模索した。本サブテーマでは“失敗しにくいバッチ吸着試験法”を提案し、吸着試験の失敗原因と改善方法（適正な初期濃度および液固比等）を明確にすることができた。クロスチェックからも、分配係数の決定係数が0.9以上となっていることから吸着試験の再現性を確認できた。遮断型最終処分場の人工および天然バリアにおける数値埋立工学モデルに必要な重金属（鉛、カドミウム、砒素、クロム、セシウム）の分配係数を実験的に導出
し、数値解析によって事故時シナリオを想定した漏洩パターンを明確にできた。また、得られたパラメータを使用して、施設外の天然バリア機能について物質移動評価を行い、Pbに対しては十分なバリア性能（分配係数404 mL/g）を発揮するが、Crに対しては自然地盤は天然バリアとして機能しないことが計算された。提案する吸着試験法にしたがえば吸着試験の繰り返し負荷を軽減できるため、本サブテーマ
では埋立工学モデルに必要な吸着パラメータの提供だけでなく、国内の吸着試験方法の基準づくりに貢献できる成果を明らかにすることまで研究を遂行できた。
６．引用文献1)

安部郁夫: 吸着の化学, オレオサイエンス, 第2巻, 第5号, pp.275~281, 2002.

2)

日本原子力研究開発機構：JAEA-SDB System (https://migrationdb.jaea.go.jp/sdb_j2/sdb_pre_j.html).

3)

JANUS：諸外国における浅地中処分施設設計及び水銀を中心とした分配係数に関する情報収集業
543-1802

務結果報告書, 国立環境研究所, pp. 32~48, 2018.
4)

環境省 水・大気局 土壌環境課: 土壌汚染対策法ガイドライン第3編: 汚染土壌の処理業に関するガイドライン(改訂第4版), 環境省, pp. 283~291, 2019.

5)

United States Environmental Protection Agency: Fate,

Transport and Transformation Test Guidelines

OPPTS 835.1230 Adsorption/Desorption (Batch Equilibrium), US EPA, pp. 53, 2008.
6)

日本原子力学会標準: 収着分配係数の測定方法-浅地中処分のバリア材を対象としたバッチ法の基
本手順: 2002, 日本原子力学会, pp. 1~45, 2002.

7)

環境省：土壌の汚染に係る環境基準について (https://www.env.go.jp/hourei/01/000057.html).

8)

株式会社住化分析センター: 各種試験のテストガイドライン英語文章の内容の比較,
人製品評価技術基盤機構,

pp. 96,

2011.

55

独立行政法

3-1802

Ⅲ．研究成果の発表状況の詳細（１）誌上発表＜査読付き論文＞【サブテーマ１】
1) Sato M., Ishigaki T., Endo K., Yamada M. (2020) Emission Control of Mercury from Stabilized and Solidified
Products under Monofill Conditions. Global Environmental Research, 24 (1), 3-102) Inoue D., Yang J., Takaoka M., Sei K., Ishigaki T. (2020) DNA-based Evaluation of Biological Mercury
Methylation Potential in Waste Landfill. Global Environmental Research, 24 (1), 19-25
3) Ishimori H., Hasegawa R., Endo K., Sakanakura H., Ishigaki T. (2020) Numerical Simulations of Leaching
and Volatilization Behaviors from Stabilized and Solidified Mercury Metal Waste in Landfill. Global
Environmental Research, 24 (1), 11-18
4) Ishimori H., Suzuki T., Sakanakura H., Ishigaki T. (2020) Establishing soil adsorption testing methods forgaseous mercury and evaluating the distribution coefficients of silica sand, decomposed granite soil, mordenite,and calcium bentonite. Soils and Foundations, 60, 496-504
5) Ishimori H., Hasegawa R., Ishigaki T. (2021) Long-term Leaching and Volatilization Behavior of Stabilized
and Solidified Mercury Metal Waste. Journal of Material Cycles and Waste Management, 23, 741-754【サブテーマ２】
1) Tojo Y., Ikeda T., Matsuo T., Matsuto T. (2020) The effect of inside circumstance of the hazardous waste
landfill on the leaching behavior of harmful heavy metals, International Journal of GEOMATE, 18 (66), 129-134（IF:0.27）【サブテーマ３】
1) 三浦拓也、遠藤和人、山田正人, バッチ吸着試験における失敗しない土壌の分配係数の導出方法に関する一考察, 地盤工学会誌（査読中）.
＜査読付論文に準ずる成果発表＞
特に記載すべき事項はない。
＜その他誌上発表（査読なし）＞
特に記載すべき事項はない。
（２）口頭発表（学会等）【サブテーマ１】
1) 北村洋樹, 尾形有香, 永元加奈美, 石垣智基, 山田正人 (2018) 酸性条件下における廃金属水銀の安定化・固型化物からの水銀溶出挙動. 第 29 回廃棄物資源循環学会研究発表会, 29, 491-492.
2) Hiroki Kitamura, Noppharit Sutthasil, Masato Ueshima, Seungki Back, Hirofumi Sakanakura, Tomonori
Ishigaki, Masato Yamada (2019) Preliminary study on mineralogical immobilization of heavy metals inmunicipal solid waste incineration fly ash, Proceedings of the 5th 3R International Scientific Conference on
Material Cycles and Waste Management, Bangkok, Thailand.
3) Hiroki Kitamura, Noppharit Sutthasil, Masato Ueshima, Seungki Back, Hirofumi Sakanakura, Tomonori
Ishigaki, Masato Yamada (2019) Effect of synthesized and neoformed ettringite on immobilization of toxic
metals in municipal solid waste incineration fly ash, Proceedings of the 2019 Spring Conferences of Symposium/ Special Session / the 23rd Korea-Japan Joint International Session of Korea Society of Waste Management,
298-299, Jeju, Korea.

56

3-18024) 北村洋樹, 石垣智基, 山田正人 (2019) 最終処分場における生物学的鉱物化に関与する尿素加水分解
細菌の評価, 第 30 回廃棄物資源循環学会研究発表会, 30, 451-452.
5) Hiroki Kitamura, Masato Ueshima, Seungki Back, Noppharit Sutthasil, Hirofumi Sakanakura, Tomonori
Ishigaki, Masato Yamada (2019) The impact of diatomite on immobilization of lead in municipal solid waste
incineration fly ash, Proceedings of the 5th International Conferen ce on Final Sinks, 2 pages, Vienna, Austria.
6) 北村洋樹, 石垣智基, 山田正人 (2020) 最終処分場から分離した尿素加水分解細菌による生物学的鉱物化能力の評価, 第 41 回全国都市清掃研究・事例発表会, 292-294.
7) Hiroki Kitamura, Tomonori Ishigaki, Masato Yamada (2020) Biomineralization ability of ureolytic bacteria
obtained from waste landfills, Proceedings of the 6th 3R International Scientific Conference on Material Cycles
and Waste Management, Tsukuba, Japan.
8) 石森洋行, 石垣智基, 肴倉宏史, 新井裕之, 遠藤和人, 山田正人 (2020) 遮断型処分場の長期的な環境
安全性評価に向けた特別管理廃棄物の溶出挙動の把握. 第 31 回廃棄物資源循環学会研究発表会, 31,
383-3849) 北村洋樹, 井上豪, 成岡朋弘, 立野雄也, 石垣智基, 長森正尚, 山田正人 (2020) 産業廃棄物最終処分場におけるボーリング掘削コア試料の鉱物組成の違いが重金属溶出性に与える影響の検討. 第 31 回廃棄物資源循環学会研究発表会, 379-380
10) 北村洋樹, 石垣智基, 山田正人 (2021) 最終処分場から分離した尿素加水分解細菌が生成する炭酸カルシウムが有害金属不溶化に与える影響の評価. 第 42 回全国都市清掃研究・事例発表会, 263-265
11) 北村洋樹, 石垣智基, 石森洋行, 山田正人 (2021) 最終処分場から分離した尿素加水分解細菌の液体培養による鉛の不溶化. 令和 2 年度 廃棄物資源循環学会関東支部研究発表会
12) 石森洋行, 石垣智基, 永元加奈美, 山田一夫, 山田正人 (2021) セメント系またはマグネシウム系固化材を用いた特別管理産業廃棄物の溶出低減効果について. 第 42 回全国都市清掃研究・事例発表会,
42, 275-277【サブテーマ２】
1) 横井理南, 東條安匡, 松尾孝之, 松藤敏彦, 黄仁姫 (2020) 遮断型処分場に処分される耐火材からの六価クロムの長期溶出特性とその抑制対策，第 31 回廃棄物学会研究発表会，同予稿集，pp.389-390
2) Tojo Y., Ikeda T., Matsuo T., Matsuto T. (2019) The effect of inside circumstance of the hazardous waste
landfill on the leaching behavior of harmful heavy metals, 5th Int. Conf. on Science, Engineering &Environment, Bangkok, Thailand.
3)吉川倫太郎，東條安匡，松藤敏彦，松尾孝之，山田正人(2019)遮断型最終処分場の稼働状況と搬入物の実態調査, 第 27 回衛生工学シンポジウム
4)横井理南, 東條安匡(2019)遮断型処分場にされる耐火材からの 6 価クロムの長期溶出特性とその抑制
対策, 廃棄物資源循環学会北海道支部ポスター発表会
5)吉川倫太郎, 東條安匡, 松藤敏彦, 松尾孝之（2019）遮断型最終処分場の稼働状況と搬入物実態調査,
廃棄物資源循環学会北海道支部ポスター発表会
6)吉川倫太郎, 東條安匡, 松尾孝之, 松藤敏彦, 山田正人（2019）遮断型最終処分場の稼働状況と搬入物の実態調査, 第 30 回廃棄物学会研究発表会
7)池田泰良, 東條安匡, 松尾孝之, 松藤敏彦, 山田正人（2019）遮断型処分場内部の環境条件が有害重金
属の溶出挙動に与える影響, 第 30 回廃棄物学会研究発表会
8) Kikkawa R., Tojo Y., Matsuto T., Matsuo T. (2019) Study on operation and disposed wastes in hazardous
waste landfill, The 2019 Spring Conference of the Korea Society of Waste Management, Jeju, Korea.
【サブテーマ３】
1) 三浦拓也、遠藤和人、山田正人(2021)土壌のバッチ吸着試験における失敗しない分配係数の導出方
法に関する一考察, 第 14 回環境地盤工学シンポジウム57

3-18022) 三浦拓也、新井裕之、遠藤和人 (2020) 分子構造の異なる第四級アンモニウム塩を使用した福島県内土壌からの Cs137 抽出挙動,第 9 回環境放射能除染研究発表会（３）「国民との科学・技術対話」の実施【サブテーマ１～３共通】
1) 平成 30 年度 廃棄物資源循環学会セミナー「有害重金属廃棄物の長期管理・処分に関するセミナー」（主催：環境研究総合推進費 3-1701、3-1802、廃棄物資源循環学会、2019 年年 3 月 18 日、京都大学東京オフィス 10 階）にて講演
2) 令和３年度国立環境研究所夏の大公開、一般公開セミナー「最終処分場研究の最前線」（主催：国立環境研究所、2021 年 7 月 17 日、Youtube 国立環境研究所チャンネル）にて講演（４）マスコミ等への公表・報道等＞
特に記載すべき事項はない。
（５）本研究費の研究成果による受賞
1) 優秀ポスター賞、The 2019 Spring Conferences of Symposium / Special Session / the 23 rd Korea-Japan
Joint International Session of Korea Society of Waste Management（北村洋樹）
2) 優秀ポスター賞、第 30 回廃棄物資源循環学会研究発表会(北村洋樹)

58

3-1802

Ⅳ．英文 Abstract
Evaluation on Long-Term Environmental Safety of Storage and Disposal Sites for Hazardous Wastes
Principal Investigator: Masato Yamada
Institution: National Institute for Environmental Studies, 16-2, Onogawa, Tsukuba, Ibaraki 305-8506, Japan
Cooperated by: Hokkaido University[Abstract]
Key Words: Specially controlled type landfills, isolation-type landfills, Safety assessment, Computational
landfill engineering, Heavy metals, Multiple safeguard principle
Long-term environmental safety of the waste containing hazardous materials was investigated by evaluating
the effectiveness of various disposal and shielding methods used in landfills. At isolation-type landfill sites inJapan, we investigated the condition of the specially controlled wastes, which is a domestic official name ofhazardous waste, delivered to the site. Sludge, soot, and slag were the major waste items landfilled in current.
Specifically, there was CRT (cathode ray tube) glass scrap containing lead, furnace refractory ceramics
containing chromium, and electric furnace dust containing cadmium and lead. The leaching characteristics ofheavy metals by weathering and the alteration and solubilization characteristics of the above-mentioned wastes in
response to biological activities were also revealed. The reinforced concrete structure of the isolation-type
landfills shall be deteriorated by the effects of reinforcement corrosion and carbonation when exposed to landfill
gas containing carbon dioxide. It suggests that the waste delivering into the isolation-type landfill must be
controlled by the organic content unless it is equipped with the lining materials. The cracking width of thelandfill was estimated to be 0.5 mm in an earthquake event equivalent to Level 1 or 2 earthquake motion, which
is defined by the Japan Society of Civil Engineering. A numerical landfill model was developed for an isolationtype landfill that used reinforced concrete structures, and concentrations and fluxes of heavy metals leaking fromthe site were calculated. Even in the severe assumption with the structural deterioration and earthquake, the leadas a representative of the adsorbable substance would not reach the aquifer. Only when in the case withinundation, lead apparently pollute the groundwater. In contrast, Chromium would be a potential pollutant ofgroundwater due to its low adorability. The artificial barrier beneath the isolated-type landfills has been proved
to attenuate the mobilization of the pollutants. To verify the function of artificial barriers, distribution
coefficients of barrier materials were investigated. Also, the standard method to evaluate the distribution
coefficient was developed to obtain the scientifically validatable parameters.

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