Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図 6.5 軸ひずみー軸差応力の関係：(a) 50 mm 径供試体、(b) 150 mm 径供試体

(a)

(b)

図 6.6 有効応力経路：(a) 50 mm 径供試体、(b) 150 mm 径供試体

#### 6.3.2 堆積廃棄物中の夾雑物が強度変形特性に及ぼす影響

表6.4に夾雑物除去前と除去後の堆積廃棄物試料の供試体の性状とCD試験で得られた強度定数を示す。また、図6.7に夾雑物除去前および除去後の堆積廃棄物試料の軸差応力・体積ひずみ一軸ひずみ関係を示す。図中の実線は軸ひずみと主応力差の関係を、破線は軸ひずみと体積ひずみの関係を示す。

表 6.4 より、有効拘束圧 50 kPa、100 kPa 条件下においては最大軸差応力に顕著な違いが表れておらず、夾雑物除去による影響は殆ど現れていないと判断できる。150 kPa 条件下では木屑除去後の試料の方が最大軸差応力が 59.8 kPa 大きく発現しているが、夾雑物の影響が明確に存在するかは判断し難い。ただし、試料の乾燥密度が夾雑物除去後に大きくなっていることから、圧密特性の差異が強度特性に影響を及ぼした可能性は指摘できる。

ダイレイタンシーに関しても、夾雑物除去前と除去後で大きな変化が現れなかった。内部摩擦角はいずれのケースも35°を上回っており、地盤材料として使用し得る程度の強度を有していると判断できる。
表6.4 堆積廃棄物のせん断試験結果

有効拘束压 (kPa)	初期乾燥密度 (g/cm³)	压密後乾密度 (g/cm³)	最大軸差応力 (kPa)	最大軸差応力時の軸ひずみ(%)	せん断抵抗角φd(度)	粘着力cd (kPa)
夾雑物除去前	50	1.521	1.529	234.7	12.05	35.49	34.36
100	1.546	1.561	407.8	14.96
150	1.560	1.598	512.7	14.93
夾雑物除去後	50	1.549	1.557	201.0	14.96	40.92	8.42
100	1.534	1.550	438.0	14.17
150	1.550	1.569	572.5	12.56

図6.7 軸差応力・体積ひずみー軸ひずみ関係（左：夾雑物除去前、右：夾雑物除去後）

#### 6.3.3 廃棄物中のプラスティック製繊維状物質が強度変形特性に及ぼす影響

まさ士および細長比1.0のプラスティック片混合土の締固め試験の結果を、図6.8に示す。プラスティック片の体積率が高くなるに従い、締固め曲線がなだらかになるとともに、締固め曲線が右下方向に位置し、最大乾燥密度が小さくなっていることから、締固め性が悪くなることが確認できる。これは、プラスティック片の密度（1.13 g/cm³）がまさ土粒子の密度（2.70 g/cm³）と比較して低いことや、変形性の高いプラスティック片の供試体に占める割合が高くなることで、締固めエネルギーが十分に伝播しなかったことが原因であると考えられる。

図6.8 プラスティック片の体積率と締固め曲線（プラスティック片細長比1.0）

図 6.9 体積率が強度変形特性に及ぼす影響（プラスティック片細長比 1.0、 $ D_{c}=95\% $ ）
図6.9は締固め度95%、細長比1.0のプラスティック片混合土の供試体に対する拘束圧150 kPa時のせん断過程を、体積率ごとに示したものである。供試体の圧密後の乾燥密度は図6.9中に表記したとおりである。この結果から、プラスティック片を添加したケースの方が最大軸差応力がより大きくなることがわかり、プラスティック片添加による補強効果が確認された。これはプラスティック片の引張抵抗と、プラスティック片が供試体内で変形することで各土粒子の接点や接触面積が増えたために摩擦抵抗が増加したためであると考えられる。一方で、プラスティック片を添加したケースの方がせん断時の初期剛性が低く、より顕著に負のダイレイタンシー変化が生じていることが確認できる。これらはプラスティック片の変形に伴い土粒子が再配置され、再びプラスティック片の変形が生じた可能性と、プラスティック片自体が変形性に富んだ材料であるため供試体が圧縮されやすくなったことが考えられる。

図 6.10 は締固め度 80%、細長比 1.0 のプラスティック片混合土の供試体に対する拘束圧 150 kPa のせん断過程を、体積率ごとに示したものである。最大軸差応力や初期剛性、軸ひずみは体積率によってほとんど変わらず、図 6.9 に示した締固め度 95% のケースと比較するとプラスティック片添加による影響は小さいことがわかる。このことから、締固め度が高くなるほどプラスティック片と土粒子との噛み合わせが良くなり、せん断特性により大きな影響を及ぼす一方、締固め度が低い地盤においては廃棄物による補強効果は期待できないことが示唆される。

図 6.11 は、プラスティック体積率 5%、締固め度 95% で、細長比が異なる 3 種類のプラスティック片を用いた供試体の、拘束圧 150 kPa 時のせん断特性を示したものである。同一の面積であっても、プラスティック片が細長い方が最大軸差応力が大きく表れた。これはプラスティック片の形状が細長い方が同一荷重に対する変形量が大きく、土粒子との噛み合わせが良くなるためと考えられる。また、細長い形状の方が大きな負のダイレイタンシー変化が生じており、せん断時において間隙構造に合わせて変形が生じやすいことが推測される。

図 6.10 締固め度が強度変形特性に及ぼす影響（プラスティック片細長比 1.0、締固め度 80%）

図 6.11 細長比が強度変形特性に及ぼす影響（体積率 5%、締固め度 95%）

### 6.4 考察

#### 6.4.1 供試体サイズが強度変形特性に及ぼす影響

前述したように、150 mm 径の供試体の非排水せん断強度が低下する原因として、第一に供試体
に含まれる粗粒分の破砕性が挙げられる $ ^{6)} $ 。これは、表6.1に示した圧密過程終了時の間隙比の変化にも現れているが、焼却灰等の粗粒分は比較的破砕性が高く、例えば150 kPaで圧密したときにも9.5 mm以上の粗粒分を含まない50 mm径の供試体と比較して高密度化し、間隙比も低下している。せん断過程においても、同様に粒子破砕が発生し、体積が圧縮傾向になることから高い間隙水圧が発生した。これによって、粒子間に作用する平均有効主応力が低下し、せん断強度の低下、ひずみ軟化挙動の発生が生じたと考えられる。他の要因としては、非排水条件の試験であるものの供試体寸法が大きくなることによって供試体内部の間隙水圧自体が高くなる傾向も影響を及ぼしたと考えられる。いずれにせよ、強度定数自体は供試体寸法による差異がほとんどみられないことを考えると、間隙水圧の挙動の差異によって、粗粒分を含有する150 mm径供試体の非排水せん断強度が大きく低下したと考えられる。

一方で、焼却灰や残土を主体とする廃棄物試料においては、一般的な廃棄物埋立地盤で指摘されるような補強効果による強度改善効果は期待できないと考えられる。したがって、埋立物の構成によって安定解析時の強度設定の考え方に留意する必要があるといえる。また、本研究で対象とする実際の不適正処分場の健全性回復においては、急速な盛り立てや構造物の設置といった急激に荷重が作用するような条件下においては、埋立地盤の安定性への影響が懸念されることから、今後実施する斜面安定解析時においては変形の考慮、および強度定数設定への配慮が必要になる。

#### 6.4.2 堆積廃棄物中の夾雑物が強度変形特性に及ぼす影響

本試料で夾雑物として混入しているのは主に木片である。桜尾ら $ ^{4)} $ は木材チップ混合土を対象に一軸圧縮試験を行い、木材混合量が少ないケースの方がより大きな強度を発現することを示したが、夾雑物除去前と除去後の試料の強熱減量の変化が小さいため本研究の範囲ではせん断強度特性に影響を与えなかったものと考えられる。よって、本試料のように木片主体の夾雑物が質量比で1〜2%の範囲では、強度変形特性に及ぼす影響はほとんどないと判断できる。

#### 6.4.3 廃棄物中のプラスティック製繊維状物質が強度変形特性に及ぼす影響

廃棄物を模したプラスティック製繊維状物質の混合により、地盤の締固め性は悪化するものの締固め度が高い領域での強度変形特性は、剛性が低下するものの最大せん断強度は大きくなることが確認できた。一方で、締固め度が低い領域においては強度変形特性はほとんど影響を受けないことが明らかになった。また、繊維状物質の影響をみると、細長比の大きい形状の物質が混合されている場合がより補強効果が高く、細長比の小さい形状の物質が混合されている場合は母材に近い強度変形特性を呈することが明らかになった。

### 6.5 産業廃棄物を対象とした大型三軸圧縮試験の実施

#### 6.5.1 試験目的

管理型廃棄物最終処分場に埋め立てられた廃棄物を採取して、大型三軸試験（直径300 mm）に供することで、埋め立て廃棄物の強度に係る地盤定数である粘着力Cと内部摩擦角φを得て、土堰堤の斜面安定性を評価するための基礎データを得る。
#### 6.5.2 試験試料

関東地方の管理型産業廃棄物最終処分場に埋め立てられた廃棄物をトレンチ掘削して、2 深度（深さ 1.5 m= 試料 No.1、深さ 3.0 m= 試料 No.2）にてサンプリングを行った。採取した試料を写真 6.1 に示す。なお、採取した試料のうち、粒径 53 mm 以上の礫分は取り除いた。

写真 6.1 廃棄物サンプル（攪乱状態）

写真 6.2 大型三軸圧縮試験装置

#### 6.5.3 試験方法

三軸圧縮試験は JGS 0524 「土の圧密排水（CD）三軸圧縮試験方法」に準じて実施し、供試体直径 150 mm の中型三軸圧縮試験と、直径 300 mm の大型三軸圧縮試験を行った。大型三軸圧縮試験装置を写真 6.2 に、主な試験条件を表 6.5 に示す。試料 No.1 については、供試体サイズの影響をみるために直径 150 mm と 300 mm の供試体を用い、試料 No.2 については、飽和条件と不飽和条件の違いみるために直径 300 mm の供試体を 2 つ作成して比較した。締固め密度は全て 1,390kg/m³ に統一した。

表 6.5 主な試験条件

試料	ケース名	供試体寸法（mm）	圧密排水条件	飽和条件
No.1	1-15	$ \phi $ 150×H300	CD 条件	不飽和
1-30	$ \phi $ 300×H600	CD 条件	不飽和
No.2	2-1-30	$ \phi $ 300×H600	CD 条件	不飽和
2-2-30	$ \phi $ 300×H600	CD 条件	飽和

#### 6.5.4 試験結果

試験結果を図6.12に示す。なお、今回の圧縮試験では軸ひずみ15%を超えても明確なピークが確認されなかったため、軸ひずみ15%を破壊ひずみと仮定して圧縮強さを算出した。

供試体の寸法の影響（ケース1-15と1-30の比較）による強度の差異は認められなかった。今回の試験では53 mm以上を除外しており、廃棄物試料が比較的細かい粒径であったことも影響していると考えられる。飽和条件の影響（ケース2-1-30と2-2-30の比較）については、不飽和状態の方が飽和状態に比較して、全ての垂直応力の範囲でせん断強さが大きくなる結果であった。この傾向は、通常の土壌試料と同様であり、飽和状態に比較して不飽和状態の場合、サクションの影響によってせん断強さが多きくなる傾向が確認された。
試料	ケース名	内部摩擦角 $ \phi $ (°)	粘着力 $ c(\text{kN}/\text{m}^{2}) $
No.1	1-15	36.0	28.4
1-30	36.4	25.2
No.2	2-1-30	35.1	55.0
2-2-30	31.6	36.1

図 6.12 中型・大型三軸圧縮試験（CD 条件）の結果

### 6.6 結論

本研究成果を要約すると以下の通りである。

1）焼却灰を主体とする埋立地盤においては、埋立物による補強効果等は期待できず、主として粗粒分の破砕性が非排水せん断強度の低下やひずみ軟化を引き起こすことが示唆された。

2）非排水せん断強度低下の要因としては、粗粒分の破砕に伴うダイレイタンシー特性の変化、すなわち間隙水圧の上昇による平均有効主応力の低下が挙げられる。その一方で、強度定数自体には大きな差異がみられないことから、供試体の構造変化に起因する大きな強度変化は発生しないと判断できる。

3）木材を夾雑物として含有する土砂系廃棄物埋立地盤においては、質量比で1〜2%程度の夾雑物含有は強度変形特性に大きな影響は及ぼさないことが示された。

4) 廃棄物を模したプラスティック製繊維状物質の混合により、廃棄物地盤の締固め性は悪化する。しかし、締固め度が高い領域での強度変形特性は、剛性が低下するものの最大せん断強度は大きくなることが確認できた。一方、締固め度が低い領域においては、強度変形特性はほとんど影響を受けないことが明らかになった。また、繊維状物質の形状の影響をみると、細長比の大きい形状の物質が混合されている場合がより補強効果が高く、細長比の小さい形状の物質が混合されている場合は母材に近い強度変形特性を呈することが明らかになった。

5) 不適正処分場の斜面安定解析に使用する数値解析ツールの適用性を確認した。実際の解析にあたっては、焼却灰埋立地盤のような比較的透水性の低い場合は急速な盛り立てや構造物の設置といった急激に荷重が作用するような条件での安定性への影響が懸念される。また、廃棄物の混合によって地盤の剛性が大幅に低下することから、強度定数設定における許容変形量の考慮が重要になるといえる。

### 6.7 参考文献

1）地盤工学会（2009a）：土の三軸試験の供試体作製・設置方法，JGS 0520.
2）地盤工学会（2009c）：土の圧密非排水（CU）三軸圧縮試験方法，JGS 0523.

3) 地盤工学会（2009）：土の圧密排水（CD）三軸圧縮試験方法，JGS 0524.

4) 桝尾孝之・伊東浩邦・伊東秀行・中島典昭・三木博史（2010）：木材チップを用いた複合土の力学的特性，土木学会第65回年次学術講演会講演概要集, Vol. 65, pp. 39-40.

5) 山脇敦・島岡隆行・大嶺聖・勝見武・川崗幹生・土居洋一・柴暁利・川井晴至・坂口伸也・小原孝之（2013）：不法投棄等現場の堆積廃棄物の斜面安定評価方法、大成出版

6) Kokusho, T., Hara, T., and Hiraoka, R. (2004): Undrained shear strength of granular soils with different particle gradations, J. Geotech. Geoenviron. Eng., 130(6), pp.621-629.

### 6.8 研究発表・論文発表

義経浩平・矢野賢・乾徹・高井敦史・勝見武（2014）：廃棄物地盤の強度変形特性に及ぼす混入プラスティック片の影響，第49回地盤工学研究発表会，地盤工学会，投稿中

### 6.9 知的財産権取得状況や特許等出願状況

特になし。
（独）国立環境研究所 山田正人

### 7.1 はじめに

施設に保存されている政省令に基づく維持管理記録等を収集し、最終処分場の環境汚染ポテンシャルと安定化を判断する指標として「浸出水」水質のトレンドを取り上げ、浸出水質の形成に及ぼす処分場の特性を検討して、異なる処分場間でトレンドを比較することにより、埋立終了後に浸出水質の安定化の継続を判断する方法について検討した。浸出水水質として、有機物分解に由来する生物化学的酸素要求量(BOD)、化学的酸素要求量(COD)および全窒素（T-N）、ならびに主に焼却残渣に由来する塩化物イオン（Cl⁻）に着目したトレンドの解析を行った。

### 7.2 浸出水中の有機物分解に由来する成分のトレンド解析

#### 7.2.1 方法

8 ケ所の最終処分場（産業廃棄物管理型 1 ケ所、一般廃棄物 7 ケ所）を対象とし、現場担当者にヒアリングを行い、処分場に関わる基本的な事項を把握すると共に、施設のパンフレット、施設整備計画書、生活環境アセスメント等の報告書、廃棄物組成検査と廃棄物搬入量の記録を、また、浸出水の水質検査、浸出水処理施設維持管理等の記録の所在を確認し、施設に保管されていたものをできるだけ全て入手した。

入手した資料より、

1）埋立開始ならびに埋立終了から入手できた記録の直近の年度までの「経過年数」、

2）埋立容積／面積より「埋立平均深さ（m）」、

3）埋立地の立地および構造より「埋立地の形状」、

4）埋立品目毎の重量より「有機性廃棄物率」および「焼却残さ率」、

5）浸出水の処理量／埋立面積から「浸透水量(mm)」

を整理した。また、浸出水情報として各年度における、

6）埋立開始から入手できた記録の直近の年度までの「年間埋立容量ならびに重量」、

7）「年間浸出水量（m³/yr）」（原水量または処理水量）

8）「年平均浸出水質（pH、BOD $$ mg-O_{2}/L $$ 、COD $$ mg-O_{2}/L $$ 、T-N $$ mg-N/L $$ 」

9）年間浸出水量×年平均水質（濃度）より「年間総浸出量（BOD $$ g-O_{2}/yr $$ 、COD $$ g-O_{2}/yr $$ 、T-N $$ g-N/yr $$ ）」

10）各年度の年間総浸出量／累積埋立容積より「単位容積当たりの流出量（BOD $ \left[g-O_{2}/m^{3}\right] $ 、COD $ \left[g-O_{2}/m^{3}\right] $ 、T-N $ \left[g-N/m^{3}\right] $ ）」

を整理した。

なお、年平均浸出水質のデータは入手できたが、年度毎の年間埋立容積や年間浸出水量
が得られなかった年度については、これらデータを以下の方法で推定・補完した。

(a) 年間埋立容積：ある時点までの総埋立容積が判明している場合はそれに合わせて等分に分配、判明していない場合は、欠損とした、

(b) 年間浸出水量：実績が存在する場合にはその平均値、存在しない場合には浸出液処理施設の計画日平均処理量を用いた。

#### 7.2.2 結果と考察

データを入手した処分場の諸元を表7.1に示す。埋立経過年数は、埋立中で相当量の残余容積が残っているところが2ヶ所、埋立終了直前および直後のところが4ヶ所、埋立終了から相当の年数が経過しているところが2ヶ所であった。埋立平均深さは、5m未満のところが3ヶ所、5m以上10m未満のところが3ヶ所、また、10m以上のところが2ヶ所であった。埋立地形状では積上げが1ヶ所、平地等の堀込みが3ヶ所、谷間を埋めているところが3ヶ所、堀込みかつ積み上げているところが1ヶ所であった。

表 7.1 最終処分場の諸元

施設番号	1	2	3	4
経過年数	埋立開始から埋立終了から	yr	18	9	9	12
yr	-1	-1	-20	-17
計画埋立面積	m²	36,950	8,994	12,250	39,000
実績埋立容量	m³	1,495,000	6,355	22,899	140,322
平均深さ	(容積/面積)	m	40	1	2	4
埋立地形状	積上	堀込	堀込	堀込
埋立物性状	有機性廃棄物割合	%	-	0.0	0.0	0.1
焼却残渣割合	%	-	0.0	97.9	80.6
浸出液処理率	(処理量/面積)	mm/yr	365	1,090	942	1,404
施設番号	5	6	7	8
経過年数	埋立開始から埋立終了から	yr	15	20	27	31
yr	-2	14	2	19
計画埋立面積	m²	38,624	18,075	77,397	730,000
実績埋立容量	m³	206,832	112,000	773,970	4,600,000
平均深さ	(容積/面積)	m	5	6	10	6
埋立地形状	堀込積上	谷埋	谷埋	谷埋
埋立物性状	有機性廃棄物割合	%	0.0	-	0.4	60.4
焼却残渣割合	%	84.5	-	99.6	3.7
浸出液処理率	(処理量/面積)	mm/yr	751	-	-	280

埋立物の性状としては、有機性ごみが主体であるところが1ヶ所、焼却灰と不燃物等が主体であるところが4ヶ所、不燃物等が主体であるところが1ヶ所であった。なお、埋立廃棄物の数量が得られなかった処分場については、施設番号1は産業廃棄物の管理型最終処分場であり、建設廃材、廃プラスチック、鉱さいおよび污泥が埋め立てられ、また施設
番号6は焼却灰と不燃物等が主体であった。浸透水量は、1、000 mm/yr以上で水の通りがよいと考えられるところが3ヶ所（MS、KK、HK）、500mm/yr以上1、000mm/yr未満のところが2ヶ所、500mm/yr未満で水が滞留しやすいと考えられるところが2ヶ所であった。なお、施設番号6および7については浸出水処理量に関する情報が得られなかった。

図 7.1 BOD 濃度のトレンド

図 7.2 COD 濃度のトレンド
図 7.3 T-N 濃度のトレンド

浸出水における BOD、COD、T-N 濃度のトレンド（経年変化）を図 7.1～7.3 に示す。BOD および COD は埋立初期にいったん上昇し、以降は下降してゆくというトレンドを示し、埋立開始後 10 年後以降はほとんどが排水基準以下で推移していたが、比較的高い濃度（100 mg·O₂/L 以上）で推移する処分場が高い pH を示していた。T-N は埋立期間に上昇し、埋立終了後に緩慢に低下するというトレンドがみられた。濃度は排水基準値近傍で推移している処分場が多かった。

以上に示した「濃度」のトレンドは、表1に示したような場の特性の影響を受け、それぞれ濃度レベルが異なり、かつ各年の変動が大きく、異なる処分場の間で比較可能な、一般的な示すことが難しい。今回は、比較可能な指標導出の試みとして、年間浸出水量×年平均水質（濃度）より求めた各年度の流出負荷量を、累積埋立容積で除して「単位容積当たりの流出量」を求めた。これは、浸出水量の経年変化に起因する濃度変動の緩和と処分場の大きさの違いの平滑化を意図している。単位容積当たりの流出量は、図7.4～7.6にみられたような濃度の変動が緩和されると共に、各処分場とも漸減するという一般的傾向を示している。この方対数グラフにおけるトレンドを次の一次反応式にフィッテングさせた、パラメータを表7.2に示す。

$$ UL=UL_{0}e^{kt} $$

ここで、ULは単位容積当たりの流出量 $ (\mathrm{g}/\mathrm{m}^{3}) $ 、 $ UL_{0} $ はt=0の単位容積当たりの流出量 $ (\mathrm{g}/\mathrm{m}^{3}) $ 、kは一次反応定数（/yr）、tは時間である。一部の処分場を除いて、BOD、CODおよびT
−N の単位容積あたりの流出量の経時的な減衰は概ね一次反応式で表現できるといえる。

図 7.4 单位容積あたりの BOD 流出量

図 7.5 单位容積あたりの COD 流出量
図 7.6 单位容積あたりの T-N 流出量

表 7.2 一次反応式* $ ^{*} $ へのフィッティングパラメータ

施設番号	1	2	3	4	5	6	7	8
BOD n	18	7	9	12	14	15	13	24
k (/yr)	-0.28	-0.09	-0.40	0.03	-0.16	-0.14	0.10	-0.14
UL0 (g-O2/m3)	3.47	2.57	5.77	2.82	6.21	1.96	-3.71	1.35
r²	0.67	0.15	0.40	0.02	0.76	0.67	0.15	0.51
COD n	18	7	9	12	14	15	13	24
k (/yr)	-0.19	-0.02	-0.45	0.00	-0.17	-0.16	-0.05	-0.16
UL0 (g-O2/m3)	2.94	2.32	6.20	2.99	5.32	2.75	0.49	2.64
r²	0.65	0.01	0.64	0.00	0.71	0.78	0.20	0.67
T-N n	-	-	8	-	14	15	13	24
k (/yr)	-	-	-0.24	-	-0.14	-0.20	-0.12	-0.13
UL0 (g-N/m3)	-	-	4.91	-	4.31	3.32	3.10	2.94
r²	-	-	0.22	-	0.85	0.83	0.71	0.54

#### 7.2.3 まとめ

一部の処分場を除いて、濃度ではなく、単位容積あたりの流出量を用いることにより、浸出水中の生分解性物質由来の BOD、COD および T−N の経時的な減衰が一次反応式で表現できることがわかった。
### 7.3 浸出水中の塩化物イオンのトレンド解析

#### 7.3.1 方法

東北地方、関東地方、中部地方東部17都県の361箇所の一般廃棄物最終処分場に対して施設の諸元と維持管理の状況等を尋ねるアンケート調査を行い、回答があった156施設のうち、放流水中の塩化物イオン濃度と放流水量のデータが3カ年以上得られた40施設を今回の検討対象とした。

解析に用いたデータは埋立開始年、最大5カ年の各年度の埋立容量、放流水中の塩化物イオン濃度および放流水量である。なお埋立地の諸元を示す基礎データとして、表7.3に立地、トレンド解析行った第1年次における埋立開始からの経過年数、トレンド解析を行った第5年次における埋立率（＝第5年次までの累積埋立容量／計画埋立容量）、埋立面積、平均埋立深さ（＝第5年次までの累積埋立容量／埋立面積）、覆土を除いた場合と含めた場合の埋立物中の焼却残渣の割合（共に重量比）を示す。

解析では、時間、浸出水量、年間埋立容量当たりの浸出水量ならびに累積埋立容量当たりの浸出水量に対する、(浸出水中の) 塩化物イオンの濃度、負荷量、累積埋立容量当たりの負荷量の関係を調べた。時間の単位は年とした。以下にそれぞれのパラメータの単位と記号、算出方法を列挙する。なお、浸出水における塩化物イオン濃度は、浸出水処理施設を通過して放流水となってもほとんど変化しないものと仮定して、放流水で測定された濃度を用いた。

· 時間 (T, yr)

浸出水量（Q, m³/yr, アンケート調査で得られた年間処理水量）

• 埋立容量当たりの浸出水量（Q/V，-）=浸出水量（m³/yr）/埋立容量（m³/yr）

• 累積埋立容量当たりの浸出水量 $ \left(\mathrm{Q}/\Sigma\mathrm{V},1/\mathrm{yr}\right)= $ 浸出水量 $ \left(\mathrm{m}^{3}/\mathrm{yr}\right) $ ／累積埋立容量 $ \left(\mathrm{m}^{3}\right) $

· 塩化物イオン濃度（C, mg-Cl/L，放流水で測定された濃度）

• 塩化物イオン負荷量（L, ton-Cl/yr）=年平均塩化物イオン濃度（mg-Cl/L）×浸出水量（m³/yr）×10⁶

累積埋立容量当たりの塩化物イオン負荷量（L/ΣV, g/m³/yr）=塩化物イオン濃度負荷量（ton-Cl/yr）×累積埋立容量（m³）/10⁶
表 7.3 処分場の諸元

no.	1	2	3	4	5	6	7	8	9	10
location	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley
years from start	25	20	6	22	19	6	11	12	29	14
vol % filled amount	78%	94%	60%	28%	82%	32%	70%	92%	87%	61%
area (m2)	180,000	11,000	23,000	350,000	16,000	6,100	24,000	9,200	190,000	13,000
avg. depth (m)	18	5	4	5	6	2	6	5	7	5
wt % ash+APCR	30%	48%	70%	79%	30%	29%	62%	100%	98%	80%
w/o Soil
wt % ash+APCR	23%	38%	65%	69%	21%	25%	52%	-	77%	78%
w/ Soil

no.	11	12	13	14	15	16	17	18	19	20
location	valley	valley	valley	valley	valley	flat	vally	flat	flat
years from start	15	27	14	11	15	7	6	7	11	20
vol % filled amount	99%	103%	88%	72%	65%	102%	65%	34%	43%	66%
area (m2)	11,000	31,000	27,000	9,500	27,000	38,000	25,000	7,100	24,000	42,000
avg. depth (m)	8	10	9	5	3	12	3	1	3	6
wt % ash+APCR	97%	60%	85%	80%	75%	83%	67%	27%	90%	83%
w/o Soil	79%	48%	76%	62%	68%	66%	-	23%	-	-
wt % ash+APCR	79%	48%	76%	62%	68%	66%	-	23%	-	-

no.	21	22	23	24	25	26	27	28	29	30
location	flat	flat	flat	pond	valley	valley	flat	flat	flat	valley
years from start	12	23	19	11	2	35	29	7	6	15
vol % filled amount	76%	98%	87%	102%	42%	98%	68%	75%	121%	59%
area (m2)	30,000	39,000	39,000	19,000	14,000	430,000	78,000	33,000	3,600	7,400
avg. depth (m)	5	5	5	4	3	16	11	4	5	3
wt % ash+APCR	51%	78%	79%	75%	84%	92%	68%	67%	89%	81%
w/o Soil
wt % ash+APCR	-	-	52%	-	68%	-	65%	57%	67%	66%

no.	31	32	33	34	35	36	37	38	39	40
location	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley	valley
years from start	21	6	5	16	8	6	12	20	9	2
vol % filled amount	81%	42%	78%	99%	68%	42%	81%	92%	116%	23%
area (m2)	23,000	17,000	8,100	24,000	16,000	12,000	9,800	30,000	1,700	25,000
avg. depth (m)	8	3	4	12	3	2	7	9	5	2
wt % ash+APCR	43%	75%	22%	65%	87%	92%	67%	33%	89%	74%
w/o Soil
wt % ash+APCR	26%	73%	11%	50%	66%	84%	56%	19%	81%	59%
w/ Soil

#### 7.3.2 結果と考察

各処分場について求めた累積埋立容量当たりの塩化物イオン負荷量の平均値、線形回帰したトレンドの傾きと相関係数の有意水準を表7.4および表7.5に示す。

累積埋立容量当たりの塩化物イオン負荷量は前節で述べたように、浸出水量の経年変化に起因する濃度変動の緩和と処分場の大きさの違いの平滑化を意図した流出量を表すパラメータである。40 施設で求めた平均値は最小 $ 1.56 \, g/m^{3}/yr $ 、最大 $ 5404 \, g/m^{3}/yr $ であり、3
オーダーの差があった。表3に示した埋立経過年数、埋立率、埋立地深さ、埋立物中の焼却残渣の割合等の諸元パラメータの施設間の差は最大1オーダであり、累積埋立容量当たりの塩化物イオン負荷量と諸元パラメータとの間に明確な関係はなかった。

時間経過に対する塩化物イオンの濃度変化（C vs T）は多くの施設で減少のトレンドを示していた。時間経過に対する累積埋立容量当たりの負荷量変化（L/ΣV vs T）では、C vs T で増加のトレンドにあったいくつかの施設で減少のトレンドに変わった。浸出水量変化に対する累積埋立容量当たりの負荷量変化（L/ΣV vs Q）では、多くの施設で水量の増加で負荷量が増加する傾向にあった。塩化物イオンは埋立地内で生物化学的な作用や土壌等との吸脱着の影響を受けず、主には埋立地内での存在量と通水量、通水面積に依存する溶出過程によりその流出量が支配される。したがって、トレンドの評価においては時間との対応よりも、通水量、すなわち浸出水量との対応を見ることが重要であることを示している。

累積埋立容量当たりの浸出水量に対する負荷量変化（L vs Q/ΣV）は、処分場の大きさの違いを平滑化した通水量に対する流出举动を示すものである。L/ΣV vs Q と同様に多くの施設で多くの施設において水量増加で負荷量が増加する傾向にあり、埋立地全体として流出可能な塩化物イオンが残存していることを示している。

埋立容量当たりの浸出水量に対する累積埋立容量当たりの負荷量変化（L/ΣV vs Q/V）が正のトレンドを示すということは、ある年次に埋め立てた廃棄物からの塩化物イオンの流出の影響が大きいことを示している。したがって、このパラメータを中心にして他のパラメータのトレンドと比較することで、処分場からの物質の流出の特徴を評価することができる。

物質の流出が明確に減少傾向にある、すなわち塩化物イオンの残存量が減少傾向にあると考えられるのは施設 No.16、24（図7.7）、31、33である。新しく埋め立てた廃棄物からの流出が卓越すると考えられるのは施設 No.5、6、7、8、10、13、14、15、17、19、25、27、28、29、30、32、35、38、40であり、うち施設 No.8、13、27（図7.8）、32、40はそれが流出濃度を増加トレンドに押し上げている。これまでに埋め立てた廃棄物からの流出が卓越すると考えられるのは施設 No.4、11、12、18、21、22、23、26、39であり、うち施設 No.4、21（図7.9）はそれが流出濃度を増加トレンドに押し上げている。埋め立てた廃棄物全てからの流出が大きいのは施設 No.2と38（図7.10）であり、すなわち塩化物イオンの残存量が減少しにくい状況にあると考えられる。

以上の流出の特徴と表7.3に示した処分場の諸元とは明確な関係がみられない。塩化物イオンのような処分場への透水性を反映する物質の流出挙動は、埋立地の年数や形状よりも、埋立層の密度や短絡流の分布、すなわち締固めや覆土の施工等、埋立施工管理の状況に依存していることが示唆される。
表 7.4 一般廃棄物最終処分場からの塩化物イオンの流出トレンド（その1）

no.	avg. L/ΣV	C vs T	L vs T	L/ΣV vs T	C vs Q	L vs Q	L vs Q/ΣV	L/ΣV vs Q	L/ΣV vs Q/V
g/m3/yr	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	S.L. of r
1	50	-135	-20.92	-8	0.000	0.775	3091.4	0.0002	8.7	**
2	846	94	2.00	17	0.119	5.084	242.2	0.0987	78.1
3	876	-474	-2.23	-75	-0.077	6.798	803.6	0.0623	-23.3
4	7	34	2.26	1	0.007	0.477	1869.1	0.0002	-7.0
5	814	437	-15.10	-201	-0.277	7.747	605.3	0.1012	188.3	***
6	4455	-650	-1.73	-613	-0.762	3.388	39.4	0.2296	-58.1	*
7	2205	-488	-18.35	-233	-0.813	2.562	494.8	0.0419	-944.0
8	1730	83	-2.08	-198	-0.342	0.690	43.8	0.0735	153.7	**
9	217	379	55.63	42	-0.020	-2.174	-2883.5	-0.0017	-2.7
10	1958	-303	0.08	-86	-0.208	5.031	379.7	0.0488	103.2
11	1163	-837	-14.19	-216	0.279	10.395	941.8	0.1288	-46.2
12	243	-248	-0.99	-6	-0.089	0.767	320.9	0.0012	2.5
13	1315	172	7.22	-37	0.289	18.940	2630.7	0.0833	832.2	**
14	582	-450	-0.37	-40	-0.457	1.181	66.1	0.0132	65.8
15	2205	-600	-4.62	-161	0.572	21.309	652.6	0.3334	363.6
16	10	-56	-0.74	-2	-0.011	-0.050	1.0	-0.0002	-2.0
17	4143	-652	1.67	-614	-0.267	0.376	-3.5	-0.0655	281.5
18	2034	-93	-0.74	-317	-0.070	1.482	9.3	0.2345	-37.0
19	2320	-87	-3.59	-169	-0.294	-2.526	57.8	0.0273	62.1
20	263	83	4.39	13	-0.019	0.210	-136.9	0.0026	-18.3

slope of L.R.: slope of liner regression, S.L. of r: significant level of correlation coefficient ( $ ^{*} $ $ \alpha=0.10 $ , $ ^{**} $ $ \alpha=0.05 $ , $ ^{***} $ $ \alpha=0.01 $ )
表 7.5 一般廃棄物最終処分場からの塩化物イオンの流出トレンド（その2）

no.	avg. L/ΣV	C vs T	L vs T	L/ΣV vs T	C vs Q	L vs Q	L vs Q/ΣV	L/ΣV vs Q	L/ΣV vs Q/V
g/m3/yr	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	slope of S.L. of r	S.L. of r	S.L. of r	S.L. of r
21	2507	303	-25.24	-258	0.001	13.483	**	1647.6	**	0.1065	***	-21.8
22	56	-52	-2.44	-12	0.017	0.865	**	179.1	**	0.0042	**
23	843	-201	-1.73	-22	-0.189	3.738	646.2	646.2	0.0208	0.0208	-8.5
24	1648	-2742	-37.39	-677	-1.888	-21.725	-4637.7	*	-0.4081	***	-677.0	***
25	12	8	0.01	-2	-0.004	-0.007	-0.1	0.0008	0.0008	0.0008	5.7
26	276	-53	-78.51	-15	0.000	3.088	14087.1	0.0006	0.0006	0.0006	-2.6
27	950	626	93.22	96	0.018	11.522	*	9319.1	0.0130	**	106.1	**
28	2539	-58	2.59	-129	0.056	10.424	**	419.2	0.0722	0.0722	172.1
29	5404	-828	-8.12	-1447	-0.505	-2.836	49.1	-0.6685	-0.6685	-9.0	-9.0
30	4907	-946	-20.06	-1345	-0.357	-4.230	116.5	-0.2860	-0.2860	-157.8	-157.8
31	550	-316	-8.84	-62	-0.107	-3.030	-587.6	*	-0.0195	*	-22.3	***
32	2527	367	13.05	137	0.088	5.265	-87.9	0.0587	0.0587	86.6	86.6
33	2	-9	-0.01	-1	-0.008	-0.012	-0.4	-0.0004	-0.0004	-0.6	-0.6
34	1114	105	-6.49	-65	0.003	5.586	1134.9	*	0.0233	**	180.1	-180.1
35	1013	-178	-0.03	-74	-0.049	2.627	133.0	*	0.0416	0.0416	42.3	-42.3
36	2723	-260	-3.85	-515	-0.349	-4.629	10.0	-0.3689	-0.3689	-889.6	**	-889.6
37	487	-572	-4.36	-92	0.029	2.952	206.3	0.0454	0.0454	109.7	-109.7	-109.7
38	440	271	18.78	69	0.087	6.191	1708.5	***	0.0229	***	4.7	-4.7
39	7	-20	-0.03	-5	0.445	0.705	2.1	**	0.1080	**	-0.6	-0.6
40	4256	1531	***	-153	-0.297	-0.645	-70.0	0.1000	0.1000	459.0	-459.0

slope of L.R.: slope of liner regression, S.L. of r: significant level of correlation coefficient ( $ ^{*} $ $ \alpha=0.10 $ , $ ^{**} $ $ \alpha=0.05 $ , $ ^{***} $ $ \alpha=0.01 $ )
図 7.7 施設 No.24 の塩化物イオンの流出トレンド
図 7.8 施設 No.27 の塩化物イオンの流出トレンド
図 7.9 施設 No.21 の塩化物イオンの流出トレンド
図 7.10 施設 No.38 の塩化物イオンの流出トレンド
#### 7.3.3 まとめ

埋立容量当たりの浸出水量に対する累積埋立容量当たりの負荷量変化（L/ΣV vs Q/V）を中心にして負荷量の時間または浸出水量に対するトレンドを比較することで、処分場からの塩化物イオンの流出特性を評価することができることがわかった。また、処分場への透水性を反映する物質の流出挙動は、埋立層の密度や短絡流の分布、すなわち埋立施工管理の状況に依存していることが示唆された。

### 7.4 結論

生分解性物質由来の BOD、COD および T−N の経時的な減衰は一次反応式で表現でき、生分解や吸脱着の影響を受けない塩化物イオンの流出特性は流出負荷量の時間または浸出水量に対するトレンドを比較することで評価できることがわかった。

### 7.5 研究発表・論文発表

特になし。

### 7.6 知的財産権取得状況や特許等出願状況

特になし。
# 参考資料 8 最終処分場浸出水の漏洩評価手法に関する検討

福岡大学 田中綾子

### 8.1 研究背景

平成10年に施行された共同命令において、最終処分場における浸出水の地下水への漏洩を評価することが義務付けられ、その評価項目や調査頻度等が規定された。しかし、本命令で規定されている浸出水の地下水への漏水を検知する指標である塩化物イオンや塩類（EC）は様々な物質に含まれているため、海面に隣接する処分場や他に汚染源が存在する場合、最終処分場浸出水の影響であると判断し難い。また、地下水調査の実施方法については地下水の現況調査を主目的する環水管第189号および環水企第92号に準じているが、具体的な調査時期や調査方法についての規定はない。最終処分場における地下水水質調査の目的は最終処分場の影響を早期に発見し、そのリスクを最小化することを目的としているため、確実にその影響を把握できる手法を用いる必要がある。

そこで、本検討では、地下水調査において一般に実施されている採水前パージの必要性について、SS 混入問題と浸出水の漏水検知の観点から検討するとともに、リスクが最大となる調査期間および調査方法についても検討した。また、現行の浸出水の漏水指標を補完する指標として筆者らが提案しているヘキサダイヤグラムおよび希釈換算ヘキサダイヤグラムの汎用性についても4ヶ所の実処分場の調査を行い検討した。

### 8.2 採水前パージの必要性に関する検討

#### 8.2.1 調査地点の概要

調査地点は、浸出水の影響がある地点（井戸 A、井戸 B）、SS 混入量が多い地点（井戸 C）の 3 地点である。井戸 A は汚染源である最終処分場から 10m 以内に、井戸 B は 200m 離れた位置にある。井戸 C は埋立完了直後に汚染が確認されたが、現在では塩化物イオンの濃度が低く、浸出水の影響が小さい井戸である（表 8.1）。また、井戸 B および井戸 C は河川と隣接している。

表 8.1 調査地点の概要

項目	井戸A	井戸B	井戸C
ボーリング孔の孔径(cm)	8	8	8
孔底から水面までの高さ(m)	13.36	8.24	5.68
孔内水量(L)	67.1	41.4	28.5
採水前パージ量(L)	201.3	124.2	85.6
SS(mg/L)	45	86	627
COD_{Mn}(mg/L)	5	4	18
Cl^{-}(mg/L)	130	138	18
特徴	汚染有	汚染有	過去に汚染有SS混入有
#### 8.2.2 調查方法

毛利ら(2005) $ ^{1)} $ は孔内水の3倍の水量を抜き取ることによって、地層水と孔内水が平衡状態となると報告していることから、本調査では孔内水量（孔径および水深から算出）の3倍量を最大採取量とし、2Lずつ採取した。採取した地下水の各種陽および陰イオン濃度を測定し、パージによる地下水性状 $ ^{2)} $ の変化を調査した。また、SS成分の混入および浸出水の漏洩検知に与える影響を評価するために、SS濃度およびCOD濃度の測定を行った。

#### 8.2.3 検討結果および考察

## (1) 採取量と地下水性状の関係

図8.1に各地点におけるパージに伴う地下水のヘキサダイヤグラムの変化を示す。井戸Aではパージ量が増えるにつれて、$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$を除く全てのイオンの濃度が上昇した。また、1倍パージ量以降、パージ量の増加に伴う水質性状の変化は見られなかった。このことから、①処分場外に設置されている観測井には浸出水で汚染された地下水だけでなく、周辺地下水涵養域からの清澄な地下水が侵入するため、浸出水で汚染された地下水は観測井に到達した後に、それら涵養地下水によって希釈されること、および、②その希釈効果はパージによって汚染水が新たに観測井戸内に供給されるため、小さくなることがわかった。すなわち、浸出水の影響を安全側で評価する場合、パージを行い、処分場直下の地下水を導入した方がよいこと、そして、この調査を実施した9月ではその量は孔内水の水量と同量の1倍パージで十分であることがわかった。一方、河川に隣接する井戸Bおよび井戸Cでは、井戸Aと逆に、パージ量の増加と共にイオン濃度が低下する傾向を示した。また、これらの井戸におけるイオン濃度の低下は、3倍パージまで継続して生じた。このことから、パージによって河川水や周辺山林からの涵養地下水がこれらの井戸へ侵入しているものと推測された。このため、涵養地下水が多い場所に設置された井戸の場合、パージは避ける必要があることが分かった。

図 8.1 各地点における採取量毎のヘキサダイヤグラム
また、井戸 A では、調査時期によって井戸内地下水の EC の鉛直分布が異なること(図 8.2)から、汚染地下水の侵入量が調査時期によって異なるのではないかと予想された。すなわち、EC の鉛直分布の状態によって、汚染地下水を観測井戸に誘導するのに必要なパージ量の推定が可能であると考えられた。そこで、EC 値が高い領域の割合（EC 値が高い地下水深/全地下水深）と汚染地下水を誘導するのに必要なパージ量との関係を調査した。その結果、図 8.3 に示すように、両者はほぼ直線関係を示したことから、観測井内の地下水の EC 鉛直分布から必要パージ量を推定することが可能であることが分かった。

図 8.2 EC の鉛直分布の月変化

図 8.3 EC 値が高い領域の割合とパージ量

## (2) パージが漏水指標および環境基準項目に与える影響

まず、パージが SS 成分の混入に与える影響について見ると、河川に隣接する井戸 B および井戸 C では 1 倍パージまでにおいて採取量の増加と共に SS 濃度が上昇した。しかし、1 倍パージ以降における SS 濃度に一定した変化は見られなかった。また、これらの地点では 1 倍パージ以降、$\mathrm{COD}_{\mathrm{Mn}}$ 濃度の低下が見られた。このことから、これらの地点では井戸底部に堆積した泥が巻き上げられると共に、パージに伴う河川水の侵入により滞水層を形成している土壌層の SS 成分も侵入しているものと考えられる。一方、河川から離れた位置にある井戸 A では、1 倍パージ量以上における SS 濃度はそれ以前に比べて低かった。このことから、この地点では井戸底に堆積している泥が採水によって巻き上げられるが、滞水層を形成する土壌層からの SS 成分の侵入は少ないと考えられる（図 8.4）。しかし、$\mathrm{COD}_{\mathrm{Mn}}$ 濃度はパージ量の増加と共に上昇したことから、パージによって処分場直下の汚染地下水が新たに侵入しているものと考えられる。これらのことから、前の調査日からの期間が長い場合、パージした方が良いこと、またのそのパージ量は孔内水量と同量、すなわち 1 倍パージ
ジ量で十分であることがわかった。しかし、観測井周辺に浸出水で汚染されていない水源が存在する場合、パージによってそれら水源の水も観測井に導入され、浸出水の影響が見えにくくなることから、パージ適用に当たっては周辺水源状況を調査する必要がある。

(a)井戸 A

(b)井戸 B

(c)井戸 C

図 8.4 各地点における SS 濃度および $ COD_{Mn} $ 濃度の変化

### 8.3 ヘキサダイヤグラムおよび希釈率換算ヘキサダイヤグラムの汎用性に関する検討

#### 8.3.1 検討方法

浸出水の漏洩の可能性がある W 一般廃棄物最終処分場(図 8.5)、C 産業廃棄物最終処分場、O 産業廃棄物最終処分場および S 産業廃棄物最終処分場の 4 か所において採取した周辺環境水（地下水および河川水）とそれらへの影響要因となる浸出水および処理水の陽および陰イオン濃度を測定し、それらの値を用いて筆者らが提案した希釈率換算ヘキサダイヤグラム 3)，4)を作成することによって、希釈率換算ヘキサダイヤグラムの浸出水の漏水指標としての汎用性を評価した。また、S 産業廃棄物最終処分場の場合、処分場上流側に調査地点が存在しないため、ヘキサダイヤグラムを作成し、それらの比較によって浸出水の影響が判断できるかについても検討した。ただし、C 産業廃棄物最終処分場においては、当該処分
場直下流の観測井 No.1A 地点が処理水が放流されている小川内に設置されており、降水量が多い時期に水中に没する可能性が高い地点であることから、放流水の影響についても検討した。

(a)W 一般廃棄物最終処分場

(b)C 產業廃棄物最終処分場

(C)O 產業廃棄物最終処分場

(d)S 產業廃棄物最終処分場

図 8.5 調査地点の位置

#### 8.3.2 検討結果および考察

まず、W 一般廃棄物最終処分場における希釈率換算へキサダイヤグラムの適用結果について見ると、地下水への浸出水の影響および河川水への処理水の影響を仮定して作成した希釈率換算へキサダイヤグラム(理論値)は、どちらの場合も実測値とすべてのイオンにおいて一致した(図8.6)。このことから、W 一般廃棄物最終処分場においても汚染源の特定方法として希釈率換算へキサダイヤグラムは有用であることがわかった。ただし、当該最終処分場の場合、下流井戸の地下水のヘキサダイヤグラム(実測値)は浸出水のヘキサダイヤグラムとほぼ等しく、浸出水量の地下水量に占める割合が高いことから、実測のヘキサダイヤグラムの比較によって汚染源の特定が可能であった。

次に、産業廃棄物の最終処分場の結果についてみると、C産業廃棄物最終処分場の場合も
浸出水を汚染源と仮定して作成した下流地下水の希釈率換算ヘキサダイヤグラムは実測値と濃度およびイオンバランスともに類似した（図8.7）。このことから、筆者らが浸出水の漏水を検知するための指標として提案している希釈率換算ヘキサダイヤグラムは、本最終処分場においても適用可能であることがわかった。ただし、図8.8に示すように、バックグラウンド地下水に当該処分場の左岸側の地下水（No.1Aより上流のNo.3Aおよび下流のNo.1B）を用いた場合が右岸側の地下水（No.1）を用いた場合に比べて、実測値との類似性が高かった。つまり、浸出水の影響が推測されるNo.1A地点はNo.3AやNo.1Bと同一地下水系にあるものの、No.1とは異なる水系にあると考えられる。また、同一水系にある場合、バックグラウンドとして用いる地下水は必ずしも上流でなくても問題ないことがわかった。No.1A地点への本処分場処理水（放流水）の影響の可能性については、図8.9に示すように、浸出水および放流水どちらを汚染源と仮定した場合も、理論値のヘキサダイヤグラムの濃度及形状は等しく、今回の調査ではどちらの影響が大きいか判断できなかった。これは、浸出水の影響が表れにくい3月の調査となったためであると考えられる。

次に、上流地点がない S 産業廃棄物最終処分場の場合についてみると、浸出水の流入量が多い場合(井戸 1 又は井戸 4)、地下水とその直上流の浸出水(浸出水又は浸出水 B および浸出水 C)のヘキサダイヤグラムの形状はほぼ一致すること(図 8.10)から、両者の比較によって浸出水の影響を評価できる。しかし、浸出水の影響が小さい場合(井戸 2 および井戸 3)、ヘキサダイヤグラムの形状を比較する方法ではその影響要因を特定できないことがわかった。以上の結果から、希釈率換算ヘキサダイヤグラムは埋立廃棄物の種類が異なる最終処分場においても適用が可能であると言える。

一方、O産業廃棄物最終処分場では、上記3つの処分場の場合と異なり、浸出水を汚染源と仮定したヘキサダイヤグラムの理論値(希釈率換算ヘキサダイヤグラム)は実測値と異なる濃度および形状を示した(図8.11)。当該処分場は安定型処分場であるため、廃止基準施行以前埋立処分された下層部には浸透水の採取設備がなく、現有の浸透水と地下水に浸入している浸透水が異なる可能性が高い。このために、本検討で用いている希釈率換算ヘキサダイヤグラムによって、汚染源が特定できなかったものと考えられる。

図8.6 W一般廃棄物最終処分場周辺地下水および河川水の希釈率換算ヘキサダイヤグラム
(a)12月調査

(b)2 月調査

図 8.7 C 産業廃棄物最終処分場周辺地下水希釈率換算ヘキサダイヤグラム

(a)12月調査

(b)2 月調査

図 8.8 希釈率換算ヘキサダイヤグラム作成におけるバックグランドの比較 (C 産業廃棄物最終処分場)

図 8.9 放流水を汚染源とした場合の周辺地下水の希釈率換算ヘキサダイヤグラムの比較 (C 産業廃棄物最終処分場)