Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図 8.10 S 産業廃棄物最終処分場周辺地下水のヘキサダイヤグラム

図 8.11 O 産業廃棄物最終処分場周辺地下水の希釈率換算ヘキサダイヤグラム

### 8.4 浸出水の影響が最大となる調査期間に関する検討

#### 8.4.1 検討方法

本検討では、浸出水の影響が確認されている最終処分場直下の観測井において以下の方法で実施した。月に1回、観測井戸内の地下水を孔内水量（1倍パージ量）の3倍量（3倍パージ量）まで採水器2杯(約2L)ずつ採取し、現位置でECの測定を行った。また、採取した試料のうち、1倍パージまで約4L毎に、それ以降においては約10L毎に分取した地下水試料を持ち帰り、ヘキサダイヤグラム作成に必要な7種の陽イオンおよび陰イオンの計測を行った。孔内水の採取に当たっては、まず、観測井内の水位を計測し、孔内水量(1倍パージ量)を算出した後、採水を開始した。また調査日に、採水地点の汚染源と予想される埋立区画の浸出水を1L採取した。今年度は例年と異なり、梅雨期間の降水量は300mm/期間以下と少ないが、8月30日~31日の二日間に263.5mmの大きな降水が見られた。

#### 8.4.2 検討結果および考察

各月の採取量毎のECの変化を図8.12に示す。2013年8月7日、9月30日、10月21
日および12月16日は採取量の増加に伴う濃度変化がわずかであった(図8.12)。また、これらの調査月の3倍採取量（3倍パージ量）におけるEC値およびCl⁻濃度はほぼ等しい値であった。このことから、これら調査月(パターン①)において地下水汲み上げによって孔内へ誘導された汚染地下水は同一のものと予想される。

一方、2013年6月17日、9月2日および11月25日は、採取量が増加すると共にEC値が上昇し、6月17日、9月2日(パターン②)では2倍パージ以降、11月25日では1倍パージ以降、変化がほぼ見られなくなった（図8.12）。また、6月17日および9月2日では、値が一定となった採取量におけるEC値は等しいものの、その値は、他の調査月の値に比べて低かった。これらの結果から、これら2つの調査月のうち6月17日では汚染地下水量が少ないこと、9月2日では多量の降雨によって発生した清澄な地下水の侵入量が浸出水の地下水への侵入量に比べて多いことが考えられる。9月2日と同様に、11月25日(パターン③)においても調査前1ヶ月間の降雨量259mm/月と8月7日、10月21日および12月16日(25～73mm/月)に比べて多いことから、9月2日ほどではないが、孔内水への清澄な地下水の流れ込みが起きているものと予想される。

図 8.12 地下水の汲み上げ量(パージ量)と EC 値の関係

次に、地下水の汲み上げ（パージ）によって孔内に誘導された汚染地下水が浸出水由来の汚染地下水であるのか、また、その汚染地下水は調査月に関係なく同一なのかを明らかにするために、3倍パージ後の地下水のヘキサダイヤグラムを比較した。

その結果、EC値の採取量毎の変化から浸出水によって汚染された地下水で観測井孔内が満たされていると判断した8月7日、10月21日および12月16日では、パージ量が増加してもヘキサダイヤグラムにほとんど変化が見られず、これら3つの調査におけるパージ前のヘキサダイヤグラムの形状は等しかつた(図8.13(a))。このことから、これら調査日の地下水は同一の地下水であることがわかった。
これに対して、EC値からパージすることによって汚染地下水を誘導できると判断された6月17日、9月2日および11月25日のヘキサダイヤグラムは、パージ前のイオン濃度が低く、パージ量の増加と共に$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$を除く5種のイオン濃度が上昇した(図8.14(a),(c),(f))。特に浸出水中に高濃度に含有されている3種の陽イオンと$\mathrm{HCO}_{3}^{-}$濃度の上昇が多かった。また、それらの3倍パージ量のヘキサダイヤグラムの形状は、8月7日、9月30日および10月21日の形状と類似していた(図8.13(b))。特に、11月25日のヘキサダイヤグラムは濃度レベルもほぼ等しかかった(図8.13(c))。これらの結果から、これらの調査月においてもパージによって孔内に誘導された汚染地下水は浸出水由来の汚染地下水であると考えられる。以上のように、月によって必要パージ量が変化していること、そして、その変化に降雨量が影響しており、汚染地下水量は多雨後に増加するものの、清澄な地下水量も増加することから、それによって汚染地下水が希釈されるため、多雨直後の調査を避ける必要があることがわかった。また、汚染地下水量の増加は、清澄な地下水量の増加に比べて遅く、比較的長い期間続くことから、汚染の影響を捉えるためには、多量の降雨(300mm/月以上の降雨)から約1.5ヶ月後〜3ヶ月後までの期間(8月〜10月)に実施した方がよいこと、そして、この期間においては、パージの必要がないことがわかった。ただし、この期間であっても9月2日や11月25日のように、調査前に約500mm/月や250mm/月の降雨がある月での調査を避ける必要があることも明らかになった。

-□・10月21日(パージ前) -○-11月25日(3倍パージ)

(c)パターン①のパージ前とパターン②の3倍パージ

図8.13 パターン①のパージ前とパターン①および②の3倍パージ後の地下水の同一性
一八一ジ前-△-1倍パージ-□-2倍パージ…○·3倍パージ(b)8月7日

♦パージ前 -△-1倍パージ -□-2倍パージ ⋯⋯3倍パージ (f)11月25日

(g)12月16日

図 8.14 武節 No.13 地点における各月のパージ量毎のヘキサダイヤグラム
### 8.5 まとめ

埋立地浸出水による汚染が確認されている地点で採水前パージを行い、漏水検知のためのモニタリングの際に採水前パージが有効であるか検討した。その結果、採水前パージは浸出水の影響を検知するために有用であること、ただし、周辺に涵養地下水域や河川が存在する場合、パージを避ける必要があることがわかった。また、浸出水の影響が最大となる調査期間については、多量の降雨(300mm/月以上の降雨)から約1.5ヶ月後～3ヶ月後までの期間(8月～10月)に実施した方がよいこと、そして、この期間においては、パージの必要がないことがわかった。ただし、この期間であっても9月2日や11月25日のように、調査前に約500mm/月や250mm/月の降雨がある月での調査を避ける必要があることも明らかになった。さらに、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については、埋立廃棄物の種類が異なる4か所の最終処分場において調査した結果、汎用性が高いことがわかった。ただし、適用に当たっては、適切なバックグラウンド地点および廃棄物層底部からの浸透水や浸出水を採取することが重要であることもわかった。

### 8.5 参考文献

1)毛利光男、加瀬隆雄、貫上佳則：観測井地下水の濁りに関する調査研究、水環境学会誌、28(4), 281-286（2005）

2) Ayako Tachifuji. and Yasushi Matsufuji.: Utility of ion balance as leachate leakage indicator for monitoring groundwater surround landfill, Proceedings of fThe fourth Asia-Pacific Landfill Symposium, 45-50 (2006)

3)中村敦之、立藤綾子、松藤康司：埋立地浸出水の漏水指標に関する研究～希釈率換算ヘキサダイヤグラムの有効性～、第31回全国都市清掃研究・事例発表会講演論文集、241-243、(2010)

4)立藤綾子、松藤康司：最終処分場浸出水の漏水指標としての「希釈率換算ヘキサダイヤグラム」の有用性－塩化物イオン濃度による希釈率の算出とヘキサダイヤグラムへの適用－、都市清掃、64（300）、193~201、（2011）

### 8.6 研究発表・論文発表

1) Ayako Tachifuji, Yasushi Matsufuji, Hiromi Sawamura and Kazuto Endo; MONITORING METHODS FOR DETECTING POLLUTION OF GROUNDWATER BY LANDFILL LEACHATE, Proceedings of 17 $ ^{th} $ Korean and Japan Joint International Session, pp.151-153 (2013)

### 8.7 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 9 処分場ガス発生ポテンシャル試験と将来予測

（独）国立環境研究所 石垣智基

### 9.1 はじめに

廃棄物最終処分場の維持管理期間を予測・推定するにあたっては、埋立廃棄物の安定化進行度を評価し、その継続期間（安定化が終了するまでの残存期間）を推定することが必要である。安定化過程において、埋立層内における微生物反応が化学反応、物理的な反応、および物質移動などと同じく重要な役割を果たしていることは広く知られている。特に、有機物および無機物の生物的変換にともなう埋立物の変成だけでなく、物質移動性に与える影響ならびに埋立層内の雰囲気の形成に与える影響などが、生物反応の重要性として挙げられる。すなわち、生物反応の活性ならびに生物変換を受ける固形物成分を対象として処分場安定化挙動を評価することで、安定化メカニズムの詳細な解明と、安定化に要する期間の推定が可能になるものと期待されている。特に、埋立地の安全性および跡地利用を考える上で、埋立地内の廃棄物分解活性の低下と、それに伴うガス発生の減衰を評価することはきわめて重要な意義を有すると考えられる。埋立層内の嫌気性条件下において生物分解可能な成分が残存していることは、廃棄物の分解が充分進行していないことを意味しており、直接的な有機性汚濁の要因となるだけでなく、廃棄物分解が進行しない原因（有害物質の混入、高濃度塩類の蓄積）などが、二次的な環境汚染リスクに関係することも考えられる。本章では、生物学的な物質変換のエンドポイントであるガス発生挙動を対象として、埋立廃棄物のガス発生ポテンシャルの評価手法を確立するとともに、ガス将来予測に資するパラメータを算出した。

### 9.2 実験手法

#### 9.2.1 測定対象試料について

ガス発生ポテンシャルを評価する試料について以下の地点より採取した。(a) 中間処理された産業廃棄物および一般廃棄物焼却灰などを埋め立てられた海面処分場 A 管理型区画（埋立開始平成元年、残土受入継続中）において掘削した2地点の試料を対象とした。採取地点の内訳は、C 地点では3 m(AC11-3, AC112-3)、および4 m(AC11-4)、D 地点では深度2 m(AD11-2)、深度3 m(AD11-3)、深度4 m(AD11-4)、いずれも土壌混じり焼却灰様試料であった。(b) 上記と同様の廃棄物を埋め立てた海面処分場 KS（埋立開始平成13年、廃棄物受入継続中）において掘削された2地点の試料を対象とした。試料を採取した地点と内訳については、23-1地点の深度2-3 m(KS-1)、および13-14 m(KS-3)、23-2地点の深度2.5 m(KS-2)、深度8.5 m(KS-6)、深度11.5 m(KS-8)、いずれも土壌混じり焼却灰様試料であった。(c) 産業廃棄物の燃えがら、一般廃棄物不燃残さ、焼却灰などを主体に受け入れている処分場 Y のY 区画（埋立開始平成5年、平成18年受入終了）における掘削物のうち、焼却灰主体(Y-ash)、不燃残さ主体(Y-uncom)、ならびに両者の混合様態の試料(Y-mix)。(d) 不燃残渣の埋立地として供用されてきた旧処分場 K（平成3年～供用中）における掘削試料として、土壌様の細粒分を主体とする試料（K-S）ならびに廃建材様の木くずを含む試料(K-W)。(e) 木くず、污泥、金属くず、鉱さい等が混合して埋め立てられた産業廃棄物処分場 S で得られた試料(S-1109)。(f) 燃えがら、污泥、木くず、建設廃材等が混合して埋め立てられた産
業廃棄物処分場 O で得られた試料(污泥混じり土壌様)。(g) 災害廃棄物仮置場にて採取された、選別残さ試料(DN)および畳破砕試料(DI)を試験に供した。

#### 9.2.2 固形物三成分の評価

白磁皿に一定量の試料をはかり取り、110℃で4時間乾燥し、デシケータで放冷した後、質量を測定し、水分率を求めた。また、白磁皿に一定量の試料をはかり取り、800℃で2時間燃焼させ、デシケータで放冷した後に質量を測定し、灰分率を求めた。可燃分率は固形物全体量から水分率および灰分率を差し引いて算出した。

#### 9.2.3 元素組成の評価

乾燥、破碎した測定試料を元素分析計 vario(エレメンタール社製)を用いて、アセトアニリドを標準試薬として試料中の元素組成を得た。

#### 9.2.4 固形廃棄物の酸素消費に伴う生物分解可能な有機物量の評価

BOD センサーシステム(アクタック)を用いて行った。500 ml 容褐色ビンに、あらかじめ酸素飽和状態にした無機塩培地(リン酸水素ニカリウム 21.75 mg/L、リン酸二水素カリウム 8.5 mg/L、リン酸水素ニナトリウム 12 水和物 44.6 mg/L、塩化アンモニウム 1.7 mg/L、硫酸マグネシウム七水和物 22.5 mg/L、塩化カルシウム 27.5 mg/L、塩化鉄(Ⅲ)六水和物 0.25 mg/L)を 225 ml 分注入した上で、ミキサーで粉砕し粒径 1 mm 以下のものを選別した測定試料を適量添加した。植種菌としては Fill and Draw 方式で合成下水(成分：グルコース 101 g/L、グルタミン酸ナトリウム 33 g/L、酢酸アンモニウム 43 g/L、リン酸二水素カリウム 8.5 g/L、リン酸水素ニカリウム 21.75 g/L、リン酸水素ナトリウム 12 水和物 44.6 g/L、塩化アンモニウム 1.7 g/L、塩化カルシウム 27.5 g/L、塩化鉄Ⅲ六水和物 0.25 g/L、および硫化マグネシウム 10.99 g/L)を用いて培養している活性污泥を用いた。植種に際しては活性污泥 25 ml を採取し、8000×g、10 分間遠心分離した上で上澄液を捨て、滅菌水 25 ml を加える洗浄操作を 2 回繰り返し行い、最終的に MLSS 濃度で 20 mg/L となるよう調整して添加した。さらに、硝化阻害剤として、N-アリルチオ尿素を 10 ml/L 加え、20 ℃で培養を開始した。褐色ビン内には、二酸化炭素の吸収剤として 45 % 水酸化カリウムを 4 滴気相部で保持し、培養期間中における有機物の生物分解に伴って生成される二酸化炭素が吸収されることで生じる圧力の変化を付属の圧力センサーで感知することで酸素消費量を測定した。培養に際しては無植種コントロールおよび試料を加えないブランク試験を用意し、同時に実験を行った。

#### 9.2.5 嫌気条件下における固形廃棄物の安定度評価

500 ml 容セパラブルフラスコにイオン交換水 250 ml を入れ、121 ℃, 20 分のオートクレーブで滅菌した上で測定対象試料 10 g を加え、植種菌を加えた。植種菌としては合成下水で培養した嫌気消化污泥を用いた。50 ml 遠沈管に必要量をとり、3500×g で 5 分間遠心分離した上で上澄液を捨て、最終的に MLSS 濃度で 60 g/L になるよう滅菌水で調整した上で添加した。ガス採集用ステンレス管を 2 本刺したシリコン栓で密栓し、窒素ガスで置換した上で 37 ℃ で培養を行った。発生したガスはガス採集管からガスバッグに採取し分析に供した。発生ガス中メタンおよび二酸化炭素濃度の測定には、水素炎イオン化検出器およびメタナイザーの付随したガスクロマトグラフGC390（ジーエルサイエンス，東京）を用いて行った。有機物の嫌気性分解による分解性有機物量
については、以下の Buswell のメタン発酵の理論式 (Bockreis, et al. 2007) を用いてメタンと二酸化炭素の発生量から、嫌気的に分解された有機物量を求め、試料の分解性有機物量中に占める割合から理論的分解率を求めた。

$$ \mathbf{C}_{\mathrm{n}}\mathbf{H}_{\mathrm{a}}\mathbf{O}_{\mathrm{b}}+\left(\mathbf{n}-\frac{\mathbf{a}}{4}-\frac{\mathbf{b}}{2}\right)\mathbf{H}_{2}\mathbf{O}\rightarrow\left(\frac{\mathbf{n}}{2}+\frac{\mathbf{a}}{8}-\frac{\mathbf{b}}{4}\right)\mathbf{C}\mathbf{H}_{4}+\left(\frac{\mathbf{n}}{2}-\frac{\mathbf{a}}{8}+\frac{\mathbf{b}}{4}\right)\mathbf{C}\mathbf{O}_{2} $$

表 9.1 対象試料の物理化学的性状

水分	可燃分	灰分	C(%)	H(%)	N(%)	S(%)	O(%)
AC11-3	25%	6.4%	68%	3.1	1.1	0.08	1.5
AC11-4	25%	6.4%	68%	2.5	0.82	0.08	0.71
AD11-2	38%	13%	49%	3.5	1.6	0.07	1.1
AD11-3	33%	7.8%	59%	3.3	1.3	0.11	1.3
AD11-4	33%	10%	57%	4.6	1.3	0.12	0.95
KS-1	22%	5.7%	62%	2.1	0.48	0.05	0.59
KS-3	23%	5.0%	72%	2.1	0.47	0.06	0.32
KS-2	29%	6.3%	65%	2.0	0.74	0.04	0.68
KS-6	15%	2.5%	83%	1.9	0.60	0.05	0.42
KS-8	24%	4.0%	72%	1.8	0.62	0.05	1.24
S-1109	43%	9.9%	47%	8.37	1.45	0.24	1.86	5.0
Y-mix	20%	14%	66%	10.4	1.83	0.28	0.38	29
Y-ash	17%	9.7%	74%	6.93	1.23	0.20	0.34	23
Y-uncom	11%	16%	73%	12.7	1.58	0.35	0.20	43
AC112-3	33%	5.2%	62%	3.3	0.96	0.06	0.10	4.2
K-S	21%	5.5%	74%	1.3	0.87	0.07	-	48
K-W	18%	5.1%	77%	1.2	0.88	0.07	0.012	49
O1-3	69%	16%	14%	30.5	5.0	2.6	-	25
DN	23%	11%	66%	6.8	1.2	0.3	0.034	-
DI	37%	26%	37%	21.3	3.0	1.2	0.073	10

### 9.3 実験結果および考察

#### 9.3.1 ガス発生ポテンシャルの評価

対象試料の生物分解性有機物含有量ならびにガス発生ポテンシャルの評価結果を表9.1に、ガス発生挙動の一例を図9.1に示す。また、生物分解性試験より得られた結果から算出された生物分解性有機物含有量、嫌気的ガス化可能有機物量、ならびに嫌気的ガス化可能有機物のガス化速度を一次反応に従うと仮定した場合の速度定数についてあわせて図9.2に示す。
図9.1 メタン発生挙動の評価

図 9.2 生物分解性ポテンシャルおよびパラメーター覧

嫌気的なガス化可能成分の残存については、A処分場のAD11-2、AC112-3、KS処分場のKS-1、KS-2、KS-6、KS-8、Y処分場のY-ashおよびY-mix、仮置場DNのように、嫌気的なガス化が確認できなかった試料群と、A処分場のAC11-3、AC11-4、AD11-3、AD11-4、K処分場のK-S、K-Wのように生物分解性有機物のほとんど(40%から100%)が嫌気的にガス化可能な成分によって占められている試料群が挙げられた。前者については、当初から生物分解性の有機物量が少なく、嫌気的ガス化可能成分が充分含まれていなかったことが要因と考えられる。また、後者については、生物分解性有機物が埋立層内で分解が充分進んでいない状況となっていることが考えられる。特に、深度3m以深の試料は両処分場とも内水面以下であり、水の移動性が著しく低く、埋立物からの溶出・拡散も起こりにくいことから、含有されている分解性有機物が保存された状態になっていることが推測される。廃止の観点からは、内水位が大きく移動しない限り急な嫌気的なガス発生が開始することは考えにくく、「ガス発生量が増加しないこと」という廃止基準に抵触するような事態には至らないと考えられる。一方で、少量ながらでもガス化可能成分が残存していることは、長期的なガス発生のリスクを残すことになることから、環境変化を伴うような将来的な上部利用には充分留意することが肝要である。
一方、KS 処分場 KS-3 試料、Y 処分場 Y-uncom 試料、ならびに S 処分場 S-1109 試料は、残存する生物分解性有機物量に対して、やや低い割合(10%-20%程度)での嫌気的ガス化可能成分が検出された。埋立時からの嫌気的な分解により、嫌気的にガス化可能な成分は現象しているが、それ以外の有機性成分が残存していることが考えられる。特に、KS-3 および Y-uncom 試料のガス化速度定数はそれぞれ 0.030 $ (y^{-1}) $ および 0.017 $ (y^{-1}) $ ときわめて低いことから、今後も緩やかにガス排出が継続することが考えられる。

O 処分場の O1-3 試料および仮置場 KI 試料については、100 mg/g (10%) 以上と、他の試料に比べて高い生物分解性有機物含有量を示した。O1-3 は污泥様であるが、埋立期間も長く嫌気的ガス化可能成分の残存割合はやや低い (12%) が、それでも 13 mg/g (1.3%) のガス化可能成分が残存していることから、引き続き同サイトでのガスの放出には留意する必要がある。他方、災害廃棄物 (畳) 破砕試料の DI は、嫌気的ガス化可能成分を 45 mg/g (4.5%) 含んでおり、仮置場管理中における分解による発熱源となることや、埋立処分後のガス発生源となることを考慮した上で、適切な管理をすることが必要である。

#### 9.3.2 ガス発生ポテンシャルによる処分場の評価

同じ処分場で採取された試料であっても、試料様態や埋立後経過年数によって、地点毎に有機物の残存状況やガス化挙動は異なる。それを踏まえた上で、本研究で得られた範囲において処分場の評価を行うと以下の通りである。処分場A、処分場KSおよび処分場Yは、いずれも焼却残さならびに中間処理残さを中心に埋め立てされていることから、掘削試料中の分解性有機物の含有量は少ないことが示された。ただし、A処分場はその多くを嫌気的にガス化可能な成分が占めており、微量ながらも埋立地ガスの発生はしばらく継続することが推測された。ただし、上記の三処分場については、浸透水を経由した周辺環境の汚濁ポテンシャルについては充分低いことから、環境汚染のリスクは低いと判断可能である。S処分場とK処分場においては、生物分解性有機物がやや多めに残存しているが、S処分場では嫌気的ガス化可能成分の残存は少なく、ガスの発生は収束に向かっていると推測される。当該処分場においては、単に有機性の汚濁リスクだけでなく、嫌気的な生物分解を阻害する成分の混在の可能性があり、浸透水を通じた環境汚染源としてのリスクが高いことが懸念される。逆に、K処分場は嫌気的にガス化可能な成分が多く残存しており、長期間の埋め立て経過にも関わらず、分解安定化は充分進行していないことが示唆された。また、O処分場は非常に高い生物分解性有機物を含有しており、長期的な埋立地ガス管理が必要であることが示された。これらの処分場においては、ガスおよび水の両面における周辺環境への負荷について充分な配慮をすることが求められる。

### 9.4 要約

廃棄物最終処分場および災害廃棄物仮置場で採取された試料を対象としたガス発生ポテンシャルの評価を行った。埋立前の焼却等の中間処理や、不燃物物の破砕選別等により、搬入物の管理・制限を行ってきた処分場においては、試料中の生物分解性有機物の含有量は1%以下であり、埋立前処理による有機物低減効果が現れていることが示唆された。うち、嫌気的ガス化ポテンシャルが検出されない試料もあり、将来的なガス発生量自体の減衰や廃止に向けた可能性が推測された。ただし、幾つかの試料では、試料中の分解性成分が保存された状態で残っており、長期的な維持管理および跡地利用の上では環境変化(特に内水位の変化)に留意することの必要性が示された。
また、これらの分解速度は総じて低く、分解性が高くないことも明らかにされた。一方、有機物を含む廃棄物が埋め立てられた処分場では、生物分解性有機物の含有量や嫌気的ガス化成分量が多く検出されるなど、長期的なガス発生の継続と浸透水を通じた環境汚染リスクの残存が懸念された。

### 9.5 研究発表・論文発表

特になし。

### 9.6 知的財産権取得状況や特許等出願状況

特になし。
日本工業大学 小野 雄策

### 10.1 研究目的

#### 10.1.1 研究の背景

平成 11 年に福岡県筑紫野市の産業廃棄物安定型最終処分場の浸透水排水ピット内で採水中の従業員が硫化水素ガス中毒により死亡して以来、硫化水素ガスは大きな社会問題となった。そこで、当時の厚生省（旧厚生省）は、安定型最終処分場において、悪臭および硫化水素ガス発生の有無について調査を行った（平成 12 年 3 月）。回答のあった 1474 施設（調査対象 1707 施設（回答率 86.4%））のうち、11 施設（約 1%）から悪臭が認められた $ ^{1} $ 。

ここで注意しなければならないのは、この調査は悪臭が発生している現場での測定であり、通常の安定型最終処分場では硫化水素ガスの測定義務はないため測定していないことが多かったという事実である。著者らが3000m³以上の都市近郊のごみ山41ヶ所の内部ガスについて調査(2008年前後)を行った結果、11ヶ所から硫化水素ガスが検出(69～26、800ppm)された。この調査から類推すると安定型最終処分場からもかなりの率で硫化水素ガスが発生しているもの思われる。

そこで、本研究では、特に廃石膏ボードによる硫化水素ガスの基礎的な発生メカニズムの整理と、現場で発生している硫化水素ガスの発生防止対策を確立することを目的とした。

#### 10.1.2 硫化水ガス発生のメカニズム

最終処分場における硫化水素ガスの発生機構は、国立環境研究所を中心とした「安定型最終処分場における高濃度硫化水素ガス発生機構の解明ならびにその環境汚染防止対策に関する研究」 $ ^{2)} $ により次の5つに整理されている。

①最終処分場内に硫酸塩還元菌が存在する。

②最終処分場内に硫酸塩(S)源が存在する。

③硫酸塩還元菌が増殖するに足る有機物源が存在する。

④硫酸塩還元菌が増殖するのに適当な温度・水分・嫌気的な状態が保持されている。

⑤発生した硫化水素と反応し硫化物として不溶化する物質が少ない。

硫酸塩還元菌は、湿地帯や河川の底質などいたるところに存在するので、硫酸塩還元菌を死滅されることは困難である。一般には、流砂塩還元菌の生育を阻害するには、栄養源となっている有機物源や呼吸源（エネルギー源）となっている硫酸源を断つことである。しかし、建設系の廃棄物ではセメントや石膏といいた資材に多量の硫酸源が存在するために、硫酸源を断つことは困難な場合が多い。そのため、安定型最終処分場での搬入管理では、有機物源を除去することが重要な課題となる。著者らの研究によると、廃棄物の溶出試験液（環境庁告示第13号）のTOC値が25mg/L以下であれば硫化水素ガスほとんど発生しないことが分かっている $ ^{3)} $ 。

また、セメント系廃棄物の場合は、その溶出液が高 pH となり、硫酸塩還元菌が繁殖しづらい領域のため硫化水素ガスが発生し難いが、セメントが中性化すると硫化水素ガス発生することも、著者らの予備実験で分かっている。そこで、安定型最終処分場や不法投棄現場では、有機物源となる廃棄物、特に紙屑、木くず、廃石膏ボードなどの混入を極力防止することが重要である。
#### 10.1.3 研究目的

廃石膏ボードによる硫化水素ガス発生量を明確にするため、その製品原料である石膏粉・厚紙・糊の影響を検討した。さらに、その防止対策について検討を行った。

### 10.2 研究方法

最終処理場污泥（埼玉県営最終処分場排水ピットより採取した污泥）を種菌とし、図10.1のような嫌気性培養装置にて35～37℃で培養し、水上置換方式によりバイオガス量を測定した。バイオガス量については、温度35℃、気圧1013hPa時におけるバイオガス量の補正を行った。

また、10.6 節では最終処分場を模したカラム（埋立深さを 1/10 スケール）を作成し、底部覆土層を 5cm、廃棄物層を 30cm とした（図 10.2）。この実験では還元状態における硫化水素ガス発生状況を調べるため、実際の最終処分場を想定し、カラム内に内部保有水が貯まり嫌気性となるように連通管により廃棄物層を水没させて嫌気性状態とした。このカラムでは、硫化水素ガスを捕集しやすくするため、上部に砂利層（口径 5.6cm 程度）を設け、廃棄物層内部の温度を計測するため廃棄物層中腹に温度計を埋設した。

バイオガスの測定成分は、 $ CH_{4} $ 、 $ CO_{2} $ 、 $ O_{2} $ 、 $ BAL(N_{2}) $ 、

図 10.1 嫌気性培養装置

図 10.2 埋立地模擬力ラム

$ H_{2} $ 、CO、 $ H_{2}S $ などで、Geotech 社製(UK)の埋立地ガス簡易測定器 GA2000、または島津製作所製の GC-TCD にて測定した。さらに高濃度の $ H_{2}S $ は、検知管をあるいは GC-FPD にて測定を行った。さらに、カラム試験の上澄液を採取し、採取後直ちに $ 0.45 \mu m $ メンブレンフィルターでろ過し、ろ液を HPLC により有機酸（ギ酸・酢酸など）を測定した。

### 10.3 廃石膏ボード中の糊による硫化水素ガスの発生量源単位

#### 10.3.1 目的

最終処分場の排水ピットの汚泥を用いて、廃石膏ボードの糊と石膏粉の関係について検証した。

#### 10.3.2 実験計画

## (1) 糊の量とバイオガス発生量の関係

適正な污泥量(49.7g)を含む培養液に、石膏ボードの材料に接着剤として含まれる糊（栄養源）を表10.1のように添加して、最終容量350mLとし、35℃で28日間嫌気性培養を行い、バイオガス量等を測定した。また、糊の化学組成は不明であるが、TOC量が386mg/gであった。
表 10.1 糊添加実験の培養条件（各実験区 3 連で行った。）

実験区	No.1	No.2	No.3	No.4
污泥生重量(g)	49.7 (TDS:15g)
糊(g)	0.5	1	2	4

## (2) 糊と石膏粉によるバイガスの関係

最終処分場污泥 49.7 g に糊 1g を添加し、石膏粉量を表 10.2 のように添加して、35℃で 30 日間嫌気性培養を行った。最終容量 400mL とし、バイオガスの測定を行い、硫化水素ガスやメタンガスの発生量を測定した。

表 10.2 石膏粉添加実験の培養条件（各実験区 3 連で行った。）

実験区	No.1	No.2	No.3	No.4
污泥生重量(g)	49.7 (TDS:15g)
糊量(g)	1
石膏粉量(g)	0.5	1	5	10

#### 10.3.3 結果および考察

すべての嫌気性培養実験は3連で行い、異常値を棄却した後に平均値で示した。

(1) 糊の量とバイオガス発生量の関係

図 10.3 に糊添加量とバイオガス量の関係を示した。この図から糊添加量が増すにつれて、バイオガスとの関係は $ y=1084x^{0.43} $ の累乗に近似していることが分かった。

図 10.3 糊添加量とバイオガス量の関係

(左図：累積バイオガス量、右図：30日間の総バイオガス量と糊添加量との関係)

## (2) 糊と石膏粉によるバイガスの関係

最終処分場污泥 49.7g に糊 1g(TOC 386mg/g)を添加して、石膏粉の影響によりバイオガス量がどのように変化するか図 10.4 に示した。糊 1g に対する石膏粉の影響をみると、石膏粉の添加量が多いほどバイオガス発生量が抑制される傾向にあり、添加量が増すにつれて指数関数的 $ (y=530e^{-0.05x}) $ に減少していることが分かる。
図 10.4 バイオガス累積発生量平均値

(左図：累積バイオガス量、右図：石膏粉添加量とバイオガス量の関係)

図 10.5 硫化水素ガス発生量とメタンガス

次に、バイオガス中のメタンガスと硫化水素ガスについて図10.5に示した。この図から分かるように、硫化水素ガス発生量は石膏粉が1gのときに最大値を示し、メタンガスは石膏粉が5gのときに最大値を示した。硫化水素ガス・メタンガス共に、石膏粉添加量が多くなると、発生ガス量が低下し、石膏粉の添加によりその発生量が抑制される可能性があることが示唆された。糊1gにおける硫化水素ガス発生量は、石膏粉0.5gのとき44.1μL、1gのとき150.0μL、5gのとき11.1μL、10gのとき3.6μLであり、石膏粉1gのときが硫化水素ガスの発生量が一番多く150.0μL/Biogas-477mLであった。この実験系では、硫化水素ガス発生量原単位は150μL/g-糊/g-石膏粉となった。

## (3) まとめ

磨石膏ボードを埋め立てると硫化水素ガスが発生することが知られており、磨石膏ボードに使用されている糊によって硫化水素ガスが発生するとも言われている。そこで、糊とバイオガス量の関係を調べた結果、糊添加量が増すにつれてバイオガス量が増加しており、これらは $ y=1084x^{0.43} $ の累乗式に近似していることが分かった。培養液に糊を 1g 添加して、石膏粉量とバイオガスの関係について実験を行った。石膏粉の添加量が多いほどバイオガス発生量が抑制される傾向にあり、添加量が増すにつれて指数関数的 $ \left(y=526\mathrm{e}^{-0.053x}\right) $ に減少していることも分かった。また、最終処分場汚泥 (TDS: 15g) に糊 1g (TOC=386mg/g) と石膏粉 1g を添加すると最も硫化水素ガスの発生量が多くなり、その発生量原単位は $ 150\mu L/g $ -糊/g-石膏粉であった。
### 10.4 廃石膏ボードの厚紙と硫化水素ガスの関係

#### 10.4.1 目的

廃石膏ボードからの硫化水素ガスの発生は、硫酸塩還元菌により栄養源となっている廃石膏ボードの厚紙と呼吸源（エネルギー源）となっている石膏（硫酸カルシウム）の硫酸塩源があれば硫化水素ガスが発生するので、厚紙と石膏粉の関係を検討した。

#### 10.4.2 実験計画

石膏ボードの材料である厚紙を粉砕し、石膏粉と共に添加し、表10.2の条件で27日間培養を行い、バイオガス量と$\mathrm{H}_{2}\mathrm{S}$、$\mathrm{CH}_{4}$などのバイオガスの組成について測定した。

表 10.2 実験計画

石膏粉(g)
厚紙(g)	1	3	5	10	20
1	No.1	No.2	No.3
5	No.4	No.5	No.6	No.7	No.8
10	No.9	No.10	No.11	No.12	No.13

#### 10.4.3 結果および考察

## (1) バイオガス発生量

厚紙 1、5、10g と石膏粉 1～20g 添加したときのバイオガス累積量を図 10.6 に示した。この図から厚紙添加量が多いほど、バイオガスが増加し、石膏粉添加量が 1g から 3g に増加すると急激にバイオガス発生量が低下し、それ以上の添加ではほぼ平衡状態であることが判明した。

図 10.6 バイオガス累積発生量

図 10.7 厚紙と石膏粉と硫化水素の関係

## (2) 硫化水素ガス発生量

厚紙添加量と石膏粉添加量の違いによる硫化水素ガス量の変化を図10.7に示した。

硫化水素ガス発生量は、石膏粉1gのときに最も少なく、厚紙5g以上で硫化水素ガスが多量に発生し、厚紙5gの時は石膏粉3gで最大発生量2.6mL（0.52mL-H_{2}S/g-厚紙）を示し、厚紙10gの時は石膏粉5gで最大発生量12.3mL（1.2mL-H_{2}S/g-厚紙）を示した。

厚紙と石膏粉の比率が2:1に近いとき硫化水素ガスが最大になった。今回の実験条件（培養液400mL）では、厚紙添加量が5g以上でかつ石膏粉添加量3g以上であれば、人命に危険な濃度で
硫化水素ガスが発生する可能性が高いと考えられた。

## (3) メタンガス発生量

厚紙添加量と石膏粉添加量の違いによるメタンガス量の変化を図10.8に示した。

この図から、メタンガス発生量は厚紙添加量が多いほど発生量が多く、最大タンガス発生量は厚紙が10gで石膏粉1gのときで637.3mLのメタンガスが発生した。

厚紙 5g・石膏粉 1g のときの最大メタンガス発生量は 356.0mL （71.2mL-CH_{4}/g-厚紙）で、厚紙 10g・石膏粉 1g のときの最大メタンガス発生量は 637.3mL （63.7 mL-CH_{4}/g-厚紙）であった。おそらくメタンガスは、石膏粉 1g 以下のときに約 60～70mL-CH_{4}/g-厚紙以上発生する可能性が高いことが分かった。また、メタンガスの発生量は石膏粉が増加すると発生量が減少することが判明した。メタンガスは石膏粉添加量が多いほど発生が抑制され、特に厚紙 5g 以上のときに顕著であることが分かった。

図 10.8 厚紙と石膏粉とメタンガスの関係

## (3) まとめ

廃石膏ボードの埋立により発生する硫化水素ガスとメタンガスについて嫌気性培養実験（培養液400mL）を行った結果、厚紙と石膏粉の関係が明らかとなった。

① 微生物の栄養源となる厚紙添加量を 1g 以下にすれば硫化水素ガスおよびメタンガスはかなり削減できることが判明した。

② 硫化水素ガスは、厚紙 5g・石膏粉 3g あるいは、厚紙 10g・石膏粉 5g のとき大量に発生し、濃度ではそれぞれ 2800ppmv と 7500ppmv となり、人命に危険な濃度で硫化水素ガスが発生する可能性が高いと考えられた。

③ これらの配合比は、厚紙：石膏粉＝2：1 であった。

④ 硫化水素ガスおよびメタンガスの発生量は石膏粉の量が増えると発生量が抑制されることも判明した。
### 10.5 廃石膏ボード中の糊と厚紙と石膏粉の関係

#### 10.5.1 目的

本研究では、石膏ボードの原料である石膏、糊、厚紙と硫酸塩還元菌により発生する硫化水素ガスの気層中への放出量を解析・評価した。

#### 10.5.2 実験計画

培養温度は $ 37^{\circ}C $ で、43 日間培養を行った。石膏粉・厚紙・糊の 3 因子を表 10.4 に示した水準で、表 10.5 のラテン方格法にて実験を行った。

また、硫化水素ガス発生量に関しては実験計画法（ラテン方格法）を用いて分散分析を行い、各因子の主効果を求めた。

表 10.4 因子と水準

石膏粉(g)	厚紙(g)	糊(g)
水準1	A1=0	B1=0	C1=0
水準2	A2=3	B2=1	C2=0.1
水準3	A3=5	B3=5	C3=1
水準4	A4=10	B4=10	C4=5

表 10.5 実験計画

实验区No.	石膏(g)	厚紙(g)	糊(g)
1	0	0	0
2	0	1	0.1
3	0	5	1
4	0	10	5
5	3	0	0.1
6	3	1	0
7	3	5	5
8	3	10	1
9	5	0	1
10	5	1	5
11	5	5	0
12	5	10	0.1
13	10	0	5
14	10	1	1
15	10	5	0.1
16	10	10	0

表 10.6 硫化水素ガス発生量の分散分析

变動因	自由度f	平方和S(主効果)	分散V	分散比F	判定
全体T	fT=15	ST=2056.9
石膏A	fa=3	SA=493.7	VA=164.6	3.1
厚紙B	fB=3	SB=990.3	VB=330.1	6.2	*
糊C	fC=3	SC=252.3	VC=84.1	1.6
誤差e	fe=6	Se=320.6	Ve=53.4
#### 10.5.3 結果および考察

## (1) 硫化水素ガス発生量の評価

表 10.6 に硫化水素ガス発生量の分散分析表を示した。5%の危険率で有意と判定されたのは厚紙で、厚紙の含有量が増加すると硫化水素ガスの発生が増加することが証明された。さらに、各因子の硫化水素ガス発生量を図10.9示した。各因子の値は分散分析により真値と信頼幅を求めて作図した。この図から、硫化水素ガスは、この実験において最大硫化水素ガス量を示すのは、厚紙が10g以上15mL以上発生し(10gで17.4mL,5gで15.8mL)、糊0.1gで14.0mL、石膏5gで15.5mLが発生することが分かった。厚紙だけは添加量が増加すると硫化水素ガスが増加するが、糊や石膏粉について山型ピークとなった。今回の実験において硫化水素ガス発生量が最大となった条件は、10.4節でも示した厚紙10g：石膏粉5g=2:1で、さらに微量の糊0.1gが添加されたケースであった。

図 10.9 各因子の硫化水素ガス発生量（各因子の真値と信頼幅）

### 10.6 硫化水素ガス発生防止対策

#### 10.6.1 目的

硫化水素ガスの発生を防止するために、発生した硫化水素ガスを廃棄物層や覆土層に鉄材を混ぜて、硫化鉄として固定化させ硫化水素ガスの発生を防止した。そのため、廃石膏ボード類に塩化第2鉄溶液を浸みこませたものや、鉄粉廃棄物（グラインダーダスト）を廃棄物や覆土に混合したものを作り、埋立地の模擬カラム実験を行い、硫化水素ガスの抑制効果について検討した。

#### 10.6.2 実験計画

埋立地模擬カラムへの充填材および量を表10.7に示した。このように埋立廃棄物として石膏ボードを使用し、覆土資材として火山灰土壊（埼玉県鶴ヶ島表土）を用い、L₈実験計画法⁵)により実験を行った。実験計画における因子と水準は表10.8に示したように廃棄物層へのGD添加の有無（因子：W）、廃棄物層へのFeCl₃溶液処理の有無（因子：L）、および底部覆土層へのGD添加の有無（因子：S）の3因子とし、水準はその因子の有無にり2水準とした。実験区の組み合わせを表10.9に示した。カラムへの散水量は日本の年間降水量1611mm（1981～2010年の平均⁶）をもとに計算した。カラム内径10.4cmの面積当たりの年間降水量を13.7Lとし、1カ月分の降水量1.14Lを1回の散水量とした。また、原則として1週間に1回ずつ散水した。
表 10.7 埋立地模擬力ラムへの充填量

単位	実験区
No.1	No.2	No.3	No.4	No.5	No.6	No.7	No.8
最終覆土層	鶴ヶ島表土	g	680	680	680	680	680	680	680	680
砂利層	中砂利	g	1250	1250	1250	1250	1250	1250	1250	1250
廃棄物層	石膏ボード(紛体)	g	1184.46	1159.23	1071.36	935.41	1115.12	1089.18	967.60	1108.89
砂	g	789.64	772.83	710.38	623.62	743.42	724.81	645.08	739.26
グラインダーダスト	g	-	57.96	-	46.77	-	54.46	-	55.45
塩化第2鉄	g	-	-	2.9	2.5	-	-	2.6	3.0
底部覆土層	鶴ヶ島表土	g	340.11	340.36	340.17	340.17	340.29	340.16	340.13	340.18
グラインダーダスト	g	-	-	-	-	17.01	17	17	17.01
ろ過層	砂	g	300	300	300	300	300	300	300	300
砂利	g	530	530	530	530	530	530	530	530
中砂利	g	305	300	294	304	301	303	300	299

表 10.8 因子と水準

因子	処理層	添加材	水準1	水準2
W	廃棄物層	GD
(グラインダーダスト)	W0	無添加	W1	添加
(5%GD)
添加
(1mmol FeCl₃)
添加
(5%GD)
L	FeCl₃溶液	L1
S	底部覆土層	GD
(グラインダーダスト)	S0	S1

表 10.9 実験区

S0	S1
L0	L1	L0	L1
W0	W0L0S0	W0L1S0	W0L0S1	W0L1S1
No.1	No.3	No.5	No.7
W1	W1L0S0	W1L1S0	W1L0S1	W1L1S1
No.2	No.4	No.6	No.8

#### 10.6.3 結果および考察

埋立地模擬カラムの実験1日目から86日目の散水10回目までのバイオガスおよび浸出水の分析を行った。No.1[W0L0](S0)は添加材がすべて無添加の実験区であるため、以後対照区として図示する。

## (1) 硫化水素ガス

カラム実験 86 日目までの硫化水素ガス発生濃度を図 10.10 に示した。鉄材無添加対象区 No.1[W0L0](S0)を対照区として比較すると、底部覆土鉄材無添加区では廃棄物層への鉄材添加により、硫化水素ガスは 49～66%削減されていた。しかし、底部覆土鉄材添加区では廃棄物層に鉄材を添加しなくても、硫化水素ガスが 85%削減されていた。

図 10.10 硫化水素ガス濃度の推移
## (2) まとめ

覆土の母体となっている鶴ヶ島表土自体に硫化水素ガスの捕捉力が強いと判断された。そこで、この土壌の結晶質遊離鉄(Fed)と非晶質遊離鉄(Feo)を日本第四紀学会の第4紀試料分析法に基づき分析した結果、結晶質遊離鉄(Fed)が6.67%、非晶質遊離鉄(Feo)が4.91%含まれており、非常に鉄が豊富な土壌であることが判明した。鶴ヶ島表土の非晶質遊離鉄(Feo)と硫化物イオンや硫化水素ガスが特異的に反応して固定され、多量の硫化水素ガスが発生しなくなったものと推察される。ただし、このような土壌であっても、幾分硫化水素ガスが発生するが、鶴ヶ島表土に鉄粉を添加することによって、微量の硫化水素ガスでも85%削減されることが分かった。鉄粉の土壌への添加効果は大きなものであると推察された。

### 10.7 参考文献

1) 旧厚生省 [座長：花嶋正孝]（平成12年9月）：廃棄物最終処分場における硫化水素対策検討会報告書

2) 井上雄三編（2005）：「安定型最終処分場における高濃度硫化水素発生機構の解明ならびに環境汚染防止対策に関する研究」、国立環境研究所報告、第188号

3) 小野雄策、田中伸寿（2003）：建設廃棄物埋立における硫化水素ガス発声の可能性と管理法に関する考察、廃棄物学会論文誌、Vol.14, No.5, pp.248-257,

4) 小野雄策（2010）：廃石膏ボード類埋立における硫化水素ガスの発生とその防止対策，安全工学, Vol.49, No.4, pp.212-219

5) 奥野忠一（1970）：新統計学シリーズ 2 実験計画法

6) 気象庁（2013）：付録 主な新平年値のデータ表

〈http://www.jma.go.jp/jma/press/1103/30a/110330_attach.pdf〉

7) 日本第四紀学会編集(1993)：第4紀試料分析法、pp.22-32、東京大学出会

### 10.8 研究発表・論文発表

1) 石井淳・五井直人・藤田巧・小野雄策（2013）：廃石膏ボード埋立時に発生する硫化水素ガスの原因となる有機物の解明，第34回全国都市清掃研究・事例発表会講演論文集，pp.267-269

2) 石井淳・五井直人・小野雄策（2013）：廃石膏ボード埋立時に発生する硫化水素ガスの評価，第24回廃棄物資源循環学会研究発表会講演論文集（2013），pp.557-558

3) 石井淳・五井直人・小野雄策（2013）：廃石膏ボード埋立時に発生する硫化水素ガスの評価，平成25年度廃棄物資源循環学会関東支部講演会・研究発表会，ポスター発表会

4) 五井直人・石井淳・小野雄策（2013）：廃石膏ボード類埋立時における硫化水素の発生とその防止対策，平成25年度廃棄物資源循環学会関東支部講演会・研究発表会，ポスター発表会

5) 石井淳・五井直人・遠藤和人・小野雄策（2014）：廃石膏ボード埋立における硫化水素ガスの発生と固定について，第35回全国都市清掃研究・事例発表会講演論文集，pp.276-278

### 10.9 知的財産権取得状況や特許等出願状況

特になし。
Research title:

Research on inspection methods and recovery techniques for healthy landfill functions

Research representative:

Kazuto ENDO (National Institute for Environmental Studies)

## Abstract

Unhealthy landfill is a state in which there is a possibility of producing the trouble on environmental preservation, although it complies with the structural criteria and the maintenance management criteria. Landfills which are under insufficient management condition or have old structure before law amendment, delay the closure, have a risk of collapse of bank or leakage of leachate, and are reserves of unhealthy negative legacy. In order to evaluate the health of landfills, we have investigated structure, settlement, facilities, groundwater, leachate amount, leachate quality, gas production rate, and strength of landfilled waste, by site inspection, questionnaire, and monitoring. Furthermore, structural stability such as circular slide and differential settlement, and water balance were numerically simulated. A variation of the leachate quality and the gas production rate were estimated by a landfill gas production potential test and a trend analysis of the monitoring data and then period to reach the closure was classified according to the variation and landfill specifications. Cost effectiveness to recover the unhealthy landfill and to enhance bio-stabilization was discussed, corresponding to the classification of the landfill unhealthiness. From the above knowledge, a manual (proposed) in which the inspection method of the healthiness and the recovering methods were described was shown as a comprehensive report.
# 最終処分場機能の健全性の検査手法と回復技術に関する研究

## 対象とする処分場

共同命令・基準省令改正以前に設置された処分場

- 埋立が終了しているか埋立末期の処分場

- 廃止可能ではあるが将来的に環境影響を及ぼすことが懸念される処分場

- 構造安定性が不明確で廃止可能であるか判断の難しい処分場

- 維持管理放棄された処分場

健全性不明確

↓

健全性の検査

↓

回復対策と効果

構造不明確

↓

物理的安定性不明

↓

非破壞物理探查

## 研究の方法

• アンケート調査

• 現地調査

• 室内実験

(京⼤、⾃治体)

数值解析

• 費用對効果

（埼玉県、千葉県、国環研）

円弧すべりにおける物理定数の把握

土堰堤転倒破壊の可能性解析

ガス発生量予測式と埋立廃棄物の関係

ガス発生ポテンシャル試験

物理探査による構造解析

斜面安定性

堰堤構造の把握

保有水水位の把握

## (国璟研、自治体)

## 処分場ガス発生量予測

水処理施設

↑↑↑

↓↓↓↓

土壤堤

ガス抜き管

廃棄物層

## (埼玉大学、自治体、国環研)

## 沈下問題

処分場沈下状況の把握

沈下将来予測

沈下と構造，質との関係

防護柵

基盤層

保有水水位

↓

水質、ガス質に影響

↓

維持管理期間

河川

浸出水集排水管

## (自治体、国環研)

## 浸出水類型化と将来予測

浸出水水質の経時変化調査

廃止までの維持管理期間推定

水質改善係数と構造，質との関係

## （自治体、国環研、埼玉県、千葉県）保有水の水位調査

準好気性埋立の管理状況把握

保有水水質に及ぼす影響評価

(福岡大学、自治体)

地下水への漏洩有無

地下水水質分析による漏洩判定法の開発

## アウトカム

保有水水位

↓

遮水エへの導水勾配

↓

地下水への漏洩

- 処分場の健全性検査ならびに回復技術マニュアル案の提示(総合報告書)

- 費用対効果を考慮した健全性回復技術のスコアリング

- 負の遺産予備軍の最終処分場の払拭