Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
表 3.2.1-3 焼却灰主体埋立地における pH の変化 (P. Mostbauer による文献調査)

埋立地	埋立物	埋立面積	埋立深さ	埋立期間	pH	浸出水の酸化還元状態	補足
Vestskoven(デンマーク)	Bottom ash 85%Fly ash 15%約10,000トン	不明	不明	20年間	初期の平均:10.52年間:8.8～10.1その後徐々に平均値が増加⇒10.0(min8.9)	Eh:300-10mV
Woodburn(USA)	Combined ash(主灰や飛灰など全て混合)	不明	不明	6年間	6.5～7.5(たまに低いmin5.7)	還元状態(Fe多い)	未燃分が多く、微生物分解でFe-Ⅱの酸化物やCO2が増加⇒pH低下
Hartford(USA)	Combined ash(主灰や飛灰など全て混合)	不明	不明	5年間	初めの2年間は不明その後:6.1～7.0	-
Lostorf(スイス)	MSWI bottom ash	5850m²調査対象区画	6m	1991からの6～9カ月(調査対象区画)	集排水管内:11.26(min8.68)降水量22-54mm(5月,スイス)	酸化状態	・覆土が無く自然風化が生じている・浸出水は偏り流れの影響で薄くなっているためpHが内部より低くなっている可能性がある

さらに、著者らが過去に実施した埋立地シミュレータによる焼却灰主体埋立地の長期予測計算では、固相のCa化合物をportlanditeとcalciteとした場合、図3.2.1-12に示すとおり、有機物の微生物分解が起こる場合には、その時期にpHの変動が見られるが、微生物活動が無い（有機物量が極めて小さい）条件では、100年程度はcalciteの平衡pHに支配される。

図 3.2.1-12 埋立地シミュレータによる長期的な pH の変化と calcite の溶解

本研究で対象としたセシウムの溶出は、風化加速試験のblankで溶出したセシウム（水洗前処理により難溶性セシウム主体とし、僅かに残存した易溶性セシウム）である。焼却灰中のセシウムは大半が難溶性セシウムであり、その長期挙動については、風化に関わらず難溶性を維持する（次節で別途詳述する）。重要なことは、焼却灰中に僅かに存在する易溶性セシウムでさえも、炭酸化を促進しcalcite形成による溶出抑制が起これば、セシウムの溶出は低減され、その効果は長期間期待し得るということである。

## 参考文献：

1）国立環境研究所: 放射性物質の挙動からみた適正な廃棄物処分 (技術資料)，閲覧確認日: 2013.03.14, www.env.go.jp/jishin/attach/haikihyouka_kentokai/10-mat_3.pdf, 2011

2）田中邦夫：通気層表層における放射性核種の吸着移行举動に関する研究，北海道大学博士論文，1998

3) P. Mostbauer: Leachate Composition from MSWI Bottom Ash: proceedings of the 1st BOKU Waste Conference, pp. 259-270, 2006
#### 3.2.2 地球化学平衡モデルと埋立地シミュレータの統合によるセシウムの長期予測

従来の管理型処分場に処分される可能性の高い8,000Bq/kg以下の焼却灰については、埋立地内で作業する人や周辺に居住する人へ放射線の影響が許容されるレベルであること、そして埋立段階において浸出水等を介して環境中へ放射性セシウムが放出されるレベルが濃度限度以下にコントロールされていることが必要である。実際に観測されている焼却灰の放射能濃度は8,000Bq/kgより低いものが多く、また溶出濃度も低いことから、埋立の初期段階において重大な影響が現れることは考え難い。一方で、埋立地内では、有機物の分解反応や不安定な無機鉱物の化学反応・物理的変化が起こり、長期的観点では、層内環境は刻々と変化して行く。そのような変化する環境中において、焼却灰中に含まれるセシウムが安定的に保持され続けるのか否かを検証することは重要であると考えられる。そこで、本研究では、埋立層内環境の長期的変遷を、有機物分解モデルと地球化学モデルから再現することが可能な埋立地シミュレータを用いて、焼却灰中のセシウムの存在形態・溶出举動がどのように変化するのかを予測することを目的としている。

当該シミュレーターでは、無機化合物の化学平衡計算に USGS の開発した地球化学モデル IPhreeqc を組み込み、独自開発の有機物分解計算部によって算出される層内環境条件に基づいて、各種無機化合物の溶解・沈殿が算出される。PHREEQC の有する機能は全て利用できるので、表面吸着やイオン交換も取り扱うことが可能である。ただし、この計算で前提となるのは、対象とする元素の化合形態が明確であり、その熱力学的パラメータが存在していることである。今回対象とするセシウムに関しては、粘土鉱物やゼオライトのセシウム結合態の6種が LLNL. DAT なるデータベースに存在していることが確認されたが、実際に焼却灰中に存在するセシウム化合物がこれらであるかは確認されていない。むしろ実際に報告されているのは、例えば、国立環境研究所の熱力学計算によると焼却灰中のセシウムはアルミノシリケートであり、本プロジェクト内での薄片試料と SEM-EDX による観察からは、ガラス状非晶質内にセシウムが存在するというものである。まず明らかにすべきは、i) 焼却灰中にセシウムがどのような形態で存在するのか、ii) その溶出はどのようなものか、何に支配されるのか、であり、それらが明確になれば、一度溶出して液相へ移行したセシウムについては、イオン交換や吸着等の従来のモデルが適用可能になるはずである。そこで、本研究では、最初に、地球化学モデルによる焼却灰層中でのセシウムの挙動の長期予測の基礎とするために、焼却灰中のセシウムの溶出特性を多角的に検討した。実施した検討は、シリアルバッチ試験、pH 依存性試験、粒径別の存在量把握、そして粒径別の pH 依存性試験である。次に、実施した各種試験の結果を PHREEQC で再現できるかを検討した。すなわち、特定のセシウム化合物からの溶出として現象が再現可能か、またイオン交換を組み込むべきか等について試行錯誤を繰り返した。結果的に、特定のセシウム化合物という仮定では再現不可能なこと、また本プロジェクト内でセシウムがガラス状非晶質の中に拘束されていることが明らかとなったことから、原子力バックエンド研究で行われている高レベルガラス固化体における非晶質シリカの溶解モデルを焼却灰からの溶出モデルとして採用し、埋立地シミュレーターに組み込んだ。さらに溶出したセシウムが焼却灰に再吸着するイオン交換反応については、実装した IPhreeqc 内で計算することで長期的なセシウムの溶出挙動を計算することとした。なお、本節においても、実際の灰中で支配的な難溶性セシウムに焦点を当てている。

## (1) 方法

## a） 試料

実炉から排出される焼却灰中のセシウム含有量は小さく、また放射性セシウムの含有量もきわめて小さい。そのため、本検討においても前節（3.2.1）と同様に、安定セシウムを用いて高濃度化した人工調整灰を用いた。様々な条件で人工調整灰を作成したが、最も高濃度にセシウムを含有する焼却灰を選択
した。セシウム等の含有量、溶解性セシウム含有量は前節の図3.2.1-1に示したとおりである。

## b）焼却灰中セシウムの分画

3.2.1 節でも述べたとおり実炉から発生している焼却灰中のセシウムは98%が難溶性態であり、今回作成した調整灰についても注目すべきは難溶性態である。そこで、まず、本調整灰に含まれるセシウムを水溶性、イオン交換態、難溶性態に分画した。

ア) シリアルバッチ試験：繰り返し溶出試験を行うシリアルバッチ試験を行い、易溶性セシウムが全て溶出する固液比(L/S)について検討した。最初に、蒸留水を用いて L/S=10 で 6 時間連続振盪を行い、固液分離後、セシウム、K、Na、Ca 等各種の金属濃度を測定した。再度、固液分離後の残さを用いて同様の溶出試験を繰り返し、合計 5 回の繰り返しを行った。

イイオン交換態と難溶性態の分画：L/S=50で水洗を行い、易溶性セシウムを除去したサンプルについて酢酸アンモニウムで抽出を行った。具体的には、1M 酢酸アンモニウム 100mL に水洗残渣 2g を加えて 200rpm で 24 時間振盪し、吸引濾過後、各金属濃度を測定してイオン交換態画分とした。難溶性セシウム量は全セシウム量から易溶性・イオン交換態セシウム量を差し引いて求めた。

## c）難溶性態セシウム溶出挙動の把握

以降の検討では、難溶性態のみを対象とするため、始めに人工調整灰を L/S=10 で水洗し、易溶性成分を除去した。難溶性セシウムに関わる実験は、すべてこの水洗サンプルを用いて行った。

7) pH 依存性試験：水洗試料を対象に、溶媒の pH を 1.9 から 12.2 まで変化させた pH 依存性試験を実施した。試験は初期添加型とし、予備実験により設定した pH になる酸添加量を予め求めた。試験は、100mL ポリビンに水洗サンプル 2g を量り取り、設定した pH になるように濃度を調整した硝酸 20mL を添加した後、振盪機で連続振盪した。4 時間後に振盪を止め、pH メーターで溶液の pH を測定し、再び振盪を行い、24 時間まで振盪した。また易溶性成分の溶出分を補正するために、蒸留水でブランク実験を平行して行った。振盪後は吸引濾過し、セシウム、K、Na、Ca、Si、Al 濃度を測定した。試験結果については、データベースに存在するセシウム化合物の存在可能性を検討するため、PHREEQC を用いて各種セシウム化合物の理論溶解度を求め、実測値と比較した。

イ) 粒径別溶出量の比較：サンプルを 0.125mm 以下、0.125～0.25、0.25～0.5、0.5～1.0、1.0～2.0、2.0～5.6、5.6mm 以上の7 画分にふるい分け、各粒径でのセシウム含有量と溶出量を測定した。また、0.125mm 以下、0.5～1.0mm、5.6mm 以上の3 画分については pH 依存性試験を実施した。いずれも手法は前記した手法と同様である。

## d）pH依存性試験後の残渣中セシウムの存在形態の検討

後述するとおり、pH依存性試験において、低pH側でセシウム溶出量が増大したことから、どのような形態で存在していたセシウムが溶出したのかを確認する目的で、pH依存性試験後の試料について偏光顕微鏡観察、EPMAによるセシウムマッピングを行った。試料は前記したpH依存性試験においてセシウム溶出量が急増した$\mathrm{HNO}_{3}$濃度5%（最終$\mathrm{pH}=3.5$）と、最も低pHでありセシウム溶出量の多かった$\mathrm{HNO}_{3}$濃度8%（最終$\mathrm{pH}=2$）の試験残渣（以下5%残渣、8%残渣）の2種類を使用した。また、比較のために溶出試験に供していない試料も分析対象とした。残渣試料は厚さ30μmの薄片にした。

## e) PHREEQC による各種試験結果の再現方法の検討

埋立地シミュレータに実装しない状態で PHREEQC を用い、実験結果の再現が可能かを、初期入力条件を様々に変化させて検討した。検討は pH 依存性試験の結果を対象に、初期条件を a) セシウム化合物のみ
設定、b)初期液相成分を実測値にあわせセシウム化合物を共存、c)XRDで特定した鉱物を初期条件として共存させる、d)イオン交換反応を加えるという順で行った。

## f）ガラス性非晶質の溶解モデルの埋立シミュレータへの実装

## ア）ガラス性非晶質の溶解モデル

ガラス性非晶質の溶解に関する研究は、長期安全性が最重要課題となっている放射性廃棄物のガラス固化処分の分野で多く行われている。そこで、放射性廃棄物のガラス固化処分の分野から、ガラス性非晶質の溶解モデルを文献調査し、本研究では、Granbowの溶解析出モデル $ ^{1)} $ を使用することとした。

複雑な組成を持つガラス性非晶質の溶解反応をモデル化するに当たり、基礎となるのは以下の反応式で表される非晶質シリカ(SiO_{2}(s))の溶解反応である。

$$ \mathrm{SiO_{2}(s)~+~2H_{2}O\leftrightarrow H_{4}SiO_{4}(aq)} $$

この反応の反応速度 R は一次溶解反応式とみなし、以下のように書ける。

$$ R\;=\;k_{+}\bullet\left(1-Q/K\right) $$

ここで、 $ k_{+} $ は反応速度定数、Kは(1)式の平衡定数、Qは $ H_{4}SiO_{4} $ の活量である。

Grambow らはガラスマトリックスの溶解と安定固相の析出という観点から、次のように整理した。ガラス固化体は水との接触により主成分である $ SiO_{2} $ が水和反応を起こし溶解する（式(1)）。この時ガラス中に存在する各元素は $ SiO_{2} $ の溶解とともに調和溶解するが、次第に各元素が持つ化学的性質により異なる挙動を示すようになる。水への溶解度が大きい元素は $ SiO_{2} $ とともに調和溶解を続ける一方で、水への溶解度が小さい元素は $ SiO_{2} $ の溶解が進行するにつれ析出固相としてガラス表面に留まり、溶出量はガラス表面に析出した固相の溶解度によって支配される。ガラスの溶解が進むにつれ溶存ケイ酸（ $ H_{4}SiO_{4} $ ）濃度が上昇し、ガラスマトリックスの溶解速度は低下、最終的にある一定の値（終端溶解速度 $ k_{long} $ ）に近付く、というものである。各元素の溶解析出反応は熱力学的な平衡計算であり、PHREEQC により計算できる。そのため、ガラスマトリックスの溶解反応を式(1)の反応および式(2)の速度式に基づいて計算し、その結果から各元素の溶出量を求め、その値を PHREEQC に渡すことによって単位時間でのガラスマトリックスからの各元素の溶解量を求めることができる。ただし、前記した pH 依存性試験ではシリカおよびセシウムの溶出量が pH に依存して変化した。pH 依存の項は式(2)中に存在しないが、米民間放射性廃棄物管理局によると式(2)を拡張した以下の式(3)で pH 依存を再現できるとしている。

$$ \frac{d[H_{4}SiO_{4}]}{dt}=r=k_{0}\cdot10^{\eta\cdot pH}\cdot\exp\left(\frac{-E_{a}}{RT}\right)\cdot\left(1-\frac{[H_{4}SiO_{4}]}{[H_{4}SiO_{4}]_{sat}}\right)+k_{long} $$

ここで、r：溶解速度、 $ k_{0} $ ：速度定数、 $ \eta $ ：pH依存係数、 $ E_{a} $ ：活性化工ネルギー、R：気体定数、T：温度、 $ \left[H_{4}SiO_{4}\right] $ ：液中ケイ酸濃度、 $ \left[H_{4}SiO_{4}\right]_{sat} $ ：ケイ酸飽和濃度、 $ k_{long} $ ：終端溶解速度である。

温度が一定の場合には、式(3)は以下のように単純化される。

$$ r=k^{^{\prime}}\cdot10^{\eta\cdot pH}\cdot\left(1-\frac{[H_{4}SiO_{4}]}{[H_{4}SiO_{4}]_{sat}}\right)+k_{long} $$

したがって、 $ k' $ 、 $ \eta $ 、 $ k_{long} $ の 3 つのパラメータを決定すれば、非晶質シリカの溶解は表現できる。

## イ）非晶質シリカの溶解速度パラメータの決定

上記の式(4)のパラメータを決定するために、以下の実験を行った。

250mL のポリ瓶に焼却灰 20g と蒸留水 200mL を加え、スターラーで攪拌しながら自動滴定装置（東亜ディーケーケー、Automatic Titrator AUT-701 および EYELA、pH コントローラーFC-2000 型）を用いて水酸化ナトリウムおよび硝酸で pH を固定し、一定時間間隔で液相 15mL をサンプリングし液中のケイ酸濃
度化を測定した。測定後は蒸留水を加えて液量を200mLに戻している。焼却灰はpH依存性試験で用いていたものと同じ、安定セシウムを高濃度に含有した人工調整灰を用いた。求めるパラメータの1つであるηはpHに関係する定数であるため、複数のpHで実験を行う必要がある。また、ηは酸性条件下と塩基性条件下で値が異なる。埋立地内では主に塩基性条件下となるため、固定するpHは塩基性側とし、pH=14、13.5、13、12の4系列とした。

ケイ酸の定量はモリブデン青法により行った。手順は次の通り。

①試料水 25mL に 20% 塩酸 1mL と モリブデン酸 アンモニウム 溶液（モリブデン酸 アンモニウム 10g+蒸留水 100mL）1mL を加える。（試料水中のケイ酸は 0.05～2mg/L 程度になるように適宜調整する）

②15 分後、酒石酸溶液（L-酒石酸 $ 10~g+ $ 蒸留水 $ 100~mL $ ）2.5mL を加え、さらに 1 分後に 1-アミノ-2-ナフトール-4-スルホン酸溶液（後述）1mL を加えて 10 分間待つ。

③吸光光度計で、1cm セルを用いて 810nm の波長で吸光度を測定する。

g）ガラス性非晶質の溶解モデル、埋立地シミュレータ、IPhreeqcを統合したモデルによる焼却灰中難溶性セシウムの長期的溶出挙動の予測

## ア）モデルの概要

統合モデルの概要を図 3.2.2-1 に示した。まず、埋立地内で起こる有機物の分解反応、菌体増殖・死滅、分解反応に起因する液相成分、気相組成変化、降雨流入、浸出水放出、ガス放出、拡散などは著者らが開発した埋立地シミュレーションで行われる。有機物系の反応によって、液相、気相の構成物が変化した結果を、USGS が開発した IPhreeqc を介して PHREEQC の平衡計算ソルバーへ送る、PHREEQC は、固相に存在する無機化合物の構成、液相成分、

図 3.2.2-1 統合モデルの概要

気相組成から平衡計算を実施し、平衡 pH、固相からの溶出量／新たな析出量、新たな液相組成、気相組成を埋立地シミュレータに返す。これまでのモデルは、この操作を繰り返すことで、長期的な埋立地内の物質の動態を予測した。今回、ガラス状非晶質からのケイ酸の溶解とそれに伴うセシウムの調和溶解をこの埋立地シミュレータ側に組み込み、溶出したセシウムの固相への再吸着（イオン交換）を PHREEQC の中で考慮することとした。

## イ）計算条件

シミュレーションの初期条件は過去のプロジェクト報告書 $ ^{2)} $ の条件に従った。埋立物はすべて焼却灰であり、埋立層内の固相重量の約5%を分解性の有機物とした。セルの条件を表3.2.2-1に、金属類等の初期含有量を表3.2.2-2に示す。セシウムの初期量は埋立基準である8,000Bq/kg-ashを元に設定している。また、セシウムは全量がガラス性非晶質に閉じ込められており、埋立地内のケイ素は全てがガラス性非晶質であると仮定した。
表 3.2.2-1 セル内の環境条件

セル容積	1[m]×1[m]×2[m]=2[m³] (Width×Length×Height)
セル内温度	15[℃] (288[K])
初期気相分圧	水蒸気圧のみ大気温度15℃での飽和蒸気圧、その他外気での分圧と同じ
初期固相量	1.34[t] 内易分解性有機物18.3%、難分解性有機物15.7%、その他無機物
流入水量	2.2[mm/day]=2.2[L/day] 定常としている

表 3.2.2-2 セル内初期金属・塩化物・鉱物量

金属	塩化物
元素	量[mol/g-solid]	元素	量[mol/g-solid]	元素	量[mol/L]
Si	8.20E-04	Cu	2.10E-06	Cl	8.00E-02
Fe	1.50E-05	Zn	3.80E-06
Al	1.40E-05	Mn	1.10E-06	鉱物
Na	2.80E-05	Pb	5.80E-08	鉱物名	量[mol/g-solid]
K	1.70E-05	Cd	3.70E-09	calcite	5.30E-03
Mg	1.70E-05	Cs	1.88E-14	portlandite	5.40E-05

## (2) 結果

## a）焼却灰中セシウムの分画

## ア)シリアルバッチ試験の結果

図 3.2.2-2 に示すとおり、固液比(L/S)10で溶出するセシウムがもっとも多く、2回目以降の溶出量は極めてわずかであり、5回目でほぼ溶出は停止している。そのため、これら5回の合計の溶出量を易溶性と判断した。これらシリアルバッチで溶出するセシウムは、調整灰を作成するにあたり過剰に添加した炭酸セシウムの残存によるものであると考えられ、実際の炉で発生している焼却灰の性状とは異なるものである。したがって、易溶性成分については、水洗前処理を実施して除くこととした。また水洗前処理に関しては、本シリアルバッチ試験の結果からL/S=50程度までで行えば完全に除去できると言える。

## イ)イオン交換態と難溶性態の分画

図 3.2.2-3 にセシウムの分画結果を示す。今回の対象試料中にはイオン交換態のセシウムは確認されなかった。したがって、水洗した試料中のセシウムは主に難溶性態であると見なせる。

図 3.2.2-2 シリアルバッチ試験の結果

図 3.2.2-3 人工調整灰中の Cs の分画

## b) 難溶性態セシウム溶出挙動の把握

## ア) pH 依存性試験の結果

図 3.2.2-4 に示すとおり、pH の低下に伴いセシウムの溶出量は増加した。本試験は、易溶性のセシウムは水洗により除外していることから、難溶性態セシウムの溶出に pH 依存性があることがわかる。図中には、PHREEQC によるいくつかのセシウム化合物の溶解度曲線を示すが、Nontronite-セシウムと溶出濃度は近い傾向にあるものの完全に合致してはいない。
図 3.2.2-5 には、pH 依存性試験における Si、Al の溶出濃度を示した。Si、Al のいずれもセシウムと同様に pH の低下に伴い溶出量が増加する傾向が確認される。これは、アルミノシリケート、あるいはガラス状非晶質のようなマトリクスが pH の低下により強酸に冒され、溶出量が増加した結果と考えられる。したがって、これらの元素の溶出とセシウムの溶出の関連から、報告されるようにセシウムは何らかのアルミノシリケートと結合しているか、あるいは非晶質のマトリクス内に単体で取り込まれている可能性が強く示唆される。3.2.1 節において、当該試料の含有量の分析の結果を示したが、分解手法として本研究で

は王水を用いた。もし、セシウムがガラスの中に封入されているならば、セシウムは抽出されないはずである。そのため、ケイ酸を溶解可能なフッ酸による分解でクロスチェックを行ったが、王水との差はほとんど認められなかった。これは、ケイ酸塩との関連は疑われ

図 3.2.2-4 pH 依存性試験の結果と PHREEQC による Cs 化合物の予測濃度

図 3.2.2-5 pH 依存性試験の結果における Si と Al 濃度

るが、完全なガラス体の中に封入されているわけではない、もしくは強酸により侵食されやすい状態にある（極めて小さく、表面積の大きい状態で、表面近傍に存在するなど）ことが推察される。

## イ)粒径別溶出量の比較

図 3.2.2-6 に 3 段階の粒径での pH 依存性試験の結果を示す。青い点で示す表面積の大きい小粒径ほど、難溶性セシウムの溶出量が多くなる傾向にある。このことから、難溶性セシウムは灰の表面付近に存在し、強酸に溶解すると考える。

図 3.2.2-6 粒径別の pH 依存性試験の結果

## c) pH 依存性試験後の残渣中のセシウムの存在形態

図3.2.2-7にpH依存性試験前後の試料粒子のSEM組成像を示した。pH依存性試験に供する前の試料(左)は明らかに小粒径の粒子が多い。また軽元素を示す薄いグレーの色の粒子も多く存在するように見える。一方でpH=2もしくはpH=4の硝酸で溶出試験を行った試料中の粒子は微細な粒子が少なく、また、薄いグレーの粒子も少ない。
試験前

5% HNO_{3} pH=4 試験後残渣

8% HNO_{3} pH=2 試驗後残渣

図 3.2.2-7 pH 依存性試験前後の試料粒子の SEM 組成像

試験前

5% HNO_{3} pH=4 試驗後残渣

8% HNO_{3} pH=2 試驗後残渣

図 3.2.2-8 pH 依存性試験前後の試料粒子中のセシウムの分布 (EPMA)

図 3.2.2-8 は同じ位置のセシウムマッピング像であるが、右端の pH=2 の硝酸に暴露した試料粒子中にも依然としてセシウムを高い濃度で含む粒子が存在していることがわかり、またそれは比較的粗大な粒子である。結果は示さないが、偏光顕微鏡でこの粒子を観察したところ、偏光性をもたない非晶質であることが確認された。以上より、pH 依存性試験においてセシウム溶出の pH 依存性が確認され、SiとAlも同様の溶出傾向を示し、小粒径ほど溶出濃度が高かったことから、セシウムはガラス状の非晶質に含まれ、それらは小粒径のものほど強酸条件下に曝されて溶解する。しかし、比較的粗大な粒子は完全に溶解せずにセシウムを拘束したまま残存すると考えられる。

## d）PHREEQC による各種試験結果の再現

図 3.2.2-5 に pH 依存性試験の結果と共に、PHREEQC のデータベースに存在するセシウム化合物の溶出予測結果について示した。その結果については、Nontronite-セシウムの溶解度極性と近いと述べた。しかしながら、本計算は、硝酸条件下に Nontronite-セシウムのみを存在させた場合であり、他の鉱物の存在やイオンの存在を考慮していない。実際の溶出条件では、セシウム化合物以外に様々な化合物が共存し、また、それらの溶出により液相の状況も異なる。

## ア）pH依存性試験の液相組成をあわせる場合

pH 依存性試験においては、セシウム以外の各種元素の液相濃度を測定していることから、その液相組成の条件で、セシウム化合物を存在させた場合の溶出曲線を計算した。結果を図 3.2.2-9 に示す。赤い点が実験結果である。データベース中にある 7 種のセシウム化合物いずれの溶解度曲線も実測値から大幅に解離する結果となった。Nontronite-セシウムの結果が最も近いが、前記したセシウム化合物のみでの計算値よりも実測値に対する解離が大きい。また、液相組成を導入した結果、計算値はアルカリ側で増大するようになった。
図 3.2.2-9 イオン組成をあわせた場合の pH 依存性試験の再現

## イ）セシウム以外の固相化合物の考慮とイオン交換の導入

固相に設定する化合物は XRD で検出された calcite（CaCO₃）、hematite（Fe₂O₃）、gehlenite（Ca₂Al₂SiO₇）、quartz（SiO₂）、lime（CaO）の 5 種とした。存在量は、含有量分析値を用いたが、複数の化合物がある Ca については、Ca の含有量と XRD のピーク高さから各 Ca 化合物の存在量を推定した。他の元素については、ア）と同様に液相中に与えた。この状態で計算を試みたが、pH 依存性試験の結果に全く一致せず、全 pH 領域でセシウム化合物が完全に溶解する結果となった。そのため、セシウム濃度低減が必要であると考え、イオン交換反応を組み込んだ。なお、本件等では、セシウム化合物は Nontronite-セシウムのみで行った。結果を図 3.2.2-10 に示す。イオン交換における CEC は、実際の焼却灰の CEC がおよそ 4.13～20 meq/100g という報告があったため、1、10、100、20 meq/100g で変化させた。同図から、含有成分を固相鉱物として与え、イオン交換を考慮することで、セシウムの溶出濃度の実測値に近づく結果が得られるようになった。しかしながら、一方で、図 3.2.2-11 に示すとおり、ケイ素の溶出挙動は実測値と全く一致せず、アルカリ側でのみ上昇する結果となった。

図 3.2.2-10 固相鉱物を与え、イオン交換を考慮した場合のセシウム溶出濃度の計算結果 (セシウム化合物は Nontronite-セシウム)

図 3.2.2-11 固相鉱物を与え、イオン交換を考慮した場合の Si 溶出濃度の計算結果 (セシウム化合物は Nontronite-セシウム)

以上、諸々の検討を行ったが、全ての元素の挙動を網羅できた計算条件は存在しなかった。最も実験条件に近いと思われるモデル、つまり全ての元素供給が化合物からであり、イオン交換や吸着現象が考慮されているモデルがセシウムの溶出挙動に関しては良く説明できた。しかし実験の条件において特定不可能な部分が多く（化合物の種類と初期投入量、イオン交換や吸着のパラメータ等）、真に正しい計算をしていたのかに疑問が残る。何よりもケイ素や他の元素の計算結果と実験結果との差異が大きいことから、計算条件の仮定（セシウムが化合物として焼却灰中に存在するという）自体が正しくないことを示唆すものであると言える。
d) ガラス状非晶質の溶解モデルのパラメータ決定

上記したとおり、セシウム化合物の溶解としてセシウムの溶出挙動を再現することは困難であり、また、本プロジェクト内の別研究において、ガラス状非晶質内へのセシウムの存在が確認されていることから、ガラス状非晶質の溶解モデルとして再現することとし、pHを固定した条件でのケイ素の溶出を追跡した。結果を図3.2.2-12に示す。縦軸はケイ酸濃度[mg/L]の対数となっている。pHが上がるほど溶解量（溶解速度）は上昇しており、またある飽和量に近付いているため、前述した式(3)に一致する。

次に、式(4)のパラメータ $ k' $ と $ \eta $ を求めた。式(4)の溶解速度 r は表面積あたりからの溶解速度であり、実験値は濃度なので式(4)に比表面積、固相重量を乗じ、液相体積で除することで、液相濃度の変化速度に変換した。また、終末溶解速度は極めて遅いために、今回は無視した。式(4)を積分するとケイ酸濃度の時間変化の式になるが、本実験では途中で液相を抽出する操作があること、またその際に固相も含まれること等から固相重量が定数ではなく、ケイ酸濃度も不連続となる。そのため、積分した式を用いずに微分式を数値積分

図 3.2.2-12 ケイ素の溶解速度試験の結果

図 3.2.2-13 溶解速度試験結果に対するパラメータ フィッティング

してパラメータフィッティングを行った。計算結果を図3.2.2-13に示す。いささか精度は悪いが、おおむね溶出傾向を表現でき、式の妥当性を確認できたことから、この時の $ k' $ と $ \eta(\log k'=-27.04,\eta=1.84) $ を以降の計算で用いることとした。

## e）ガラス性非晶質の溶解モデル、埋立地シミュレータ、IPhreeqcを統合したモデルによる焼却灰中難溶性セシウムの長期的溶出挙動の予測

以上より得たガラス状非晶質の溶解速度パラメータと埋立地シミュレータ、IPhreeqcを用いてセシウムの長期溶出挙動を計算した。図3.2.2-14に浸出水中のSiとセシウム濃度、およびpHの経時変化に関する計算結果を示す。左縦軸は浸出水濃度で、緑の線がSi g/L、赤の線がセシウム pg/Lである。右横軸pHで青い線で示している。Si、セシウムともに埋立初期と、埋立開始から10～15年経過時で浸出水濃度が高くなっていることが分かる。前者は埋立地セル液相の初期ケイ酸濃度が低いために、非晶質シリカの溶解速度 $ \left(\mathrm{r}=\mathrm{k}_{+}\left(1-\left[\mathrm{H}_{4}\mathrm{SiO}_{4}\right]/\left[\mathrm{H}_{4}\mathrm{SiO}_{4}\right]_{\mathrm{sat}}\right)\right) $ が速かったためと考えられる。一方後者は、青線のpHが大きく低下しており（嫌気性菌による酸発酵により酢酸が生成されたため）、この影響で埋立地固相から金属元素が溶出し、溶出した金属が液相中のケイ酸と反応してケイ酸塩を生成したことによって液相中のケイ酸濃度が下がり、溶解速度が上がったためだと考えられる。埋立地シミュレータのアウトプットデータでは、greenalite $ \left(\mathrm{Fe}_{3}\mathrm{Si}_{2}\mathrm{O}_{5}\left(\mathrm{OH}\right)_{4}\right) $ がpHの低下とともに生成している事を確認した。

図 3.2.2-15 に累積の溶出量を初期存在量で割った累積溶出率を示す。セシウムは 60 年が経過した時点で 0.1% 程度の溶出に留まっていることが分かる。セシウムの固相からの溶出はケイ素と同じ挙動であ
るので（計算上は調和溶解させているため）、一旦溶出したセシウムが固相へ再吸着するため、Siよりも低い累積溶出率となっている。放射能は一定の期間（半減期）で半分になる性質があり、放射性セシウム137の半減期は30.1年である。60年経過した時点では放射能は1/4になっており、その時点でも累積溶出割合は0.1%程度であると考えると、焼却灰に含まれる難溶性セシウムの溶出による将来的な周辺環境への影響は小さいと思われる。

## (3) 考察

灰中の難溶性セシウムの溶出は、低 pH 側で増大する傾向にあり、Al や Si などとともに溶出が起こることが分かった。難溶性セシウムはガラス状非晶質中に存在し、極微細な粒子が強酸条件下で溶解するために濃度上昇が起こると思われる。しかし、焼却灰の pH は通常 12 程度であり、埋立後長期間経過した灰でも 8.5 程度である。したがって、極低 pH にならない限り難溶性セシウムの溶出は起こらないと言え

図 3.2-14 計算結果（Si、Cs、およびpH）

図 3.2-15 Si と Cs の累積溶出率

る。セシウムが焼却灰中に何らかの化合物で存在するとし、溶解平衡計算を検討したが、実験結果は再現されなかった。このことも、セシウムの溶出が特定の化合物からでなく、非晶質に物理的に拘束されていることを裏付ける。ガラス状非晶質の溶解モデルと埋立地シミュレータおよび地球化学モデルを結合した統合モデルによる長期計算の結果、焼却灰中の難溶性セシウムの累積溶出率は初期存在量の0.1%程度であり、長期的に焼却灰中に含まれる難溶性セシウムが溶出するリスクは極めて小さい。

## 参考文献：

1）稲垣八穂広，三ツ井誠一郎，牧野仁史，石黒勝彦，亀井玄人，河村和廣，前田敏克，上野健一，馬場恒孝，油井三和：高レベルガラス固化体の性能評価に関する研究－現状と信頼性向上にむけてー，原子力バックエンド研究，Vol.10 No.1-2，pp.69-84，2004

2）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の開発（K2138、K22078、K2357），研究代表者九州大学島岡隆行，2012
#### 3.2.3 貯蔵・保管、処分における焼却残渣の曝露環境の長期予測

## (1) 本節の目的

廃棄物埋立層内で焼却残渣が長期的に曝される環境を明らかにする。温度上昇（微生物反応、化学反応等）や好気性・嫌気性雰囲気での埋立層内の温度・ガス相組成を把握するため、現場モニタリングを行い、埋立層内環境の長期的予測を可能にすることに焦点をあてている。

廃棄物埋立層内で焼却残渣が長期的に曝される環境を明らかにする上では、物質の動態に大きな影響を及ぼすガス相の組成および温度環境を明らかにするために、廃棄物埋立地現場での埋立ガス成分および温度の現場モニタリングを行い、埋立ガス成分および温度の空間的・時間的分布特性を明らかにした。

モニタリング対象とした処分場としては焼却残渣の埋立を行っている、1）寒冷気候下の準好気性埋立構造を持つ陸上埋立地のガス抜き管近傍（好気性雰囲気）、2）温暖気候下の海面埋立地（ただし水面より上部）の掘削観測孔（嫌気性雰囲気）、を選んだ。これにより、寒冷気候・温暖気候下での埋立層温度の温度環境、好気性・嫌気性雰囲気の大きく異なる条件下でのガス相環境を明らかにした。

図 3.2.3-1 はセシウムを含む焼却残渣が埋め立てられた場合の想定例である。すでに埋立が進行している処分場にセシウムを含む焼却残渣がセル単位で埋め立てられるとすれば、廃棄物層内ですでに形成されている埋立ガス成分および温度による影響を大きく受ける可能性がある。特に、準好気性構造では、ガス抜き管近傍では好気性微生物反応による温度上昇に伴う高温環境、反応により生成した高い濃度の二酸化炭素に暴露される可能性がある。また、ガス抜き管より離れた場合には、嫌気性微生物反応が支配的になっている可能性があり、反応により生成した高い濃度のメタンおよび二酸化炭素、そしてきわめて低い濃度の酸素という廃棄物層内のガス環境に暴露される可能性がある。

一方、ガス抜き管が一般的に設置されない海面処分場の陸地部分での埋め立てが行われた場合、締め固めが強いために表層からの酸素侵入が妨げられ、きわめて強い嫌気性微生物反応が支配的になり、反応により生成した高い濃度のメタンおよび二酸化炭素に暴露させる可能性がある。

このような2つの構造の大きく異なる処分場での廃棄物層内の埋立ガス成分および温度環境をモニタリングを通じて明らかにすることで、焼却残渣中のセシウムの動態に影響を及ぼす可能性のある廃棄物層内の環境条件を示すことを目的として研究を遂行した。

図 3.2.3-1 陸上埋立地の埋立構造例
## (2) 寒冷気候下の陸上処分場における調査研究結果と考察

## a）調査概要

調査対象は北海道内の一般廃棄物最終処分場で、2003年の埋立開始後11年を経ている。埋立面積は13ha、埋立容量は184万 $ m^{3} $ で、焼却残渣を含む一般廃棄物を埋め立てている。調査対象処分場の埋立構造とガス抜き管の設置状況について、図3.2.3-2に示した。準好気性埋立構造を持ち、埋立深さ約30mの位置にNo.91、92のガス抜き管が位置する。

## b) 調査結果と考察

図 3.2.3-3 にガス抜き管出口のガス成分の観測結果を示した。埋立開始後7年を経た2010年ではガス抜き管出口のガス成分はほぼ空気組成のものもあるが、メタンと炭酸ガスが検出されている。特にNo.91、92、95については顕著に濃度が高く、炭酸ガスは18～25%程度を検出している。No.95では炭酸ガス(2%)がメタンよりも高い(1%)。また、埋立開始後11年を経た2014年では炭酸ガスがやや多くなっている。ここで、炭酸ガス濃度に対するメタン濃度の比（メタン-炭酸ガス比）を求める。一般に嫌気性微生物反応ではメタン60%、炭酸ガス40%が発生するため、メタン-炭酸ガス比は40/60として約0.7となる。一方、好気性微生物反応では炭酸ガスのみが発生する。したがって、好気性反応と嫌気性反応が共存する準好気性構造では、好気性反応が活発であるほどメタン-炭酸ガス比は0.7から上昇する。2010年ではNo.91で1.2、No.92で1.0であり、嫌気性反応が支配的であることがわかる。一方、No.95では1.6と好気性反応の影響が大きくなっている。2014年ではNo.91で1.9、No.92で1.2、No.95で6.5であり、埋立の進行とともに、好気性反応が活発になっている。このように準好気性構造であっても嫌気性雰囲気の埋立層が存在し、ガス抜き管近傍もその影響を受けると考えられるが、埋立の進行とともに好気性反応が活発になり、長期的には埋立ガス組成が酸

図 3.2.3-2 調査対象とした陸上処分場の構造

(a)2010年8月調査

(b)2014年1月調査

図 3.2.3-3 ガス抜き管出口のガス成分
(a)2010年1月調査

(b)2014年2月調査

図 3.2.3-4 ガス抜き管 No. 91 のガス・温度分布

(a)2010年1月調査

(b)2014年2月調査

図 3.2.3-5 ガス抜き管 No. 92 のガス・温度分布
図 3.2.3-4 にガス抜き管 No. 91、図 3.2.3-5 に No. 92 の深さ方向のガス成分・温度分布の観測結果を示した。準好気性構造であるため、底部から空気の供給があり、ガス抜き管内部はほぼ均質な成分分布となっている。メタンと炭酸ガスはほぼ同じ濃度であるが、深い部分でメタンと炭酸ガスの濃度がやや上昇している。

No. 91 (図 3.2.3-4) では酸素は深い部分でも 7% 以上確保されており、好気性雰囲気は確保されている。さらに、温度については最高約 $ 60^{\circ}C $ に達しており、活発な好気性微生物反応による発熱の影響を受けている。

No. 92 (図 3.2.3-5) では酸素は 5m 以上深い部分では 4% 未満であり、好気性反応のための酸素供給が十分でない。このため、発熱も小さくなっていると考えられ、温度については最高約 40～50℃であり、No. 91 に比べるとやや低くなっている。

メタン-炭酸ガス比を求めてみると、No.91では2010年が1.0程度であったが、2014年には2.0程度と、好気性反応が活発になっていることが確認できた。また、No.92では2010年が1.2程度であったが、2014年には1.7程度と、やはり好気性反応は活発になっている。このようにガス抜き管近傍においても

図 3.2.3-6 ガス抜き管 No. 91 の出口ガス成分および管内最高温度の変化

酸素濃度が4%未満になっていることから、ガス抜き管から離れた廃棄物層内ではさらに嫌気性雰囲気が強いことが予想される。したがって、準好気性構造ではガス抜き管近傍とそれ以外で大きく温度および埋立ガス成分の環境が大きく異なり、埋立場所によって暴露される環境が変化する。

図 3.2.3-6 にガス抜き管 No. 91 の管出口のガス成分および管内の最高温度について、経年変化を示した。やや変動はあるものの、埋立開始直後からメタンと炭酸ガスが検出され、酸素濃度もほぼ10%前後で推移している。メタンはやや低下しつつあり、好気性反応が活発になっている。炭酸ガスは常時10%以上で、酸素濃度も10%以上となっている。また、温度は50℃以上で、最高は60℃に達している。ガス抜き管近傍では高温かつ炭酸ガスと酸素濃度が高い状態で長期間維持されることがわかる。

したがって、準好気性構造では好気性・嫌気性雰囲気が共存し、廃棄物が位置するゾーンによって大きく暴露環境が変化することがわかった。
## (3) 温暖気候下の海面処分場における調査結果と考察

## a）調査概要

調査対象は、大阪湾内に位置する尼崎沖埋立処分場（以下、処分場）である。廃棄物の埋め立て期間は1990年1月から2002年3月までの12年間で埋立面積28ha、埋立容量478万m³、主な埋立廃棄物は一般廃棄物焼却残渣、汚泥焼却残渣、陸上残土、浚渫土砂などである。この処分場では安定化促進を目的として、2001年に海水面位置に相当する深さ（地表から5～6m付近）に集水暗渠を設置し、処分場内保有水を集水暗渠から内水ポンドへと排水し、保有水の早期排除および埋立ガスの排除と空気の導入による安定化促進を図っている。図3.2.3-7に鳥瞰図を示した。処分場全体を囲むように集水暗渠が設置され、一定区間ごとに中間観測孔があるため、内部で発生したガスが排出され、かつ空気が流入するようになっている。図3.2.3-8に写真（左端）を示した。

従来海面処分場には陸上処分場のようなガス抜き管は設置されていない。この処分場では上記の中間観測孔に加えて、水位測定用観測孔とガス測定用観測孔が設置されている。図3.2.3-7におけるラインⅠ～Ⅲに観測孔Ⅰ-1～Ⅲ-3が設置され、水位計により内部水位の連続測定を行っている。図3.2.3-8に写真

図 3.2.3-7 調査対象とした海面処分場の鳥瞰図

図 3.2.3-8 観測孔（中間観測孔、水位測定用、ガス測定用）

図 3.2.3-9 埋立終了後の掘削時の埋立層内の状況

（中央）を示した。水位測定用観測孔は上部が開放されている。ただし、観測孔 H18-1 のみは上部に蓋がある。ガス測定用観測孔は 3 箇所（08G1～3）あり、上部には蓋があり埋立ガスの流出および空気の流入はないことから、廃棄物層内部の埋立ガス成分特性を把握できる。図 3.2.3-8 に写真（右端）を示した。海面処分場では、内水位が海面水位とほぼ同じに管理され、廃棄物層の大半が水没しているため、表層からの空気の侵入が限られ、嫌気性分解反応により、埋立ガス発生や汚濁水の発生が長期間継続すると言われている。本調査では、これらの観測孔を用い、水面より上に位置する水分不飽和埋立層の温度およびガス成分の測定を行った。

図 3.2.3-9 に埋立終了後の掘削時の内部の状況を示しているが、覆土は約 1.5 程度で強く圧密され、また焼却残渣も締め固められ、固結化している状況であり、雨水の浸透もきわめて緩慢で、低含水率で間隙がメタンと窒素のみで占められているような環境に長期間焼却残渣が曝されるものと思われる。
## b) 調査結果と考察

図 3.2.3-10 に 2009 年および 2013 年の観測孔出口のガス成分の観測結果を示した。観測孔の構造が大きく異なっているため、ガス成分も大きく異なっている。中間観測孔と水位測定用観測孔では大気とのガス交換が自由に行われるため、空気組成を示しているものが多い。一方、蓋のついたガス測定用観測孔の 08G1～08G3 ではメタンが 25～60%に達している。残りは窒素であり、嫌気性微生物反応で生じるとされる炭酸ガスはほぼゼロ（ppm オーダーでは検出される）となっている。これは、この処分場への埋立物が焼却残渣主体であるため、焼却残渣中のアルカリ成分が炭酸ガスを吸収していることが考えられる。ただし、炭酸ガスが数%オーダーで検出されている観測孔もある。

(a) 2009 年 1 月

(b) 2013 年 11 月

図 3.2.3-10 観測孔出口におけるガス成分
2009 年の観測値から、中間観測孔ではメタンが検出されないか、20%未満であるが、蓋付きのガス測定用観測孔 08G1～08G3 および蓋付きの水位測定用観測孔 H18-1 ではメタンが 20～85%という高い濃度で観測されている。このように観測孔に蓋がついている場合には、廃棄物層内部で発生したメタンガスが滞留し、高濃度になる傾向がある。したがって、表層のガス透気性を著しく低くするような最終覆土の締め固めを行った場合、表層直下でメタンが上昇する可能性が高いと思われる

一方、蓋がない水位用観測孔Ⅲ-3でもメタンが13%を示していた。この観測孔に近いⅢ-1およびⅢ-2でもメタンが上昇していることが確認されており、この区画では観測孔出口を通じての空気の流動があっても、観測孔内でメタンが上昇していることから、廃棄物層内部でのメタンガス発生がきわめて活発であることが推察される。また、中間観測孔では蓋のついている中7を除いて、ガス成分はほぼ空気組成と同じになっており、顕著なメタンの上昇は見られなかった。これは、集水暗渠全体が水没していることが確認されており、廃棄物層内部で発生したガスが水面下では観測孔に移動・流入することが困難であるためと思われる。また、廃棄物層内部への空気の侵入も困難な状況であると思われることから、調査時点では廃棄物層への空気供給による安定化への寄与という点では小さいものと思われる。

次に図 3.2.3-11 に水位測定用観測孔 H18-1、図 3.2.3-12 にガス測定用観測孔 08G2 のガス成分と温度の深さ方向の分布を示した。地表面から約 6m 付近に水面があるため、深さ方向に最大で 6m までのガス成分の分布を観測した。メタンがきわめて高い一方で、炭酸ガスは 1% 未満で、酸素濃度も 2013 年の H18-1 のデータを除けばきわめて低い。ここで、H18-1 では 2009 年時点では観測孔が密閉されていたが、2013 年度になって大気開放されたため、開口部から空気が流入し、ガス成分分布が大きく変化した。廃棄物

(a)2009年1月調査

(b)2013年11月調査

図 3.2.3-11 水位測定用観測孔 H18-1 のガス・温度分布
(a)2009年1月調査

(b)2013年11月調査

図 3.2.3–12 ガス測定用観測孔 08G2 のガス・温度分布

層内部で活発な嫌気性微生物反応によって発生したメタンガスは観測孔に排出され、炭酸ガスは焼却残渣に吸収されていると思われる。

閉鎖された状態では表層から拡散で侵入した酸素はほとんど表層で消費され、内部への侵入深さはきわめて小さい。酸素の消費による好気性微生物反応は大きな熱発生を伴うが、内部温度はどの観測値でも平均気温（17℃）よりやや高い程度で、顕著な温度上昇は見られないことから、廃棄物層内部の好気性微生物反応速度はきわめて小さいものと推察される。2013年のH18-1の大気開放による空気侵入は顕著に影響が見られているが、メタンは依然として高い濃度を維持しており、廃棄物層内できわめて活発な嫌気性反応が起こっていると思われる。

図 3.2.3-13 に 2013 年に中間観測孔南 4 の近接地でボーリング調査を行った際の掘削直後の掘削孔内部のガス・温度分布を測定した結果を示した。上層は空気の侵入があるものの、4m より深い位置ではメタン濃度が 80% 近くとなっており、きわめて強い嫌気性状態にあることがわかった。本処分場では埋立終了後に厚さ 1.5m 程度のきわめて圧密の大きい覆土が敷設されており、廃棄物層は完全に封入されている状態である。処分場全体で廃棄物層内が強い嫌気性状態にあると推定される。図 3.2.3-12 に示したガス測定用観測孔 08G2 のガス成分の結果からも 2009 年から 2013 年までの変化はほとんどないことから、長期間にわたってこのような状態が継続するものと思われる。

図 3.2.3-14 にはガス測定用観測孔 08G2 出口のガス成分中のメタン濃度と最高温度の経年変化を示した。この結果から、やや変動があるものの、廃棄物層内部の嫌気性状態が継続していることがわかる。

このように焼却残渣主体で、かつ最終覆土が締め固められたような状態で埋め立てられた場合、温度
2013年11月調查

図 3.2.3-13 ボーリング掘削孔のガス・温度分布

図 3.2.3–14 ガス抜き管 No. 91 の出口ガス成分および管内最高温度の変化

は平均気温よりやや高い程度であるが、メタンがきわめて高く（50%以上）、かつ炭酸ガスはほとんど検出されないという状態が内部は長期間にわたって継続する可能性がある。

## (4) 結論

本節を通して、寒冷気候下の準好気性埋立構造を持つ陸上処分場および温暖気候下の海面処分場のガス抜き管と掘削調査孔で、深度別にガス成分および温度分布を数年間にわたってモニタリングし、処分場内部での好気的・嫌気的反応の空間的分布を明らかにした。

① 寒冷気候下の準好気性構造を持つ陸上処分場のガス抜き管近傍では、好気性微生物反応による発熱により埋立開始後7年から11年経過時まで最大50℃を維持し、かつ廃棄物層内は空気と埋立ガス（メタン・炭酸ガス）が混在する条件にある。しかし、温度が高く、好気性反応が活発と思われるガス抜き管近傍でも、深い位置ではメタンが20%程度でかつ酸素濃度が1%未満になる場合もあり、準好気性構造であっても、空間的には嫌気性雰囲気が強い部分が存在することがわかった。

したがって、埋立中の準好気性構造を持つ陸上処分場では、焼却残渣が50℃以上の高温で、かつ10%以上の高い濃度の炭酸ガスを含む環境に長期間暴露される可能性があることがわかった。
② 温暖気候下の海面処分場の水面より上の不飽和廃棄物層では、メタンは最大80%となっており、埋立終了後に厚さ1.5m程度のきわめて圧密の大きい覆土が敷設されているため、空気の拡散侵入が小さく、処分場全体で廃棄物層内が強い嫌気性状態にあると推定された。また、焼却残渣中のアルカリ成分が炭酸ガスを吸収しているため、炭酸ガスは1%未満であった。温度は平均気温と同じ程度で安定していた。

したがって、覆土および焼却残渣が強く締め固めて埋立された不飽和廃棄物層では、平均気温よりやや高い温度で、かつ60%以上の高濃度のメタンと1%未満の微量の炭酸ガスで長期間焼却残渣が暴露されると推定できた。

以上のような２つの異なる気候下にある陸上処分場および海面処分場での数年にわたる現場モニタリングを通じて、焼却残渣が長期間暴露される可能性のある温度・ガス相組成を把握することができた。
3.3 焼却飛灰からのセシウムの効率的な抽出と回収技術の構築

#### 3.3.1 遠心脱離法によるセシウムの抽出技術の検討

## (1) 実験概要

## a) 実験試料

A 市 B 清掃工場で採取された放射性セシウムを含んだ飛灰 1（4.01 g-セシウム/kg-ash、6,431 Bq/kg）および、C 市 D 清掃工場で採取された放射性セシウムを含んだ飛灰 2（1.96 g-セシウム/kg-ash、2,574 Bq/kg）を実験に供した。また、イ）節で行った 10,000rpm での回転継続時間を検討した実験では、放射性セシウムを用いる必要がないため E 市 F 清掃工場からの放射能汚染されていない飛灰を実験に供した。

## b) 実験方法

## 7 ) 搅拌洗净法

攪拌洗浄法として、JIS K 0058-1 有姿攪拌試験を行った。まず、質量比で試料1に対して純水10を加えた後、攪拌翼を備えた攪拌装置を用いて毎分200回転で6時間攪拌した。攪拌後10～30分静置し、上澄み液を0.45μmのメンブレンフィルターを用いてろ過を行い、ろ液を原子吸光分光光度分析装置（AAS）（200 Series AA、Agilent Technologies 社製）によるセシウム濃度分析に供した。また、ろ過残渣を凍結乾燥させたものを放射能濃度の分析に用いた。

## 1 ) 遠心脫離法

新たに提案する放射性セシウムの溶出方法として遠心脱離試験を行った。遠心脱離試験とは、遠心力によって放射性セシウムを含む飛灰の保有水を脱水する方法である。まず、試料1に対し純水0.7を加え、一昼夜静置した試料を、沈殿管に約40g充填した。その後、沈殿管を遠心分離機（H-200 nRS、コクサン社製）に設置し、回転数を10,000 rpmとすることで15,700×gの遠心力をかけ、試料の脱水を行った。脱離水をAASによるセシウム濃度分析に供した。

また、10,000 rpm の遠心力で脱水される飛灰溶液の質量と回転継続時間の関係を求めるために、継時的に飛灰の含水率を測定した。含水率と回転継続時間の関係性を図3.3.1-1に示す。10,000 rpm での遠心力で脱水可能な飛灰溶液が全量脱水されるのに要する時間は約60分間であった。この結果より、本実験では60分間を回転継続時間とした。

## ウ）アベイラビリティ試験

試料からのセシウムの最大可能溶出量を測定するためにアベイラビリティ試験を行った。まず、質量比で試料1に対して純水50を加えた後、pH調整装置を用いてpH7を維持しながら攪拌を行った。攪拌後、0.45μmのメンブレンフィルターを用いてろ過を行った後、検液Ⅰを採取した。さらに試料に一度目と同量の純水を加え、pH調整装置を用いてpH4を維持しながら攪拌を行った。攪拌後、0.45μmのメンブレンフィルターを用いてろ過を行った後、検液Ⅱを採取した。検液ⅠおよびⅡの混合液をAASによるセシウム濃度分析に供した。

## Ⅰ) セシウムの定量

攪拌洗浄法からの溶出液と遠心脱離法からの飛灰溶液（以下遠心脱離液と表記）中のセシウム濃度（放射性セシウムと安定セシウムをあわせたものの濃度）を AAS を用いて分析した。

## (オ)放射性セシウム含有量の測定

溶出液、遠心脱離液、脱水残渣を専用の容器に充填し、ゲルマニウム検出器を用いて各試料の放射性セシウム含有量を測定した。なお、ここでの放射性セシウム含有量とは、セシウム-134とセシウム-137

図 3.3.1-1 含水率と遠心分離時間の関係