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平成 25 年度

環境研究総合推進費補助金 研究事業

総合研究報告書

# 放射能汚染廃棄物処理施設の長期管理手法 に関する研究 (3K122103)

平成 26 年 3 月

研究代表者名 大迫政浩（独立行政法人国立環境研究所）
補助事業名	環境研究総合推進費補助金研究事業（平成24年度～平成25年度）
所管	環境省
国庫補助金	75,140,000円（複数年度の総計）
研究課題名	放射能汚染廃棄物処理施設の長期管理手法に関する研究
研究期間	平成24年4月1日～平成26年3月31日
研究代表者名	大迫政浩（独立行政法人国立環境研究所）
研究分担者	川本克也（独立行政法人国立環境研究所）（平成25年12月岡山大学へ異動）
山田正人（独立行政法人国立環境研究所）
遠藤和人（独立行政法人国立環境研究所）
滝上英孝（独立行政法人国立環境研究所）
倉持秀敏（独立行政法人国立環境研究所）
高岡昌輝（京都大学）
香村一夫（早稲田大学）
樋口壯太郎（福岡大学）
## 目次

総合研究報告書概要 …… 1

本文

1．研究背景と目的 …… 8

2．研究方法 …… 8

2.1 焼却施設における放射性 Cs の举動解明と長期管理手法 …… 8

2.1.1 都市ごみ焼却施設における放射性 Cs の炉内蓄積分布に関する実態調査 …… 8

2.1.2 既存施設における耐火物中の放射性 Cs 及び安定 Cs の実態調査 …… 8

2.1.3 耐火物中 Cs 等の举動評価 …… 11

2.2 最終処分場における放射性 Cs の举動解明と長期管理手法 …… 11

2.2.1 埋立処分施設における安定セシウムの举動解明 …… 11

2.2.2 焼却残渣洗浄 …… 14

2.2.3 放射能汚染焼却飛灰埋立地の放射性セシウム長期举動と管理 …… 16

3．結果と考察 …… 20

3.1 焼却処理における放射性 Cs 举動解明と長期的管理手法 …… 20

3.1.1 都市ごみ焼却施設における放射性 Cs の炉内蓄積分布に関する実態調査 …… 20

3.1.2 既存施設における耐火物の放射性 Cs 及び安定 Cs の実態調査 …… 25

3.1.3 耐火物中 Cs 等の举動評価査 …… 27

3.2 埋立処分施設における放射性 Cs 举動解明と長期的管理手法 …… 30

3.2.1 埋立処分施設の掘削コアからみた安定セシウムの举動 …… 30

3.2.2 埋立層内における重金属類の存在形態 …… 34

3.2.3 電気探査による浸透水の举動把握 …… 35

3.2.4 事前除塩による埋立負荷低減効果 …… 37

3.2.5 数值解析による長期举動評価 …… 44

4．結論 …… 48

5．参考文献 …… 50

6．研究発表 …… 50

論文発表

学会等発表

7．知的財産権の取得状況 …… 51

8．研究概要図 …… 52

9．英文概要 …… 53
研究課題名：放射能汚染廃棄物処理施設の長期管理手法に関する研究

研究番号 : 3K122103

国庫補助金清算所要額：75,140,000 円（複数年度の総計）

研究期間：平成24年7月2日～平成26年3月31日

研究代表者名： 大迫政浩（独立行政法人国立環境研究所）

研究分担者：川本克也（独立行政法人国立環境研究所）（平成25年12月岡山大学へ異動）、山田正人（独立行政法人国立環境研究所）、遠藤和人（独立行政法人国立環境研究所）、滝上英孝（独立行政法人国立環境研究所）、倉持秀敏（独立行政法人国立環境研究所）、高岡昌輝（京都大学）、香村一夫（早稲田大学）、樋口壯太郎（福岡大学）

## 研究目的

東京電力(株)福島第一原子力発電所の事故により、福島県だけでなく東日本一帯が放射性物質により汚染された。汚染された廃棄物は既存の廃棄物処理施設及び仮設焼却炉で処理され、放射性セシウムを濃縮した焼却灰は埋立最終処分又は中間貯蔵される。汚染廃棄物の処理を安全に進めていくためには、施設の適切な管理が重要であり、施設のライフサイクル全体で考えていかなければならない。特に、焼却施設における放射性セシウムの炉内挙動の把握は、施設を維持管理し最終的に解体撤去する場合に、作業者の被ばくや汚染拡大の防止を図るうえで重要である。また、放射性セシウムのうちCs-137は半減期が30年間であり、埋立最終処分場における長期的なモニタリングや廃止（廃棄物最終処分場の維持管理の終了）の判断には、処分場内の放射性セシウムの長期挙動の把握が必須である。

そこで本研究では、放射性物質により汚染された廃棄物の中間処理や最終処分施設における放射性Csの挙動を把握、解明し、長期的な維持管理や最終的な廃止・解体撤去などの適正な方法を確立し、環境影響を低減するとともに作業者の放射線障害防止に資することを目的にする。

## 研究方法

焼却施設における放射性 Cs の炉内挙動解明と長期管理手法の検討においては、まず、都市ごみ焼却施設（灰溶融施設含む）における放射性 Cs の炉内蓄積分布を把握するため、関東以北の8施設において炉内から後段の排ガス処理プロセスにわたる広範な範囲で付着物や耐火物を採取するとともに、メンテナンス時の被ばく評価をするため炉内外の空間線量率を測定した。また、参考データとして西日本の2施設において安定 Cs の炉内蓄積分布を測定した。採取した耐火物については、深さ方向の放射性 Cs の浸透状況を把握した。さらに、実施設において新たに耐火物を設置し耐火物中への浸透状況を時系列的に観察するとともに、適切な処理処分方法の検討の観点から廃耐火物の溶出試験を実施した。また、炉内
のクリーニング（除染）の可能性を検討するために、汚染された耐火物を用いて空焚きのラボ実験を行い放射性Csの低減効果を確認した。

埋立最終処分場における放射性 Cs の長期举動解明と長期管理手法の検討においては、実際の焼却残渣主体埋立処分場でボーリング調査を実施し、廃棄物中に元々含まれる安定 Cs を指標として深さ方向の分布とともに、一部の試料について逐次抽出法による存在形態の観察を行った。また、非破壊の電気探査法を用いて、埋立層内の水の移動特性を現場において把握した。つぎに、洗浄残渣からの放射性 Cs の浸出举動を把握するために、洗浄残渣を充填したライシメータによるラボスケールの試験を実施した。すなわち、焼却残渣を洗浄し、脱塩、脱セシウムを行い、埋立地を模擬したライシメータ一に充填した洗浄灰、未洗浄灰を3水準の高さにして人工散水を行い、浸出水中のセシウム濃度等を測定し、洗浄による効果確認を行った。さらに、層内の土壌の吸着保持能力や隔離層の水遮断性などを考慮した長期的な放射性 Cs 挙動予測モデルを確立し、最終処分場の長期的な監視手法や廃止基準・方法について考察した。

## 結果と考察

## 焼却施設における放射性Csの挙動解明と長期管理手法

焼却炉において、放射性Csは焼却主灰よりも、飛灰あるいはボイラ灰に濃縮する傾向が確認できた。クリンカ深さ方向の放射性Cs濃度を調査したところ、深部ほど放射性Cs濃度が高くなる傾向が見られた。Csがクリンカ内へ浸透している、またはクリンカの成長前にCsが堆積していた可能性が考えられた。

空間線量率を測定したところ、いずれも管理区域に指定する目安となる2.5μSv/h以下の値であった。空間線量率は、二次燃焼からボイラ管群部、あるいはガス冷却塔にかけての部分が最も高くなる傾向がみられ、Csの蓄積が示唆された。定期清掃前後での炉内空間線量率を測定したところ、表面の清掃による改善はあまり見られなかった。したがって除去可能なクリンカよりも耐火材内部へCsが浸透していることが予測された。いくつかの施設においては耐火材中への放射性Csの浸透が確認された。特に後燃焼から二次燃焼でよく確認されたため焼却炉の清掃、解体時は注意が必要である。二次燃焼ではダスト中の放射性Cs濃度が高く、後燃焼では低い施設が多かったので、耐火材の放射性Cs濃度は、付近のダスト中放射性Cs濃度に必ずしも影響されるというわけではなかった。各施設において最も高い空間線量率を示した場所の値を1とした各場所の相対値と運転温度との対応関係をみると、図1に示すように、2つのグループに分けることができ、左図は800～1000℃の部分（2次燃焼室付近）に最大値が来るもので、Csの耐火物への浸透の影響が大きいと考えられ、右図は400～600℃の部分（ボイラ、空気予熱器、ガス冷等）に最大値が来るもので、付着物等に含まれる高濃度放射性Csの影響が大きいと考えられた。

図１ 運転温度と各施設での空間線量率相対値の関係（凡例の番号は施設番号を表す）
炉内、排ガスダクト内付着物や焼却主灰、飛灰中の放射性Cs濃度は、Na濃度+K濃度とある一定の相関が認められ、アルカリ金属として同様の举動をするものと推測され、個別施設の放射性Cs挙動の予測に利用できると考えられた。

つぎに、耐火物中への放射性 Cs の蓄積状況について調査した。東北地方を中心に一部施設において放射性 Cs が検出された。耐火物中の濃度分布として顕著な傾向が認められた結果の一例を図 2 に示す。いずれの元素も表層から炉内側になるに

つれ減衰傾向を示すが、表層から15cmの地点に置いても放射性Csが検出されており、耐火物全体に放射性Csが蓄積していることが確認された。

また、施設 E の耐火物補修工事（表面 5cm 程度の切削作業）前後でボイラー部内における空間線量率を比較したところ、工事後には空間線量率が大幅に低下したことから、耐火物の表面 5cm 付近までに大半が蓄積していたことが推察された。

実施設で炉内に耐火物を曝露させて、曝露時間と蓄積状況の推移を確認したところ、半年間程度経過しても蓄積は続いた。どの程度の時間で平衡に達するかの確認が必要である。

温度の異なる場所で耐火物を採取して深さ方向の濃度を確認したところ、図3のとおり雰囲気温度が低い場所の濃度が高くなった。揮発した放射性セシウムが温度が低いところほど凝縮して吸着、蓄積するものと考えられる。

廃耐火物の適正な処理処分の検討の観点から、汚染された耐火物からの放射性Cs濃度の溶出性を溶出試験により把握した。溶出率を指標としてみると、かなりバラつきが見られ、試料性状により難溶性Csの生成割合が異なると考えられる。耐火物中Si含有量と放射性Cs溶出率の関係を図4に示す。耐火物のSi含有量により放射性Cs溶出率が異

図２ 炉内耐火物への放射性Csの蓄積状況例(MH:マンホール)

図 3 耐火物 C の雰囲気温度別放射性セシウム 浸透状況（曝露時間 922 時間）

図 4 耐火物中 Si 含有量と放射性 Cs 溶出率の関係
なり、Si 含有量が多いほど溶出率が低下する傾向が見られた。難溶性のアルミナシリケートの生成が関係しているものと思われる。

最後に、クリーニング可能性を検討するために、汚染した耐火物の空焚き試験を行った。その結果、焼却炉内の通常の温度である800℃付近でも60%程度の除去率が得られ、温度が高いほど除去率は上昇した。

## 埋立最終処分場における放射性 Cs の長期举動解明と長期管理手法

既存処分場のボーリング調査については、研究対象とした7か所の最終処分場の数か所について、コアサンプルの詳細調査を行った。K処分場およびP処分場の採取コアを層相変化に基づいて分割し分析試料として、安定セシウムおよびカリウムの濃度を測定した。K処分場における各種埋立物中のそれらの濃度を図5に示した。安定セシウムは土および粘土質混り土に相対的に多く含まれており、スラグや固化灰に含まれるセシウムは相対的には低い値を示した。カリウム濃度も同様の傾向であった。

図 5 K 処分場の各種試料における安定セシウムとカリウムの濃度。K0 は地表面，K1～4 はボーリング地点、一(数字)は深度(cm)を示す。

P 処分場も同様の傾向を示したことから、焼却残渣主体の埋立地において一般的にみられる傾向である。すなわち、飛灰等の焼却残渣から溶脱したセシウムやカリウムが中間に存在する土壌に強く吸着され捕捉されている結果とみることができる。

つぎに、逐次抽出法により安定セシウムの埋立層内の存在形態を推定した。安定セシウムのそれぞれの画分の抽出割合を図6に示した。処分前のセメント固化灰中の安定セシウムは80％以上が水溶性であるが、K処分場の試料（K0-0, K1-585）ではほぼ50％が残留物態を呈している。また土(K3-586)に含まれる安定セシウムもまたその50％は残留物態である。一方，P処分場における主灰と粘土質混り土中の安定セシウムは80％以上が残留物態を呈する。セメント固化灰中の水溶解性の画分が容易に溶脱していることや、土壤に吸着された安定セシウムの存在形態が不溶性の残留物態であること、また、主灰中の存在形態も不溶性の残留物態であることなどが明らかである。
図6 逐次抽出法による安定セシウムの各試料中の存在形態

K0 は地表面。K1～4 はボーリング地点、－(数字)は深度(cm)を示す。UP0 は地表面、UP1 はボーリング地点、－(数字)は深度(mm)を示す。

F1: 水溶性、F2: イオン交換態、F3: 炭酸塩態、F4: 酸化物態、F5: 有機物態、F6: 残留物態

洗浄飛灰のライシメータ実験については、洗浄により安全に埋立処分することが可能であることを確認した。さらに埋立層高さを変化させることにより、初期溶出濃度のコントロールが可能であることが分かった。浸出水中のCs133、Cs134+137、塩化物イオン濃度およびECには相関関係があることから、塩化物イオン濃度、ECを指標にCs133、Cs134+137の推定を行うことが可能であることが分かった。

最後に、数値解析による長期挙動評価について検討した。既存埋立層の上部に汚染廃棄物（飛灰）が埋立されている状況で、既存埋立層直下の評価点におけるCs-137濃度の変化を図7、8に示す。上部の難透水層設置により浸透量が制御可能であるが、浸透量の設定次第で一般の廃棄物埋立処分場の管理期間（廃棄物最終処分場の建設から廃止に至るまでの維持管理しなければならない期間）よりもはるかに長期経過後に、Cs137の濃度限度である90 Bq/Lを超過するケースも存在することが明らかとなった。

図 7 Cs-137 経時変化（8,000 Bq/kg）

図 8 Cs-137 経時変化 (4,000 Bq/kg)

放射性 Cs 汚染飛灰を埋め立てた処分場の管理の考え方については以下のとおりである。廃止以降、処分場自体には管理が必要なく、管理を放棄できるという意味での廃止であるが、跡地形質変更（廃棄物最終処分場が廃止された後，廃棄物の攪乱や外乱を含んだ跡地利用することによる形質変更）を考えると、跡地利用の方法によって処分場には、再度、廃掃法上の管理要件がかかることになっている。また、現時点では平成二十三年三月十一日に発生した東北地方太平洋沖地震に伴う原子力発電所の事故により放出された放射性物質による環境の汚染への対処に関する特別措置法（以下，特措法とする。）に
おいて廃止との関係等については考えられていないが、ここでは、考えられる対応について表1にまとめる。

表 1 汚染廃棄物を埋め立てた最終処分場の長期管理（案）

懸念事項	維持管理に対する提案
特措法の上乗せ維持管理の終了時期	空間線量については、特定一廃、特定産廃の埋立終了後1～2年程度。廃止前に当該埋立区画の再掘削等の外乱が生じる場合には必ず測定すること。
放流水基準については、基本的には廃止までの期間。もしくは、長期挙動評価によって安全性が確保されている場合は、現在の状況確認のため埋立終了後1～2年程度とする。
特措法の上乗せ維持管理基準が最終処分場の廃止時期によって異なること	長期挙動評価によって安全性が確認されていれば、廃止時期が異なったとしても説明可能。埋立終了と同時に廃止される場合でも同様。特定一廃、特定産廃埋立終了から処分場の埋立終了までの期間が長い場合、上述の上乗せ維持管理の終了時期に準じる。
ただし、長期挙動評価を実施して安全性が確認されるためには、特措法上の上乗せ構造基準である土壌層や隔離層が適切に設置されていることも必要。
長期挙動評価で濃度限度超過の可能性があり、措置を講じて濃度限度超過の可能性がなくなった場合も含む。
維持管理記録の保管期間	廃止以降に汚染廃棄物を攪乱する恐れがあるため、廃掃法第15条の18に規定する指定区域台帳に記載する事項に汚染廃棄物埋立処分場であることを明記し、埋立位置や量、濃度、当時の維持管理記録情報を添付しておくことで対応（廃止の期間まで保管義務のある図面等を台帳の添付資料として用いる）。ならびに、廃止確認申請、埋立終了届の際に、汚染廃棄物が処分されていることを記載すること。基本的には、石綿含有廃棄物の取り扱いと同様。
跡地形質変更時の取り扱い	汚染廃棄物の飛散、流出の恐れがある場合には措置を講じることが必要。また、維持管理要件は特措法に記載されている上乗せ基準を適用することを基本とする。基本的には、石綿含有廃棄物の取り扱いと同様であるが、汚染飛灰埋立区画の上部に設置された隔離層が最終覆土である場合、その機能を破損しないように跡地利用制限として、表層利用で10m以上、中層利用で20m以上の離間距離が必要。汚染廃棄物埋立地（もしくは埋立区画）では基本的に深層利用は無しが望ましい。汚染廃棄物の濃度がクリアランスレベル相当の100Bq/kgを下回った場合は通常の埋立廃棄物と同様の取り扱いとする。
跡地形質変更が行われた場合の、上乗せ維持管理基準は、廃掃法上の維持管理基準と同様の2年間とする。それ以降は、長期挙動評価で濃度限度を超過しないことが確認されれば維持管理の必要は無い。
指定廃棄物処分場との整合性	指定廃棄物処分場の維持管理期間は埋立廃棄物の濃度が8,000Bq/kg以下となるまで。8,000Bq/kg以下であれば、特定一廃や特定廃廃埋立処分場と同様に、長期挙動評価で安全性が確認されていれば、維持管理を終了できる。
埋立基準が溶出量基準ではなくて、含有量基準になっていること。	含有量が同じであっても溶出率が大きく異なることから、放流水管理に対する懸念が生じるが、埋立位置が下部ではなく、土壌層、上部隔離層等が適切に設置されていれば、易溶出性の飛灰であったとしても、難溶出性の主灰等と同様の取り扱いが可能である。そのため、埋立位置、土壌層、隔離層が適切に設置されているかどうかの検査を行い、長期挙動評価を実施すれば、含有量基準であっても安全な埋め立てが可能と解釈できる。

## 環境政策への貢献

焼却施設における放射性Csの挙動について多くの知見が得られた。焼却炉内において、特に二次燃焼室付近の耐火物に放射性Csが浸透し蓄積することが明らかとなり、空間線量率が高くなることから、炉内の維持管理作業者は外部被ばくについて留意が必要である。しかし、炉内の空間線量率は、きわめて高濃度の放射性Csを含む廃棄物を焼却減容化しない限り、炉内作業が実施できないほどに上昇することは考えにくく、作業時間等をコントロールすることで炉内における保守点検や解体時の炉内洗浄作業なども可能であると思われる。また、排ガスの温度の低下とともに付着物（飛灰）は高濃度化することか
ら、炉内作業時の飛散粉じんの内部被ばくに留意が必要であり、濃度レベルに応じた適切な保護具の着用が必要である。また、解体時の飛散による汚染拡大に留意が必要であり、仮設テント等での隔離など適切な措置をとることが必要である。ただし、以上については、既にダイオキシン類対策の観点から実施されている作業者の被ばく防止や汚染拡大防止のための措置（参考：廃棄物焼却施設関連作業におけるダイオキシン類ばく露防止対策、中央労働災害防止協会、第2版（2014））と同様であり、ダイオキシン類対策のレベルで放射性Csに対しても十分であるか、今後詳細な検討が必要である。さらに廃耐火物については、材料特性によって放射性Csの溶出性が異なることが明確になり、含有濃度や溶出性の観点からの処分方法の適切な判断が可能になった。以上の成果を踏まえて、維持管理や解体撤去時に生じる作業者の被ばく防止及び廃耐火物等の適正処分におけるマニュアル策定などに活用できる。

埋立処分場の長期管理手法については、既存施設の安定セシウムを指標とした調査により長期挙動の実態が明らかとなり、数値モデル化により、浸出水中の放射性Cs濃度の長期的な変化の予測が可能となり、放射性Csを長期的に管理していく必要性が明確になった。放射性Csの浸出するピークは、廃棄物処理法に基づく廃止に要する期間よりもはるかに長期経過後に出現する可能性があることから、放射性Csを含む廃棄物の新たな長期的な管理の考え方を明確にする必要があり、本研究で試案を提示した。すなわち、汚染飛灰を埋め立てた最終処分場の廃棄物処理法上の廃止後の跡地形質変更において、当該処分場の底層利用、ならびに当該埋立区画の中層利用を禁止し、埋立区画の表層利用も避けることが望ましい。また、放流水管理については、事前の評価によって問題がなければ廃止後のモニタリング継続の必要はないが、Cs137が濃度限度を超える可能性がある場合は、適切な措置を講じる必要がある。以上の点を行政上のルールとして規定していくべきである。

## 研究成果の実現可能性

本研究の成果は、環境省が平成25年度に設置した廃棄物処理施設の解体・整備における事故由来放射性物質対策検討会に提示され、解体・整備マニュアル策定の基礎的な資料となっている。平成26年度には、マニュアルとして策定される予定である。

埋立最終処分場の長期管理手法においても、環境省において特定一般廃棄物及び特定産業廃棄物の処分場の巡回調査が開始され、調査時において本研究において構築した数値モデルを個別に適用し評価することで、将来的な浸出可能性などの診断を行っている。また、本研究で提示した長期管理の考え方に基づいて、環境省内部で廃止基準の検討を開始したところである。

## 結論

放射性物質により汚染された廃棄物の焼却処理や最終処分施設における放射性Csの長期的な挙動を把握、解明し、長期的な維持管理や最終的な廃止・解体撤去などの適正な方法を提示するための基礎資料や考え方を示した。本研究の成果が、作業者の放射線障害防止や周辺環境の汚染防止のためのマニュアル策定等につながるものと思われる。
### 1. 研究背景と目的

東京電力(株)福島第一原子力発電所の事故により、福島県だけでなく東日本一帯が放射性物質により汚染された。汚染された廃棄物は既存の廃棄物処理施設及び仮設焼却炉で処理され、放射性セシウムを濃縮した焼却灰は埋立最終処分又は中間貯蔵される。汚染廃棄物の処理を安全に進めていくためには、施設の適切な管理が重要であり、施設のライフサイクル全体で考えていかなければならない。特に、焼却施設における放射性セシウムの炉内挙動の把握は、施設を維持管理し最終的に解体撤去する場合に、作業者の被ばくや汚染拡大の防止を図るうえで重要である。また、放射性セシウムのうちCs-137は半減期が30年間であり、埋立最終処分場における長期的なモニタリングや廃止（廃棄物最終処分場の維持管理の終了）の判断には、処分場内の放射性セシウムの長期挙動の把握が必須である。

そこで本研究では、放射性物質により汚染された廃棄物の中間処理や最終処分施設における放射性Csの挙動を把握、解明し、長期的な維持管理や最終的な廃止・解体撤去などの適正な方法を確立し、環境影響を低減するとともに作業者の放射線障害防止に資することを目的にする。

### 2. 研究方法

### 2.1 焼却施設における放射性 Cs の挙動解明と長期管理手法

#### 2.1.1 都市ごみ焼却施設における放射性Csの炉内蓄積分布に関する実態調査

都市ごみ焼却施設（灰溶融施設・ガス化溶融施設含む）における放射性Csの炉内蓄積分布を把握するため、関東以北の8施設において表2.1.1に示すように炉内から後段の排ガス処理プロセスにわたる広範な範囲で付着物や耐火物を採取するとともに、メンテナンス時の被曝評価をするため炉内外の空間線量率を測定した。また、参考データとして西日本の2施設において安定Csの炉内蓄積分布を測定した。

付着物サンプルについて粉砕機 Wonder Blender(型式：WB-1、輸入・販売元：大阪ケミカル株式会社)を用いて粉砕時間20秒で粉砕した。粉砕したサンプルはU-8容器に入れ、Ge半導体検出器（SEIKO EG&G社製型式SEG-EMS）にて放射性Cs濃度を測定した。耐火物サンプルは別途表面から深さ方向にカットしてCsの分布を調べた。また、他の元素濃度と放射性セシウムとの相関を調べるため、蛍光X線分析装置（島津製作所製：XRF-1800）にて測定した。Ge半導体検出器による検出下限は10Bq/kgとした。また、一連の作業による測定値のばらつきを調べるため、一つのサンプルについて5回測定し変動係数を求めると10%以下であることを確認した。空間線量率については日立アロカ製の測定機器（TCS-171Bもしくは172B）により測定した。西日本のサンプルについては、マイクロウェーブ分解装置(CEM製、MARS5)により酸分解後、ICP質量分析装置（ThermoSCIENTIFIC製：XSeries 2Xt）で安定Csを分析した。

#### 2.1.2 既存施設における耐火物中の放射性 Cs 及び安定 Cs の実態調査

焼却炉内の点検補修時に生じた耐火物の廃材を採取し、放射性物質等の濃度分布を把握し、既存施設における耐火物への放射性物質蓄積の実態を明らかにすることを目的とする。

耐火物の試料採取の対象とした焼却・溶融施設は表2.1.2に示すとおりで、2011年度に3施設、2012年度に4施設、2013年度に3施設、原発事故以前(2011年3月以前)の試料として1施設である。対象施設は東日本だけでなく、原発事故の影響が少ない地域に立地する施設、仮設焼却炉も存在する。採取し
た耐火物について、炉内側から原則2cmの厚さ毎に切断・粉砕し、分析試料とした(図2.1.1参照)。各層の測定項目は、放射性Cs(Cs-134、137)、Cs-133、Si、Al、Ca、Mg、Na、K、Clとした。放射性Csの測定は放射性物質濃度等測定方法ガイドライン（環境省HP：廃棄物関係ガイドライン第2版、平成25年3月、http://www.env.go.jp/jishin/rmp/attach/haikibutsu-gl05_ver2.pdf）に則り行った。その他の項目は酸分解およびアルカリ融解後、原子吸光およびICP-MSにより測定を行った。また、施設I～Kの仮設焼却炉では耐火物と合わせて付着物の採取も行っており、耐火物および付着物の測定項目は、放射性セシウム(Cs-134、137)、Cs-133、Si、Al、Ca、Mg、Na、K、Cl、ダイオキシン類、重金属類(Pb、Crなど)とした。放射性セシウムの測定は放射能濃度等測定方法ガイドラインに則り、ダイオキシン類の測定は特別管理一般廃棄物及び特別管理産業廃棄物に係る基準の検定方法（平成4年7月厚生省告示第192号）に則り行った。その他の項目は酸分解およびアルカリ融解後、原子吸光およびICP-MSにより測定を行った。

施設 E ではボイラー部耐火物の補修工事が実施されたため、耐火物補修工事前後でのボイラー部内外の空間線量率測定および耐火物、付着物の採取を行った。ボイラー部内外の空間線量率測定は、NaI(Tl)シンチレーションサーベイメータを用いて行った。ボイラー部内での空間線量率測定は、付着物前後で実施し、付着物採取による影響も合わせて評価した。

表 2.1.1 調査施設の概要

施設記号	A	B	C	D
処理方式	溶融	焼却	溶融	溶融
所在地域	東海	関西	東北	関西
空間線量率( $ \mu $ Sv/h)	-	0.04	0.06	0.04
飛灰濃度(Bq/kg)	-	-	1000	-
試料採取年度	2010年度	2011年度	2011年度	2011年度
施設記号	E	F	G	H
処理方式	溶融	溶融	溶融	焼却
所在地域	東北	東北	関東	中国
空間線量率( $ \mu $ Sv/h)	0.9	0.9	0.08	0.08
飛灰濃度(Bq/kg)	30000	7000	3000	-
試料採取年度	2012年度	2012年度	2012年度	2012年度
施設記号	I	J	K
処理方式	焼却(仮設)	焼却(仮設)	焼却(仮設)
所在地域	東北	東北	東北
空間線量率( $ \mu $ Sv/h)	0.05	0.05	0.3
飛灰濃度(Bq/kg)	700	-	3000
試料採取年度	2013年度	2013年度	2013年度

図 2.1.1 耐火物の前処理方法
また、耐火物への放射性物質等の蓄積の実態を明らかにすることを目的とし、蓄積要因調査を実施した。放射性セシウムを含む都市ごみ焼却灰および焼却飛灰を溶融処理している溶融処理施設の排ガス経路内の雰囲気温度が異なる3地点に耐火物を設置し、排ガスによる耐火物の暴露試験を行った。暴露開始後一定期間ごとに耐火物を取り出し、各耐火物から5切片の調査試料を切り出し、その切片中の放射性セシウム含有量を計測することによって、耐火物への放射性セシウムの浸透、蓄積度を把握した。放射性セシウムの測定は放射能濃度等測定方法ガイドラインに則り行った。本調査で用いた耐火物の性状を表2.1.2に示す。本調査では、耐火物種として、現在工業炉や廃棄物処理炉等で用いられる耐火物の中から7種類の耐火物を選定した。

表 2.1.2 調査用耐火物の性状（メーカーカタログより抜粋）

項目	A	B	C	D	E	F	G
組成(%)	SiO_{2}	17	0.2	53	51	51	51	42
Al_{2}O_{3}	78	93	44	43	43	45	48
Fe_{2}O_{3}	1.8	-	1	1.5	2	-	-
気孔率(%)	0.5～2	0～2	13	20	71	16	28
耐火物種類	定型耐火物	不定形耐火物

耐火物を設置した溶融処理施設の処理フローと設置地点を図2.1.2に示す。耐火物は、溶融施設の3地点の内部点検口部分に設置した。定常運転時の設置個所付近の内部雰囲気温度は、地点-1で850～950℃、地点-2で750～850℃、地点-3で550～650℃である。耐火物は、炉内でその前面を排ガスに直接暴露するように設置した。また、調査用耐火物の背面(即ち炉外側)には、通常の点検口部の煉瓦配置と同様に断熱煉瓦を設置している。

耐火物への放射性セシウムの浸透度合いを把握するために、一定期間毎に溶融排ガスを暴露させた調査用耐火物を取り出し、各耐火物中の放射性セシウム濃度を測定した。取り出した耐火物表面に付着しているダスト、クリンカ状物などはワイヤーブラシ等で清掃し、概ね清浄な面とした。その後、ダイヤモンドカッターで測定切片を切り出し、分析用試料とした。耐火物の計測部位は炉内側から5カ所の部分とし、各々の放射性セシウム濃度を測定した。分析試料とした切片の位置を図2.1.3に示す。

図 2.1.2 処理フローと耐火物設置地点
図 2.1.3 分析試料切り出し位置(S1～5：分析用試料)

試験期間の運転実績は、計画期間1、3、6か月以上に対して実績は溶融処理時間で203、922、3697時間であった。また、試験期間の各固形物の放射性セシウム濃度の平均値（実測）は焼却灰が約500Bq/kg、焼却飛灰が約3000Bq/kg、溶融スラグが約130Bq/kg、溶融飛灰が6400Bq/kgであった。

#### 2.1.3 耐火物中 Cs 等の挙動評価

放射性物質を含む廃棄物の焼却処理に伴い、炉内耐火物への放射性物質の蓄積が確認されている。これら放射性物質が蓄積した耐火物も最終的には廃棄物として処理されるため、適切に処理を行うためにも、耐火物中の放射性物質等の举動を把握する必要がある。ここでは、放射性物質等の溶出特性、除去特性に焦点をあて、放射性物質の举動評価を行うことを目的とする。

溶出特性は環境庁告示第13号試験に準じた溶出試験により評価した。溶出試験は粒径2mm以下の耐火物試料に対し、液固比10(耐火物20g:溶媒200ml)で混合し、溶出時間は6時間とした。ろ液は孔径1.0μmのガラス繊維ろ紙を用いて濾過を行い検液とした。検液の測定項目は放射性Cs(Cs-134、137)、安定Cs(Cs-133)、主要成分(Si、Al、Ca)、アルカリ金属(Na、K)、重金属類(Pb、Cd、Crなど)、Cl、pH、ECとした。放射性Csの測定はゲルマニウム半導体検出器、その他の項目はICP-MS、ICP-OESにより測定を行った。

除去特性は都市ごみ焼却・溶融施設で採取した耐火物を用いて評価した。方法としては、炉内の空焼きを想定した加熱試験を行い、試験前後の放射性Cs濃度、質量減少率から算出した放射性Cs量(Bq)から除去率を算出する方法により評価した。加熱試験に用いた耐火物は、都市ごみ焼却・溶融施設の耐火物補修工事時に発生した耐火物廃材であり、焼却炉用耐火物と溶融炉用耐火物の2種類において、それぞれの除去特性を評価した。加熱試験の条件は、焼却炉用耐火物で800～1200℃(一部、400～600℃を実施)、溶融炉用耐火物で1200～1400℃(一部、600～1000℃を実施)とし、加熱時間は1～4時間とした。

### 2.2 最終処分場における放射性 Cs の挙動解明と長期管理手法

#### 2.2.1 埋立処分施設における安定セシウムの挙動解明

埋立処分施設における放射性セシウムの挙動を推測するために、既存の最終処分場埋立層を用いて、以下の検討を行った。この検討では、最終処分場埋立層内に含まれる安定セシウムに着目している。その賦存状態解明のために、最終処分場でボーリングを実施し、採取コアについて各種分析を行った。また、セシウムは水に溶けやすい性質を有することから、埋立層内を浸透する保有水の挙動を非破壊で可視化する技術の開発も行った。
## (1) ボーリング

廃棄物埋立層内における安定セシウムをはじめとした金属類の挙動や賦存状態を把握するために、一般廃棄物最終処分場7か所（表2。2。1）でボーリングを実施した。その詳細は、埼玉県さいたま市内のK処分場で5地点（掘削深度各6m）、P処分場で4地点（掘削深度各7m）、T処分場で3地点（掘削深度4m×2地点、3m×1地点）、千葉県市原市内のH処分場B1サイトで2地点（掘削深度10m、8m）、同B2サイトで1地点（掘削深度8m）、岡山県岡山市内のY処分場で1地点（掘削深度5m）、広島県福山市内のM処分場で3地点（掘削深度各3m）、福岡県北九州市内のB処分場で1地点（掘削深度7m）である。このなかで、MおよびB処分場は海面埋立であり、他の処分場は陸上埋立である。また、KおよびP処分場における掘削地点は、後述する電気探査の比抵抗プロファイルに基づいて決定した。

## (2) 掘削コアの分析

各掘削コアを観察することにより層相区分を行い、その区分された試料ごとに、セシウムをはじめとする含有元素の分析を行った。各試料を実験室内に1週間程度放置して風乾後、2mmメッシュの篩を通し、その通過分から四分法を用いて分割し、適量を供試試料とした。そして、各試料約1gをそれぞれビーカーに分取し、これに硝酸を加えサンドバス上で加熱した。さらに、硝酸と塩酸を加えながらサンドバス上で加熱し、金属類がほ

表 2.2.1 研究対象とした最終処分場の概要

処分場	埋立期間	面積(m2)	容量(m3)	おもな埋立物	ボーリング年度
K	1996～	30,157	208,100	焼却灰、灰固化物、溶融スラグ、脱水汚泥	2012
P	1988～	42,360	372,700	焼却灰、破碎物、不燃物、脱水汚泥	2012
H	1986～1995	32,800	237,000	焼却灰、不燃物、破碎物	2012
1994～	31,500	336,000
T	1985～2008	38,624	212,215	焼却灰、溶融飛灰、溶融スラグ、破碎物、処理残さ	2013
Y	2004	テストセル	焼却灰、溶融スラグ、不燃物	2013
M	1989～	119,302	685,973	汚泥、燃え殻、鉱さい、ばいじん、一般廃棄物等	2013
B	1998～	371,000	4,571,000	燃え殻、汚泥、鉱さい、ばいじん等	2013

ぼ溶出したことを目視により確認したのち、これを酸分解試料とした。その後、各作成試料を $ (1+100)\mathrm{HNO}_{3} $ 溶液で希釈し、ICP発光分析装置(Varian Instruments & Seiko Instruments(株)製VISTA-MPX、Thermo Scientific製IRIS-Intrepid、同製iCAP6500Duo)およびICP質量分析装置(Agilent(株)製、7700X)で各金属元素濃度を測定した。分析元素は、Cu、Zn、Sn、Pb、Cd、Ti、V、Cr、Mn、Co、Ni、Sr、Zr、Mo、Sb、Cs、Ba、W、La、Ce、Pr、Nd、Dyである。なお、これらは過去に行った最終処分場埋立物コアの分析において相対的に高い濃度を示した元素である。

また、KおよびP処分場の各1地点のボーリングコア採取試料を用いて、逐次抽出法（Tessier et al., 1979） $ ^{1)} $ により、含有金属をそれぞれ存在形態別に区分した。抽出形態は、水溶性・イオン交換態・炭酸塩態・酸化物態・有機物態・残留物態の6分画である。そのフローを図2.2.1に示した。
図 2.2.1 逐次抽出法による分析フロー

## (3) 電気探査

電気探査は、2012年11月5日～6日にK処分場、11月12日～13日にP処分場、2014年3月12～13日にH処分場で実施した。その目的は、埋立層の比抵抗分布に基づく層内状態の把握および浸透水の挙動解明である。

K 処分場では各 40m の 2 本の直交する T 型の測線配置、P 処分場では 80m 測線とその 40m 地点で直交かつ二等分される 40m 測線の配置、H 処分場では 40m 測線とその 10m、20m、30m 地点で直交かつ二等分される 40m 測線の 3 本の配置である。探査は、ダイポール・ダイポール電極配置(物理探査学会、1989) $ ^{2)} $ 、電極間隔は 1m (K と P 処分場) あるいは 2m (H 処分場) で行い、得られた結果について AGI(株) 製解析ソフト ‘Earth Imager’ を用いて 3 次元解析を実施した。なお、K 処分場の測定では、6 日未明から正午にかけて 13 mm 以上の降雨があった。そこで、同一測線で 5 日と 6 日に測定を行い、降水の埋立層中への浸透状況を、2 回の測定で得られた比抵抗の差分（伊藤ほか、2013） $ ^{3)} $ をとることにより推定した。

また、野外で得られたプロファイルを解釈するための参考データとしてつぎのようなモデル実験も実施した。実験室に1.8m×1.0m×0.4mの塩ビ製土槽を用意し、その中に焼却灰を均質に充填した（杉崎ほか、2011） $ ^{4)} $ 。このモデル埋立層の表層にチタン電極（φ2mm）を10cmごとに1列に配置し、比抵抗法による埋立層内の水の挙動把握を行った。間隙の水飽和率100%の状態および土槽下部に20cm間隔で設置した排水口から排水し終わった状態において、ダイポール・ダイポール電極配置による比抵抗測定を行い、得られた比抵抗の差分から、埋立層内の保有水の挙動を推定した。
#### 2.2.2 烧却残渣洗净

最終処分場からの放射性セシウムの長期的な負荷低減の観点から埋立前の焼却残渣の洗浄処理について検討する。

## (1) 烧却主灰洗净

使用した焼却主灰洗净・分級装置システムのフローと洗净装置全景を図2.2.2に示す。洗净工程は磁選機・破砕機・振動篩、バーティカルムーブメントウォーター洗浄、アドバンスエアータービュレンシングパイプ洗浄の3段階で構成されている。(以降、それぞれを一次洗浄・分級工程、二次洗浄工程、三次洗浄工程とする)一次洗浄・分級工程は磁選機・破砕機・振動篩を行うことで洗浄対象外の金属や粒径が7mm以上の焼却灰の除外を行う工程である。分級粒径7mm以上を除外した理由としては、重金属類、ダイオキシン類あるいはセシウムなどの有害物質は微細粒子に付着しているものと考えられるからである。二次洗浄工程はタンク内に

烧却灰洗净70一

図 2.2.2 焼却主灰洗净写真

貯留されている水の上下変動により投入された焼却灰も上下に変動し、その結果、溶出洗浄を行う工程である。三次洗浄ではパイプの底部に設置される微細孔（直径0.015～0.020mm）から高压空気（0.6MPa/cm²）がパイプ内に噴射され、パイプ内の水と焼却灰に乱流を生じさせる。その乱流により、パイプ内の焼却灰が、焼却灰粒子同士あるいはパイプ上部に設けられた衝突板に衝突し、重金属あるいはダイオキシン類などが付着している微細な焼却灰粒子を粒径の大きな焼却灰粒子から脱離させる工程である。洗浄後の分級工程では比重差を利用するハイドロサイクロンを2回使用する2段階構成となっている。最後の水切りでは振動装置によりCs133やCl⁻などが溶出している付着水の脱水を行う。

## (2) 飛灰洗浄

飛灰洗浄装置システムのフローと装置全景を図2.2.3に示す。飛灰の洗浄工程は浸漬洗浄とフィルタープレスの二段階構成である。(以降、1次洗浄、2次洗浄・脱水工程とする)1次洗浄では、タンクに貯めた清水（液固比5）に飛灰を投入し、5時間浸漬洗浄することで混合スラリーが形成される。2次洗浄・脱水工程ではこの混合スラリーをフィルタープレスに注入する。このフィルタープレス内部の飛灰はCl⁻、重金属等が高濃度に溶解している洗浄水が付着しているので、この付着水を流すために清水の注入を行う。これをリンシ

飛灰洗净70一

図2.2.3 飛灰洗浄写真
ングと呼ぶ。その後脱水処理を行った後洗浄後焼却残渣として回収を行った。

## (3) 埋立模擬実験

最終処分場を模擬したライシメーターを用いて、安定セシウムを指標に、洗浄後焼却残渣と未洗浄焼却残渣の各埋立層のセシウムの挙動について検討を行った。

図2.2.4に実験装置概念図及びライシメーター写真を、表2.2.2にライシメーター充填条件、表2.2.3に焼却残渣の洗浄前、洗浄後の組成を示す。既存の塩類溶出制御システムではライシメーターへの充填物が焼却主灰のみであったのに対し、本研究ではより最終処分場を模擬するために、焼却主灰と飛灰の両方（以降、焼却残渣）をライシメーターに充填物している。RUN1～RUN3の充填物は未洗浄焼却残渣、RUN4～RUN6の充填物は洗浄後焼却残渣であり、それぞれの焼却主灰と飛灰の比率は質量比で7：3である。本研究においては飛灰を充填したことによる目詰まりの発生を防ぐために、みずみちを確保するため目的として砕石（バルク材）を焼却残渣との体積比で3：7の割合で充填している却残渣との体積比で3：7の割合で充填している。埋立方法ごとの举動をみるために、バルク材を加

図 2.2.4 ライシメーター概念図（上）と写真

えた充填物の高さを RUN1 と条 RUN4 では 180cm（以降、呼称を 2m とする）、RUN2 と RUN5 では 90cm（以降、呼称を 1m とする）、RUN3 と条件 RUN6 では 45cm（以降、呼称を 50cm とする）としている。本研究では濃度が 1,000mg/L～2,000mg/L の範囲で RUN5、RUN6 では積増しを行うものとする。散水は実験に用いた焼却残渣を排出した焼却施設のある K 市の直近 15 年間（1997 年～2011 年）の平均週間降水量を参考に 1400ml/週とした。なお、Cs133 の分析は ICP-mas 法（定量限界 0.01mg/L）により行った。

表2.2.2 ライシメーター充填条件

項目	RUN1	RUN2	RUN3	RUN4	RUN5	RUN6
充填物	未洗浄燒却灰+未洗浄飛灰	洗浄後燒却灰+洗浄後飛灰
燒却灰:飛灰(置量比)	未洗浄燒却灰:未洗浄飛灰=7:3	洗浄後燒却灰:洗浄後飛灰=7:3
燒却残渣:碎石(体積比)	未洗浄燒却残渣(燒却灰+飛灰):碎石=7:3	洗浄後燒却残渣(燒却灰+飛灰):碎石=7:3
充填高さ(cm)	180	90	45	180	90	45
充填量(kg)	80	40	20	80	40	20
散水条件(ml/week)	1400
表 2.2.3 焼却残渣の洗浄前、洗浄後の組成

試料名	含水率(%)	Cl(mg/kg)	K(mg/kg)	Ca(mg/kg)	Cs(mg/kg)
洗净前焼却灰	—	6,100	6,220	145,000	<1
洗净後焼却灰	—	920	6,150	109,000	<1
試料名	含水率(%)	Cl(mg/kg/dry)	K(mg/kg/dry)	Ca(mg/kg/dry)	Cs133(mg/kg/dry)
洗净前飛灰	—(0%)	176,000	37,000	317,000	3.70
洗净飛灰	—	24,900	6,350	292,400	0.77
溶出率(%)	—	85.9	82.8	7.8	79.3

#### 2.2.3 放射能汚染焼却飛灰埋立地の放射性セシウム長期挙動と管理

## (1) 放射性 Cs の長期举動に関する課題

東日本大震災に伴って発生した東京電力福島第一原子力発電所の事故によって放出された放射性セシウム（以下、放射性Csとする）に汚染された焼却飛灰は、放射能濃度が8,000 Bq/kg以下であれば、吸着土壌層と最終覆土キャッピングを施工すれば、一般廃棄物処分場ならびに管理型最終処分場に埋め立てることができる。焼却飛灰からの放射性Csの溶出は、JIS K0058-1の有姿攪拌試験6時間で6～7割程度の放射性Csが溶出し、攪拌溶出時間を長くすると、1週間程度で9割以上の放射性Csが溶出することが確認されている $ ^{1)} $ 。このように易溶出性の飛灰の埋立では、下部に吸着土壌層を設置するだけでなく、上部からの降雨浸透を抑制するためのキャッピングが求められている。例えば、キャッピングを行い、年間の浸透を50 mmにしたとすると、処分場内に浸入した浸透水は、単純な均質系を想定し、間隙率を0.5とした場合、年間に100 mm下方に移動することになる（押し出し流れ）。したがって、埋立深さが10 mあれば、降った雨が処分場下部に到達するまで100年を要することになる。放射性Csの半減期が30.17年であるので、浸透している間に半減期を3回迎えることになるが、埋め立てられた飛灰の濃度によっては、3回の半減期では十分に放射能が減衰しない可能性も考えられる。また、キャッピングも半永久的に遮蔽と遮水の機能を保てる訳ではない。土中利用での遮水シートの耐用年数は十分に長いものの $ ^{5)} $ 、廃棄物層自体に不同沈下等の外力が働けば、性能が劣化する可能性がある。ベントナイト混合土やベントナイトシート等であっても、乾湿繰り返しや塩類上昇によって透水係数が一定に保てないことも想定される。浸透水量が2倍になれば、降雨浸透速度も2倍となり、放射性Csの処分場内における滞留時間も短くなり、減衰効果も異なってくるので注意が必要である。

廃棄物最終処分場は、埋立等の供与期間が10～15年が一般的であり、埋立終了から廃止までは10～30年以上必要といわれている。 $ ^{6} $ 放射性Csを埋め立てた場合、保有水が短絡するような水みちが無ければ、浸出水で放射性Csが検出されるまでに数十年必要であり、廃止よりも後になって放射性Csのピークが出現することは十分に考えられる。本研究では、放射性Csの長期的な举動を予測するとともに、廃止が想定される30年以上後に濃度ピークを迎える場合の処分場の管理の考え方について述べる。

## (2) 研究方法

## a）数値解析による処分場内放射性Csの長期挙動評価

数値解析には COMSOL ver. 4.4 を用いた。実処分場は不飽和浸透であるが、浸透水量をキャッピングによって制御した処分場において、その浸透速度はキャッピングを通過した浸透量に依存し、その値がその
ままダルシー流速となる。分配係数を考慮する際、不飽和条件下だと単位体積当たりの水分量が異なるので、分配に影響を及ぼすが、分配係数がある程度大きいと、その影響は微少となる。よって、ここでは飽和浸透を考慮し、ダルシー流速を既知条件とした移流分散反応解析として、

$$ R\frac{\partial c}{\partial t}=D\frac{\partial^{2}c}{\partial x^{2}}-v_{e}\frac{\partial c}{\partial x}-R\lambda c $$

を用いて計算を行った。Rは遅延係数であり、ヘンリ定数にしたがった等温線形吸着を仮定し $ R=1+\rho_{d}K_{d}/\theta $ によって求められる。 $ K_{d} $ は分配係数（mL/g）を表している。cは放射性物質の濃度（Bq/L）、Dは拡散係数（m²/s）、 $ v_{e} $ は間隙内実流速、 $ \lambda $ は崩壊定数（1/年）である。

不飽和浸透においては、上式の全ての項に体積含水率のθがかかり、浸透流方程式にしたがって時間毎、場所毎に値が変化する。ここでは、一定浸透を考えているので、体積含水率一定、間隙内実流速も一定である。また、間隙内実流速はダルシ一流速qをθで除した値である。この条件下で、遅延係数Rとθとの関係を考えると表2.2.4に示すような計算結果になる。ダルシ一流速qを100 m/year、乾燥密度ρdを1,500 kg/m³と仮定し、Kdが300 mL/g（吸着材相当）と10 mL/g（一般的な土壌層相当）⁷の場合にθが0.1～0.4まで変化した際の遅延係数を考慮した実流速（νe/R）について計算した。分配係数Kdが300 mL/g程度あると、実流速νe/Rにはほとんど影響しないことが計算される。また、土壌層程度の分配係数10 mL/gであったとしても、その影響は微少であるといえ、体積含水率が1/4まで減少したとしても実流速νe/Rは1.02倍上昇するのみである（100年と計算された結果が98年となる程度）。よって、飽和浸透流として評価することが現実的に妥当であると考えられる。

表2.2.4 体積含水率が変化した場合の吸着を考慮した実流速の関係

$ \theta $	$ m^{3}/m^{3} $	0.4	0.3	0.2	0.1	0.4	0.3	0.2	0.1
$ \rho_{d} $	kg/m³	1,500
$ K_{d} $	mL/g	300	10
m³/kg	0.3	0.01
R	--	1126	1501	2251	4501	4.75	6.00	8.50	16.0
q	m/year	100
$ v_{e} $	m/year	250	333	500	1000	250	333	500	1000
$ v_{e}/R $	m/year	0.2220	0.2221	0.2221	0.2222	6.49	6.54	6.58	6.62

汚染飛灰等の易溶出性廃棄物が既存の廃棄物最終処分場に埋め立てられることを想定し、図2.2.5に示すような処分場での埋立処分を考え、解析断面を図2.2.6のように模式化した。図2.2.5における観測点1は最も安全側であり、埋立領域下部の土壌層直下を評価点とする場合であり、保守的設定としては過剰な範囲と考えられる。観測点2は浸出水集排水管に到達する時点を評価点とする場合であり、安全側の設定といえる。観測点3が廃棄物関係ガイドラインで示されている評価点である。観測点2と観測点3の違いは、汚染廃棄物の埋立領域外から浸透してくる浸出液（放射性Cs濃度はゼロ）による希釈効果である。埋立領域が埋立地面積の1/10であれば、観測点2の値は少なくとも10倍希釈されて観測点3に到達する。ここでは、埋立領域が比較的広くても評価できるように、観測点2を評価対象とした。

涵養量境界については、安全側の評価とするため、図2.2.7に示すように初期の涵養量が25年間継続し、その後の25年間で涵養量が5倍になるまで遮水機能が劣化し、その後は5倍量のまま継続することを仮定した。その他解析パラメータ一の一覧を表2.2.5に示す。長期予測を前提としているのでCs-137
のみを対象としている。

図 2.2.5 汚染飛灰が埋め立てられた処分場の想定図

図 2.2.6 二次元解析断面図

図 2.2.7 浸透量（涵養量）の境界条件の設定

表2.2.5 解析に用いた物性パラメーター一覧 $ ^{8)} $

パラメーター	記号	単位	飛灰層	吸着土壌層	既存廃棄物	既存覆土
間隙率	θ	—	0.4	0.4	0.4	0.4
乾燥密度	ρd	kg/m³	1,500	1,500	1,500	1,500
分配係数	Kd	mL/g	0	10	0.5	5.0
分子拡散係数	Dm	m²/s	2×10⁻⁹	2×10⁻⁹	2×10⁻⁹	2×10⁻⁹
縦分散長	αL	m	0.03	0.005	0.03	0.005

間隙率には一般的な土壌や廃棄物層の値として考えられる0.4を与えた。乾燥密度は廃棄物層としては
大きめを与え、溶出濃度が高くなるように設定した。土壌層としては若干低めの値を与えることで吸着性能が想定以上に発揮しないように配慮した。浸透水の塩濃度も考慮して吸着土壌層の分配係数に10 mL/gを与え、既存廃棄物層には若干の吸着性能を持たせて0.5 mL/gとした。既存覆土層は、どのような土壌が用いられているか不明な場合も含め、土壌層としてはほぼ最低値の5 mL/gを与えている。分子拡散係数は文献値として一定の値を用いた $ ^{9)} $ $ ^{10)} $ 。縦分散長は、鉛直浸透流を仮定した際の材料毎の浸透距離（土壌層であれば50 cm）に対して1/100となるように小さめの値を設定して、計算結果のピーク濃度が高くなり、保守的な計算結果が得られるように工夫した。

汚染飛灰からの放射性 Cs の溶出は、溶出時間 1 週間で 9 割以上が溶出することから、初期全量溶出（10 割）として算出した。飛灰層の間隙が水で飽和されていることを条件とし、間隙率 0.4、乾燥密度が 1,500 kg/m³ なので埋立層の液固比が 0.267 となり、JIS K0058-1（液固比 10）にて実施した溶出量の 37.5 倍の濃度を初期濃度として設定した。例えば、Cs-137 が 4,000 Bq/kg の飛灰では、間隙水の初期濃度は 15,000 Bq/L となる。このことはカラム溶出試験等でも再現 $ ^{11} $ されており、液固比を想定した設定は保守的ではなくて現実的な設定といえる。

## b）放射性Cs污染飛灰を埋め立てた処分場の管理の考え方

廃棄物最終処分場廃止基準の浸出液に係る基準の中には、放射性Csに関する規定はない。特措法上では、放流された後の公共用水で濃度比（Cs-134濃度÷60+Cs-137濃度÷90）が1を超過しないことが決められており、厳密には排水基準自体には制限が無いが、運用上、入念的な措置の一環として、濃度比の考えを放流水の排水基準に当てはめて管理が実施されている（平成二十三年三月十一日に発生した東北地方太平洋沖地震に伴う原子力発電所の事故により放出された放射性物質による環境の汚染への対処に関する特別措置法施行規則，第三十三条第二号二）。最終処分場が廃止されるまでは水処理施設が稼働しており、排水基準は水処理の後が対象となるが、廃止確認申請では処分場から出た瞬間の浸出液が排水基準に適合している必要がある。これは、廃止以降、処分場から出た浸出液が放流水として取り扱われるためである。また、跡地利用については、「福島県内の災害廃棄物の処理の方針（環境省：平成23年6月23日）」に覆土を保った公園利用についての被曝線量試算がされており、十分な安全性が確認されない限り居住等の用途に利用することが制限されている。ここでは、廃止後の跡地利用として形質変更に係る課題と、放流水の管理に関する考察を行う。また、8,000 Bq/kg以下の廃棄物を埋め立てた際の行政的解釈と科学的解釈の違いについても言及し、8,000 Bq/kg以下の汚染廃棄物を埋め立てた最終処分場の維持管理の在り方についても言及する。