Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
### 3. 結果と考察

### 3.1 焼却処理における放射性 Cs 挙動解明と長期的管理手法

#### 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

図 3.1.1～3.1.3 にボイラ付焼却施設、ボイラ無焼却施設、灰溶融施設の各 1 施設の各サンプリング場所と放射性 Cs 濃度および空間線量率について、各施設のフローと共に示す。炉内において高温部では炉壁付着物中の放射性 Cs 濃度は高くないが、温度が低下してくるガス冷却部や飛灰において放射性 Cs が高くなる傾向が全施設ともに共通して観察された。また、図 3.1.1 のように主燃焼室を通ってやや温度が低くなるクリンカができやすい部位で飛灰よりも放射性 Cs 濃度が高い場合があり、今後のメンテナンス時には注意が必要である。

空間線量率については、今回対象とした施設のすべての箇所で管理区域設定の目安である2.5μSv/h以下の値であった。二次燃焼から管群部、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、この部分での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、清掃による改善はあまり見られなかった。図3.1.1～3.1.3をみてもわかるように炉内においては必ずしも放射性Cs濃度と空間線量率の傾向は一致せず、このことから除去可能なクリンカよりも耐火物内部へCsが浸透していることが予測された。特に図3.1.2においては、主燃焼室左壁のクリンカを表面から3cm、3～6cm、6～8cmで深さ方向に分けて測定すると、表面よりも深部の方が放射性Cs濃度が高く、このことを裏付けた。

図 3.1.4 に安定 Cs の炉内分布を示す。図 3.1.1 と同様に主燃焼室を通ってやや温度が低くなりクリンカができやすい部位で飛灰よりも安定性 Cs 濃度が高く、概ね同様の傾向であった。

以上の結果を運転温度と空間線量率の関係で整理した図が図 3.1.5 である。これは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 として、各場所の値を相対的な値に直した値にプロットしたものである。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。残念ながら、これらのグループがボイラ有無により明確に分けることができなかった。

上記の結果からも耐火物への Cs の浸透が示唆されたことから、実際に耐火物中放射性 Cs の深さ方向分布を調べた。図 3.1.6 に示す。左図がキャスタブル耐火物（骨材とセメントを使って流し込み施工を行ってつくる耐火物）のコアサンプルで、右図が耐火レンガサンプルである。キャスタブルにおいては施設 7（水噴射式）のフリボード部や施設 9 の燃焼部右において表面よりも深部 5cm 付近で明らかに高くなっており、浸透がうかがえた。ただし、同施設 9 の燃焼部左においては表面だけであり、一律に同じ施設であれば同傾向というわけでもなかった。耐火レンガにおいても浸透がうかがえたが、比較的表面にとどまっているケースが多く、施設 6 の二次燃焼室のみ 7cm 程度の深さで 200Bq/kg 程度存在した（表面：1cm では 3250Bq/kg）。以上より、Cs の浸透は認められるが、耐火物においては比較的表面にのみ存在していることがわかった。

サンプル中の放射性 Cs 濃度と各元素との相関を調べた結果、図 3.1.7 に示すように付着物や焼却主灰、飛灰中の放射性 Cs 濃度は、Na 濃度+K 濃度（モル濃度）とある一定の相関があったことから、アルカリ金属として同様の举動をするものと推測された。ただし、図 3.1.7 に示すように相関係数は高いわけで
はなかった $ (R=0.55) $ 。これは各施設により放射性CsとNa+K濃度の傾きが異なることを意味している。個別の施設での相関係数（R）は0.40～0.98に分布しており、放射性Cs濃度の予測を行う一つの指標になりうると考えられた。

表 3.1.1 対象サンプルの採取場所および採取方法

(1)クリンカ、付着灰、付着物
採取場所	ポイラ付き焼却炉
一次燃焼室	主燃焼部及び後燃焼部のクリンカあるいは付着灰(2箇所)
二次燃焼室	一次燃焼室の主燃焼上部のクリンカあるいは付着灰(1箇所)
ポイラ水管壁	①700～800℃エリアの付着灰(1箇所)
②500～600℃エリアの付着灰(1箇所)
管群部	入口から出口(エコノマイザ入口)までの管群の付着灰(採取可能な最大分割)
排ガス処理	①エコノマイザの管群付着灰(1箇所)
②減温塔の本体付着灰(1箇所)
③集じん器のろ布付着灰及び本体付着灰(2箇所×集じん基数)、電気集じん器は本体付着灰
④集じん器以降の煙道付着物(1箇所)
ハーフボイラ付き焼却炉あるいは水噴射焼却炉
一次燃焼室	主燃焼部及び後燃焼部のクリンカあるいは付着灰(2箇所)
二次燃焼室	一次燃焼室の主燃焼上部のクリンカあるいは付着灰(1箇所)
水噴射部	水噴射エリア(排ガスの急冷エリア)のクリンカあるいは付着灰(1箇所)
空気予熱器	入口から出口(エコノマイザ入口)までの付着灰(採取可能な最大分割)
排ガス処理	①減温塔の本体付着灰(1箇所)
②集じん器のろ布付着灰及び本体付着灰(2箇所×集じん器基数)、電気集じん器は本体付着灰
③集じん器以降の煙道付着物(1箇所)
採取方法	クリンカ	可能であれば形状を保持、(クリンカの厚みがあるが形状を保持できない場合)燃焼室側から10mm毎に削り取り
付着灰	1箇所で最終可能量(集じん器のバイパス煙道がある場合は注意)
付着物	直径60mm程度の円柱状の切抜き(燃焼室側から10mm毎に削り取る等)
(2)レンガ、耐火物、キャスタブル
採取場所	一次燃焼室	クリンカあるいは付着灰を採取した主燃焼部及び後燃焼部のレンガ、耐火物、キャスタブル(2箇所)
二次燃焼室	クリンカあるいは付着灰を採取した一次燃焼室の主燃焼上部の耐火物(1箇所)
採取方法	レンガ	1ブロック
耐火物、キャスタブル	直径60mm程度の円柱状の切抜き(燃焼室側から10mm毎に削り取る等)
(3)集じん器のろ布
集じん器毎に円筒底部から高さ300mm部分(製造メーカ及び材質等の仕様も含む)
(4)主灰、ポイラ灰、エコノマイザ灰、減温塔灰、集じん器灰
定常運転時の主灰、ポイラ灰、エコノマイザ灰、減温塔灰、集じん器灰を採取測定、もしくは各自治体(施設)で測定したデータ
図 3.1.1 都市ごみ焼却施設（ボイラ付）の各サンプリング場所と放射性 Cs 濃度および空間線量率の関係

図 3.1.2 都市ごみ焼却施設（水噴射式ガス冷却タイプ）の各サンプリング場所と放射性 Cs 濃度および空間線量率の関係
図 3.1.3 灰溶融施設の各サンプリング場所と放射性 Cs 濃度および空間線量率の関係

図 3.1.4 都市ごみ焼却施設（ボイラ付）の各サンプリング場所と安定 Cs 濃度の関係
図 3.1.5 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）

図 3.1.6 耐火物の深さ方向の放射性 Cs 濃度分布（左：キャスタブル、右：耐火レンガ）

図 3.1.7 サンプル中の放射性 Cs 濃度と Na+K モル濃度との関係
#### 3.1.2 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

使用前及び使用後でも原発事故以前の耐火物においては、放射性 Cs は検出されなかったが、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 3.1.8 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し、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、仮設炉においても複数個所から放射性 Cs が検出された。

図 3.1.8 炉内耐火物への放射性 Cs の蓄積状況例

しかし、いずれの箇所も最大で 5cm の深さまでの蓄積であった。災害廃棄物を処理している仮設焼却炉では処理物中の放射性セシウム濃度はそれほど高くないことが予想されるため、耐火物が暴露される排ガス中の放射性セシウム濃度も高くないと考えられ、結果として耐火物表層のみの蓄積・浸透になったと考えられる。

災害廃棄物の仮設焼却炉では様々な廃棄物を処理しているため、放射性セシウム以外に重金属類などの蓄積にも留意する必要がある。また、焼却炉の解体時に事前測定を行うダイオキシン類に関しても、耐火物への蓄積等のデータ収集は充分に行われていない。これらを踏まえ、仮設焼却炉の耐火物、付着物を対象に、ダイオキシン類および重金属類の蓄積状況の把握を行った。

耐火物中のダイオキシン類は施設Ⅰ、K（仮設炉）の一部で微量ながら検出され、施設Ⅰ-キルン入口表層で0.051ng-TEQ/g、施設K-ガス冷MH表層で0.01ng-TEQ/gであった。耐火物が設置されている箇所の雰囲気温度はダイオキシン類の生成温度（de novo合成による生成は300℃付近が顕著に進行）よりも高温であるため、耐火物中には生成、蓄積し難かったと考えられる。しかし、稼働歴が短い災害廃棄物の仮設焼却炉耐火物から検出されたことから、使用履歴の長い都市ごみ焼却施設耐火物ではより生成、蓄積している可能性もあるため、放射性セシウムと合わせて追跡調査が必要と考えられる。重金属類に関して、施設Ⅰの耐火物表層では、Pbが170～2300mg/kg、Znが200～17000mg/kg、Cdが1.5～14mg/kgなど蓄積が確認された。施設Kの耐火物でも、Pbが40～650mg/kg、Znが40～900mg/kg、Cdが0.5～6.5mg/kgなど蓄積が確認された。処理対象物などにより、濃度差は見られるものの、いずれの耐火物からも重金属類が検出されたことから、廃耐火物の処理時には重金属類の溶出等にも留意する必要がある。
施設 K では付着物も採取したため、耐火物と合わせてダイオキシン類、重金属類の蓄積を調査した。その結果、付着物ではダイオキシン類が 0.005～2ng/TEQ-g、重金属類では Pb が 200～2300mg/kg、Zn が 2000～7000mg/kg、Cd が 4～30mg/kg などが検出された。耐火物の付着物に関しては、解体撤去時に高压洗浄等で除去されることから、耐火物と同様に重金属類などの溶出等

に留意する必要がある。

施設 E の耐火物補修工事前後のボイラー部内における空間線量率変化例を図 3.1.9 に示す。空間線量率測定はボイラー部直近(1cm)で行った。

図3.1.9 地点-3の耐火物Dにおける暴露時間と放射性

1月11日はボイラー部内の付着物採取前後で測定を行っているが、採取後に線量率が下がっているところもあれば上がっているところもある。付着物採取によって耐火物がむき出しとなり、その影響で線量率が高くなったと考えられ、付着物からの線量率の寄与が小さいことが示唆される。線量率が最大で20μSv/hを示していることから、耐火物内への放射性セシウムの蓄積量は相当量であることが推測される。2月15日は耐火物補修工事後であるが、いずれの箇所も大幅に線量率が低下しており、概ね1μSv/hであった。今回の耐火物補修は表層から5cm程度を斫るという工事であったが、それだけで大幅な線量率低下が認められたため、耐火物内への放射性セシウムの蓄積量は表層から5cmが大半を占めていると考えられる。実態調査からも、表層から5cmで蓄積濃度が大幅に低下していることが確認されていることから、解体時の被曝防止対策として表層から5cmの斫りは有用であると考えられる。一方、補修工事後の耐火物は特に表層から5cmまでの取扱いに留意する必要がある。

蓄積要因調査の結果を以下に示す。なお、調査前耐火物には放射性セシウムが含まれていないことを確認している。図3.1.10に地点-3

図 3.1.10 耐火物補修工事前後のボイラー部内における空間線量率変化例

の耐火物 D における曝露時間と放射性セシウム濃度の関係を示す。

これより、いずれの暴露時間においても耐火物から放射性セシウムが検出されており、汚染廃棄物の処理により耐火物内への放射性セシウムの蓄積が確認された。また、203時間の暴露では表層から深層まで概ね1000Bq/kg程度の蓄積であるが、922時間の暴露になると表層が2000Bq/kg程度、3697時間の暴露では表層が6000Bq/kg程度と、暴露時間が長くなるにつれ、徐々に濃度差が見られるようになり、耐火物への放射性セシウムの蓄積・浸透には暴露時間が重要な要因と考えられる。
しかし、図 3.1.11 に示すように暴露時間と表層の放射性セシウム濃度は比例関係にあることから、今回の調査期間では表層濃度は平衡に達しているようには見受けられない。耐火物への放射性セシウムの蓄積挙動に関して、ある段階で平衡に達するのか、平衡に達する場合のレベルはどの程度か、もしくは暴露時間に比例して徐々に蓄積を続けるのか等の把握が今後の課題となる。

図 3.1.11 暴露時間と耐火物表層の放射性セシウム濃度の関係

図 3.1.12 に暴露時間 922 時間における耐火物 C の雰囲気温度別放射性セシウム浸透状況を示す。

これより、雰囲気温度が最も低い地点-3(雰囲気温度:550～650℃)が最も放射性セシウム濃度が高く、雰囲気温度が高くなるにつれ放射性セシウム濃度の低下が確認された。飛灰中に含まれる放射性物質がCsClであるとすると、高温では多くが揮発して排ガスへ移行しており、温度が低くなるにつれ凝縮すると考えられる。そのため、雰囲気温度が低い箇所の方が固体中に含まれる放射性セシウム濃度が高くなると予想され、結果として雰囲気温度が低い箇所の耐火物への蓄積も高くなったと考えられる。焼却施設では処理

図3.1.12 暴露時間922時間における耐火物Cの雰囲気温度別放射性セシウム浸透状況

ロー内の様々な箇所に耐火物が設置されており、それぞれで雰囲気温度が異なるため、施設内に放射性セシウムのホットスポットが生じる可能性がある。補修工事等の際の作業員の被曝防止のためにも、雰囲気温度による耐火物の蓄積挙動の変化は必要不可欠な知見であり、その種のデータの蓄積と解析が今後必要である。

#### 3.1.3 耐火物中 Cs 等の挙動評価

## (1) 耐火物からの放射性 Cs の溶出

耐火物中放射性 Cs 濃度と放射性 Cs 溶出率の関係を調査すると、放射性 Cs 溶出率という観点では耐火
物に含まれる放射性 Cs 濃度は影響を与えないとともに、溶出率には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。

難溶性 Cs はアルミノシリケートなどのシリケート態と言われており $ ^{12)} $ 、生成には Si の割合が重要と考えられる。そこで、耐火物中 Si 含有量と放射性 Cs 溶出率の関係を図 10 に示す。これより、耐火物の Si 含有量により放射性 Cs 溶出率が異なることが分かる。Si 含有量が 20% 程度になると、放射性 Cs の溶出性はほとんどないのに対し、Si 含有量が

10％以下では放射性 Cs 溶出率にバラつきが見られる。Si 含有量 10％以下で溶出率

図3.1.13 耐火物中Si含有量と放射性Cs溶出率の関係

にバラつきが見られるのは、その他の性状(気孔率、使用温度など)の複合要因によるものと考えられるが、いずれにせよ Si の影響は確実であることが分かる。

また、耐火物への放射性 Cs 蓄積実態調査時に採取耐火物を層毎に切断していることから、層毎の溶出性を確認した。その結果の一例を図 3.1.14 に示す。

これより、放射性 Cs 溶出性が表層ではほとんどないのに対し、耐火物の奥になるにつれ増加していることが分かる。この耐火物の温度は、表層で $ 800^{\circ}C $ 、中層で $ 600^{\circ}C $ 、深層で $ 400^{\circ}C $ と奥になるにつれ温度が低下していることを確認している。耐火物に暴露される排ガス中の Cs 形態が CsCl と仮定するならば、表層の $ 800^{\circ}C $ では CsCl は液体として存在し、揮発性が高いと考えられ、表層での存

図 3.1.14 耐火物の層毎の放射性 Cs 溶出性変化一例

図 3.1.15 焼却炉耐火物の除去試験結果

図 3.1.16 溶融炉耐火物の除去試験結果
在量は少ないと考えられる。揮発性の高いCsClは耐火物深層に移動することが考えられ、温度低下に伴い、固体化するため、炉内表面から奥になるにつれCsClの固体量は増加すると考えられる。その結果、耐火物の深層では溶出性が高くなったと考えられる。また、表層の溶出性の低さは、Cs形態が難溶性のアルミノシリケート態などであると考えられる。アルミノシリケートの合成では比較的高温が必要なこと $ ^{13)} $ から今回の挙動のように、表面において優位な生成がみられたものと予想される。この生成メカニズムを今後明らかにしていく必要がある。

いずれにせよ、耐火物の層毎に溶出性が異なることから、生成している化合物形態が層毎に異なっていると考えられる。溶出性等が異なると処理時の扱いも変化することから、データの蓄積により、層毎のCs化合物分布を明確にする必要がある。

## (2) 炉耐火物の放射性 Cs の除去

次に除去能であるが、図3.1.15に焼却炉耐火物の除去試験結果、図3.1.16に溶融炉耐火物の除去試験結果を示す。

これより、焼却炉耐火物、溶融炉耐火物ともに加熱温度が高くなるにつれ、放射性Cs除去率が増加していることが分かる。また、加熱時間は2時間と4時間で除去率にそれほど変化はなく、2時間の加熱で充分であると考えられる。焼却炉耐火物は1200℃での加熱で最大95%の除去率、溶融炉耐火物は1400℃での加熱で最大90%の除去率を得ており、炉内の空焼きにより、耐火物から放射性Csを除去できる可能性が示唆された。1200℃での加熱時では、焼却炉耐火物は最大95%の除去率を得ているのに対し、溶融炉耐火物では75%程度の除去率となっている。同じ加熱温度でも除去率が異なるのは、溶融炉は概ね1200℃以上で操業されていることから、その温度以下で揮発するCs化合物は操業中に揮発し、耐火物内にそれほど残っていない可能性が考えられる。さらに耐火物の材質も焼却炉と溶融炉で異なるため、操業温度と複合して、耐火物内に固着しているCs化合物の形態が異なっていると考えられる。除去能と溶出性はある程度関係性があると考えられるため、除去試験後の溶出性等の追加調査を行い、除去メカニズムを解明する必要がある。

今回の試験では絶対量での評価であり、濃度低減については、それほど達成されていなかった。一例を下に示すが、除去率としては90%であっても、濃度は半減したのみとなった。耐火物廃材の処理を考える上では、濃度低減も成される必要も考えられるため、減容化率を抑えるために低温での長時間加熱などの除去方法を検討する必要がある。

## ・除去試験の一例

試験前耐火物濃度：40000Bq/kg×加熱前質量：200g=8000Bq

試験後耐火物濃度：20000Bq/kg×加熱後質量：40g=800Bq

放射性 Cs 除去率： $ (8000-800)/8000 \times 100 = 90\% $

しかし、解体やメンテナンス時の労働者被ばくの防止という観点では、放射性Csの絶対量の低減は可能であるため、炉内の空焼きは効果的である可能性がある。ただ、溶融炉耐火物のように表面に融着層が生成している耐火物に関しては、放射性Csの通り道となる気孔が閉塞している可能性があり、その際の除去は困難になる可能性がある。融着層有無や気孔率と除去能との関係性は今後評価する必要がある。
### 3.2 埋立処分施設における放射性 Cs 挙動解明と長期的管理手法

#### 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挙動

(1) 既存処分場のボーリングコア構成物の特徴

研究対象とした7つの最終処分場から1本のボーリングコアを選び、それらの概要について表3.2.1にまとめた。以下に、各処分場における埋立物の特徴を記す。

K 処分場で掘削された 5 地点のコアは、いずれもセメント固化灰・スラグ・粘性土の互層から構成されていたが、そのなかでセメント固化灰が優勢であった。また一部には、キレート処理灰が挟在していた。P 処分場における 4 地点のコアは、いずれも不燃残渣混じり焼却灰が優勢であり、一部にビニール片、プラスチック片、金属くず等が含有した。H 処分場で掘削された 3 地点のコアは、焼却灰と不燃残渣・砕屑物との互層から構成されていることが特徴的である。

表 3.2.1 各処分場におけるおもな分析試料と埋立物概要

K処分場	P処分場
試料NO.	深度(m)	構成物	試料NO.	深度(m)	構成物
K-1	0-0.10	セメント固化灰	P-1	0-0.10	土
2	0.10-1.00	セメント固化灰	2	0.10-1.00	不燃残渣混じり焼却灰
3	1.00-1.42	スラグ	3	1.00-1.10	土
4	1.42-1.50	セメント固化灰	4	1.10-1.20	不燃残渣混じり焼却灰
5	1.50-1.90	スラグ	5	1.20-1.70	不燃残渣混じり焼却灰
6	1.90-2.00	スラグ	6	1.70-1.80	不燃残渣混じり焼却灰
7	2.00-2.20	セメント固化灰	7	1.80-2.00	不燃残渣混じり焼却灰
8	2.20-2.35	スラグ	8	2.00-2.50	不燃残渣混じり焼却灰
9	2.35-3.00	セメント固化灰	9	2.50-2.70	土、焼却灰
10	3.00-3.05	土	10	2.70-3.00	不燃残渣混じり焼却灰
11	3.05-3.45	粘性土	11	3.00-3.80	不燃残渣混じり焼却灰
12	3.45-3.50	スラグ	12	3.80-4.00	不燃残渣混じり焼却灰
13	3.50-3.68	粘性土	13	4.00-5.00	不燃残渣混じり焼却灰
14	3.68-3.70	土(赤色)	14	5.00-5.90	不燃残渣混じり焼却灰
15	3.70-4.00	セメント固化灰	15	5.90-6.00	焼却灰
16	4.00-4.15	セメント固化灰	16	6.00-7.00	不燃残渣混じり焼却灰
17	4.15-4.20	セメント固化灰
18	4.20-4.30	スラグ
19	4.30-4.35	セメント固化灰
20	4.35-4.60	スラグ
21	4.60-5.00	セメント固化灰
22	5.00-5.10	セメント固化灰
23	5.10-5.25	スラグ
24	5.25-6.00	セメント固化灰

H処分場	T処分場
試料NO.	深度(m)	構成物	試料NO.	深度(m)	構成物
H-1	0-0.80	覆土	T-1	0-0.80	覆土
H-2	0.80-1.35	焼却灰、不燃残渣	T-2	0.80-2.00	焼却灰
H-3	1.35-2.50	不燃残渣、木くず、金属くず、ビニール片	T-3	2.00-2.30	覆土(焼却灰が混じる)
H-4	2.50-3.50	不燃残渣、木くず、金属くず、ビニール片	T-4	2.30-3.00	焼却灰(鉄くずを含む)
H-5	3.50-4.50	不燃残渣、木くず、金属くず、ビニール片、プラスッチク片	T-5	3.00-3.30	焼却灰
H-6	4.50-5.00	不燃残渣	T-6	3.30-3.50	覆土(焼却灰が混じる)
H-7	5.00-5.50	覆土	T-7	3.50-4.00	焼却灰
H-8	5.50-6.20	焼却灰、不燃残渣
H-9	6.20-7.80	焼却灰、不燃残渣、金属くず
H-10	7.80-10.00	不燃残渣、木くず、金属くず
Y処分場	M処分場
試料NO.	深度(m)	構成物	試料NO.	深度(m)	構成物
Y-1	0-1.39	溶融スラグ	M-1	0-0.05	焼却灰
Y-2	1.39-2.00	不燃残渣(コンクリート片、焼却灰を含む)	M-2	0.05-0.30	焼却灰
Y-3	2.00-2.13	溶融スラグ	M-3	0.30-0.45	焼却灰
Y-4	2.13-3.00	不燃残渣(コンクリート片、焼却灰を含む)	M-4	0.45-0.60	焼却灰
Y-5	3.00-3.22	溶融スラグ	M-5	0.60-0.80	焼却灰
Y-6	3.22-3.63	不燃残渣(コンクリート片、焼却灰を含む)	M-6	0.80-1.00	焼却灰
Y-7	3.63-4.00	焼却灰、溶融スラグ	M-7	1.00-1.35	焼却灰
y-8	4.00-4.20	焼却灰(不燃残渣、礫を含む)	M-8	1.35-1.45	焼却灰
M-9	1.45-1.55	焼却灰
M-10	1.55-1.65	焼却灰
M-11	1.65-1.80	焼却灰
M-12	1.80-1.95	焼却灰
M-13	1.95-2.40	焼却灰(砂状)
M-14	2.40-2.75	焼却灰(砂状)
M-15	2.75-3.00	石膏ボード

B処分場
試料NO.	深度(m)	構成物
B-1	0.70-0.90	土、砂礫
B-2	1.20-1.40	砂礫、ガラス片
B-3	1.40-1.60	焼却灰(土、紙片、ビニール片を含む)
B-4	1.60-2.00	砂礫、レンガ片
B-5	2.00-2.10	焼却灰
B-6	2.30-2.40	土、陶磁器片、金属片
B-7	2.60-2.70	砂礫、ガラス片、
B-8	3.10-3.20	焼却灰(砂礫、陶磁器片を含む)
B-9	3.40-3.50	焼却灰(木片、ビニール片、金属片を含む)
B-10	4.10-4.20	焼却灰(礫、プラスチック片を含む)
B-11	4.50-4.60	砂礫
B-12	5.10-5.20	砂礫、ガラス片、貝殼片
B-13	5.60-5.70	粘性土
B-14	5.90-6.00	粘性土
B-15	6.30-6.40	焼却灰(金属片、小礫を含む、含水多し)
B-16	6.70-6.80	砂礫(含水多し)
*上記の表は試料を採取した区間のみの記載である。

T 処分場のコアは、主に焼却灰から構成される。Y 処分場の掘削地点は以前に埋立層の安定化実験に用いたテストセルであり、掘削コアは溶融スラグと不燃残渣の互層から構成される。M 処分場は海面埋立の処分場であり、掘削コアは焼却灰が大部分を占めるが、場所により污泥が含まれている。B 処分場も海面埋立の処分場であり、掘削コアはおもに土、砂礫、焼却灰から構成されている。

## (2) 埋立層に含まれる安定セシウムおよびカリウムの濃度とその特徴

K処分場およびP処分場における採取コアを内容物の変化に基づいて分割し、それぞれを分析試料とした。それらの試料について、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 3.2.1 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、2～7mg/kg を示した。2mg/kg 以上の安定セシウムを含むセメント固化灰も存在するが、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。カリウム濃度は、土および粘土質混り土で 10000～20000mg/kg、セメント固化灰で数 1000～20000mg/kg、スラグで 4000～10000mg/kg を示した。安定セシウムとカリウムの含有傾向は、土、粘土質混り土およびセメント固化灰
それぞれで類似する。一方、スラグにおいては、固化灰や土の試料と比較して、カリウムの含有比率が相対的に高くなっている。

図 3.2.1 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、-(数字)は深度(cm)を示す。

図 3.2.2 P 処分場のボーリングコアに含まれる安定セシウムとカリウムの深度別濃度。UP0 は地表面、UP1 はボーリング地点、-(数字)は深度(mm)を示す。

P 処分場の P1 ボーリングコアに含まれる安定セシウムとカリウムの深度別濃度を図 3.2.2 に示した。K 処分場と同様に、粘土質混り土(UP1-4450、5950、6500)で、安定セシウム濃度が約 5mg/kg と高い。
た表層部 50 cmの土(UP1-50)のセシウム濃度は約 1.8mg/kg であることから、主灰等から溶出したセシウムが粘土質混り土に捕捉されたことが示唆される。この傾向は K 処分場のボーリングコアでも認められる（図 3.2.3）。また、カリウムの含有傾向もセシウムと類似した傾向を示す。

図 3.2.3 K 処分場のボーリングコア柱状図と安定セシウムの濃度トレンド

## (3) 逐次抽出法による安定セシウムとカリウムの埋立層内の存在形態

逐次抽出法を用いて解明した埋立層内の安定セシウムの抽出割合を図 3.2.4(a)に、カリウムの抽出割合を図 3.2.4(b)に示した。これらの図には、他施設で採取した処分前のセメント固化灰の抽出割合も加えた。

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。

処分前のセメント固化灰中のカリウムもほぼ80%は水溶性であるが、K処分場の固化灰試料（K0-0、K1-585）では30～50%が残留物態を呈するほか、様々な画分が含まれている。また土(K3-586)に含まれるカリウムも固化灰中のセシウムと類似の傾向を示す。一方、P処分場において、地表試料(UP0-0)では、カリウムは水溶性と残留物態とその他の3画分に分かれる。そして深度が増すにつれて残留物態が増加する傾向がみえる。
安定セシウム(a)

カリウム(b)

図 3.2.4 逐次抽出法による安定セシウム(a)とカリウム(b)の各試料中の存在形態。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、である。K0は地表面、K1～4はボーリング地点、-(数字)は深度(cm)、UP0-0は埋立層地表面、UP1はボーリング地点、-(数字)は深度(mm)を示す。

#### 3.2.2 埋立層内における重金属類の存在形態

一例として、P処分場のボーリングコアにおけるおもな重金属濃度の深度別トレンドを図3.2.5に、相対的に高濃度を示すゾーンに含まれるおもな重金属の存在形態を図3.2.6に示した。本コアを構成する内容物は、おもに不燃物混りの焼却灰であるが、各重金属濃度は深度に伴って変化している。また、深度に伴う存在形態の変化の有無は金属によって異なる。埋立層内におけるメタル類の挙動と存在形態の詳細については現在検討中である。
図3.2.5 おもな重金属の深度別

濃度トレンド (P 処分場)

図 3.2.6 おもな重金属における深度別存在形態の変化

#### 3.2.3 電気探査による浸透水の挙動把握

K、P、H の各処分場で 3 次元比抵抗プロファイルが得られた。さらに K 処分場では、降雨前後に同一測線で測定したプロファイルを検討することにより、埋立層内の浸透水挙動を可視化することができた。

## (1) 電気探査による埋立層内の構造把握

図 3.2.7 は、P 処分場における 3 次元比抵抗プロファイルである。表層より深さ約 3m までは 50Ωm 以上の比抵抗を示しており、その下位に 10～20Ωm を示すゾーンが存在する。現在の埋立地盤形態および埋立層下部のガス抜き管（浸出水集排水管をかねる）の配置、さらに本処分場の埋立物を考慮すると、このプロファイルに示される比抵抗の分布は層内含水率と密接な関係を有するものと推測される。

図 3.2.8 は、H 処分場における 3 次元比抵抗プロファイルである。40m×40m の区域に 4 本の測線（長さ 40m）を配置したことにより、埋立層内部状況が詳細に可視化できるようになった。埋立層内に数 Ωm を示すゾーンが不規則に分布しており、このゾーンは高含水率と推測される。この測定区域には、ストレート深度の異なる観測井が 3 ケ所計 7 本設置されており、宙水が存在することが確認されている。この宙水ゾーンが前述の低比抵抗ゾーンと密接に関係するものと思われる。
図 3.2.7 P 処分場における比抵抗プロファイル。・は電極位置を示す。

図 3.2.8 H 処分場における比抵抗プロファイル。・は電極位置を示す。

## (2) 比抵抗モニタリングによる埋立層内浸透経路の把握

図 3.2.9 は、K 処分場における降雨前後の比抵抗変化率を①式により算出・図化したものである。本稿では、浸透経路が明瞭に映し出された、変化率-30%を境界値としたときのプロファイルを示した。前述したように、1 回目の探査終了後、12 時間で 13 mm をこえる降雨があった。この処分場の埋立形態および埋立物（セメント固化灰・溶融スラグ・覆土）から判断すると、降水は溶融スラグや覆土部分に沿って容易に浸透していくこと、その浸透ゾーンは降雨後には比抵抗が低下することが予測された。図において、斜め方向にのびる青色ゾーンは埋立進行ある時点での法面、深さ 3m あるいは 4.5m で水平方向に広がる青色ゾーンは覆土や溶融スラグの存在を示唆している。

$$ 変化率 [\%]=\frac{ 見かけ比抵抗值 ( 降雨後 )[\Omega m]- 見かけ比抵抗值 ( 降雨前 )[\Omega m]}{ 見かけ比抵抗值 ( 降雨前 )[\Omega m]}\times100\quad\cdot\cdot\cdot\textcircled{1} $$
## (3) 土槽を用いた、埋立層内含水量変化把握に対する比抵抗モニタリング有効性の検討

図 3.2.10 は、焼却灰を充填した模擬埋立層の含水率をほぼ 100% としたとき（水位計水位 0.45m）と埋立物間隙から水がほぼ流出した状態のとき（水位計水位 0m）における比抵抗の変化率を②式で算出した結果である。変化率の絶対値が大きく、マイナス側にあるゾーンは含水率が低下していることを示している。即ち、土槽内中央部に水の流動しにくいゾーンがあることが推測される。

図 3.2.9 埋立層内を浸透する水の可視化

図 3.2.10 モデル埋立層を用いた含水率変化の把握

## (4) まとめ

以上のように、地下の比抵抗を測定することにより、埋立層表面から非破壊で層内の含水状況を推測することは可能といえる。一方、層内の「水みち」を知るために、含水状態が変化する多量の降雨時を捉えて、その前後で測定を行い、比抵抗変化率から「水みち」を推定する手法を試みた。しかし、その精度は高いとはいえない。そこで、精度をあげるために、人為的に埋立層内の保有水面を変化させた場合の比抵抗変化率を測定・算出して、「水みち」を探る方法に着手している。前述の模擬埋立層による実験はその一環であり、実際の埋立層でも類似の実験を重ねている。

埋立層内の水みち分布は、セシウムを含む焼却残渣の埋立やその後の管理に対して影響を与える重要な因子であることから、精度の高い探査方法の開発をめざしている。

#### 3.2.4 事前除塩による埋立負荷低減効果

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した。

## (1) 安定セシウム (Cs133)

図 3.2.11 に浸出水中の安定セシウム濃度の経日変化（RUN1～RUN6）を示し、図 3.2.12 に RUN4～RUN6 の浸出水中の安定セシウム濃度の経日変化を示す。
まず、充填物が未洗浄焼却残渣であるRUN1～RUN3 に着目すると、2 m層 RUN1 の初期濃度は 1.20mg/L、1 m層 RUN2 の初期濃度は 1.10mg/L、50 cm層 RUN3 の初期濃度は 0.79mg/L であった。埋立高さの変化に伴い CS133 の初期溶出濃度が異なることが確認された。充填物が洗浄後焼却残渣であるRUN4～RUN6 にも着目すると 2 m層 RUN4 の初期濃度は 0.08mg/L、1 m層 RUN5 の初期濃度は 0.09mg/L、50 cm層 RUN6 の初期値は 0.05mg/L であった。このことにより、浸出水中の Cs133 の初期濃度は埋立高さを変化させることによりコントロール可能であることが示唆された。

それぞれの層厚ごとの洗浄による初期濃度の低減率は2 m層（RUN1とRUN4）が93.3%、1 m層（RUN2とRUN5）が91.8%、50 cm層（RUN3とRUN6）が93.6%であった。このことから、浸出水中のCs133初期濃度は洗浄を行うことにより約92%~94%低減させることが可能であることが分かった。

よる経過日数で70日目に積み増しを1回行ったRUN5は初期濃度0.08mg/Lから0.02mg/Lまで濃度が低減した後、上昇はみられなかった。散水量換算による56日、126日、226日に積み増しを行ったRUN6は初期濃度0.05mg/Lから0.01mg/Lまで低減した後、1回目と2回目の積み増しの間の期間にあたる56日～126日では0.03mg/Lまで上昇、その後0.01mg/Lまで低減、2回目と3回目の積み増しの間の期間にあたる126日～226日では0.03mg/Lまで上昇、その後0.01mg/Lまで低減、

図 3.2.11 浸出水中の安定セシウム濃度の経日変化 (RUN1～RUN6)

3.2.12 浸出水中の安定セシウム濃度の経日変化（RUN4～RUN6）

図 3.2.13 浸出水中の Cl⁻ 濃度の経日変化（RUN1～RUN6）
3 回目の積み増し（226 日）以降は 0.04mg/L まで上昇し、504 日時点で 0.02mg/L まで低減している。

## (2) 塩化物イオン

図3.2.13に浸出水中のCl⁻濃度の経日変化（RUN1～RUN6）を示し、図3.2.14にRUN4～RUN6の浸出水中のCl⁻濃度の経日変化を示す。

まず、充填物が未洗浄焼却残渣で

ある RUN1～RUN3 に着目すると、2 m

層 RUN 1 の初期濃度は 91,400mg/L、1 m

図 3.2.14 浸出水中の Cl⁻ 濃度の経日変化（RUN4～RUN6）

層 RUN2 の初期濃度は 71,900mg/L、50 cm 層 RUN3 の初期濃度は 52,900mg/L であった。Cs133 と同様、埋立高さの変化に伴い Cl⁻ の初期溶出濃度が異なることが確認された。充填物が洗浄後焼却残渣である RUN4 〜RUN6 においても、2 m 層 RUN4 の初期濃度は 127,000mg/L、1 m 層 RUN5 の初期濃度は 12,200mg/L、50 cm 層 RUN6 の初期値は 6,900mg/L であったことから同様のことが言える。このことにより、浸出水中の Cl⁻ の初期濃度は埋立高さを変化させることによりコントロール可能であることが示唆された。

それぞれの層厚ごとの洗浄による浸出水中の初期濃度の低減率は2 m層（RUN1とRUN4）が86.1%、1 m層（RUN2とRUN5）が83.0%、50 cm層（RUN3とRUN6）が86.9%であった。このことから、浸出水中のCl⁻初期濃度は洗浄を行うことにより約83%～87%低減させることが可能であることが分かった。

次に、積み増しを行った RUN5、RUN6 に着目する。散水量換算による経過日数で 70 日目に積み増しを 1 回行った RUN5 は初期濃度 12,200mg/L から 2,200mg/L（70 日目）まで濃度が低減した後、112 日の 5100mg/L まで上昇、その後 128 日に積み増しを行った 2,200mg/L まで低減した。散水量換算による 56 日、126 日、266 日に積み増しを行った RUN6 は初期濃度 6,900mg/L から 1,200mg/L まで低減した後、積み増し 1 回目と 2 回目間にあたる 84 日目までの間に 4,600mg/L まで上昇、その後 2,100mg/L まで低減、積み増し 2 回目と 3 回目間にあたる 196 日までの間に 2,400mg/L まで上昇、その後 1,000mg/L まで低減、3 回目の積み増し（266 日）以降は 336 日までの間に 2,400mg/L まで上昇し、462 日の時点で 3 回目の積み増しを行った濃度へと低減している。

## (3) 電気伝導率

図 3.2.15 に浸出水中の EC の経日変化（RUN1～RUN6）を示し、図 3.2.16 に RUN4～RUN6 の浸出水中の EC の経日変化を示す。

まず、充填物が未洗浄焼却残渣であるRUN1～RUN3に着目すると、2 m層RUN

図 3.2.15 浸出水中の EC の経日変化（RUN1～RUN6）
1 の初期値は 16.9s/m、1 m 層 RUN2 の初期値は 14.7s/m、50 cm 層 RUN3 の初期値は 11.5s/m であった。Cs133 や Cl⁻、COD、BOD 同様、埋立高さの変化に伴い COD の初期値が異なることが確認された。充填物が洗浄後焼却残渣である RUN4～RUN6 にも着目すると 2 m 層 RUN4 の初期値は 3.44s/m、1 m 層 RUN5 の初期値は 3.34s/m、50 cm 層 RUN6 の初期値は 2.00s/m であったことから、未洗浄焼却残渣でも同様のことが確認された。

図 3.2.16 浸出水中の EC の経日変化（RUN4～RUN6）

次に、積み増しを行った RUN5、RUN6 に着目する。散水量換算による経過日数で 70 日目に積み増しを 1 回行った RUN5 は初期値 3.34s/m から 1.23s/m まで値が低減した（70 日目）後、112 日の 2.02s/m まで上昇、その後 196 日に積み増しを行った時点での値まで低減した。

散水量換算による56日、126日、266日に積み増しを行ったRUN6は初期濃度2.00s/mから0.85s/mまで低減した（42日目）後、積み増し1回目と2回目間にあたる83日までの間1.83s/mLまで上昇、その後1.18mg/Lまで低減（126日目）、積み増し2回目と3回目間にあたる168日までの間に1.38s/mまで上昇、その後0.70s/mまで低減、3回目の積み増し（266日）以降は322日目までの間に0.95s/mまで上昇し、392日の時点で3回目の積み増しを行った濃度へと低減している。

## (4) pH

図 3.2.17 に各ライシメーター浸出水中の pH の経日変化を示す。全体を通して、散水量換算による経過日数 250 日からわずかに pH の低下傾向が確認されるが、実験開始初期の段階から浸出水は pH=11~13 程度の強アルカリ性を示している。また、

積み増しを行った後も大きな変化は見られない。この結果から全てのライシメーターにおいて、微生物分解活性には適していない環境であることが確認された。従って、全てのライシメーター浸出水中の濃度低減は、微生物分解による汚濁物質の溶出効果よりも、洗い出しによる汚濁物質の溶出効果が高いものと考えられる。

本来、最終処分場において浸出水中のpHは時間の経過とともに低下するもの

図 3.2.17 浸出水中の pH の経日変化

であるが、今回 pH が低下していない原因として散水に使用している水が原因であると考えられる。散水
に使用している水は今回純水を使用したため、自然降雨に比べ$\mathrm{CO}_{2}$がほとんど含まれていない。自然降雨による洗い出しの場合は通常$\mathrm{CO}_{2}$が含まれており$\mathrm{CO}_{2}$の供給によってpHが低下するが、純水による洗い出しでは$\mathrm{CO}_{2}$の供給が行われないため、pHが低下していないものと考えられる。

## (5) 安定セシウムと塩化物イオンの関係

焼却残渣中のCs133は塩素との反応により塩化セシウム（CsCl₂）となっている。このことから、浸出水中のCs133濃度との濃度に相関関係があると思われる。このため、図3.2.18にRUN1～RUN3浸出水中のCs133と塩化物イオンのそれぞれの近似曲線の関係を示す。それぞれのCs133近似曲線と塩化物イオン近似曲線が非常に似通っていることがわかる。浸出水中のCs133と塩化物イオンの濃度には相関関係がみられるため、浸出水中の塩化物イオン濃度を調べることにより、安定セシウム濃度の推定を行うことが可能である。

## (6) 電気伝導率（EC）と塩化物イオン、安定セシウム（Cs133）との関係

浸出水の塩化物イオン濃度と EC は相関関係があるといわれている。図 3.2.19 に RUN1～RUN3 の浸出水の EC と塩化物イオンの近似曲線の関係を示す。それぞれの近似曲線が非常に似通っていることがわかる。このことから、浸出水の塩化物イオンと EC に相関関係があるため、Cs133 と塩化物イオンに相関関係があるのと同様に Cs133 と EC に相関関係があると考えられる。図 3.1.20 に RUN1～RUN3 の浸出水の Cs133 および EC それぞれの近似曲線を示す。それぞれの近似曲線は非常

図 3.2.18 Cs133 濃度と Cl⁻ 濃度の近似曲線および近似式

図 3.2.19 塩化物イオンと電気伝導率の近似曲線

図 3.2.20 Cs133 と電気伝導率の近似曲線
に似通っていることがわかる。このため浸出水中の Cs133 濃度と EC に相関関係があり、EC を調べることにより、安定セシウムの推定を行うことが可能である。

## (7) 溶出濃度の推定

## 1 ) Cs133 濃度と Cl⁻ 濃度の関係式

図3.2.21に浸出水中のCs133濃度とCl濃度の近似式および近似曲線を示す。RUN1～RUN3の近似曲線はほぼ同一直線に並んでいることがわかる。このことから、埋立層厚の違いが浸出水中のCs133濃度とCl濃度の相関関係に影響が出ないことがわかった。また、得られたy=

1E-0.5x-0.0099 (y: Cs133 濃度 x: Cl⁻濃度) は R²=0.9901 であることから、信頼できる近似式といえる。この近似式を用いることによって、Cl⁻濃度から Cs133 濃度への推定値の予測が可能となる。

## 2 ) 埋立高さと塩化物イオンピーク濃度の関係式

図 3.2.22 に埋立高さと塩化物イオンピーク濃度の関係を示す。条件 1 は充填物が塩素含有量 4.1% の未洗浄焼却残渣、条件 2 は充填物が塩素含有量 0.58% の洗浄焼却残渣、条件 3 は充填物が塩素含有量 0.67% の焼却主灰であり、それぞれの条件から埋立高さと塩素ピーク濃度の関係についての近似曲線および、近似式を得た。 $ (R^{2}=0.805\sim0.9999) $

この近似式を用いることにより、埋立高さごとの塩素ピーク濃度の推定値の予測が可能となる。

## 3 ）浸出水中の塩化物イオンピーク濃度、安定セシウムピーク濃度の推定

1)、2）で得られた Cs133 濃度と Cl⁻ 濃度の関係式と埋立高さと塩化物イオンピーク濃度の関係式を組み合わせて使用することで、塩素含有

図 3.2.21 Cs133 近似曲線および塩化物イオン近似曲線

図 3.2.22 埋立高さと塩化物イオンピーク濃度の関係

図 3.2.23 塩化物イオンと放射性セシウムの相関
率と埋立高さから浸出水中のCl⁻ピーク濃度、Cs133ピーク濃度の推定が可能である。以下に、埋立高さ3m、埋立物の塩素含有率が4.1%の時の推定を行う。

$$ \begin{aligned}& 埋立高さと塩化物イオンピーク濃度の関係式 \\ &\quad y=27733\ln(x)-52685\\ \end{aligned} $$

$$ \left(\begin{array}{c}y\\ \end{array}:Cl^{-} 濃度 \\ \right.\quad x: 埋立高さ \left.\right) $$

ClとCs133の関係式

$$ y=1E-05x-0.0099 $$

$$ \left(\begin{array}{l}y\\ \end{array}:Cs133\right. 濃度 \quad\left.\begin{array}{l}x\\ \end{array}:Cl^{-} 濃度 \right) $$

埋立高さ 3 m の場合

$$ \begin{aligned}&Cl 初期濃度 \quad( 推定值 )\quad105,000mg/L\\&Cs133 初期濃度 \quad( 推定值 )\quad1.61mg/L\end{aligned} $$

4) 安定セシウムと放射性セシウムの関係

S 市の飛灰を用いて洗浄を行い、安定セシウムと放射性セシウムおよび放射性セシウムと塩化物イオンの関係を調査した。データを用いてそれぞれの相関をとると図3.2.23、図3.2.24のようになり、高い相関が見られた。

図 3.2.24 安定セシウムと放射性セシウムの相関

図 3.2.25 未洗浄焼却残渣中の Cs133 総含有量と 散水による溶出量(490 日)

## (4) 安定セシウム（Cs133）の溶出特性

図 3.2.25 に未洗浄焼却残渣中の Cs133 総含有量と 490 日分の散水による溶出量を示す。未洗浄焼却残渣を充填している RUN1～RUN3 の散水による溶出率は、約 72%～90% の溶出である。図 3.2.26 に焼却残渣中の Cs133 総含有量と洗浄および 490 日分の散水による溶出量を示す。洗浄による溶出率は約 79% であるのに対し、散水による溶出率は比較的低い約 5%～7% である。このことから、通常散水

図 3.2.26 焼却残渣中の Cs133 総含有量と洗浄及び散水による溶出量(308 日)
により溶出する Cs133 の大部分は洗浄を行うことであらかじめ除去することが可能である。

#### 3.2.5 数值解析による長期挙動評価

## (1) 数值解析による長期挙動評価

飛灰の Cs-134 と Cs-137 合計濃度が 8,000 Bq/kg であり、存在比が Cs134:Cs137=0.5:1.0 のとき、図 2.2.6 中の評価点における Cs-137 濃度の変化を図 3.2.27 に示す。初期浸透量が年間 20 mm までは Cs-137 濃度が 90 Bq/L（Cs-134 は実質的にゼロであるため、Cs-137 濃度が 90 Bq/L が濃度限度比 1 に等しい）を超過しないが、初期浸透量が年間 50 mm であると、90 Bq/L を大きく超過する。ピーク濃度を 90 Bq/L 以下にするためには、初期浸透量を年間 33 mm 以下とする必要がある。年間 33 mm の浸透量を動水勾配 1 の時の透水係数と仮定すると、透水係数は $ 1.05 \times 10^{-7} $ cm/s となる。最終覆土に勾配を持たせれば、より大きな透水係数でも浸透量を年間 33 mm 以下にすることが現実的に十分可能である。飛灰の放射性 Cs 濃度が 4,000 Bq/kg の計算結果を図 3.2.28 に示す。ピーク濃度を 90 Bq/L 以下にするためには、初期浸透量を年間 45 mm 以下にすることが求められる。

図 3.2.27 Cs-137 経時変化（8,000 Bq/kg）

図 3.2.28 Cs-137 経時変化（4,000 Bq/kg）

ピーク濃度の出現は浸透量に依存しており、表3.2.2に示す通りである。初期浸透量が年間50 mmであたっても、ピーク濃度が出現するには100年以上の時間が必要なことがわかる。このことから、図2.2.6に示した断面を考えると、廃掃法上の廃止確認申請の後にピークが訪れることになる。このピーク出現年数は浸透量以外に、既存廃棄物層の厚さの影響も受ける。本解析では3 m厚さ×2層の既存廃棄物層を想定しているが、これが3層以上になれば、ピーク濃度の出現はさらに数十年遅れ、半減期の影響でピーク濃度も相当低下することになる。また、表2.2.5で示したように、分配係数が大きくなり、遅延係数が2倍になると浸透速度が1/2倍される。そのため、分配係数の大きさもピーク濃度とピーク出現時期に影響することになる。

表 3.2.2 ピーク濃度出現時期

浸透量条件	5→25 mm/年	20→100 mm/年	50→250 mm/年
ピーク濃度出現時期（年）	236	178	108

処分場内における放射性 Cs の長期举動モデルの目的は、
ヘ ピク濃度を知ること、

ヘピク濃度の出現時期を知ること、

ヘ ピーク濃度が放流水で濃度限度を超えないこと（もしくは、検出限界を超過しないこと）であり、これらが、より保守的な考え方で評価した結果であり、施工や管理、異常気象等の想定外事例を包含する程度の保守性を持っていることが必要と考えられる。したがって、パラメーター設定における保守性は、

➢ 降雨浸透量が保守的な設定となっていること（本解析では50年後に5倍浸透量となること）、

分散長は、ピーク濃度が高くなるように小さめの設定をすること（本解析では浸透距離の1/100）、

➢ 汚染廃棄物の乾燥密度は大きめに設定すること、

➢ 吸着土壌層の乾燥密度は小さめに設定すること、

➢ 間隙内実流速が大きくなるように間隙率は小さめに設定すること、

➢ 溶出量試験結果の濃度ではなく、埋立層との液固比の違いを考慮して濃度を設定すること、

➢ 崩壊定数は物理的な絶対法則として保守性を加味しないこと

が挙げられる。また、分配係数を与えること自体が極めて大きな保守性を有していることも認識しておく必要がある。放射性Csは土壌との親和性が高いことが知られているが、これは、一度吸着するとなかなか脱着（溶出）してこないことを意味している。しかしながら、分配係数で吸着を表現するということは、吸着した放射性Csがある遅延時間を過ぎたら全て脱着することを計算しているので、本来、9割以上が再溶出してこない放射性Csに対して、その全てを溶出させる計算となっている。

以上のように、本研究で設定したような長期挙動モデルは極めて保守的な計算結果を得ることになる。言い換えると、実際は極微量（少なくとも検出下限値以下）の放射性Csが想定するよりも数倍の年数をかけて処分場系外に浸出してくる可能性しかなく、処分場自体の崩壊や無作為な跡地利用によって相当な外乱を受けない限り、処分場内に容易に留まっていると考えられる。

## (2) 放射性 Cs 汚染飛灰を埋め立てた処分場の管理の考え方

前述の長期挙動評価によって、処分場外に放出される放射性Csのピーク濃度は数十年から100年を超える可能性について計算結果を示した。これは保守的な解釈であることから、実際はさらに遅い時期にピーク濃度を迎える可能性が考えられる（ただし、ピーク濃度自体は低下する）。廃棄物最終処分場の廃止は、埋立完了から10～30年の間であることが多い。この廃止基準は、処分場としての維持管理を終了できる基準であるが、この基準には放射性Csの要件は入っておらず、重金属類や一般環境項目としての汚濁成分の放流水濃度のみが対象となっている。仮に、放射性Csを対象物質として入れたとしても、濃度出現時期が数十年先であれば、廃止基準の確認申請の際には当然ながら検出されず、何ら意味を成さない。そのため、汚染廃棄物を埋めたてた最終処分場の放射性Csについては、廃掃法上の現行の廃止基準とは少し別の次元で考える必要があると思われる。

そもそも、8,000 Bq/kg の主灰や下水污泥焼却灰からの溶出率は長期溶出を考慮しても数%程度であるため、これら難溶出性の汚染廃棄物に対しては外部被ばくのみを考慮すればよく、放流水については考慮する必要がないといえる。問題となるのは易溶出性の汚染飛灰等であり、溶出率がほぼ100%となるような汚染廃棄物である。ただし、外部被ばくについては、溶出性は関係ないので、汚染主灰や汚染下水