Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
（Finite Element Method : 有限要素法）メッシュを作成し（図 3.1.6-3）、図 3.1.6-4 に示す解析フローにより比抵抗モデルを求めた。逆解析には E-tomo(ダイヤコンサルタント社)を用いた。

## (3) 比抵抗トモグラフィにおける結果と考察

解析によって得られた比抵抗モデルから、2本のケーブル間における鉛直方向の比抵抗断面図(xz面)を本研究の最終的な結果とした。時間経過に伴う比抵抗値の変化を把握するため、本研究で実施した第8回（2939日後）の結果に加え、第1回（39日後）、第7回（867日後）の結果もあわせて図3.1.6-5に示す。

(c)TC3

図 3.1.6–5 比抵抗トモグラフィにおける比抵抗断面図

上端横軸はテストセルの地表面、縦軸は深度を表している。橙色～赤色は比抵抗値が高い（電気伝導率が低い）、青色～紫色は比抵抗値が低い（電気伝導率が高い）ことを表している。

全てのテストセル（TC1～4）において以下の共通する傾向が認められる。

表層の最終覆土層は $ 500 \Omega m $ 以上の高い比抵抗値を示したのに対し、その下層にある廃棄物層ではより低い比抵抗値を示し、両層の質的相違を明瞭な比抵抗コントラストとして可視化することができた。

モニタリング開始初期である39日後では上層廃棄物、中間覆土、下層廃棄物においても上記のようなコントラストが示されており、内部の層構造を可視化することができた。
経時経過に伴う比抵抗値変化を見ると、最終覆土層の比抵抗値は高いままで推移していたのに対し、廃棄物層では比抵抗値が高くなっていった。

廃棄物層の経時変化に伴う比抵抗値の上昇は、浅層でより頭著であった。

なお、底部覆土に起因する比抵抗コントラストは可視化されているものの、浸出水を排水するためのポンプの稼働状況や故障にともなう底部覆土部分の一時的な水没期間は各テストセルで大きく異なっており、各テストセルの比抵抗値の時間変化が洗い出しによるものなのか不明瞭であった。このことを考慮して、本節では底部覆土については考察の対象から除外することとした。

さらに各テストセルの比抵抗断面図から以下の結果が示された。

## TC1

39 日後: 上層廃棄物層、下層廃棄物層ともに $ 10 \Omega m $ 以下の非常に低い比抵抗値であったのに対し、中間覆土（PRB）層は $ 50 \sim 75 \Omega m $ という高い値を示した。

867 日後：上層廃棄物層で 50～150 Ωm、下層廃棄物層で 5～30 Ωm の比抵抗値を示し、時間変化とともに廃棄物層の比抵抗値が上昇していた。他方、中間覆土層に起因する比抵抗コントラストは消失していた。

2939 日後：上層廃棄物層、下層廃棄物層、中間覆土層の全域で 50～100Ωm まで比抵抗値が上昇していた。

## TC2

39 日後: 上層廃棄物層、下層廃棄物層ともに 10Ωm 以下の非常に低い比抵抗値であったのに対し、中間覆土（スラグ）層は 20～30Ωm というやや高い値を示した。

867 日後：上層廃棄物層で 20～150 Ωm、下層廃棄物層で 5～30 Ωm、中間覆土層で 50～150 Ωm の比抵抗値を示し、時間変化とともに廃棄物層の比抵抗値が上昇していた。

2939 日後：上層廃棄物層、下層廃棄物層で 50～150 Ωm、中間覆土層で 100～200 Ωm まで比抵抗値が上昇していた。

## TC3

39 日後: 上層廃棄物層、下層廃棄物層ともに 10Ωm 以下の非常に低い比抵抗値であったのに対し、中間覆土（PRB）層は 50～150Ωm という高い値を示した。

867 日後：上層廃棄物層で 20～150 Ωm、下層廃棄物層で 20 Ωm 以下の比抵抗値を示し、時間変化とともに廃棄物層の比抵抗値が上昇していた。他方、中間覆土層に起因する比抵抗コントラストは消失していた。

2939 日後：上層廃棄物層で 25～250 Ωm、下層廃棄物層で 25～75 Ωm まで比抵抗値が上昇していた。

## TC4

39 日後: 上層廃棄物層、下層廃棄物層ともに $ 10 \Omega m $ 以下の非常に低い比抵抗値であったのに対し、中間覆土（スラグ）層は $ 20 \sim 75 \Omega m $ というやや高い値を示した。

867 日後：上層廃棄物層で 20～150 Ωm、下層廃棄物層で 5～30 Ωm、中間覆土層で 50～75 Ωm の比抵抗値を示し、時間変化とともに廃棄物層の比抵抗値が上昇していた。

2939 日後：上層廃棄物層で 20～150 Ωm、下層廃棄物層で 20～50 Ωm、中間覆土層で 50～75 Ωm まで比抵抗値が上昇していた。

これらの結果から考察すると以下のことが示唆された。

① 比抵抗トモグラフィにより比抵抗構造とその時間変動が明瞭に可視化され、テストセルの内部構造
や安定化の進行状況を把握することができる。

② 経時変化に伴い、廃棄物層の比抵抗値が上昇（電気伝導率の低下）しており、さらに上層から進行していることから、降雨浸透に伴う廃棄物層中の化学物質の洗い出しに伴う安定化が進行している。

③ 中間覆土の比抵抗値を見ると TC1、TC3 の PRB 層では時間経過に伴い廃棄物層とのコントラストが消失したのに対し、TC2、TC4 のスラグ層では常に廃棄物層よりも高い値を示していたことから、PRB 層では廃棄物層由来の溶出化学物質が補足された可能性がある。

④ 埋立廃棄物の種類の相違を見ると無機性の廃棄物 A が埋め立てられている TC1、TC2 に比べ、有機性の廃棄物 B が埋め立てられている TC3、TC4 では、比抵抗値が高くなっていたことから、有機物を含まない廃棄物 A のほうがより洗い出しが進行しやすい。

## (4) まとめ

本研究より、建設から約8年が経過したテストセルにおいて、ボーリング調査によるコア試料の科学分析を行ったところ、埋立廃棄物のECやイオン類の溶出濃度が大きく低下していた。さらに、比抵抗トモグラフィを実施し、過去の結果と比較を行ったところ、比抵抗値も大きく上昇していた。このことから、テストセルで用いた廃棄物は安定化が十分に進行していることが明らかとなり、廃棄物を十分に混合し埋め立てるとともに、透水性がコントロールされた覆土を用いることにより、埋め立て廃棄物の早期安定化が実現できる可能性が示された。
#### 3.1.7 実処分場およびテストセルの安定化の比較

## (1) 無機塩類と金属の溶出量の比較

ボーリングにより採取した実埋立地(A処分場)の廃棄物と同処分場内設置のテストセルの廃棄物は、埋立時期が同じであり、同一の処分場搬入物であるため組成も概ね等しいはずである。一方で、埋立工法は大きく異なる。実埋立地では、埋立層の下層では搬入後そのまま埋立・転圧が行われ、上層では搬入廃棄物の混合が行われているものの、3.1.4節で示したとおり不均質であり、焼却灰には固結部位が認められる。覆土は3mと厚く、密実に転圧されており低透水性である。一方、テストセルは、3.1.2節で示したとおり、廃棄物層は十分な通水性・通気性を有するように埋め立てられ、覆土層も高い透水性の溶融スラグが採用されているほか、一部のテストセルには機能性覆土層が導入されている。

本研究の大きな目的は、中間処理残渣に適した埋立工法を明らかにすることであることから、これら異なる埋立工法を採用した実埋立地とテストセルを対象に、廃棄物の安定化の状況を比較することは極めて重要となる。一般に埋立廃棄物中の元素は、移動性や反応性に富む成分と非反応性で埋立地内に残留する成分とに分けられる。既往の研究で、処分場からの浸出水中成分や埋立ガス放出に寄与するのは前者の部分であるとされている。これらの移動性・反応性成分は、例えば、Baccini(1987)等の報告では、初期含有量の約20%(TOC)、5%(Cl)、1%(Pb)程度である。安定化とはこうした移動性・反応性成分が埋立地から消失することを意味することから、これらの成分がどの程度残留しているかを確認することが有効である。そのため、本研究では、易溶出性の成分に着目し、溶出量から安定化の程度を評価することとした。

前記したとおり、実埋立地とテストセルでは記録上同じ搬入物が埋立られているが、実埋立地では搬入順に埋立が行われて内部は不均質になっており、テストセルは混合したのちに埋立を行っていることから場所によって異なったものが埋立られている可能性がある。そのため、両者における安定化の程度を比較するために、まず①実埋立地とテストセルの埋立物が同じものであることを確認し、次いで②溶出してくる物質はどちらが多いかを比べることとした。廃棄物が同種のであるか否かの評価は含有量で行った。

## a) 試料

## 7 )実埋立物のコア試料

3.1.4 節に示したとおり、実埋立地では、3 地点で 3 深度（5.0 m～5.8 m、11.0 m～11.8 m、16.0～16.8 m）のコア試料を採取した。本研究では、2 地点分の試料を分析対象とした。各コアから、目視で確認できる特徴的な部位（焼却灰部位と不燃残渣部位）を選択し、個別に分析を行った。これは、覆土の混入した部位等では廃棄物の安定化の評価に妥当でないと判断したからである。

表 3.1.7-1 実埋立地のコアから抽出した分析対象試料

試料名	深度[m]	試料性状	固結
LF1 1	5.58～5.74	焼却灰樣	固結有り
LF1 2	11.1～11.2	不燃残渣&焼却灰	未固結
LF1 3	11.3～11.42	不燃主体	未固結
LF1 4	11.6～11.7	土壤樣物&焼却灰混入	未固結
LF1 5	16.2～16.3	土壤樣物&焼却灰混入	未固結
LF1 6	16.5～16.65	破碎残渣樣(粗大物多い)	未固結
LF1 7	16.65～16.77	焼却灰樣	固結有り
LF2 1	5.1～5.2	破碎残渣	未固結
LF2 2	5.5～5.6	焼却灰樣	一部固結
LF2 3	11.3～11.4	焼却灰樣	一部固結(固粒)
LF2 4	11.6～11.72	焼却灰樣&土壤樣物	固結
LF2 5	16.2～16.25	土壤樣物&焼却灰混入	一部固結
LF2 6	16.6～16.68	焼却灰樣	固結有り
分析を行った試料を表3.1.7-1に示す。採取した試料は水分量が変化しないようにラッピングし直ちに実験室に持ち帰った。

## イテストセルのコア試料

テストセルの試料採取は各テストセルで1箇所、最深部（0～7m）までボーリングが行われており、全深度の試料が存在する。アクリルパイプに収納された全深度の試料から、25cm おきに採取を行った。

今回の分析では覆土に PRB 層が用いられている TC1、TC3 について試料の分析を行った。25cm 毎に採取した全ての各サンプルから深度の近いものからでコンポジット試料を作成し、

表 3.1.7-2 テストセルコンポジット表

試料名	深度[m]	コンポジット内容
TC1 C1	1.0～1.65	1.00～1.25m:50g 1.25～1.65m:80g
TC1 C2	2.05～3.0	2.05～2.25m:40g 2.25～2.5m:50g 2.5～2.75m:50g 2.75～3.0m:50g
TC1 C3	3.0～3.68	3.0～3.25m:50g 3.25～3.5m:50g 3.5～3.68m:36g
TC1 C4	4.45～5.5	4.45～4.65m:40g 4.65～5.0m:70g 5.0～5.25m:50g 5.25～6.0m:50g
TC1 C5	5.5～6.61	5.5～5.75m:50g 5.75～6.0m:50g 6.0～6.25m:50g 6.25～6.61m:72g
TC3 C1	1.0～1.75	1.00～1.25m:50g 1.25～1.5m:50g 1.5～1.75m:50g
TC3 C2	2.05～3.0	2.05～2.25m:40g 2.25～2.5m:50g 2.5～2.75m:50g 2.75～3.0m:50g
TC3 C4	4.5～5.5	4.45～4.65m:40g 4.65～5.0m:70g 5.0～5.25m:50g 5.25～6.0m:50g
TC3 C5	5.5～6.6	5.5～5.75m:50g 5.75～6.0m:50g 6.0～6.25m:50g 6.25～6.6m:70g

それらについて分析をおこなった。表3.1.7-2に作成したコンポジットの試料採取部位を示す。

## b) 分析項目

分析項目は、含水率、熱灼減量、CHN、塩素含有量、固体 TOC、金属含有量、溶出試験（金属、TOC、塩素）とした。

## c) 結果

## 7 ) 熱灼減量

実埋立地・テストセルの深度ごとの熱灼減量を図3.1.7-1に示す。実埋立地の試料は、各深度から特徴的な部位を抽出して分析しているとため、測定結果は5m、11m、16mの各深度での平均として示した。安定化の評価として、熱灼減量に関しては、例えば、安定型最終処分場における建設混合廃棄物埋立の目安として熱灼減量5%以下という値がある。今回の試験では試料中のプラスチックを前もって取り除かずに測定したためいずれの試料も5%よりも

大きい。日本の焼却灰主体埋立地における熱灼減量の平均値と標準偏差の値は、例えば Jeong(2005) によれば、4.4%、3.7%であり、不燃残渣の熱灼減量の平均値と標準偏差は、関戸(2001)によれば、28%、13%である。これらの値と比較すると実埋立地とテストセルは、いずれも焼却灰が主体であり、少量の不燃残渣が混入していると推察される。

それぞれの試料の平均値、標準偏差は、実埋立地でLF1:8.0%（1.3%）、LF2:8.3%（2.3%）、テストセルで、TC1:5.8%（1.1%）、TC3:6.9%（1.1%）であり、若干テストセルの値が実埋立物の値より低い。テストセルでは有機物の分解が進んだ可能性も考えられるが、データ数から有意な差があると

図 3.1.7-1 熱灼減量

は言い難い。ただし、両者の埋立物の有機物量は概ね同等であるとは言える。
## (1) 固体 TOC

図 3.1.7-2 に実埋立地・テストセルの深度別固体 TOC を示す。実埋立地は熱灼減量と同様 5m、11m、16m の深度ごとの平均として示した。それぞれの試料の平均値（標準偏差）は、実埋立地で LF1:2.2%（1.3%）、LF2:2.7%（1.3%）、テストセルで、TC1:2.7%（0.3%）、TC3:3.4%（0.5%）でありほぼ同程度である。

固体 TOC の安定化の評価に関しては、日本では目安となる値は存在しない。一方、欧米では、安定な廃棄物が埋められる Inert Waste landfill の受入基準（廃棄物学会廃棄物埋立処理処分研究部会、2002）として、ドイツでは1%以下、イギリスでは

図 3.1.7-2 固体 TOC

3％以下、オーストリアでは2％以下が指定されている。テストセル・実埋立地はいずれも管理型最終処分場であるため、Inert Waste の受入基準よりは高いがこうした基準値に近い。結果としてテストセルと実埋立地の有機性炭素量は概ね同じ値と言える。

## (3) 重金属含有量

図 3.1.7-3 に Na、K、Ca、Cd、Cu、Fe、Ni、Pb、Zn に関する実埋立地とテストセルの金属含有量および Jeong (2005) らの我が国の焼却灰の平均値と標準偏差を示す。Na、K、Ca、Fe、Pb、Zn では、実埋立地とテストセルの平均値はほぼ等しい、Cd と Ni でテストセルがやや小さく、Cu はテストセルでやや大きかった。深度方向別の分布は示さないが、Na、K、Ca、Fe、

図 3.1.7-3 金属含有量の比較

Pb、Zn では、ほぼ同程度の含有量であった。Cd、Ni、Cu については、深度方向のばらつきが大きく、それが影響していると思われる。実埋立地とテストセルの金属含有量平均値は日本の焼却灰主体埋立地における平均値の値に近く、いずれも日本の焼却灰主体埋立地における平均値±標準偏差の範囲内に入るった。以上より実埋立地・テストセルの試料中の金属含有量は一般的な焼却灰と概ね同じ性状を有し、両者は同じ廃棄物であると見なせると考えられる。

## $ ⅰ $ 溶出特性

使用した原子吸光光度計の検出濃度が 0.01ppm 程度と低感度であったため、Cd、Fe、Ni、Pb、Zn は検出限界以下であった。検出可能であった元素について図 3.1.7-4 に実埋立地・テストセルの深度ごとの溶出率（以下の式で算出）を示した。実埋立地はすべてのサンプルのばらつきを示すため深度ごとの平均ではなく各サンプルの値をそのまま表記した。
図 3.1.7-4 金属溶出率

いずれの元素も、点で示す実埋立地の溶出率が大きい。ばらつきが大きいため深度に関する議論はできないが、溶出率で比較した場合、実埋立地の値は文献地よりもかなり高くなっている。表3.1.7-3に検出できた4元素の平均溶出率を示す。同表中には、Jeongら(2005)の我が国の焼却灰の13号試験での溶出率も示した。この値は、日本の多数の焼却灰の溶出試験結果を整理したもので、埋立前の焼却灰の結果である。元素毎に特徴が異なるのは、文献値は焼却灰であり、今回対象とした実埋立地とテストセル

## の廃棄物は焼却灰

と破砕不燃残渣の

混合物であること

に依ると思われる。

まず、Naは実埋立地と文献値はほ

表 3.1.7-3 実埋立地、テストセルの廃棄物の金属溶出率（平均値%）

Na	K	Ca	Cu
LF1	23.50	2.82	5.93	2.01
LF2	22.40	3.77	1.02	5.41
TC1	2.42	0.94	0.08	0.04
TC3	2.70	1.07	0.12	0.11
文献地（Jeong、2005）	17.05	25.41	3.65	0.003
ぼ同程度であるのに対し、テストセルは約1/10の溶出率であり、洗い出しが進行していることを伺わせる。Kは、文献値のデータが1桁高く25%であるが、実埋立地とテストセルを比較するとテストセルからの溶出は実埋立地の1/3である。Caも、実埋立地とテストセルの溶出率に比較し、一桁低い。Caは、焼却灰を代表する無機元素の一つであり、埋立前もしくは初期は、比較的易溶性のCaO或いは$\mathrm{Ca(OH)_2}$として存在すると言われている。3.2.2節で詳述するが、こうしたCa化合物は、安定化の進行と共に難溶性の$\mathrm{CaCO_3}$に変化する。テストセルにおいてCaの溶出率が極めて低くなっているのは、Caが$\mathrm{CaCO_3}$に変化したことを示唆している。Cuについては、実埋立地、テストセル共に文献値より高いが、埋立廃棄物中に不燃破砕残渣が混入していることが要因と思われる。実埋立地の試料は、採取コアから、焼却灰、不燃残渣部位を個別に選択して試験に供しているため、この不燃残渣の溶出試験結果が、平均値を引き揚げている。

明らかに言えることは、易溶出性の Na、K はテストセルにおいて洗い出しが進み溶出率が極めて低くなっている一方、実埋立地ではこれらがほぼ埋立前の状態と同じレベルで存在していると言うことである。これは、実埋立地の覆土が厚く、低透水性であることに起因している。さらに、Ca の溶出率がテストセルで 1/10 以下にまで低下していることは、テストセル内では、通気性が高いために、Ca の風化が進み炭酸塩に変化しているということである。すなわち、テストセルでは、透水性が高くなるように埋立が行われているため空気や水との接触時間が長くなり、水に溶けやすい形態の部分が洗い出され、外部に放出されている、または、空気や水との接触によって易溶性であった物質が難溶性への形態変化している。

図 3.1.7-5、図 3.1.7-6 に TOC と 塩類の溶出試験結果を示す。

図 3.1.7-5 TOC の溶出量

図 3.1.7-6 塩素溶出量

TOC についても、実埋立地で 100～250mg/L が検出されているのに対し、テストセルの試料からの溶出濃度は、最大で 50mg/L、平均値では 20～30mg/L で極めて低い。廃止基準では BOD が 60mg/L、COD が 90mg/L と定められている。TOC を直接比べることはできないが、テストセルからのは溶出量は概ね廃止基準を満たすレベルにまで低減していると言える。欧州における Inert Waste Landfill の受入基準として、ドイツでは 5mg/L、イギリスでは 50mg/L 以下、オーストリアでは 20mg/L 以下という値が存在するが、概ね同等のレベルである。実埋立地の溶出濃度は、こうした値に比べても遙かに高く、安定化が進んでおらず、実埋立地の工法では、高い溶出ポテンシャルを持っている。塩素の溶出濃度も実埋立地ではばらつきが大きく、最大で 500mg/L 程度の濃度となっている。一方、テストセルでは極めて低
く、平均の溶出濃度は TC1 で 10mg/L、TC3 で 11mg/L であった。TOC 同様、我が国では基準値が存在しないため、欧州の Inert Waste landfill の受入基準と比較すると、イギリスで 80mg/L 以下、オーストリアでは 200mg/L 以下であり、テストセルはどの国の基準よりも低くなっている。

以上より、テストセルの埋立工法は、塩類の濃度を早期に低下させ、また Ca 等については難溶性へと変化させている可能性が示唆され、実埋立地のような高密度転圧、低透水性覆土といった工法よりも、中間処理残渣の早期に安定化できることが分かった。

## 参考文献

Baccini, P., Henseler, G., Figi, R. and Belevi, H. (1987) Water and Element Balances of Municipal Solid Waste Landfills, Waste Management & Research, Vol.5, pp.483-399.

Jeong, S-M., Osaka, M., Kim, Y-J. (2005) Utilizing a database to interpret leaching characteristics of lead from bottom ashes of municipal solid waste incinerators, Waste Management, Vol.25, pp.694-701.

関戸知雄 (2001) 自治体における粗大ごみ処理に関する研究, 北海道大学博士論文.

## (2) 物理特性の比較

## a) 試験試料

実処分場において無水オールコアボーリングで採取した試料（コア2）、ならびにテストセル（上から最終覆土、調整廃棄物層、中間覆土層、調整廃棄物層、中間覆土層の全6 m程度）から掘削した無水オールコアボーリング試料（コア1）を供試体として用いた。攪乱ならびに不攪乱試料としてコア1ならびにコア2より、

・コア1廃棄物上・・・(深度2.00～3.00m)

・コア1中間覆土・・・(深度3.65～4.00m)

・コア 1 廃棄物下・・・(深度 5.00～6.00 m)

· コア 2 廃棄物 · · · · (深度 11.00～12.00 m)

の４種類の試料を分析に供した。コア１の廃棄物上と廃棄物下は、基本的には同じ廃棄物であり、均一になるように調整した廃棄物である。コア１廃棄物上ならびにコア２廃棄物の写真を、写真３.１.７-１～３.１.７-２に示す。

写真 3.1.7-1 コア 1 廃棄物上

写真 3.1.7-2 コア 2 廃棄物
## b) 試験方法

## 7 ) 物理試験

4 種類の試料の一部を攪乱試料として用い、土粒子の密度試験（JIS A 1202）、土の含水比試験（JIS A 1203）、土の粒度試験（JIS A 1204）を行い、不攪乱試料を用いて土の湿潤密度試験（ノギス法）（JIS A 1225）を行った。

## (1) 透水・透気試験

4 種類の不攪乱試料を自然含水比のまま直径 $ 100 \, mm \times $ 高さ $ 100 \, mm $ に整形して図 3.1.7-7 に示す透気試験装置を用いて透気係数の算定を行った。上部を大気開放とし、下部の上昇圧力と通気量を測定することでダルシー則に基づき透気係数を決定した。供試体に側圧をかけると崩壊する恐れがあるため、側壁の不透気には高粘度エポキシ系接着剤を用いた。廃棄物試料の場合、不均一性が大きいため、透気試験と透水試験において同一の試料を用いて試験を実施することが望ましいことから、透気試験を実施したアクリルカラムをそのまま用いて飽和作業を行い、定水位透水試験（JIS A 1218）を実施して透水係数を求めた。

## (3) 不飽和透水試驗

4 種類の不攪乱試料を直径 $ 50 \, mm \times $ 高さ $ 51 \, mm $ に整形して図 3.1.7-8 に示す不飽和透水試験装置を用いて不飽和透水係数の測定を行った。マリオット管とドリップポイントの高さを変化させて、供試体の上端と下端のサクション圧を変えながら、供試体内部のサクションをテンシオメーターを用いて測定し、ドリップポイントから排水される量を通水量を測定することで不飽和透水係数を求めた。

図 3.1.7-7 透気試験装置概要

図 3.1.7-8 不飽和透水試驗器

## (2) 保水性試験

不飽和透水試験で用いた供試体をそのまま使用して保水性試験（JGS 0151）を実施した。JGS 0151に準拠し、対象とする土中水のサクションに応じて、吸引法（水頭法）、遠心法を実施した。吸引法ではサクションを5段階、遠心法では4段階として試験を実施した。

## (4) 比表面積試験

未攪乱試料をさらに切断して供試体を作製した。試験装置は Quantachrome 社製の NOVA-200e を用い、窒素ガスによる BET 多点法で比表面積を求めた。前処理は、真空加熱（110℃で 6 時間以上）を行った。

## c) 試験結果と考察

## 7 ) 物理試験

物理試験結果の一覧を表3.1.7-4に示す。
表 3.1.7-4 物理試験結果の一覧

試 料 名 称	コア1廃棄物上	コア1中間覆土	コア1廃棄物下	コア2廃棄物
一般物理特性	土粒子密度	ρs	Mg/m³	2.710	2.859	2.549	2.557
自然含水比	wt	%	10.6	12.9	20.9	20.9
湿润密度	ρt	Mg/m³	1.304	1.807	1.400	1.398
乾燥密度	ρd	Mg/m³	1.179	1.600	1.158	1.157
間隙比	e	-	1.297	0.786	1.201	1.211
間隙率	n	%	56.5	44.0	54.6	54.8
饱和度	Sw	%	22.1	46.9	44.3	44.1
粒度分布	礫分	2～75mm	%	28	20	49	53
砂分	0.075～2mm	%	58	75	39	36
シルト分	0.005～0.075mm	%	10	3	8	7
粘土分	0.005mm未満	%	4	2	4	4
最大粒径	Dmax	mm	9.50	9.50	9.50	9.50
均等係数	Uc	-	47.4	5.65	59.1	53.5
曲率係数	Uc'	-	5.76	1.82	3.31	2.43
50%粒径	D50	mm	1.09	1.18	1.95	2.35
20%粒径	D20	mm	0.229	0.530	0.301	0.319
分類	地盤材料の分類名	細粒分まじり礫質砂	細粒分まじり礫質砂	細粒分まじり砂質礫	細粒分まじり砂質礫
分類記号	SG-F	SG-F	GS-F	GS-F

廃棄物層の土粒子密度は2.55～2.71$\mathrm{Mg/m^{3}}$程度であり、一般的な土壌と変わりが無い結果となった。含水比はコア1廃棄物下とコア2廃棄物がやや大きく20%を超えていたが、コア1廃棄物上は約半分の10%程度あった。乾燥密度や間隙率等を見ても、コア1廃棄物下とコア2廃棄物は比較的似通った値となっていることがわかる。廃棄物自体は、コア1が調整した廃棄物であり、コア2は通常の埋立地から

$$ ので $$

$$ \mathcal{O} $$

く異なる種類の廃棄物であるが、比較的深部の廃棄物であるためか、物理性状は類似の結果となった。地盤材料も細粒分まじり砂質礫（GS-F）となっており、コア1廃棄物上とは異なる粒度分布であった。

## 1 ) 透水・透気試験結果

透水ならびに透気係数の試験結果を図3.1.7-9に示す。透水係数は水分飽和状態のため、飽和度Sw=100%で実

図 3.1.7-9 透水係数と透気係数の測定結果
施しているが、透気係数は自然含水比で実施しているため、試料毎に飽和度が異なっている。コア1廃棄物上とコア1中間覆土の透水係数（$\mathrm{kw}$）ならびに透気係数（$\mathrm{ka}$）はほぼ同じ値となり、$\mathrm{kw}=6.0\times10^{-2}\mathrm{~cm/s}$ 程度、$\mathrm{ka}=6.9\times10^{-1}\mathrm{~cm/s}$ という結果であった。コア1廃棄物下はコア1廃棄物上よりもやや小さく、コア2廃棄物では$\mathrm{kw}=7.7\times10^{-3}\mathrm{~cm/s}$、$\mathrm{ka}=4.6\times10^{-1}\mathrm{~cm/s}$ であった。コア1廃棄物下やコア1中間覆土、コア2廃棄物では$\mathrm{Sw}=45\%$ 前後であり、コア1廃棄物上は$\mathrm{Sw}=22\%$ であることを考えると、透気係数の違いも説明できるが、その差は微少であり、飽和度による影響は小さい（もしくは、影響の小さい飽和度の領域で測定している）といえる。透水係数は、飽和状態の値であることから、廃棄物層自体のマトリックスを反映していると考えられ、10mを超える深度からサンプリングしたコア2廃棄物試料の透水係数が小さいことも説明付けられるが、粒度分布を考慮するとコア2廃棄物は細粒分まじり砂質礫であり、透水係数がやや大きい分類に入るため、説明が食い違ってくる。さらに、完全乾燥状態（つまり、空気で飽和されている状態）の透気係数は、今回の測定結果よりも大きくなることが容易に想像されるが、一般的に、透水係数の方が透気係数よりも大きな値になるため、今回の測定結果は真逆となっており、試験方法自体に改善が必要である可能性がある。一般的に、理論的な透水係数と透気係数の関係は、多孔質体マトリックス自体の透過度を表す固有透過度K（intrinsic permeability）を用いて

$$ k_{w}=\frac{K\rho_{w}g}{\mu_{w}}\quad 麺 \quad k_{a}=\frac{K\rho_{a}g}{\mu_{a}} $$

によって説明できる。水と空気の密度、水と空気の粘性係数の違いより kw は ka の約 17.3 倍の値となる。

## (3) 不飽和透水試驗結果

## 不飽和透水試験の結果を図

3.1.7-10 に示す。横軸には、テンシオメーターで測定した供試体内の間隙水圧（サクション）を示している。サクションの増加に伴って不飽和透水係数が減少していることが確認できる。これは、サクションの増加に伴って含水率が低下し、水分浸透の有効断面積が減少していくことに起因していると考えられる。特に、コア2廃棄物の不飽和透水係数の減少が大きく、

図 3.1.7-10 不飽和透水試驗結果

サクションが 60 cm 水頭を超えると不飽和透水係数が $ 10^{-4} $ cm/s よりも小さくなっている。これは、コア 1 のいずれの試料よりも約 1 オーダ程度低い結果となっており、通常の埋立環境である不飽和条件下での水の流れが遅くなり、洗い出し効果等に影響するものと考えられる。

## (2) 保水性試験結果

保水性試験結果を図3.1.7-11に示す。横軸は水飽和度、縦軸はサクション（毛管圧力水頭）を示している。本曲線は水分保持曲線もしくはS-P曲線と呼ばれるものである。図中には実験値を白丸で、van Genuchten式（以下、VGとする。）、ならびにBrooks and Corey式（以下、BCとする。）によるフィッテ
イング結果をそれぞれ実線、破線で示した。VG モデルならびに BC モデルは以下の式で表される。

$$ \mathrm{V G}\mathrm{ モ デル }:h_{_{c}}=\frac{1}{\alpha}\left(S e^{-1/m}-1\right)^{1/n}\mathrm{、}\quad\mathrm{BC}\mathrm{ モ デル }:h_{_{c}}=h_{_{d}}S e^{-1/\lambda} $$

ここに、hc はサクション（毛管圧力水頭）、α、n はフィッティングパラメーターでありα は 1/L の次元を有する。m は 1-1/n によって表現されるパラメーターである。hd ならびにλ もフィッティングパラメーターであり、hd は L の次元を有する。水飽和状態の多孔質体に空気を注入する際に使われる空気侵入圧という用語は、この hd を意味している。また、Se は有効飽和度であり、 $ Se=\frac{Sw-Sr}{1-Sr} $ によって表現される。ここで、Sw は水飽和度、Sr は残留水飽和度を表している。まず、VG モデルについて、Sr、α、n を未知数として最小二乘法でフィッティングを行い、次いで、Sr を既知数として BC モデルの hd、λ を未知数として計算した。計算結果を表 3.1.7-5 に示す。

(a) コア1廃棄物上

(b) コア1中間覆土

(c) コア1廃棄物下

図 3.1.7-11 保水性試験結果

(d) コア2廃棄物

表 3.1.7-5 フィッティングパラメーターの一覧

モデル	パラメータ一	コア1廃棄物上	コア1中間覆土	コア1廃棄物下	コア2廃棄物
共通	Sr	0.186	0.248	0.257	0.364
VGモデル	α	0.101 m^{-1}	0.137 m^{-1}	0.081 m^{-1}	0.084 m^{-1}
n	1.451	1.564	1.301	1.488
m	0.311	0.361	0.231	0.328
BCモデル	hd	6.956 m	7.775 m	8.051 m	8.190 m
λ	0.420	0.545	0.276	0.452

VG モデルの $ \alpha $ の次元が 1/L になっていることから、 $ \alpha $ の逆数をとると、ほぼ BC モデルの $ h_{d} $ になるが、このフィッティング結果ではやや一致しない結果となった。いずれの廃棄物層、中間覆土層のフィッティングパラメーターをみても、際だって大きな隔たりはなく、ほぼ近い値となっている。残留飽和度 $ S_{r} $ の値については大きく異なっており、コア 1 廃棄物上の値がやや小さく、コア 1 中間覆土とコア 1 廃棄物下が 0.25 程度、コア 2 廃棄物は 0.364 という結果となった。コア 2 廃棄物の不飽和透水係数が小さく、残留飽和度も大きいことから、水の移動がしにくい廃棄物層といえる。

## (4) 比表面積測定結果

比表面積測定結果について表3.1.7-6に示す。窒素吸着によるBET多点法での比表面積測定はマイクロポア0.002μm〜メソポア0.050μmの範囲であり、メソポアよりも大きなマクロポア領域については測定できないことから、微細細孔径の比表面積を測定していることになる。よって、この比表面積は廃
棄物マトリックスの全体の比表面積ではないことに注意が必要である。

表 3.1.7–6 窒素吸着 BET 多点法による比表面積測定結果

資料名称	コア 1 廃棄物上	コア 1 中間覆土	コア 1 廃棄物下	コア 2 廃棄物
比表面積 (m²/g)	7.806	10.237	17.737	9.379

コア 1 廃棄物上とコア 1 廃棄物下は、人工的に調整した実験用廃棄物であることから、本来であれば同じ比表面積となるはずであるが、コア 1 廃棄物下の比表面積はコア 1 廃棄物上の比表面積の約 2 倍の値となっている。この要因として、比表面積測定用のサンプル量が 2～3 g 程度と小さく、廃棄物の不均一性が現れた可能性もある。粒度が比較的大きい廃棄物層であったことも、不均一性を助長したと考えられる。しかしながら、透水係数や粒度区分等、廃棄物上と廃棄物下の組成は異なっており、長期にわたる溶脱や析出によって組成自体が変性した可能性も否定できない。コア 1 廃棄物下を除外すれば、比表面積の値は 10 m²/g 程度であり、一般的な土壌等と同様の値となった。

## d) まとめ

テストセルに埋め立てられた調整廃棄物試料、中間覆土層、ならびに実処分場においてサンプリングした廃棄物層を対象に、物理的一般特性として密度や粒度、透水係数、透気係数、不飽和透水係数、保水性を測定した。深部にいくにしたがって、含水比が高くなっており、実廃棄物試料では保水性試験における残留水飽和度の値が大きい結果となった。焼却灰ならびに破砕残渣主体埋立層の安定化では、洗い出し効果が重要な要因となるが、そのためには間隙水が動かなければならない。その観点からすると、残留水飽和度が小さく、不飽和透水係数が大きな廃棄物の方が有利となる。テストセルの廃棄物試料に比較して、実処分場の廃棄物試料で洗い出しが遅いことは、これらの物性試験結果からも推測可能であった。
#### 3.1.8 安定化遅延機構の検討

## (1) 生物化学的メタン生成ポテンシャルから判断される安定化遅延要因

## (a)目的

廃棄物最終処分場の維持管理期間を予測するには、埋立廃棄物の安定化の進行度を評価し、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。安定化の過程において、埋立層内における微生物反応が化学反応、物理的反応、および物質移動などに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、物質移動性に与える影響、ならびに埋立層内の雰囲気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。そのため、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安定化の評価を行うことで、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と期待される。特に、埋立地の安全性および跡地利用を考える上で、埋立地廃棄物の分解活性の低下と、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。

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、中間処理残渣の埋立物のガス発生ポテンシャルを評価するとともに、安定化の進行状況について考察した。

## (b)方法

## (7) 测定对象试料

ガス発生ポテンシャルを評価する試料としては、廃棄物処分場（旧処分場含む）において、廃棄物層を掘削した試料を対象とした。(a)中間処理残渣（焼却灰、不燃物等）が埋め立てられたA処分場で掘削採取された不燃物主体試料(Y-uncom)、焼却灰試料(Y-ash)、両者の混合された状態の試料(Y-mix)。(b)中間処理残渣（焼却灰、不燃物等）が埋め立てられたA処分場で掘削採取された試料。(c)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)。(d)木くず、汚泥、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)。(e)燃えがら、汚泥、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(汚泥混じり土壌様)。

## (イ)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。

## (ウ)元素組成の評価

乾燥、破砕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。

## (Ⅰ)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

圧力式 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。

## (オ)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。植種菌としては生活排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 GC 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。

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

表 3.1.8-1 処分場掘削試料の三成分および元素組成

水分	可燃分	灰分	C(%)	H(%)	N(%)	S(%)	O(%)
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
S-1109	43%	9.9%	47%	8.37	1.45	0.24	1.86	5.0
A1-3	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

## (c)結果

試料の三成分および元素組成の一覧を表3.1.8-1に示す。また、嫌気的ガス発生挙動の一例を図3.1.8-1に示す。得られた物理化学性状および分解挙動から算出された分解性有機物含有量、嫌気的ガス化可能

## 量、およびガス化速度定数を図

#### 3 \.1\.8\-2 に示す。

生物分解性有機物の含有量は、混合ごみの埋め立てられたS処分場(S-1109)で最も高かったが、それでも1.2%程度であり、総じて生物分解性有機物の含有量は少ないことが示唆された。同処分場については、埋立から30年程度が経過しており、ある程度安定化が進行した後であることが推測される。

図 3.1.8-1 嫌気的ガス発生挙動の一例
一方、Y処分場の試料はさらに低く、焼却灰主体の試料(Y-ash)では0.80 mg/g(0.08%)とほとんど生物分解性成分は含まれていないことが示された。同様に不燃物・焼却灰主体のA処分場試料(A1-3)についても、0.98 mg/gと生分解性成分がきわめて少ないことが示された。

不燃残渣主体の K 処

分場については、10 mg/g 前後の生分解性有機物含有量が検出された。同試料は埋め立て後20年程度経過しているが、分解性有機物が依然として残存していることが示された。なお、汚泥様のO処分場試料は113 mg/g(11.3%)と多量

図 3.1.8-2 生物学的分解試験より得られた試料パラメータ

の生分解性有機物の含有が確認された。

嫌気的ガス化可能有機物量については、Y処分場の不燃物・焼却灰混合試料(Y-mix)および焼却灰試料(Y-ash)、ならびにA処分場試料(A1-3)ではほとんど検出されなかった。不燃物主体試料(Y-uncom)およびS処分場試料は、それぞれ20%および16%が嫌気的ガス化可能な成分であることが示された。一方、K処分場で採取されたK-SおよびK-W試料は生分解性有機物量の80%および38%がガス化可能な成分であることが示された。埋め立て後、長期間が経過している同試料中には、緩やかにガス化可能な成分が主要な成分として残存していることが推測された。

ガス化が一次反応に従うと仮定した場合の速度定数は K 処分場試料では $ 10^{-1}(y^{-1}) $ オーダーであったが、その他の試料ではさらに 1 オーダー低いことが示された。

以上のことから、焼却灰を含む中間処理残渣を中心に埋め立てられた処分場では、そもそも埋立有機物量が少なく、ガス発生ポテンシャルは低いと考えられるが、残存する生物分解性有機物のガス化速度はきわめて遅いことが明らかにされた。一方で、焼却灰を含有しないK処分場試料では反応速度はやや高めであった。なお、K-SおよびK-W試料に、Y-ash試料を乾重量比で10%添加させたうえで同様の試験を行った結果、嫌気的なガス発生は確認されなかった。以上の結果からも、嫌気的ガス化反応に対する焼却灰由来成分による阻害的影響が示唆された。

## (d)結論

廃棄物最終処分場の掘削試料を対象とした、生物分解性有機物含有量およびガス化試験を行い、試料の生物化学特性から安定化進行度を評価した。中間処理残渣主体の処分場では、そもそも埋め立てられた有機物量が少なく、ガス化ポテンシャルは総じて低いものの、残存する有機物成分のガス化速度は遅く、焼却灰由来成分の影響による反応遅延が示唆された。

## (2) 数值計算による層内の不均質性が安定化の偏りに及ぼす影響の評価

## (a) 目的

焼却灰のような中間処理残渣を埋め立てた場合、乾湿の繰り返しや反応生成物の発生によって埋め立
てられた焼却灰が固結化することが観察されている。焼却灰の固結化は、焼却履歴の違いによって生じる可能性があり、その履歴によって固結化の度合いが変化するといわれており、C-S-H 相水和反応生成物の生成核であるビーライトやエトリンガイト、フリーデル氏塩の生成核であるC₃A、Mayeniteなどの水硬性鉱物の生成度合いによって固結化度が異なるとされている（今井ら、2006）。焼却灰の固結化が焼却履歴や埋め立てられるまでの水和履歴で変化するとすれば、固結化は均一に発生せず、埋立側の意図とは関係なく不均一に固結化することになる。焼却灰が不均一に固結化すれば、透水係数が減少し、保有水の流れに偏りが生じ、固結化した領域の下部の洗い出し等が遅延する可能性があり、結果的に、埋立地の安定化が遅れることも想定される。また、浸出液水質が、一見、安定化したように見えていても、固結化した領域にクラックが入ると、新たな水みちが作られて浸出液の濃度が再上昇することも考えられる。

本研究では、固結化した埋立焼却灰を模擬し、降雨浸透（涵養）によって保有水がどのように移動し、処分場内の汚濁物質がどのように洗い出されるかについて数値計算を用いて評価した。また、埋立地内の水分移動は不飽和浸透として評価される場合が多い。不飽和浸透では、間隙水の圧力と飽和度（もしくは体積含水率）との関係を表現したS-P曲線という構成則が用いられる。非線形構成式を表現するモデルとして、van Genuchten（1980）によって提案された構成式（以下、VGモデルとする。）と、Brooks and Corey（1964）による構成式（以下、BCモデルとする。）の比較も行った。

## (b) 方法

## 7 ) 数值解析

数値解析には COMSOL ver. 4.3 を用いた。不飽和浸透にはリチャーズ方程式を用い、物質移動には移流分散方程式を用いた。物質移動では、溶出や吸着、減衰効果は無視した。

## イ）解析断面とパラメーター

埋立焼却灰の固結化を模擬した二次元解析断面図を図3.1.8-3に示す。幅10.0 m×高さ5.0 mの廃棄物層を解析領域とし、地表面から1.5 mの深さから

図 3.1.8-3 二次元解析断面図

表 3.1.8–2 解析に用いたパラメーター

厚さ 0.5 m の焼却灰固結層が生成された断面を想定した。焼却灰固結層には幅 0.01 m のクラックが生じていることを表現した。底部境界に水位が存在することを想定して圧力水頭 0 cmAq をディリクレ条件

一定降雨浸透フラックスとして 1 mm/day をノイマン境界として与えた。初期条件は、負圧位置水頭とした。移流分散解析の境界条件は、左右と上部境界はゼロフラックス境界、下部は流出境界として取り扱った。初期条件は、解析断面全域に初期濃度 1.0 を与え、湧出吸込項と減衰項はともにゼロとしてい計算した。したがって、初期濃度 1.0 に対して、降雨浸透によって下部境界へと流出する希釈現象を表現した。解

パラメータ一	記号	単位	廃棄物層	焼却灰固結層
固有等過度	$ K_{int} $	m²	1.0×10⁻¹³	1.0×10⁻¹⁷
間隙率	θ	—	0.40	0.20
残留体積含水率	θ_r	—	0.10	0.05
縦分散長	α_L	m	0.50	0.025
横分散長	α_T	m	0.05	0.0025
分子拡散係数	D_0	m²/s	1.0×10⁻⁹	1.0×10⁻⁹
VG モデル	α	1/m	1.0	0.01
VG モデル	n	—	2.0	3.0
BC モデル	h_d	1/m	1.11	0.0111
析に用いたパラメータ一群を表3.1.8-2に示す。

## ウ) VG モデルと BC モデル

VG モデルのパラメータ一は式 3.1.8-1 に示される通り 2 つあり、VG_{ $ \alpha $ } については、廃棄物層の毛管上昇高さ 1 m を想定して VG_{ $ \alpha $ } を 1.0 とした。式中の Se は有効飽和度を、hc は毛管压力水頭を示している。VG_{ $ \mathrm{n} $ } については、数値発散を避ける観点から 2.0 を与えた。BC モデルは式 3.1.8-2 に示される方程式を用いた。VG_{ $ \alpha $ } と BC_{ $ \mathrm{hd} $ } には VG_{ $ \alpha $ } = 0.90(BC_{ $ \mathrm{hd} $ })^{-1} の関係 (Kamon et al., 2001) があることから、VG_{ $ \alpha $ } から算出し、BC_{ $ \mathrm{hd} $ } を固定した状態で、フィッティングによって BC_{ $ \lambda $ } を決定した。

$$ Se=\frac{1}{\left[1+\left|\alpha\cdot h c\right|^{n}\right]^{(1-1/n)}} $$

$$ \mathrm{BC} モデル :\quad S e=\frac{1}{\left|hd\cdot hc\right|^{\lambda}}\quad(3.1.8-2) $$

## (c) 結果

図 3.1.8-4 飽和度分布の計算結果（左：VG モデル、右：BC モデル）

不飽和浸透計算の結果として水飽和度分布（20年後）を図3.1.8-4に示す。BCモデルに比較してVGモデルの方が全体的に飽和度の値が高くなっていることが確認できる。これは、VGモデル自体が数値解析における数値発散を抑制することを想定しており、飽和度が1に近い領域で実現象とは異なる構成則を用いていることが原因である。数値計算を収束させるためにはVGモデルの方が優れているが、実

図 3.1.8–5 比濃度分布の計算結果

(左：VG モデル、右：BC モデル、上段：5 年経過後、下段：10 年経過後)