Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
ば、従来どおり、その分解の完了・放出の終了が安定化と見なされる。塩類についても基本的には移動性が高いことから、その放出の完了をもって、安定化と見なすことができる。しかし、重金属について同様に考えることは困難である。例えば、焼却灰中の鉛含有量は、土壌汚染対策法の含有量基準である150mg/kgを超えることが一般的である。そのため、埋立地内部に鉛が存在し続ければ、土壌還元（通常の土壌に戻ること）はあり得ない。一方、系外に鉛を放出させ、土壌と同等の含有量まで濃度を下げることを考えた場合、系外への放出には排水基準を充足する必要があるため、常にその濃度以下に水処理施設によって制御し、水処理施設で分離した過剰の鉛は、再び埋立地に戻さなければならない。この操作について単純な計算を試みてみると次のようになる。例えば、Pbの埋立地からの放出を排出基準である0.1mg/Lに押さえてPb含有量150mg/kgの灰をクラーク数相当の15mg/kgにすると仮定する。必要なL/Sは、L/S=135(mg/kg)/0.1(mg/L)=1350L/kg=1.5m³/kgとなる。深さ20mの焼却灰単独埋立層（密度1）の場合、年間の浸透水量1000mm/年とすれば、1年間のL/Sは1/20となるから、L/S=1350に達するには27000年が必要となる。すなわち、埋立地から排水基準以下で鉛を放出し続けて土壌と同等にするという考えは非現実的であると言うことがわかる。換言すれば、焼却灰主体の埋立地は、そこに重金属類は存在し続け、半永久に通常の土壤と同等にはならないということである。こうした土地に還元し得ない廃棄物を埋め立てた処分場の安定化とは何か。あくまでも自然の土地に近づけるべく何らかの恣意的な努力をすべきなのか、異質であることを容認し、外部への悪影響さえ阻止すればよいのか、十分な議論が尽くされているとは言えない。

著者らの現段階での見解は、内部に有害物が存在していても、環境や人に有害な影響を与える放出が無い状態にすることが、こうした廃棄物における安定化ではないかというものである。容器構造によってそれを実現しようとした封じ込め型埋立は、容器構造の信頼性を永久には保障できないために破堤している。本質的に実現すべきは、埋立物そのものからの放出ポテンシャルを最小化する、或いは、そのような形態へと埋立物そのものを変化させることであろう。溶融処理によるスラグ化等は、前処理によってそれを実現しようとするものである。但し、高温で処理されたものは、生成直後から不安定であり、一般環境中に晒されることで変質して行き、徐々にその環境の中で最も安定(stable)な状態へ移行する。焼却灰も同様であり、如何にして、この安定（stable）な状態に迅速に近づけるかが重要になる。

かつて有機物主体の埋立地については、安定化を速やかに実現するために、準好気性構造やバイオリアクター埋立といった技術が開発されてきた。焼却灰を中心とした中間処理残渣の埋立についても同様に、どのような埋立技術が望ましいのかを明確にし、安定化を促進する技術を開発する必要がある。そのためには、現状の埋立地が中間処理残渣の安定化にどのような機能を有しているのか、あるいは、安定化を阻害している要因は何かを把握し、安定化を促進させるためには何をすべきかを明確にし、最終的に、具体的な技術を構築しなければならない。

図 1.2 は、欧米と我が国における埋立物と対応する埋立構造を時系列的にイメージ化したものである。いずれもかつては、混合ごみの直接埋立であり、有機物負荷は高く、嫌気性埋立から嫌気性衛生埋立で対応してきた。欧米は、直接埋立を継続し、それに封じ込め埋立地で対応し、我が国は、焼却処理の進展により、焼却残渣の埋立に準好気性構造で対応した。近年では資源化の進展と直接埋立の削減方針から我が国の埋立物の大半は処理残渣となり、欧米も埋立指令により前処理無しでは埋立処分ができなくなったことから、将来は中間処理残渣埋立に移行すると予想される。即ち、日本は世界に先んじて中間処理物主体の埋立地の管理を経験するという点からも、中間処理物主体埋立地の管理戦略ならびに安定化を促進する手段について十分な知見を確立する必要がある。
図 1.2 我が国と欧米における埋立物と埋立構造の変遷

### 1.2 現状の中間処理残渣埋立が抱える課題

具体的にどのような問題を中間処理残渣埋立が抱えているかを整理する必要がある。図1.3はこれまで埋立現場や研究者らの間で問題として認識されている事項をまとめたものである。

多くの埋立地で確認されている事象は、焼却灰が固結し、①低透水性・低透気性層を形成することで、焼却灰のpHが低下せず、微生物活動が阻害されるために僅かに含まれる有機物の分解が進まないこと、また②低透水性層の存在が、一部の極端な水みち流れを引き起こし、それらが時間的に変化することで、洗い出しの遅れている層からの新たな溶出が起こり、廃止基準レベルまで低下した浸出水の濃度が再度変動を生じること、また、③それは層内の一部の洗い出しであるにも関わらず、擬似的な安定化の様相

図 1.3 中間処理残渣の埋立処分において顕在化している問題
を呈し、誤った判断を招くおそれがあること、④焼却灰の安定化とされる中性化や炭酸塩形成が阻害されることが、重金属の溶出が起こりやすい条件の長期化を招いていることなどであるとされる。さらに加えて、他の中間処理残渣と共に無秩序に埋め立てられることが、不均質な埋立層を形成し、一部の有機物含有量の高い廃棄物層からの有機物供給により嫌気的な部位を形成し、鉄、マンガン等の溶出を招くこと、あるいは硫化水素が生成されることが上げられている。また、資源化残渣等は重金属・有機化学物質含有量が高いものが一部含まれ、こうした廃棄物からの溶出が継続することも問題とされている。これらの事象は、いずれも、維持管理期間の長期化を招く結果となっている。

従来の直接埋立に較べ、中間処理残渣は粒径も小さく、単体では比較的均質と見なせるものが多い。すわなち、上記の様々な事象は、埋立管理手法が確立していないことに直接的な原因があるとも言える。本来、比較的に均質な中間処理残渣であればこそ、手段によっては、均質化、安定化の促進がより容易に実現できる可能性もあるはずである。

### 1.3 研究の目的

本研究では、以上、記述してきた中間処理残渣埋立で顕在化している各種問題（焼却灰の固結による通気/通水性の悪化と高アルカリ条件の持続、極端な偏り流れとその時間的変化による洗い出しの遅れと浸出水の濃度変動、さらには焼却灰や破砕残渣等によってもたらされる重金属や有機汚染物質の長期的溶出）を、埋立工法と埋立構造の改善によって解決することを目指す。具体的目は以下の3つである。1）中間処理残渣埋立における安定化遅延要因の解明

中間処理残渣の安定化過程に関し、現場調査から実態と課題を明確にする。特に実処分場と、過去に建設された大型埋立層（テストセル）の比較から、安定化の遅延に影響する因子を検討する。

## 2 ）中間処理残渣の早期安定化に関する検討

安定化の促進を目指して、焼却灰の固結化が安定化に与える影響を明らかにすると共に、廃棄物や土壌との混合による埋立物の物理特性の改善から安定化促進効果を検証する。

3）有害物流出に対応したバックアップ技術として機能性覆土に着目し、機構解明と設計手法確立を目指す。

以上より、早期に良好な土壌化を達成する新しい日本型の埋立処分技術を確立する。
## 第 2 章 研究方法の概略

前章で述べたとおり、本研究では、焼却灰を中心とする中間処理残渣の埋立に関して、早期安定化を実現することを目的に3つの点から研究を行った。具体的な実施項目は以下の通りである。

### 2.1 中間処理残渣埋立における安定化遅延要因の解明

① まず、中間処理残渣を主体に埋め立てている調査対象埋立地を選定した。埋立工法が廃棄物の安定化に与える影響を検討するためには、埋立物の搬入時期、埋立物が同じで、埋立工法が異なる比較対象が必要であった。共同研究者らは、過去に A 処分場内でテストセルを設置しており、そのテストセルと実埋立地で埋立工法が異なっていたことから、A 処分場を対象とした。

② 調査対象とした A 処分場の内部構造を把握するために、比抵抗探査と EM 探査を実施した。

③ 次に、テストセルへの廃棄物の埋立が2005年であったことから、同時期に埋め立てられている場所を特定するために埋立履歴調査を行った。埋立時期が概ね同一と考えられた3地点においてSTREX工法により3深度の廃棄物コアサンプルを採取した。

④ ボーリングによる試料採取と同時に、埋立地表面、覆土の敷設状況を確認するために表面掘削調査を行い、表面付近の試料の物理特性把握を行った。また、表面掘削時に各種の廃棄物が不均質に存在していることを確認したことから、それぞれ特徴的な部位を対象に実埋立物の溶出特性について検討した。

⑤ 4基のテストセルは、中間処理残渣が主体の埋立物であり、安定化の促進を狙って、覆土や埋立方法に工夫がなされており、また、当研究の時点で浸出水濃度が廃止基準を下回る程度にまで低下していたことから、本研究では中間処理残渣の埋立における早期安定化工法のベストプラクティスになると考えた。そこで、廃棄物自体の安定化を検証するために、テストセルにおいてボーリングを行い内部の廃棄物や覆土を採取し、採取試料について、溶出試験を実施し、深度方向の安定化の状況を調べた。さらに、比抵抗トモグラフィーを行って、内部の経時的な比抵抗の変化から、廃棄物の安定化の状況について議論した。

⑥ 同じ時期にほぼ同じ廃棄物が埋め立てられた A 処分場とテストセルについて、埋立物性状が同じであることを含有量から確認し、次いで、13 号溶出試験を行い、溶出量および溶出率について比較した。また、採取試料の物理特性（密度、粒度、透水係数、透気係数等）についても比較を行った。

⑦ 調査対象処分場とテストセルの比較以外にも、中間処理残渣主体の埋立地で起こり得る安定化阻害要因を検討するために、中間処理残渣主体の埋立物と従来の混合埋立物を複数採取し、生物分解性有機物量、ガス化ポテンシャル、ガス化速度の測定し、有機物分解における中間処理残渣の特殊性を議論した。

⑧ 焼却灰の固結層が埋立地の安定化に与える影響を明らかにするために、固結層を設定した埋立地内の水分流動シミュレーションを実施した。特に、埋立層内の宙水の形成と溶解性成分の洗い出しに及ぼす影響について検討した。

### 2.2 中間処理残渣の早期安定化に関する検討
① 主要な中間処理残渣埋立物である焼却灰の固結が安定化遅延を引き起こしていると考えられたことから、複数の焼却灰を対象に固結の生起を確認した。固結の生起は、強度の発現と透水性の低下から評価した。

② 顕著に固結する灰と固結しない灰が存在したことから、これら両者について、透水係数の低下がどのような時間スケールでどこまで低下するのかを長期、短期の透水試験から確認した。

③ 固結による洗い出し遅延を評価するために、顕著に固結する灰と固結しない灰を対象に含有量試験、13号溶出試験を行って溶出ポテンシャルを把握した後、カラム試験に供し、塩類放出を追跡した。最終的に、13号試験における溶出量と比較し、固結による溶出の抑制率を評価した。

④ 焼却灰が固結する機構を明らかにするために、未固結の状態と固結後の状態で、X線回折分析、TG/DTA分析を行い、固結前後での焼却灰層内での化合物が変化して行く状況を調査した。

⑤ 上記の固結機構の分析から、固結がカルシウム化合物の炭酸化によるものと判明したことから、固結する灰については固結を回避する方法を、固結しない灰については固結を生起させる方法を、乾湿繰り返しや、加熱による脱炭酸化から明らかにした。また、固結が重金属の溶出に与える影響を、同一の灰で「固結状態」と「非固結状態」を作りだし、カラム実験から検討した。

⑥ 焼却灰の物性改善（透気性の改善）のために、破砕残渣を混合する場合の効果について検討し、酸素浸入深さを確保するために必要な混合率を数値計算から求めた。

⑦ 上記の検討は、早期安定化（塩類の早期洗いだし、重金属の早期放出抑制、有機物の安定化）を目指した検討であるが、全く逆の観点について、欧米の文献調査を行った。結果、周辺環境に受容可能な放出フラックスとする概念が存在する事を確認したことから、ケーススタディとして焼却灰のセメント固形化による放出フラックスの低減効果について実験的に検討した。

### 2.3 機能性覆土層による有害物質の捕捉と層内浄化能力の強化

① 埋立層からの汚濁物質捕捉のバックアップとして機能性覆土（鉄分の多い自然土壌）の有機汚濁物質捕捉能を、1次元カラムと浸出水を用いた吸着実験から検討した。

② 移動性の高い1価/2価の塩類の機能性覆土の捕捉能をカラム試験から検討した。捕捉能を高めるために機能性覆土にゼオライトやベントナイトを添加した場合の塩類の捕捉能についても測定した。

③ 焼却残渣中の$\mathrm{Cs}$が問題となっていたことから、機能性覆土に添加可能な材料（ゼオライト、カオリン、ベントナイト）の$\mathrm{Cs}$の吸脱着基礎特性をバッチ実験から検討した。また吸脱着におよぼす浸出水中の塩類の影響についても検討した。

④ 調査対象としたテストセルには機能性覆土が用いられていたことからボーリングによって採取したコアの覆土部分を抜き出し、内部に捕捉されている金属類の量、および各種金属類の存在形態を逐次抽出法によって検討した。機能性覆土内での金属の存在形態から機能性覆土の効果を評価した。

⑤ 機能性覆土内での水分流れと物質捕捉を再現するモデルを作成し、機能性覆土内での吸着による汚濁物質の放出遅延現象を再現と可視化を試みた。

⑥ 機能性覆土の設計方法を検討するために、飛灰と下水污泥からなる廃棄物層から放出される有害物について、鉄粉とゼオライトを様々な混合率で添加して捕捉能を強化した機能性覆土での捕捉をカラム試験から検討した。
## 第 3 章 研究手法および結果と考察

### 3.1 中間処理残渣埋立における安定化遅延要因の解明

#### 3.1.1 はじめに

中間処理残渣が主に埋め立てられる処分場において、早期安定化（ここでは、維持管理期間を短縮するという意味で用いる）のためには、どのような埋立技術が相応しいのか。そのためには、まず、実際の埋立現場において、安定化の遅延が生じていることを明確にする必要がある。安定化の遅延とは、埋め立てられた焼却灰等の中間処理残渣が、長期間、埋め立てられた時点とほぼ同じ状態、同じ放出ポテンシャルを有したままである状態を理解される。そこで、本研究においては、従来型の埋立方法で中間処理残渣を埋め立てた実処分場を対象として、物理探査を行い当該埋立地の埋立状況や内部構造を把握すると共に、表面掘削により表層部の覆土、廃棄物の状況を把握した。また、ボーリングによって内部の埋立廃棄物コア試料を採取し、各種の分析を行って安定化の程度を評価し、安定化遅延要因について検討した。

同処分場内には、過去のプロジェクトで共同研究者らが設置した大型埋立層（テストセル）が4基存在していた。実埋立地でボーリングを実施した廃棄物層と埋立時期、埋立物がほぼ同じであるが、当該テストセルの浸出水は設置後6年で浸出水中の汚濁物濃度が大きく低減し、排水基準を下回るレベルになっていた。埋立廃棄物は埋立前に混合し、低密度で埋め立てが行われていたほか、覆土に溶融スラグが用いられるなど、実埋立地とかなり異なる埋立工法が採用されていたことが浸出水濃度低減に寄与したものと考えられる。そこで、このテストセルを比較対象として選定し、実埋立地と同様にボーリングを行ってコアサンプルを採取し、埋立物の安定化を評価した。また、物理探査により内部の物理特性の経時的な変化を調査を行った。

最後に、焼却灰等の中間処理残渣の安定化遅延要因の検討として、生物分解性有機物の分解遅延要因の観点からガス化ポテンシャルを、易溶出性成分の洗い出しの観点から、固結化層の存在が洗い出しに与える影響について検討した。具体的に実施した検討項目を以下に列記する。

3.1.2 では、調査対象処分場の概要と比較対照とするテストセルの概要を示した。

3.1.3 では、実処分場の内部状況把握のために実施した物理探査について示した。

3.1.4 では、実処分場で実施したボーリングと表面掘削による試料採取と採取試料性状について示した。

3.1.5 では、テストセルからの試料採取状況について示した。

3.1.6 では、テストセルのボーリングコアの溶出特性と比抵抗トモグラフィの結果を示した。

3.1.7 では、実処分場およびテストセルの安定化の比較として、無機塩類と金属の溶出量の比較、物理特性の比較を行った。

3.1.8 では、安定化遅延機構の検討として、中間処理残渣のメタン生成ポテンシャルからの検討と、固結化層による安定化の偏りに関するシミュレーションを実施した。
#### 3.1.2 調査対象処分場の概要と比較対照とするテストセルの概要

本節では、中間処理残渣を主体としている埋立地において、1)安定化が遅延しているのか、2)またその要因は何か、を明らかにするために調査を行った実際の処分場について説明し、次に、同様に中間処理残渣を埋め立てたものの、安定化を促進するために埋め立て工法に工夫をした大規模埋立実験槽（テストセル）（本研究で比較対照とした）の概要について説明する。

## (1) 調査対象埋立地

本研究では、埋立量や埋立時期、埋立位置などの履歴が記録されており、過去に筆者らが実施した開削調査等の調査実績がある A 埋立地を調査対象とした。A 埋立地の概要を表 3.1.2-1 に、示す。

表 3.1.2-1 A 埋立地の概要

埋立時期	2001～2006年度
2013年度現在はメガソーラー施設として跡地利用している
埋立地面積	約47,000m²
埋立量(実績)	約516,000トン(覆土含む)
埋立工法	サンドイッチ・セル工法 廃棄物層2.5m、中間覆土層0.5m
廃棄物層	6層
深さ	約21m(最終覆土層からの深さ)
主な埋立廃棄物	一般廃棄物:焼却灰、不燃物
産業廃棄物:燃え殻、安定五品目、鉱さい

写真 3.1.2-1 A 埋立地における固結した焼却灰

写真 3.1.2–2 A 埋立地における固結した焼却灰

本処分場では、2004年度に最下層から3層目の開削調査を行った際、写真3.1.2-1、3.1.2-2に示すように埋め立てられた焼却灰が固結している状況が確認されている。このような固結層は埋立地内部で不透水層を形成して水分の内部貯留を誘発する可能性があり、安定化遅延の一因となると考えられることから、本研究の対象として相応しいと考え、詳細な調査を実施することとした。

なお、こうした固結相による内部水貯留を抑制することを目的に、4層目以降は、搬入された廃棄物はすぐに転圧せず、バックホーで混合作業を行ったのちに転圧・整形を行いながら埋め立て、その日の搬入が終了した後に即日覆土を行う工法に変更されている。さらに翌日の作業開始前には、即日覆土の
法面下部とそれに連結する底部の中間覆土の一部をバックホーで開口し、各セルが連結するようにしてから埋め立て作業を行っている。したがって、A埋立地では3層目までと4層目以降で埋立工法が異なっている。

本処分場においては、ボーリングによる試料採取とその分析、表面掘削試料の採取と分析、物理探査（比抵抗探査、EM探査）による内部状況の把握を実施した。

## (2) 比較対象とした大規模埋立実験槽

比較対象サイトとしたのは、過去に筆者らが建設した大規模埋立実験槽である。本稿ではこの大規模埋立実験槽をテストセルと称する。なお、本テストセルは文部科学省の科学技術振興調整費事業「廃棄物最終処分場の有害物質の安全・安心保障」（平成16～18年度）において設置されたものである。同事業において、4基のテストセル（テストセル1～4）が2005年にA埋立地内に建設された。層厚は、A埋立地と同じとなるように設計され、廃棄物自体もA埋立地の搬入物から構成されている。浸出水や内部温度、発生ガス濃度などの長期モニタリングは現在も実施されている。

これまでの浸出水濃度モニタリング結果より、モニタリング開始から約7年で水質が排水基準レベルまで低下していることから、安定化が十分に進行していると考えられ、本研究ではテストセルを安定化促進埋立工法のベストプラクティスと位置づけている。

このテストセルにおいて、ボーリングによる試料採取とその分析、物理探査として比抵抗トモグラフィを実施した。廃棄物の性状変化や洗い出しの進行状況等については本節の3.1で、中間覆土や底部覆土に用いられている機能性覆土層（PRB）による固相浄化の状況については、3.3.5節で詳述する。

テストセルの構造を図3.1.2-1に示す。それぞれの層厚は、埋立廃棄物層で2.5m、底部覆土、中間覆土は0.5m、最終覆土は1.0mとなっている。この4基のテストセルにはそれぞれ異なる種類の廃棄物、覆土を用い、各セルの比較検討ができるような仕様となっている。形状は直径5m、深さ7mの円筒型ライシメーターであり、外壁の躯体は鋼板のライナープレートを用い、水分の壁面流出を防止するために内側はベントナイトで止水施工されている。底部はコンクリート製で中央には浸出水の集水枡が設けられ、テストセルの外側に設置された観測井戸を通じて浸出水が採取できる構造となっている。

充填に用いられた廃棄物は表3.1.2-2に示すとおり、2種類である。一般廃棄物の焼却灰および粗大ごみの破砕物と、自販機や家電製品およびOA機器等の産業廃棄物の破砕物を混合したものをWaste A（無機性廃棄物）、さらに有機物の分解特性を把握するため、このWaste Aにコンポストを5%添加し混合したものがWaste Bとなっている。各廃棄物は表3.1.2-2のとおり混合され、また降雨水の浸透や大気侵入を促進するために比較的低密度で充填し、透水係数も $ 10^{-3} $ cm/s程度を確保されている。

図 3.1.2-1 テストセルの構造概略図
表 3.1.2–2 テストセルの埋立廃棄物の配合率と物性

埋立廃棄物層	単位	Waste A(無機性廃棄物)	Waste B(無機性廃棄物+コンポスト)
深さ	m	2.5m×2層	2.5m×2層
配合率	焼却灰(一般廃棄物可燃物)	V%	50	47.6
粗大ごみ破砕物(一般廃棄物)	V%	20	19.0
産業廃棄物破砕物(自販機等破砕物)	V%	30	28.6
コンポスト(し尿:厨芥類:食品污泥=40:20:40)	V%	-	4.8
透水係数(摂氏15℃換算)	cm/s	4.13×10^{-3}	3.05×10^{-3}
間隙率	-	0.50	0.44
見かけ比重(テストセル平均値)	t/m^{3}	1.24	1.23

本テストセルの特徴は、覆土層に密実な土壤を用いずに、透水性の高い溶融スラグや、有害物の捕捉・分解機能を有する機能性覆土（PRB）を用いている点である。採用された覆土材の仕様を表3.1.2-3に示した。最終覆土層には、毛細管現象による表層部での塩類の蓄積を防止し、雨水等の浸透量を制御するために、最終覆土の上部には関東ローム土壌と溶融スラグの混合物が敷設され、下部には溶融スラグのみが敷設されている。PRBは中間覆土と底部覆土に採用されており、PRB資材には、埼玉県に多く産出する関東ローム土壌（鶴ヶ島土壌）を母材として鋳鉄管のグラインダーダストである粉状の酸化鉄（産業廃棄物）が化学物質捕捉強化材として添加され、透水性を調整するため産業廃棄物の溶融スラグが混合されている。なお、PRBにおける各材料の配合率と物性は表3.1.2-3に示したとおりである。なお、資材の性状と選択理由は表3.1.2-4に示した。4基のテストセルのそれぞれに用いられた廃棄物種と覆土材の種類は表3.1.2-5に示したとおりである。

表 3.1.2-3 覆土材の配合率と物性

覆土	单位	最終覆土	中間・底部覆土
上層	下層	PRB	Slag
深さ	m	0.5	0.5	0.5	0.5
配合率	関東ローム土壌(鶴ヶ島土壌)	V%	40	-	19	-
鉄粉(グラインダーダスト)	V%	-	-	1	-
溶融スラグ(産業廃棄物)	V%	60	100	80	100
透水係数(摂氏15℃換算)	cm/s	1.0×10-4	7.7×10-1	6.19×10-3	7.7×10-1
間隙率	-	-	0.31	0.42	0.31
見かけ比重(テストセル平均値)	t/m3	1.65	1.77	1.73	1.69

表 3.1.2–4 PRB 資材の選択

材料名	性状	期待される効果
鶴ケ島土壌	関東地方に広く分布する関東ローム層の含鉄火山灰土壌（遊離酸化鉄を多く含む土壌）	(1) 硫化水素の発生抑制効果がある。
(2) 重金属類等の捕捉効果がある。
(3) 有機汚濁成分の捕捉効果がある。
グラインダーダスト	鋳鉄管製造の際に発生する酸化鉄の研磨くず（鉄粉産業廃棄物）	(1) 硫化水素の発生抑制効果がある。
(2) 還元鉄は、USEPAにおいてPRBの主たる資材で、様々な汚染物質の固定化材として利用されている。
溶融スラグ	廃棄物を高温(1,100～1,400℃)で溶融処理し、冷却し破砕した熔融固化物	(1) 透水性を確保するために利用する。
(2) 利用方法の確立が不十分であるため、有効利用方法のひとつとして検証できる。

表 3.1.2–5 各テストセルの廃棄物種と覆土材

覆土材の種類
Slag層	PRB層
廃棄物の種類	Waste A	TC2	TC1
Waste B	TC4	TC3
図 3.1.2-2 テストセルの配置とその構造

4 基のテストセルの具体的な構造を図 3.1.2-2 に示した。TC1 と TC2 には、無機性廃棄物の WasteA を、TC3 と TC4 にはコンポストを添加した有機性廃棄物が充填されている。また、中間覆土、底部覆土層に機能性覆土(PRB)が用いられているのは、TC1 と TC3 であり、TC2 と TC4 の中間覆土、底部覆土層は、透水性の高い Slag 層が採用されている。上部覆土層は、いずれも下層に 0.5m の Slag 層、上部に 0.5m の土壌層が敷設されている。

本テストセルにおける浸出水の水質の推移を図3.1.2-3に示した(埼玉県環境科学国際センター渡辺氏より提供)。2000日経過（約5.5年）で、COD、BOD、Cl等の濃度は低減し、排水基準を下回る程度にまで低下していることを確認できる。なお、Pbは試験開始時より極めて低い。平成22～23年度の浸出水のBODの濃度はテストセルが9mg/L、実埋立地が64mg/Lとなっている。CODの濃度はテストセルが56mg/L、実埋立地118mg/Lとなっており、同種の埋立物が埋められているにもかかわらずテストセルの濃度低下が顕著である。すわなち、本テストセルで採用されている埋立工法（埋立前混合、低密度埋立、透水性、透気性確保、高透水性覆土、PRBの採用）は、明らかに浸出水の早期低減に効果があると言える。

本手ストセルに採用した PRB の効果については浸出水のモニタリング等において評価・検証されている。表 3.1.2-6 に示した結果（379 日間）によると、無機性廃棄物の TC1 と TC2 では 230 項目に及ぶ化学質の総排出量は、廃棄物 1t あたり TC1 が 11.2g/t-waste で TC2 が 22.7g/t-waste であり、PRB 層を持つ TC1 の方が TC2 に比べ約 49.5% しか排出されていない。他方、有機性廃棄物の TC3 と TC4 では TC3 が 17.4g/t-waste で TC4 が 50.3g/t-waste で、PRB 層を持つ TC3 の方が TC4 に比べ 34.5% しか化学質が排出されていないと報告されている。浸出水中に一定濃度以上に検出された 60 項目のうち、ほとんどで PRB 層による削減効果が認められており、効果が認められなかった物質は、Ca^{2+}、Mg^{2+}、NO_{3}^{-}、Zn、1,4-Dichlorobenzene のみであったとされる。本テストセルを設置した事業の実験結果から、Ca^{2+}、Mg^{2+} については PRB 層と Slag 層の組み合わせが、また Zn については PRB 層へのコンポストなど有機物の添加が流出削減対策として示唆されている。但し、NO_{3}^{-} と 1,4-Dichlorobenzene の削減については今後の課題とされている。
図 3.1.2-3 テストセルの水質の推移（埼玉県環境科学国際センター 渡辺氏より提供）

表 3.1.2–6 モニタリング結果

項目	单位	TC 1	TC 2	PRBによる除去率(%)	TC 3	TC 4	PRBによる除去率(%)	PRB主効果	Compost主効果
TOC	mg/waste-t	3,622	11,638	69	5,401	22,780	76	-12,698	6,461
Inorganic Carbon	1,147	2,500	54	1,365	3,244	58	-1,616	481
TN	5,286	5,461	3	9,394	14,311	34	-2,546	6,479
SS	429	462	7	395	971	59	-304	237
Ions (11)	574	569	-1	466	619	25	-74	-30
Valitile Fatty Acids (8)	73	1,699	96	224	7,972	97	-4,687	3,212
Metals (13)	111	387	71	111	327	66	-246	-30
Phenols (11)	0.2	11.5	98	0.6	29.8	98	-20.3	9.4
1,4-Dioxane (1)	0.1	0.5	80	0.2	0.6	74	-0.4	0.1
PAHs (8)	0.000	0.001	61	0.000	0.006	92	-0.003	0.002
Chlorobenzens (4)	0.000	0.001	52	0.001	0.007	83	-0.003	0.004
Total	11,243	22,729	51	17,356	50,254	65	-22,192	16,819
#### 3.1.3 物理探査による実処分場の内部状況把握

(1)探査手法の選定と探査エリア

実埋立地 A において内部の状況を把握するために物理探査を実施した。物理探査には重力探査、電磁探査、電気探査、弾性波探査、地熱探査など複数の手法があるが、中間処理残渣を主体的に埋め立てている処分場においては塩類濃度が高く、浸出水の電気伝導率は 4 S/m を超過することもあり、一般的な地質に比べ電気的な相違を有していることから、電気探査および電磁探査を探査手法として選定した。電気探査は直流電流を地中に通電した際の電位応答から深度方向に対する比抵抗分布を求めることができる比抵抗探査、さらに平面方向の電気伝導率分布を求めることができる電磁（EM）探査の2手法を用いることとした。

## (2) 手法

## a) 比抵抗探查

比抵抗探査は、SYSCAL Pro（IRIS 社）を用いた。この機器は48本の電極を直線状に等間隔で打設しケーブルで接続し測定を行う。ある2本の電極間に通電した際に他の2本の電極間に生じる電位差を測定し、多数の電極間の組み合わせでこの通電と電位測定を行うことにより、探査測線に対する地下鉛直方向の2次元比抵抗分布（比抵抗断面図）を求める手法である。本調査ではダイポール・ダイポール法と呼ばれる通電配列を用い測定を行った。A処分場の長尺方向に複数の探査測線を20m間隔で平行に6本（Line1～6）設置した（図3.1.3-1）。各測線の電極間隔は5m、測線長

図 3.1.3-1 処分場平面図と探査エリア （矢印は比抵抗探査測線、四角は EM 探査エリア）

は 235m である。得られた測定値（見掛け比抵抗値）群をコンピュータによる逆解析を行い、比抵抗構造断面図を求めた。解析深度は約 30m である。

## b)EM 探查

電磁探査法の一種である EM 探査は、EMP-400（GSSI 社）を用いた。この機器はおよそ 1m の幅で受信コイルと送信コイルを両端に内蔵しており、送信コイルに通電した際に地中で発生した電磁場に由来する誘導磁場を受信コイルで受信することにより、地中の電気伝導率や帯磁率を測定できる。本来は、不発弾や不法投棄されたドラム缶などの探索手法として用いられているが、電気的感度が高いと思われる処分場でも適用可能性は高いと考えられる。オペレーターが地表面から一定の高さで機器を持ち測定対象エリアを走査することにより、エリア内における測定データの平面分布が求まる。さらに通電周波数を低くすることにより電磁場はより深い深度で発生することから、複数の周波数による通電を行い、複数深度での測定が可能である。比抵抗探査測線を設置した全域をカバーするようにエリア（100m×235m）を設定し、2.5m または 5m 間隔で長尺方向に走査しデータ収集を行った。
## (3) 結果と考察

## a) 比抵抗探查

各測線における２次元比抵抗断面図を図３.１.３-２に示す。

図 3.1.3-2 比抵抗探查結果

横軸は地表面を表し、縦軸は深さを表している。すなわち、探査測線の地下鉛直方向に対する比抵抗値の等高線分布であり、比抵抗値が高いほど赤色系、比抵抗値が低いほど青色系で描写されている。各測線において共通する結果として、地表面より深度3m程度(浅層)までは50Ω-m以上の高い値を示し、また最深部である深度25mにおいて急激に比抵抗値が上昇し300Ω-m以上の高比抵抗領域が層状に分布していた。過去に行われたボーリング調査結果から表層の高比抵抗領域は最終覆土層を反映したものであり、処分場の設計図面から最深部の高比抵抗領域は底部の遮水シートを反映しているものであると考えられた。ただし、先述したようにA処分場の深さは地表面から約21mであり、比抵抗探査結果から推察される遮水シート深さと約4mの相違が見られるが、これは比抵抗探査の測定原理から深部方向に対して測定感度が低下することによる誤差や、測線の電極間隔が5mと大きくしていることに由来する誤差などが考えられる。これより、比抵抗探査結果の解釈を行う場合、図面との照合や電極間隔や解析に伴う誤差の認識が必要であることが確認された。また、処分場の端部に近い測線では法面の遮水シートに由来すると思われる高比抵抗領域が確認されている（例えばLine3やLine6）。また、Line1、2の左側にある高比抵抗領域は、調査対象の処分場に隣接する別の処分場との境界に由来するものであると考えられる。この処分場では遮水シートはゴムシートと保護マットを用いたダブルライナー構造を有しており、ゴムが絶縁体であることから遮水シートより深い位置には通電されないため高比抵抗領域が生じたと考えられた。一方、表層、最深部と比較して中層の廃棄物層では全域に低い比抵抗領域が存在しており深度3～15m（中層）までは10～30Ω-mの比較的低い比抵抗領域が分布しており、その中で30~50Ω-mの比較的高い領域が斑状に点在していた。また、深度15～25m（深層）では10Ω-m以下の比抵抗領域が全体的に分布している結果となった。降雨によって処分場内部に浸透した水分は、マクロ的には廃棄物表面の洗い出しを行いながら深部方向に移動していくため、浅層部分から洗い出しが進行し、深部では洗い出しが不十分かつ含水率も高くなると考えられる。これより深層に比べ中層では洗い出しが進行しているため比抵抗値が高くなり、また斑状の不均一性は洗い出しの進行度合いの不均一性に起因
しているものと考えられた。比抵抗探査によって深度方向における比抵抗値変化を求められることが明らかにされ、中長期的なモニタリングを行うことで洗い出しの進行状況を評価できる可能性が示された。さらに最終覆土、廃棄物層、底部および法面遮水シートという処分場の全体構造を可視化できることが明らかとなり、比抵抗探査が処分場の構造把握手法としても有効であることが示された。また、モニタリングにより処分場の安定化状況を非破壊的に把握できると考えられた。

他方、今回の探査結果からは、焼却灰の固結や水みちを反映したような比抵抗分布を判断することはできておらず、今後の課題として、電極間隔の狭小化による探査精度の向上や、継続的なモニタリングの実施による評価の必要性が考えられた。

## b)EM 探查

EM 探査によって得られた各周波数の測定における伝導度の平面分布を図 3.1.3-3 に示す。

測定原理上、絶対的な深度情報は得られないものの、先述の通り、周波数が低くなるほどより深部での誘導磁場を測定していることになる。これを見ると、伝導度の高い領域と低い領域が存在していることが示された。この傾向は比抵抗構造断面図における表層の比抵抗値の分布と調和的であったことから、EM探査が表面方向における伝導度マッピング手法として有効であることを確認した。

(4)まとめ

図 3.1.3-3 EM 探査結果

① 比抵抗探査によって処分場内部の最終覆土層、廃棄物層、底部遮水工といった構造が可視化できた。

② EM 探査によって処分場表面の伝導率分布を求めることができ、比抵抗探査とも調和的であった。

③ 比抵抗探査、EM 探査が処分場の非破壊安定化モニタリング手法として有効である可能性が示された。
#### 3.1.4 実処分場からの試料採取と安定化の評価

## (1) 埋立履座調査

A 処分場においてボーリングおよび表面掘削を行うにあたり埋立履歴調査を行った。比抵抗探査の結果から、廃棄物層では中層と深層で比抵抗分布が異なり、深層でより比抵抗値が低い傾向が得られていたことを踏まえ、深層までのボーリングを行うこととした。十分なボーリング深度を確保するために、集排水管が敷設されている最深部を調査エリアとした。A 処分場の設計図面、ガス抜き管や沈下版の設置個所、および地表面の利用状況を考慮したうえで2箇所の調査候補エリア（エリア1、2）を選定した。A 処分場では、埋め立て中の管理において、埋め立て場所と埋立時期、埋立物の量と種類を紙面、およびコンピュータ上に記録していたことから、調査候補エリアにおける各層の埋立履歴の調査を行った。各エリアにおける埋立層毎の埋立廃棄物の種類を一覧にしたものを表3.1.4-1に示す。埋立廃棄物の種類別割合は、各エリアで埋立時期が新しいほうが焼却灰の割合が低下し不燃物の割合が増加する傾向にあった。現場踏査による地表面の状況、およびボーリングマシンやバックホーの作業範囲や、作業の効率性を踏まえ、ボーリングおよび表面掘削調査はエリア1で行うこととした。

表 3.1.4-1 各調査エリアにおける埋立廃棄物の種類による割合

エリア	層番号	ごみ焼却灰	し尿処理場焼却灰	溶融スラグ	不燃物	燃え殻	廃プラスチック類	ガラス・陶磁器くず
1	1.2	67.2	0.7	2.5	22.1	2.9	11.8	0.6
3	48.7	0.8	4.9	23.7	3.2	21.0	0.6
4	54.8	1.1	7.4	24.0	3.3	16.0	0.6
5	57.0	1.1	-	25.5	4.6	15.6	0.9
6	51.3	0.9	6.8	26.5	3.3	17.6	0.7
2	1.2	72.9	1.1	0.8	23.7	2.4	0.4	0.6
3	69.5	0.8	0.6	20.4	1.9	9.5	0.6
5	47.4	0.7	6.3	25.0	2.9	23.2	-
6	48.6	1.2	6.9	27.8	3.8	17.8	0.4
単位[%]

## (2) ボーリングによる廃棄物試料採取調査

上記のとおり選定した A 処分場のエリア 1 においてボーリングにより廃棄物試料を採取した。採取箇所は 10m 間隔で 3 箇所行った。廃棄物試料採取は無水・無排土で削孔が可能な先端着脱式鋼管ケーシング工法（STREX 工法）により行った。STREX 工法は、先端部分が着脱可能な鋼管ケーシングを用いて、無水・無排土で地中を削孔する工法である。本工法は主に廃棄物埋め立て地盤にガス抜きや空気注入を行うための多目的井戸管を設置する工法であるが、任意の削孔深度において廃棄物試料を採取できる特徴がある。STREX 工法の主な特徴は、以下の通りである。

無排土で削孔することが可能であるため、作業環境が従来のボーリング工法よりも改善される。

・ 無水で削孔が可能である。(通常ボーリングで使用する孔壁保護のための循環水が必要ない。)

・ ロータリーボーリング工法のような従来の工法に比べ、短時間で削孔が可能である。

具体的には、次の手順で廃棄物試料を採取した。

① 処分場の地盤上部から先端部が尖った鋼管ケーシング管（内空直径 270mm 程度）を自走式削孔機械で無水・無排土で削孔・挿入する。
② 鋼管ケーシング管は筒状鋼管、ダミー鋼管で構成されており、試料採取深度まで達した時点でダミー管を取り除き、試料採取管をセットする。

③ 試料採取管を 1m 程度廃棄物層に圧入し、廃棄物試料を採取する。

廃棄物試料を採取する深度は埋立履歴調査、処分場の設備配置平面図、断面図より3箇所、3深度の9試料採取した。試料採取深度は、処分場地表面より、5.0～5.8m、11.0～11.8m、16.0～16.8mの地点で採取した。

採取試料のコアスケッチ図を図3.1.4-1に示す。

図 3.1.4-1 ボーリングコアのコアスケッチ図

3 地点で 3 深度採取したが、コア内に焼却灰部位、不燃残渣部位、不燃残渣と焼却灰の混合部位が確認された。また、焼却灰は図中に示したとおり、固結している部位と固結していない部位が確認された。

## (3) 表面掘削调查

ボーリング実施箇所に隣接する場所で、バックホーによる表面掘削を行った。掘削エリアは約3m×5m、最終的な掘削深度は約4mとし、最終覆土層と廃棄物の最上層である第6層までの断面観察を可能とした。断面観察時には調査者の安全性を確保するため、予め送風機で十分に送気し、ポータブルガスモニターで酸素濃度が一般大気レベルと同等であることを確認した後に断面観察を行った。
A 処分場の計画図面では最終覆土層が 2m となっていたが、断面観察より実際の最終覆土厚は 2.5m 程度であった。廃棄物層は、焼却灰と不燃残渣の混合部位、焼却灰主体部位、不燃残渣主体部位が無秩序に存在していたが、概ね層状であった（写真 3.1.4-1）。A 処分場では、搬入された廃棄物はバックホーによって混合しているが、受入れ状況によっては必ずしも均質に混合されているわけではなく、かつ、日常管理においても一定量の廃棄物が搬入された時点で転圧していくため、このような層状の不均質性が生じたものと考えられた。焼却灰主体部位を見ると固結していることが確認された。断面全体は不飽和であり一見すると乾燥しているようであった。

表面掘削時に排出された廃棄物の中から、前述した焼却灰と不燃残渣の混合部位、焼却灰主体部位、不燃残渣主体部位の3種類をそれぞれ採取した（写真3.1.4-2）。採取試料において、焼却灰と不燃残渣の混合部位では焼却灰の固結が確認されず、混合埋立によって焼却灰の固結が抑制されていた可能性が示唆された。

## (4) 表面掘削試料の実容積分析

掘削断面から、物性測定のための試料採取を行った。試料採取には採土器を用いて100mLのステンレス製円筒管（50mmφ×51mm）に採取した。試料は最終覆土層で1箇所、また廃棄物層のうち焼却灰の固結部位2箇所

写真 3.1.4-1 廃棄物層断面状況

写真 3.1.4–2 廃棄物採取状況

でそれぞれ採取した。採取した試料は水分変化がないようにラッピングし、直ちに実験室に持ち帰り、重量測定と実容積測定を行った。実容積はデジタル実容積測定装置（DIK-1150、大起理化工業）を用いた。測定後の試料は105℃で48時間乾燥させた後、再度重量測定を行った。これらの測定結果より各種物理量を計算した。計算結果を表3.1.4-2に示す。

最終覆土層は孔隙率、含水率ともに低い値を示した。A処分場では最終覆土の施工後に十分な転圧が

であると考えられた。廃棄物層でも含水率は約21%と高くはなかった。掘削断面観察時には廃棄物層も固く固結していたが、間隙率を見ると約57%であり、最終復土層の27%に比べ高い値を示した。これは焼却灰だけでなく廃プラや不燃破砕残渣などが含まれていることに起因すると考えられた。比抵抗探査においても最終覆土層と廃棄物層では比抵

表 3.1.4–2 実容積分析による物性値

单位	①	②	③
廃棄物(表層)	廃棄物(表層)	最終覆土層
空気容積Va	%	29.1	26.7	10.8
固相容積Vs	44.8	41.8	73.4
水分容積VI	26.1	31.5	15.8
孔隙率P	55.2	58.2	26.6
含水率Mm	19.5	22.4	7.5
含水比Mo	24.2	28.8	8.1
飽水度H	47.3	54.1	59.3
容気度U	52.7	45.9	40.7
水分、固相率Ls	0.58	0.75	0.22
真比重d	g/cm³	2.41	2.61	2.64
実比重dm	1.89	1.92	2.35
抗値の大きなコントラストが得られており、この要因として含水率や間隙率が寄与していると考えられた。これは比抵抗値を表す経験式であるアーチー式が、比抵抗値は間隙水の電気伝導率、間隙率、飽和度（含水率）の関数として表されることと一致した結果であり、物性値データの蓄積により、比抵抗値変化の定量的な評価につなげられると考えられる。

## (5) ボーリング試料の EC の深度方向分布

ボーリングコアの採取深度は処分場地表面より5.0～5.8m、11.0～11.8m、16.0～16.8mの3深度である。目視検査から、1mのボーリングコア中には、覆土や廃棄物など、目視で明確に判別できる特徴的な部位があり、廃棄物の部位については、大まかに焼却灰主体部位、不燃残渣と焼却灰の混合部位、不燃残渣主体部位が存在していることが確認された。そのため、各深度別コアから、目視で廃棄物の種類が明確な特徴的部位を選択し、各部位においてECを測定した。測定は、コア試料を乱すことなく測定が可能な貫入式の土壌EC計（2265FS、Spectrum Technologies社）を用い、各深度別コアにおいて、廃棄物の種類毎に測定した。なお、焼

図 3.1.4-2 ボーリングコアの深度別 EC

却灰主体部位においては焼却灰の固結が確認されたものの、混合部位では固結は見られなかった。

深度方向に対する覆土層を除く各部位の EC 値を図 3.1.4-2 に示す。焼却灰主体部位、不燃残渣主体部位、混合部位の 3 つの部位のうち、焼却灰主体部位で 100mS/m 以上の EC 値を示し、不燃残渣主体部位では大部分で 50mS/m 以下となった。EC は、塩類等の溶出を反映することから、溶出ポテンシャルは焼却灰による影響が高いと言える。深度別には、焼却灰主体部位において深部ほど EC 値が大きくなる傾向が確認でき、洗い出しが上層から下層へと進行していることに起因するものと推定された。

## (6) 表面掘削試料の溶出特性

表面掘削試料についても、目視で不燃残渣主体、混合物主体に区分可能であったことから、これら2

つの廃棄物種に分け、さらに粒径別に区分して溶出試験を行った。

試料は、風乾後、振動篩い機により篩い分けし、各粒径区分（>5、2～5、1～2、0.5～1、<0.5mm）の重量を測定し粒度分布を求めた。次に、各粒径区分（>5mmの区分を除く）において溶出試験（環境省告示13号）を行い、pH、EC、イオン類、有機物、および金属類の溶出濃度を測定した。

表面掘削試料の粒度分布を図3.1.4-3に示す。少粒径側（<0.5mm）では混合物でより高い値を示したものの、5mm以上の大粒径側では逆に不燃残渣主体物

図 3.1.4-3 表面掘削試料の粒度分布
が高い結果となった。これは不燃残渣主体物では粒度の大きい廃プラやガラス・陶磁器類の破砕物などを多く含んでいるのに対し、混合物では不燃残渣よりも粒径が小さい焼却灰が含まれており、かつ、先述の通り混合物では焼却灰が固結していないことに起因していると考えられた。

表面掘削試料の溶出試験の結果を図3.1.4-4に示す。紙面の都合上、金属濃度については割愛する。粒径によるpHの変動は小さく、不燃残渣主体部位ではpH8.1~9.0であったのに対し混合部位では10.1～10.6と高く焼却灰の混合の影響が見られた。また、ECを見ると、pHと同様に焼却灰混合によって高い値を示し、また、小粒径側でより濃度が高くなる傾向が見られた。この変動パターンはNaイオン、Clイオン、TOC、T-Nでも同様であった。溶出濃度に粒度分布を乗じた値を溶出ポテンシャルとして算出したところ、不燃残渣主体物に比べ混合物で総じて

(d) Cl-

不燃残さ主体物——混合物

図 3.1.4-4 表面掘削試料の溶出濃度

高い結果となり、かつ混合物の粒径の最小区分で最も高い溶出ポテンシャルを有することがわかった。

## (7) まとめ

本節での検討から、以下の結果が得られた。

① STREX 工法を用いたボーリングにより、迅速に所定深度でのボーリングコア採取が達成された。

② ボーリング調査、表面掘削調査より、焼却灰主体部位では固結が見られたものの、不燃残渣との混合部位では見られなかった。

③ 不燃残渣主体物と比較して、焼却灰との混合物ではイオン類等の溶出濃度が高く、特に小粒径側で高い溶出ポテンシャルを有していた。

④ 以上から、不燃残渣と焼却灰の混合埋立によって焼却灰の固結が抑制され、さらに溶出ポテンシャルが増加することから、洗い出しの終了期間が短縮され、中間処理残渣主体処分場の安定化が促進される可能性が示された。
#### 3.1.5 テストセルからの試料採取

## (1) 目的

前節で示したとおり、安定化の遅延を明らかにするために中間処理残渣主体の埋立地である A 処分場において、廃棄物試料を STREX 工法で採取した。採取したコア試料は、表層覆土が厚く、且つ密な状態で、透水性が低く廃棄物の含水率も低く、降雨浸透、洗い出し等が進行していない様子がうかがえた。

本節では、A 処分場内に設置され、廃棄物もほぼ同じである大規模埋立実験装置（テストセル）からの廃棄物試料を採取について述べる。本テストセルにおける試料採取の目的は、化学分析等により両者の差異を比較することである。前節で示した A 処分場のコア試料と本テストセルの埋立物は埋立年代、埋立構成が同等であり、両者の差異を比較することは早期安定化を目的とした埋立方法を検討する上で有効であると考えられる。テストセル埋め立て物の特徴は、透水性、透気性を高めた埋立と覆土、および機能性覆土であり、実験開始から約 7 年程度で、浸出水水質が排水基準レベルまで低減しており、早期安定化に有効な埋立工法であると見なせる。

## (2) 方法

## a) ボーリングによる廃棄物試料採取

廃棄物試料の採取に当たっては、一般に廃棄物埋立層は、空隙が多く掘削用泥水の循環が困難であり、泥水が廃棄物埋立層に浸入することにより細粒分が洗い出されるおそれがあるため、本調査では泥水を使用しない無水ボーリング（ロータリーボーリング）で削孔を実施した。廃棄物コア試料採取は次の4箇所である。①テストセル No.1：削孔長 $ 7m \times 2 $ か所、②テストセル No.2：削孔長 7m、③テストセル No.3：削孔長 7m、④テストセル No.4：削孔長 7m。採取した廃棄物コア試料は、プラスチックフィルムで包んだ状態でさらにアクリルパイプに収納した上でコア箱（ $ 1m \times 3 $ 本）に収めた。コア箱は、化学分析を実施するまで冷蔵保管した。ボーリング調査の状況を写真 $ 3.1.5-1 \sim 2 $ に示す。

写真 3.1.5-1 掘削状況

写真 3.1.5-2 試料採取状況
#### 3.1.6 テストセルにおける安定化の評価

## (1) ボーリングコアの化学的特性

テストセルでは3.1.5節で述べたとおり、ボーリング調査を実施し、コア試料を採取している。本研究ではテストセル内部の洗い出し状況を把握するために、採取したコアから深さ250mmごとに一部を分取し、溶出試験（環境庁告示13号）を行った。溶出液のpH、EC、TOC、イオン類濃度をそれぞれ測定した。結果の一例としてTC1、3のボーリングコアの溶出試験より得られたpH、EC、TOCと塩化物イオン（Cl-）濃度の深度分布を図3.1.6-1に示す。

図 3.1.6-1 ボーリングコア試料の溶出試験結果 ☐ : TC1 ● : TC3

また、埋立廃棄物の溶出濃度を溶出初期値と定義し、テストセル建設に用いた廃棄物 A と廃棄物 B の溶出濃度を表 3.1.6-1 に示す。

表 3.1.6-1 テストセル埋立廃棄物の溶出初期値

項目	pH	EC	TOC	Na⁺	K⁺	Ca²⁺	Mg²⁺	Cl⁻	SO₄²⁻
单位	-	mS/m	mg/L
廃棄物A	10.57	124	20.7	153	66.8	115	0.14	270	65.9
廃棄物B	9.79	142	38.0	137	86.4	94.1	4.15	314	154

ボーリングコア試料の pH の深度分布を見ると概ね 9 以下であり、アルカリ性を示した初期値と比較して中性化が進行していた。TC1 の上層廃棄物において高い pH を示したのは、本稿では示していない
がカルシウムイオン（Ca^{2+}）濃度が高かったことに起因している。また、電気伝導率（EC）は初期値と比較して約60～80%以上も低下していることが示された。この傾向はTOCやイオン濃度においても同様であり、特に廃棄物層中での移動性が高いCI濃度については初期値から95%以上も低下していることが確認された。さらに、深度方向に対し濃度が増加しており、洗い出しが上層でより進行している状況が明らかとなった。

## (2) 比抵抗トモグラフィ

テストセルには、内部の比抵抗分布を測定するための電極ケーブルが埋設されており、これまでにも比抵抗トモグラフィ測定が行われてきた。本研究では、安定化が進行した長時間経過後における変化を把握するために、2013年10月に比抵抗トモグラフィ測定を行った。本研究における測

表 3.1.6–2 比抵抗トモグラフィ測定時の経過日数

測定回	經過日数 $ ^{*} $
第 1 回	39
第 2 回	137
第 3 回	279
第 4 回	412
第 5 回	488
第 6 回	775
第 7 回	867
第 8 回 $ ^{**} $	2939

*テストセルのモニタリング開始日から起算した日数**本研究における測定回

図 3.1.6–2 比抵抗トモグラフィ用のケーブル(設置状況)

定を含めるとテストセルのモニタリングを開始してから8回の比抵抗トモグラフィが行われており、それぞれの測定回における経過日数を表3.1.6-2に示す。

測定用の電極ケーブルは150mm間隔、46チャンネルで構成されており、一つのセルに2mの間隔で2本（上流側、下流側）のケーブルが鉛直に設置されている（図3.1.6-2）。

測定は4極法で行い、電極組み合わせはウェンナーのインライン測定ならびにダイポールダイポール

配置、平行ダイポール測定の3種類の組み合わせで実施した。1セルあたりのデータ数は電極の接地不良による欠測を除くと概ね500程度であった。測定には電気探査装置（Terrameter LS, ABEM社）を用い、データ収集を行った。3次元解析を行うために、テストセルの形状に合わせたFEM

図 3.1.6-3 テストセルの FEM モデル

図 3.1.6-4 解析フロー