Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
後、2日、8日、32日間後に溶媒中の重金属類等の濃度を測定した。なお、検液の採取時に溶媒の入れ替えは行わなかった。

## 工）一軸圧縮強度試験

25 t/m²で圧縮し、養生期間計14日、28日、35日の固型化供試体、それぞれ1検体、6検体、3検体について、地盤工学会基準（岩石の一軸圧縮試験方法：JGS2521）に準じて一軸圧縮強度を測定した。

## (4) 透水试验

25 t/m²で圧縮し、養生期間計28日の固化供試体について、技術書院発行『コンクリート総覧「11.コンクリートの物理的性質」、「11.3水密性(2)透水性のインプット法②浸透水量法」に準じて透水試験を行った。試験前に供試体の側面に不透水性の樹脂を塗布した。供試体の質量を測定した後に透水試験装置に設置し、試料中心部（直径5 cmの範囲）に約5 kgf/cm²の水圧を30日、50日、100日間加えた。それぞれの加圧日数について3検体ずつ供試体を用いた。試験後に装置から取り外し、試験後の試料質量を測定した。質量測定後、試料を割裂し、加圧した範囲の表面から水の浸透深さをノギスで測定した。浸透深さは、2つに割裂した双方の試料で端部から約35mmの位置から約10mm毎に5点計測した。

## b) 結果

## 7 ) タンクリーチング試験

添加した重金属類等のうち、32日間の試験で溶媒中に検出されたのは図3.2.4-1に示す総水銀とセシウムのみであった。総水銀は浸漬32日目に転圧力0.003および3t/m²の供試体において添加量の約0.002%に相当する量が溶出した。セシウムでは、転圧力0.003t/m²の供試体において、浸漬8日目に添加量の約0.1%、32日目に約0.4%に相当する量が、また転圧力3t/m²および25t/m²の供試体で、浸漬32日目にそれぞれ約0.04%と約0.03%に相当する量が溶出した。

図 3.2.4-1 タンクリーチング試験結果

## 1 ) 一軸圧縮強度試験

固型化供試体に対して行った一軸圧縮強度試験結果を表3.2.4-5に示す。養生日数が長くなると供試体の湿潤密度は若干低下したが、一軸圧縮強度は50～71 N/mm²の範囲で、養生日数および湿潤密度との明確な関係は見られなかった。
表 3.2.4-5 一軸圧縮強度試験結果

試料 No.	養生日数 (day)	質 量 (g)	湿潤密度 (g/cm^{3})	一軸圧縮強度 (N/mm^{2})
D14-1	14	2,429	2.225	50.1
D28-1	28	2,458	2.240	52.0
D28-2	28	2,432	2.201	52.7
D28-3	28	2,450	2.241	58.0
D28-4	28	2,479	2.243	71.0
D28-5	28	2,415	2.185	52.7
D28-6	28	2,498	2.225	66.2
D35-1	35	2,448	2.200	62.5
D35-2	35	2,426	2.187	62.4
D35-3	35	2,447	2.197	58.1

## (7) 透水試験

5 気圧の水圧を与えた透水試験の結果を表 3.2.4-6 に示す。加圧日数 50 日の供試体で水の浸透が観察されたが、透水係数は $ 10^{-12} \sim 10^{-13} \, cm/sec $ のオーダーにあり、水密性は極めて高いといえる。

表 3.2.4–6 5 気圧下における透水試験結果

試料 No.	加压日数 (day)	平均浸透深さ (cm)	压入水量 (cm³)	透水係数 (cm/sec)
D30-1	30	0	0	0
D30-2	30	0	0	0
D30-3	30	0	0	0
D50-1	50	0.12	2.0	5.66 x 10⁻¹³
D50-2	50	0.13	5.2	1.59 x 10⁻¹²
D50-3	50	0.08	2.7	5.09 x 10⁻¹³
D100-1	100	0	0	0
D100-2	100	0	0	0
D100-3	100	0	0	0

## c) 考察

今回固型化供試体の作成に用いた配合比および転圧等の条件は、実際に焼却残渣をセメント固型化して埋め立てている最終処分場の方法を模擬したものである。水セメント比40%以下、転圧力25 t/m²という条件下で、金属等を含む廃棄物の固型化に関する基準（昭和52年環境庁告示5号）で求められているコンクリート固型化物の一次圧縮強度0.98 MPa（=N/mm²）をはるかに超える、50 N/mm²という、無筋コンクリート構造物として十分な、密で強固な固型化体が形成された。透水係数では最大10⁻¹² cm/secという最終処分場における遮水シート以上（10⁻⁹ cm/sec、遮水工協会2007）の水密性を有していた。すなわち、本法で作成したセメント固型化体は、少なくとも短期的には、単体で最終処分場構造に求められる要件を満たしている。

タンクリーチング試験では、転圧力 $ 25 \, t/m^{2} $ の固型化供試体においてはセシウムのみの溶出が観察された。透水試験より高気圧下における平均浸透厚さが $ 0.1 \, mm $ であったことを考えると、溶出は主に表面で生じたと考えられる。その他の重金属類等は、セメント水和物との相互作用、難溶塩としての沈殿（川戸 2010）などにより、固型化体内に保持されていたものと考えられる。また、転圧力 $ 25 \, t/m^{2} $ より小さい固型化供試体で総水銀の溶出が観察されたことは、強い転圧による空隙の減少が溶出抑制に効果的であることを示している。放射性廃棄物のセメント固化体に関する研究（寺島ら 1972）では、セメント水和物との相互作用がないセシウム等の物質は、固化体内間隙の拡散で溶出しうることを示している。
100 年以上使用されたコンクリート構造物の劣化を調べた研究（横関ら 1998）では、総体としての強度には問題はないものの、水分の影響により表面から 70mm 程度までセメント分の溶出にともなう劣化が観察されている。すなわち、骨材がほとんど含まれない焼却残渣のセメント固型化体を、中性化が起こりにくい地下に埋設する条件でも、有害物質等の封じ込めを長期的に維持するためには、むきだしの固型化体と水との接触を避ける方策が重要となる。

その方策としては、埋設地表面のキャッピング、固型化体の容器への収納、固型化体のセメントや樹脂などによる被覆などが考えられるが、これら方策の長期的な安定性を含めたセメント固型化によるContainment機能の評価については今後の検討課題としたい。

## d) まとめ

焼却残渣のセメント固型化体の埋設構造体および污染物封じ込めの機能を評価するため、実処分場を模擬した条件下で、重金属類等を添加した飛灰をセメント固型化した供試体(テストピース)を作成し、重金属類等の溶出特性や強度等を調べた。

水セメント比37.5%以下、転圧力 $ 25\ t/m^{2} $ という条件下で作成した $ \phi110\ mm\times $ 高さ100mmの固型化供試体は、一時圧縮強度および透水係数が最終処分場の構造に求められる要件を満たしていた。また、タンクリーチング試験では強い転圧が溶出抑制に効果的であることを示唆された。有害物質等の封じ込めを長期的に維持するためには、むき出しの固型化体と水との接触を避ける方策が重要となると考えられた。

本研究の実施に多大なご協力をいただいた（株）フジコーポーレーションに感謝いたします。

## 参考文献

川戸ら (2010) 焼却灰のセメント固化試験 I-模擬焼却灰の基本的固化特性-, JAEA-Technology 2010-13.

遮水工協会 (2007) 遮水シート日本遮水工協会自主基準, http://www.nishakyo.gr.jp/pdf/sheet.pdf

寺島ら (1972) セメント固化体中 $ {}^{137}Cs,{}^{90}Sr,{}^{60}Co $ の溶出機構について, 土木学会論文報告集, Vol.201, pp.51-60.

横関ら (1998) 100 年以上経過した地下コンクリート構造物の耐久性について, コンクリート工学年次論文報告集, Vol.20(1), pp.251-256.

山田ら (2013) 圧縮成型コンクリート固型化による放射性セシウム溶出抑制効果の評価, 第24回全国都市清掃研究・事例発表会講演論文集, pp.308-309.
#### 3.2.5 まとめ

本節では、中間処理残渣の早期安定化について、焼却灰の固結の生起とそれが塩類洗い出しや重金属溶出に与える影響を実験的に検討した。また、廃棄物層の通水性、通気性確保のために、廃棄物を埋立前に混合して埋め立てることを提案し、それが酸素侵入深さに及ぼす影響を明らかにした。最後に、焼却残渣の埋立戦略について既往の研究をレビューし、ケーススタディとしてセメント固形化埋立の可能性について議論した。以下に、具体的な結論を示す。

## (1) 焼却灰の固結が安定化に与える影響

複数の焼却灰を対象にした固結化および透水性の確認から、顕著に固結し、透水性が低下する灰が存在することを確認した。顕著に固結する灰では、2ヶ月の試験期間で固結によって透水性が1/10にまで低下した。固結しない焼却灰での洗い出しは順調に進行し、累積の溶出量は13号試験の溶出量に到達したが、固結する焼却灰では、一価で移動性の高いCs、K、Clでさえも13号溶出試験における溶出量の6割程度にしか達せず、溶出が抑制された。これらの結果から、焼却灰の固結は、透水性を低下させ、結果的に易溶出性、易移動性元素も焼却灰層内に閉じこめてしまうことが解った。

X 線回折、熱重量分析の結果から、焼却灰の固結は $ \mathrm{Ca(OH)_{2} + CO_{2} \rightarrow CaCO_{3} + H_{2}O} $ の反応によって炭酸カルシウムが増加することにより進行することが判明した。そのため、固結する灰の固結回避には、未反応の Ca 化合物の炭酸化を促進する湿潤・乾燥操作の繰り返しが効果的であった。一方、固結しない灰を固結化するには、900℃による脱炭酸化もしくは $ \mathrm{Ca(OH)_{2}} $ の添加が有効であった。

重金属の溶出に関しては、固結により高 pH の状態が維持されることが Pb などの両性金属の溶出を促した。一方、固結の有無に関わらず、極端な炭酸化等で pH が中性付近に落ちることが Ca や Zn の放出を増大させた。重金属の溶出回避に、最も望ましい状態は、固結を回避した状態で、焼却灰層内の炭酸カルシウムによって層内の pH が支配される状態であった。

## (2) 廃棄物の混合による通水性・通気性の確保

埋立られた焼却灰中の有機物の安定化を促進するために、大きな粒度を持つ他の廃棄物を混合して通気性を改善し、好気性領域の拡大が可能か否かを検討した。本稿では、透気性の悪い焼却灰に対し、透気性を向上させると考えられる不燃破砕残渣の混合割合を変化させ、その時の透気係数と屈曲率を測定した。焼却灰と不燃破砕残渣の酸素消費速度、測定した混合時の透気係数と屈曲率を基に、内部で酸素消費が起こる場合の移流拡散モデルから埋立地内部への酸素進入をシミレーションした。その結果、焼却灰と不燃破砕残渣廃棄物の混合で、透気性は向上することが明らかになった。また、濃度勾配による酸素進入（拡散侵入）よりも、温度差による酸素進入（移流）が重要であった。内外温度差が30℃の場合には、移流による酸素進入が発生するため、40%程度の混合で5m程度の酸素進入深さが得られた。なお、本稿では示さなかったが、初年度に、污泥に他の廃棄物（スラグ、建設混合廃棄物破砕選別残渣）を混合した場合の流体移動特性の改善効果を、昨年度は、焼却灰へ粗粒径物として石を混合し、通気性の改善を試みた。これらの検討からは、極めて通気性・通水性の悪い污泥に粗粒径物であるスラグや破砕残渣を体積割合で62%から75%程度混合すると、透水係数が10～200倍、透気係数が100～400倍程度まで向上すること、焼却灰に石を混合した場合には、透気係数は混合率45%程度の混入で急激に上昇する傾向を呈し、その混合率で屈曲率は約半分となること等が明らかになった。
(3)焼却灰安定化の戦略とセメント固形化埋立のケーススタディ

上記した2つの検討は、焼却灰等の安定化を促進する（洗い出しを促進し、存在する有機物の分解も促進する）という前提での検討であったが、ここでは、あらためて焼却灰にはどのような埋立戦略が可能かを整理した。既往の文献から、焼却残渣が主体の埋立地において制御しなければならないのは無機物（特に重金属類）の流出であり、その制御のためには、どのような人工的な容器構造を施しても長期的にはそれが破損して放出が起こることを想定する必要があることから、最も重要な戦略は、周囲環境が受容可能な汚染フラックスの設定であるとされていることがわかった。周辺環境が受容可能なフラックスとは、環境に影響しない程度であれば放出は許されると言うことである。そこで、安定化促進とは逆の概念であるが、容器構造に頼らずに汚染フラックスを極小化できるセメント固形化埋立についてケーススタディを行った。重金属類を添加し高濃度化したキレート処理飛灰をセメント固形化し、タンクリーチング試験に供した結果、ほとんどの重金属は溶出が抑制されたが、易溶性のCsのみ表面からの溶出が起こった。長期的な放出フラックスの低減を保証するためには、固化体の劣化を防ぎ、内部への水分の浸透を抑制することが重要であることがわかった。
### 3.3 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

#### 3.3.1 目的

本研究の3つの柱は、3.1節の中間処理残渣主体埋立地での現場調査による安定化遅延要因の解明と、3.2節で述べた中間処理残渣の早期安定化手法の検討、そして、本節で検討する機能性覆土による有害物の捕捉である。中間処理残渣の場合、様々な前処理を経て発生する残渣であるため、有害物が濃縮し、劣悪な性状を呈する傾向にある。焼却灰の場合は、特に無機物（重金属類）が濃縮しており、土壤の含有量を大きく上回る。他の選別残渣等も有用資源が回収された残渣であるため、結果として無用なあるいは望ましくない物質が残留している。

3.1 節では、テストセルのような廃棄物の埋立前混合・均質化と高透水性覆土を採用すれば、易溶性塩類の洗い出しや無機元素の難溶性態への変化が早期に可能であることが示された。3.2 節では、焼却灰の固結が、易溶性塩類の洗い出しを阻害し、逆に両性金属の溶出を促進することを示し、その回避手法が、焼却灰中のカルシウムを早期に炭酸塩に変換することであることを示した。さらに、焼却灰への不燃破砕残渣の混合が、有機物分解に必要な酸素侵入を促すことを示した。加えて、特に移動性が高いCs等に対応するには、全く逆の概念としてセメント固形化のような手段で放出フラックスを最小化する事も示した。

しかし、こうした対策を講じたとしても、埋立後の比較的早い時期に各種の不安定な有害物質が、埋立層から放出されることは回避できない。また、長期的な観点からも、不測の放出を防ぐためのバックアップ技術が必要である。そこで、本節では、こうした放出にも対応できるバックアップとして機能性覆土について検討した。なお、機能性覆土は3.1節で説明したテストセル内に採用されている有害物を捕捉する能力を有する覆土であり、鉄分の多い関東ローム層を母材として、鉄粉や粘土を添加することで作成される。

本節では、機能性覆土によって各種の汚濁物質や有害物質の埋立外への放出を抑止するために、始めに機能性覆土層による有機汚濁物質の吸着特性をカラム試験から評価した。次に、複数の粘土鉱物と天然土壌による1価/2価の金属類の吸着/脱着特性をバッチ型の吸脱着試験により把握し、さらに2011年以降、東日本において焼却灰中のCsが問題となっていたことから、ゼオライト、カオリン、ベントナイト等の単独での吸脱着特性を評価し、機能性覆土への添加による捕捉能力向上の可能性を検討した。

一方、3.1 節で述べたテストセルにおいて使用された機能性覆土が実際に汚濁物捕捉にどのような機能を果たしていたのかを解明するために、テストセルのボーリングコアから機能性覆土部分を取り出し、機能性覆土内の元素の捕捉量を明らかにすると共に、内部に捕捉されている元素について、その存在形態を調査した。本検討は、機能性覆土による有害物捕捉が強固で、長期的に安定なものかを検証するために実施したものである。次に、機能性覆土内での有害物の捕捉と放出抑制機構を再現するシミュレーションモデルを作成し、内部での放出抑制機構の再現を試みた。最後に、機能性覆土の設計手法を検討するために、添加剤として鉄粉やゼオライトを用い、溶出抑制機構に対するそれぞれの寄与について検討した。
#### 3.3.2 機能性覆土層による有機汚濁物質の吸着特性

## (1) 目的

廃棄物最終処分場の廃棄物層から流出してくる有機汚濁物質等を捕捉固定化する機能性覆土（中間あるいは底部覆土）を開発することを目的として、機能性覆土のベース材料として、吸着能力の高い鶴ケ島土壌を選定し、カラム試験を行い、鶴ケ島土壌による有機汚濁物質の吸着特性を評価した。また、機能性覆土の設計諸元を得ることを目的として、土壌の吸着量および分配係数を把握した。

## (2) 実験方法

鶴ヶ島土壌による有機汚濁物質の吸着特性を解明するためにカラム吸着試験を行った。カラム吸着試験において、大型模擬処分場の浸出水を供与液として用いて通液を行った。

## a) 実験材料等

本試験で用いた吸着材は、埼玉県鶴ヶ島市の洪積台地から採取した火山灰土壌で、風乾した後、篩分けを行い、0.5-1.0mmに粒径を調整した土壤材料を実験に用いた。表3.3.2-1に実験に用いた土壌の基本的性質を示す。

本実験では、より実際の最終処分場を模擬するために、供与液に大型の模擬処分場（ライシメーター）の浸出水を用いた。大型の模擬処分場は、直径5m、高さ7mの鋼板製で、埋立物として、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

表 3.3.2-1 カラム試験に用いた鶴ヶ島土壌の基本的性質

単位	数値
土の種類	0.5-1.0mm に粒度を調整した鶴ケ島土壌
土粒子密度	kg/m³	2,530
土の乾燥密度	kg/m³	2,500
間隙率	---	0.746
通水流量	mL/min	0.1
ダルシー流速	mm/year	27,000

表 3.3.2-2 カラム試験に用いた浸出水の化学分析結果

单位	数值
pH	8.8
EC	S/m	2.62
TOC	mg/L	803
T-N	mg/L	373

物等が埋め立てられている。このライシメーターから初期に流出した浸出水を採取してカラム試験に用いた。表3.3.2-2に供与液として用いた浸出水の主要な項目の分析結果を示す。

## b) カラム試験

図 3.3.2-1 にカラム試験装置の写真を示す。使用したカラムは、直径 50mm、高さ 100mm の Gneral 社製のガラスカラムである。カラム下部にガラスフィルターを設置し、ガラスビーズ 70g を詰め、その上に 0.5-1.0mm に粒度調整した鶴ヶ島土壌を厚さ 70mm になるように充填した。さらに、その上にガラスビーズ 70g を詰めた後、ガラスフィルターをカラム上部にも設置し蓋をして、カラム下部から上部に向けて蒸留水を上向流で通水させてカラム内を飽和させた。

カラム準備終了後、東京理化器械株式会社製の定量送液ポンプを用いて、カラムに上向流で大型ライシメーターの浸出水を通水した。カラム内に通水させた流量は、0.1mL/minに設定した。カラム上部から流出してきた液は、フラクションコレクターによって10mL程度毎に分画採取した。分画した流出液
は、pH および導電率を測定した。さらに、島津製作所株式会社製 TOC 分析装置（TOC-VCSH）を用いて、流出液中の TOC 濃度の測定を行った。

カラム試験は、再現性の確認のために通常の同一条件で3回実験を行った（C1, C2, C3）。また、カラム試験の通水速度の影響を確認するために、通常の条件より5倍速い0.5mL/minに設定して実験を行った。さらに、土壌による吸着のpHの影響を明らかにするために、塩酸を用いてpHを4にした浸出水を調整し、この浸出水を通水したカラム実験を行った。

図 3.3.2-1 カラム試験装置の写真

## (3) 結果および考察

a) 鶴ヶ島土壌充填カラム試験

鶴ヶ島土壌充填カラムにおける TOC の破過曲線を図3.3.2-2に示す。縦軸は、流出水の TOC 濃度（C）を流入水の TOC 濃度（C₀）で除した値（C/C₀）を表す。また、横軸は、流出間隙体積（Pore Volumes: PV）を示し、PV は、カラムからの積算流出水量を土壌の間隙体積で除した値である。通水速度による影響をみてみると、通水速度 0.1mL/min の時（C₁, C₂, C₃）と通水速度 0.5mL/min

図 3.3.2-2 鶴ヶ島土壌充填カラムにおける TOC の破過曲線

（流速 5 倍）の破過曲線は、ほぼ同じであり、今回設定した実験条件では、通水速度の影響は認められなかった。次に、導入した浸出水の pH の影響についてみてみると、C/C0=75% 時に、pH を調整しない浸出水（pH8.8, C1, C2, C3）では PV が 5 であり、pH を 4 に調整した浸出水でそれよりも大きく PV が 10
であった。流出液の pH 測定の結果、pH を調整しない浸出水では、pH7-7.5 で推移しており、pH4 に調整した浸出水では、pH が 6 程度に推移していた。pH4 に調整した浸出水を用いた実験系では、土壌の表面または有機汚濁物質の表面荷電状態が変わり、吸着量が増加したと考えられる。

カラム試験により、吸着した TOC 量を下記の式(1)により計算した。

$$ S_{t o t}=\phi V\int\limits_{1}^{\infty}\left(c_{0}-c\right)d P V $$

ここで、 $ S_{tot} $ : カラム内の土壌に吸着した TOC 総量、 $ \varPhi $ : 間隙率、V: 土壌層体積を表す。さらに、分配係数 $ K_{d} $ を式(2)により算出した。

$$ K_{_{d}}=\frac{1}{c}\cdot\frac{S_{tot}}{\rho_{_{d}}V} $$

ここで、$\rho_{\mathrm{d}}$:土の乾燥密度を表す。

カラム試験の結果を上記の式(1)、(2)で解析した結果、鶴ヶ島土壌のTOC吸着量は、4.1g/kgであり、分配係数 $ K_{d} $ は5.15mL/gであった。

今回の鶴ヶ島土壌を材料とした機能性覆土を、大型模擬埋立処分場（テストセル）に導入した場合の効果について、本試験結果によるTOC吸着量とテストセルのTOC放出量から計算した。底部および中間覆土層に鶴ヶ島土壌を母材とした機能性覆土層を適用した場合を仮定してTOC吸着量を算出した。なお、テストセルの初期1年分のTOC総排出量は、2.75kgである。試算結果を図3.3.2-3に示す。鶴ヶ島土壌の配合率が100%の場合、予測TOC吸着量は、51.5kgであり、流出してくるTOC実測値2.75kgと比較すると極めて大きく、機能性覆土は流

図 3.3.2−3 機能性覆土の吸着量の計算結果

出する TOC を吸着するのに十分な容量を有している。計算結果から、機能性覆土の鶴ヶ島土壌の配合率が5%以上なら、予測吸着量は、実測流出値を上回っていた。このことから、鶴ヶ島土壌をベース材料として用いた機能性覆土を実際の最終処分場に導入すれば、廃棄物層内部から溶出してくる有機汚濁物質を埋立地内部で効率的に捕捉することができるといえる。

## (4) 結論

大型ライシメーターの浸出水中には、有機汚濁物質だけではなく、各種のイオンが多量に共存しており、そのような浸出水を通水させたカラム試験においても、鶴ヶ島土壌は、TOC吸着量4.1g/kg、分配係数 $ K_{d}=5.15mL/kg $ と高い吸着能力を示した。また、種々の影響因子の検討を行った結果、浸出水を酸性に調整した条件でも、通常より高いTOC吸着能が得られ、最終処分場の様々な条件下で、鶴ヶ島土壌が機能性覆土のベース材料として適用可能であることが示された。ただし、今回は、有機汚濁物質をTOCのみで評価しているので、今後は、他の有機汚染物質についても評価を行っていく必要がある。
#### 3.3.3 粘土鉱物と天然土壌による1価/2価の金属類の吸着/脱着

## (1) 目的

本研究の目的は、埋立廃棄物層から溶出してくる有害物質の反応性覆土（中間あるいは底部覆土）による捕捉・固定化機構を解明し、機能性覆土の設計手法を確立することである。

本節では、カラム試験を用いて粘土鉱物や土壌による1価もしくは2価の陽イオンの捕捉・固定機能について検討した。

## (2) 実験方法

粘土鉱物と土壌による1価/2価カチオンのカラム吸着試験を行った。

## a） 実験材料等

本試験で用いた吸着材は、ゼオライト（新東北化学工業製ゼオフィルを212μmの篩に通したもの）、ベントナイト（立花マテリアル製TB-S）、カオリン（竹原化学工業製カオリンクレー）および土壌としては、埼玉県鶴ヶ島市の洪積台地から採取した火山灰土壌で腐植質の多い表土と無機質の心土を風乾し2mm以下に篩別して使用した。

吸着質としては、CsClとSrCl_{2}をカラム試験溶液とした。また、A焼却施設から飛灰を採取し、L/S=10で6時間溶出後、1μmメンブレンフィルーでろ過

図 3.3.3-1 カラム試験装置

後、この溶液に粉体の CsCl や $ SrCl_{2} $ を溶解して飛灰溶液とした。

## b) カラム試験

カラム試験は、図3.3.3-1のようなシバタ科学社製の高压ガラスカラムを使用しHPLCポンプにて低流量で溶出液をカラムに流し、フラクションコレクターにて5mLずつ採水した。また、表3.3.3-1に示した条件で土壌カラムを作製した。

表 3.3.3-1 土壌カラムの設定条件

吸着材の種類	①Cs溶液とSr溶液のケース	②飛灰溶液にCsとSrを添加したケース	溶離液流速(mL/min)
吸着材(g)	ガラスビーズ(g)	カラム	吸着材(g)	カラム
内径(mm)	ベッド高さ(mm)	内径(mm)	ベッド高さ(mm)
ゼオライト	1	4	10	42.1	10	20	41.3	0.5
カオリン	4	16	20	47.4	10	20	21.7	0.5
鶴ケ島表土	4	-	10	56.1	10	20	42.5	0.5
鶴ケ島心土	4	-	10	65.3	10	20	41.2	0.5
鶴ケ島心土とベントナイトを混合	100.5	-	20	41.2	100.5	20	41.2	0.1

ただし、①のCs溶液とSr溶液のカラム実験時には、カラムとポンプを接続するチューブ継手が耐压性でなかっため、通水性を確保するためにガラスビーズ（口径0.11-0.13mm）を土壌や粘土鉱物に混合した。②の飛灰溶液使用時にはカラムとポンプの継手に耐圧ジョイントを使用したため、ガラスビーズは
使用しなかった。

## 7 ) Cs 溶液と Sr 溶液のカラム試験

1 価と 2 価のカチオン溶液による粘土鉱物や土壌のカラム吸着量を把握するため 2.28 μeq/mL の Cs 溶液および Sr 溶液を表 3.3.3-1 の条件でカラムに通水した。また、カラム試験における Cs および Sr の吸着現象は、溶出率 C/C₀（C: 各カチオンの溶出濃度、C₀: 溶液の初期濃度）と粘土鉱物や

表 3.3-2 飛灰溶液中の主なカチオン

元素	濃度 (mg/L)	当量濃度 (meq/L)
Na	2110	91.8
K	4660	119
Ca	3060	153
Sr	100	2.28
Cs	303	2.28

土壤 100g におけるカチオンの吸着量(ミリ当量：meq/100g-ads.)で示した。

## イ）飛灰溶液中に溶解した Cs 溶液と Sr 溶液のカラム試験

表 3.3.3-2 に示した主成分カチオンを有する飛灰溶液に粉体の CsCl や SrCl_{2} を溶解し、土壌カラムや粘土鉱物カラムに通水して Cs および Sr の吸着量を求めた。

## (3) 結果および考察

## a) Cs 溶液と Sr 溶液のカラム試験

1 価カチオンの Cs 溶液の粘土鉱物および土壌への吸着は、図 3.3.3-2 に示したようにゼオライト以外の粘土鉱物や土壌は急速に破過したが、ゼオライトはゆっくり破過した。C/Co=75% 時における吸着材 100g 当たりの吸着量は、ゼオライトで最も多く 79.0meq/100g であった。ゼオライトの吸着量が多いのは、ゼオライトの鉱物結晶における多孔質中に Cs イオンが固定されたためである。同様に C/Co=75% 時におけるその他の土壌や粘土鉱物は、鶴ヶ島心土(2.2meq/100g-ads.)＞鶴ヶ島表土(2.0meq/100g-ads.)＞カオリン(1.6meq/100g-ads.)であり、特にカオリンは直ぐに破過した。

次に、2 価カチオンの Sr 溶液の粘土鉱物および土壌への吸着は、図 3.3.3-3 に示したように C/Co=75%

図 3.3.3-2 粘土鉱物および土壌の Cs の溶出率と吸着量
時における吸着材100g当たりの吸着量は、ゼオライトで最も多く12.6meq/100gであった。同様にC/Co=75%時におけるその他の土壌や粘土鉱物は、鶴ヶ島表土(5.7meq/100g-ads.)≧鶴ヶ島心土+ベントナイト>鶴ヶ島心土(4.0meq/100g-ads.)>カオリン(1.2meq/100g-ads.)であり、Csと同じくカオリンは直ぐに破過した。さらに、鶴ヶ島心土10gにベントナイト0.5gを添加した実験区では、C/Co=75%は測定できなかったが、ほぼ表土と同じような吸着量と予想された。

☐5%溶出時 ☐50%溶出時 ☐75%溶出時

図 3.3-3 粘土鉱物および土壌の Sr の溶出率と吸着量

b）飛灰溶液を用いたカラム試験

図 3.3-4 飛灰溶液中の Cs の溶出率と吸着量
飛灰溶液に CsCl を添加してカラム実験を行った結果を図 3.3.3-4 に示した。Cs 溶出率 C/Co=75% 時における吸着量は、ゼオライト(2.5 meq/100g-ads.)＞鶴ヶ島心土(1.3 meq/100g-ads.)＞鶴ヶ島表土(0.54 meq/100g-ads.)であった。飛灰溶出液中の Cs の吸着量は、Cs 溶液のみの場合に比べ 1 オーダー以上減少し、特にゼオライトの溶出液 pH は 4、8、12 と 3 段階に変化した。pH12 は飛灰原液の pH であり、このゼオライトの Cs の固定あるいは吸着機構は pH4 と pH8 の 2 つに分かれている可能性が示唆された。

次に、飛灰溶液に含まれる K, Na, Ca および $ SrCl_{2} $ として添加した Sr の吸着についてカラム実験により検討をおこなった結果を図 3.3.3-5 に示した。吸着材 1g に対して飛灰溶液 15mL をカラムに通水した場合、2 価の Ca はゼオライトを除きほぼ 60% が溶出し、2 価の Sr は 85～100% が溶出し、1 価の K および Na はほぼ 100% が溶出した。ただし、K において、吸着による固定能が大きいゼオライトでは 7mL/g-ads. までは破過しなかった。また、2 価の Ca と Sr では、Ca より Sr の方が溶出率が高かく、Ca の吸着は平衡に達せずまだ吸着が続いていた。

図 3.3-5 飛灰溶液中の K, Na, Ca, Sr の溶出率

ゼオライトを除き、Ca の溶出率が 60% 前後で推移した。特に鶴ヶ島心土 10g にベントナイト 0.5g を添加した実験区が最も大きな吸着能を示した。使用した鶴ヶ島土壌から Ca が完全に溶出しないことから、土壌中の粘土粒子における反応は電気的な吸着機構以外の反応と考えられる。

## (4) 結論

1 価カチオンの中でも K や Cs は土壌に固定されるため、ゼオライトの効果が大きく、鶴ヶ島表土より腐植の少ない心土の方が K の固定能が幾分大きいこと分かった。また、飛灰溶液のような塩類濃度が大きくかつ強アルカリ性の溶液では、Cs や Sr の吸着量が 1 オーダー以上低下するが、2 価の Ca の吸着は永続的に吸着量が増加する傾向がみられた。特にベントナイトによる Ca の吸着能が大きくなることから、適度に自然土壌とベントナイトを混合することにより Ca の吸着増加材として使用可能であることが判明した。
#### 3.3.4 機能性覆土による放射性物質の捕捉可能性

## (1) 目的

前2節で、機能性覆土による有機物の捕捉、移動性の高い1価と2価の陽イオンの捕捉可能性について検討した。本節では、東日本大震災による原発事故により放出された放射性Csが混入した焼却残渣が管理型最終処分場に埋め立てられた場合を想定して、Csが機能性覆土層で捕捉可能かを検討した。特に、これまでゼオライトのような鉱物がCsの吸着・捕捉能に秀でるといわれていることから、こうした鉱物を覆土土壌に混合して機能性覆土を作ることを目的に、鉱物単体による基礎的な吸脱着実験を行い、覆土材への混合が効果的か否かを検証した。

## (2) 方法

## a) 高濃度セシウムの粘土鉱物による吸脱着試験

本試験で用いた吸着材は、ゼオライト（新東北化学工業製ゼオフィルを212μmの篩に通したもの）、ベントナイト（立花マテリアル製TB-S）、カオリン（竹原化学工業製カオリンクレー）の3種である。吸着質としは本来、放射性Csを使用すべきであるが、科学的挙動がほぼ同一であり、取扱いの容易さから、安定同位体の塩化セシウム（CsCl）を使用した。

## 7 ) 吸着実験

容量 250 mL のポリエチレン容器内にゼオライト、カオリンは 10 g (液固比: L/S=10)、ベントナイトは 1 g (液固比: L/S=100) をそれぞれ取り、Cs として 0.1 から 20,000 ppm までに調整した CsCl 溶液 100 mL 添加した。その後振とう機で 3 時間振とうを行い、振とう後遠心分離（3500 rpm で 30 分間）して、液相を孔径 0.45μm のメンブレンフィルターでろ過し、ろ液を ICP/AES にて Cs 濃度を測定した。また、同時に pH と EC も測定した。

## (1) 脱着試驗

Cs を吸着したゼオライトを用いて、NaCl 溶液による脱着試験を行った。はじめに Cs 溶液濃度 0.075 meq/mL(10,000ppm)を 50mL とし、ゼオライト 5g に吸着させた。脱着液には Cs と同当量の NaCl 溶液 0.075 meq/mL (Na - 1730 ppm)と 2 倍量の 0.15 meq/mL (Na - 3460 ppm)を用いた。脱着実験は、遠心分離に用いた遠沈管内とろ過膜（メンブレンフィルター）に残る固相を、純水を用いてポリエチレン容器に戻し、30 分間振とう洗浄しろ過した。この操作を 2 回行い、ろ液中の Cs 濃度算出した。その後、NaCl 溶液と混合し振とう後ろ過して、ろ液中の Cs 濃度を求め、脱着率等求めた。

## b) 低濃度セシウムのゼオライトによる吸脱着試験

本試験では、吸着材としてゼオライト（新東北化学工業製ゼオフィルを212μmの篩に通したもの）、セシウムは塩化セシウムを用いた。吸着実験については、50mLの遠沈管にセシウム濃度を調整した溶液30mLを加えた後、ゼオライトを添加し、振とう機で3時間振とうを行った。振とう後、遠心分離（3000rpm、10分間）を行い、液相と固相を分離し、溶液を孔径0.45μmのメンブレンフィルターでろ過を行った。ろ液中のセシウム濃度はICP-MS（パーキンエルマー社製、Elan6100DRC）を用いて定量を行った。脱着実験については、セシウム吸着後のゼオライトが入った遠沈管に溶液30mLを加えた後、振とう機で3時間振とうを行った。振とう後、吸着実験と同様の方法で、固液層を分離後、ろ液中のセシウム濃度は、ICP-MSで定量を行った。
## (3) 結果と考察

## a) 粘土鉱物による高濃度 Cs の吸脱着試験

ゼオライトとカオリンの固液比(L/S 比)は10で行ったが、ベントナイトのみろ過できなかったため L/S=100 で行った（Cs 溶液 100mL 中に粘土鉱物を添加し、振とう後粘土鉱物 1g 当たりに吸着された Cs 含有量を求めた）。

平衡時の Cs 濃度を C*、吸着剤による平衡吸着量を Q*として吸着等温線により吸着能力を検討した。吸着等温線は、Langmuir 式と Freundlich 式で適合性を検討した。用いた式は以下のとおりである。

[Langmuir 式]

$$ Q=Q_{0}K_{L}C^{*}/(1+K_{L}C^{*}) $$

次式は吸着剤量当たりに直した。

$$ C^{\prime}{}^{*}/Q^{*}=(1/K_{L}Q_{0})+(1/Q_{0})C^{\prime}{}^{*}) $$

$ K_{L} $ : 平衡定数、Q: 平衡時の吸着量( $ \mu g/g $ or mg/g)、 $ Q_{0} $ : すべての吸着座がみたされたときの吸着量( $ \mu g/g $ or mg/g)、 $ C^{*} $ : 平衡時濃度(ug/mL) [Freundlich 式]

$$ Q^{*}=K_{F}C^{*1/n} $$

対数変換すると直線式になる。

$\log Q^{*}=1/n\log K_{F}C^{*}=1/n\log C^{*}+\log K_{F}$

ここで、$K_{F}$：Freundlich の定数、$n$：Freundlich 指数

ゼオライト、カオリン、ベントナイトそれぞれの吸着実験の結果を図3.3.4-1に示した。

ゼオライトの吸着等温線はLangmuir式によく一致した。Langmuir式より、ゼオライト1g

図 3.3.4-1 各粘土鉱物の試験結果と吸着等温式

当たりにおける Cs の最大吸着量は、約 110mg/g であった。カオリンは Freundlich 式によく一致し、ベントナイトは Langmuir 式によく一致した。ベントナイト 1g 当たり最大吸着量は 241mg/g となり、かなり吸着量が大きいことが分かった。

Langmuir 式の $ Q_{0} $ は最大吸着量を示し、この値で各粘土鉱物を比較すると、最大吸着量はベントナイトヒオライトヘカオリンの順であった。また、Freundlich 式では 1/n の値が大きいほど吸着量が大きいので、この値で吸着量を比較するとカオリンヒオライトヘベントナイトの順であった。そこで、Cs の初期濃度を 1mg/g-吸着剤として、カオリンは Freundlich 式で、ゼオライトとベントナイトは Langmuir 式に当てはめて比較すると、吸着量は次のように推定された。

ゼオライト(1.0mg/g) > ベントナイト(0.93mg/g) > カオリン(0.77mg/g)
このことから、吸着力がもっとも大きい粘土はゼオライトで、吸着量ではベントナイトであることが分かった。

ゼオライト 5g に対して

10.8mg/mL の Cs 溶液 50mL を

添加して吸着させた後、NaCl

溶液によって脱着させた試験

の結果を図 3.3.4-2 に示した。

吸着前のCsの系内の初期存在量は108mg/gであったが、平衡時の吸着量はゼオライト1g当たり100mgであった。これを水で2回洗浄すると約1.3%のCsが溶脱した。さらにNaCl溶液でゼオライトに吸

図 3.3.4-2 ゼオライトの Cs 吸着量と脱着量

着されている Cs の脱着を検討した結果、ゼオライトに吸着されている Cs の吸着量(0.075meq/g)と同当量の Na イオン 1730ppm（Na^{+}:0.075meq/mL）では、約 3.1%が、また吸着量の 2 倍当量の Na イオン溶液 3460ppm(0.150meq/mL）では約 8.1%が溶脱した。粘土表面のイオン吸着であれば、NaCl 溶液により相当量溶脱すべきであるが、ゼオライトの Cs の吸着は単なるイオン吸着ではなく、粘土結晶格子への固定反応であるため溶脱率が少ないと考えられる。最終処分場の中間覆土あるいは底部覆土として Cs を吸着固定させるためには、ゼオライトで Cs を固定し、不透水性粘土であるベントナイトにより下層への溶脱を遅らせることにより地下への浸透を防止できるものと考えられる。

## b) ゼオライトによる低濃度 Cs の吸脱着試験

ゼオライトに対するセシウムの吸着等温線(25℃)を図3.3.4-3に示す。セシウムのゼオライトへの吸着は、Freundlich型およびLangmuir型の吸着式で表すことができた。しかしながら、図3.3.4-3に見られるとおり、本実験の濃度範囲では、濃度が増加するにしたがい、吸着量も増加しているので、まだ飽和には達していない。そこで、以降の解析においては、Freundlich吸着式で表し解析する事とした。

## 7 ) 塩類の影響

ゼオライトによるセシウムの吸着に及ぼす共存塩類の影響を明らかにするために、まず塩の種類を変

図 3.3.4-3 低濃度 Cs のゼオライトへの吸着

えて吸着実験を行った。NaCl、KClおよびCaCl_{2}試薬の3種類を用いて、各Na、KおよびCa濃度が15meq/Lになるように溶液を調整した。吸着実験の結果を図3.3.4-4に示す。塩無添加の場合とCaを添加した場合を比較すると、Cs吸着量の変化は小さかった。しかし、K、Naを添加した系で、大幅にセシウムの吸着が阻害された。これは、セシウムと同じ一価の陽イオンであるNa,Kがセシウムと同様の挙動を示し、競合吸着したものと考えられる。そこで、次に塩濃度の影響についてみるために、Na添加濃度を変化させて吸着実験を行った。結果を図3.3.4-5に示す。吸着結果をFreundlich吸着式で整理すると、Na
濃度 0, 0.4, 4.3, 15 および 43 meq/L で $ K_{F} $ 値は、52.2, 53.7, 42.7, 21.4 および 15.6 であった。Na 濃度が上昇するにしたがい、 $ K_{F} $ 値が減少し、セシウム吸着が阻害された。Na 濃度と $ K_{F} $ との関係式を以下に示す。

$$ K_{F}=47.566e^{-0.029\times Na 濃度 }\quad\left(R^{2}=0.86\right) $$

図 3.3.4-4 塩類が Cs の吸着に与える影響

図 3.3.4-5 Na が Cs の吸着に与える影響

## ) 温度の影響

温度を $ 25^{\circ}C \sim 70^{\circ}C $ まで変化させてセシウムの吸着実験を行った。その吸着実験の結果に対して、Dubinin-Radushkevich（D-R 式）式を適用して、ゼオライトに対するセシウムの吸着エネルギーの推定を行った。D-R 式を以下に示す。

$$ \begin{aligned}&W=X_{m}\exp\Bigl(-K\varepsilon^{2}\Bigr)\\ &\\&\varepsilon:Polanypotential\Biggl(=RT\ln\Biggl(1+\frac{1}{C_{e}}\Biggr)\Biggr)\\ \end{aligned} $$

ここで、Wは吸着量、 $ X_{m} $ は吸着容量（mol/g）、Kは吸着エネルギーに関する定数、Rはガス定数（8.3145J/mol・K）、Tは温度（K）、 $ C_{e} $ は平衡濃度を表す。

式(2)は、以下のように変形することができる

$$ \ln W=\ln X_{m}-K\varepsilon^{2} $$

吸着実験結果の $ \ln W $ と Polany potential $ \varepsilon^{2} $ をプロットしてその傾きから吸着エネルギーに関する定数である K を求めた。吸着実験結果を図 3.3.4-6 に示す。

さらに、吸着の自由エネルギー変化は以下の式(4)から推定を行った。

$$ \Delta G=E=\left(-2K\right)^{-0.5} $$

ゼオライトに対するセシウムの吸着エネルギーは、25℃で15.4 kJ/mol、40℃で15.8 kJ/mol、55℃で17.1 kJ/mol、70℃で17.7 kJ/mol

図 3.3.4−6 lnW を $ \varepsilon^{2} $ との関係図
であった。イオン交換の吸着エネルギーが8～16kJ/molといわれており、本実験で得られた結果で推定した吸着エネルギーは、それと同程度もしくは若干高いものであった。これは、ゼオライトのセシウム吸着が、リバーシブルなイオン交換よりも強固に吸着されていることを示している

り 焼却灰および焼却飛灰溶出液を用いたセシウムの吸着実験

焼却灰 A、焼却飛灰 B および焼却飛灰 C の 3

種類の灰を実験に用いた。これらの灰試料に対して環境庁告示 13 号法に準じて溶出試験を行い、

溶出液を作成した。これら溶出液の主要な陽イオ

ン濃度を表 3.3.4-1 に示す

実際の埋立処分場において、機能性覆土層を適用した時の影響を明らかにするために、これら各溶出液を液相として用いて、ゼオライトによるセシウムの吸着実験を行った。吸着実験の結果を図3.3.4-7に示す。塩濃度の高いBおよびC焼却灰溶出液を用いた場合、A焼却灰溶出液を用いた場合より阻害効果が大きかった。これらの阻害効果が塩濃度によるものなのか、その他の要因によるものなのかを明らかにするために、表3.3.4-1に示すイオン濃度(NaCl、KClおよびCaCl_{2}試薬を用いた)に調整した模擬水（A施設模擬溶出液、B施設模擬溶出液、C施設模擬溶出液）を作成し、ゼオライトによるセシウムの吸着実験を行った。結果を図

3.3.4-8 に示す。実際の灰および焼却灰の溶出液と模擬溶出液とを比較すると、ほぼ同程度の阻害効果であった。模擬溶出液は、実際の灰溶出液と pH が全く異なっていたことから、焼却灰および飛灰溶出液の阻害効果は、pH 等の要因によるものではなく、Na や K 等の塩の影響が主要因であると推察された。

## エ) セシウムの脱着

ゼオライトによるセシウムの脱着試験を蒸留水、NaCl 溶液（Na:15meq/L）、KCl 溶液（K:15meq/L）、CaCl_{2} 溶液（Ca:15meq/L）を用

表 3.3.4-1 焼却灰および焼却飛灰溶出液中の主要陽イオン濃度(mg/L)

Na	K	Ca
A 烧却灰溶出液	160	36	69
B 烧却飛灰溶出液	1374	2070	4910
C 烧却飛灰溶出液	1730	2700	342

図 3.3.4-7 焼却灰および焼却飛灰溶出液を用いたセシウム吸着実験

図 3.3.4-8 模擬溶出液を用いたセシウム吸着実験

いて行った。結果は示さないが、NaCl 溶液および KCl 溶液において脱着効果が大きかった。Cs と同じ一価の陽イオンである Na および K は Cs と同様の挙動を示すため、脱着効果を促進したものと考えられる。脱着率は塩濃度が高くなるに従い増加したが、脱着率は 0.1% 以下と低かった。これまでの結果から、ゼオライトのセシウムの脱着は、塩により促進されるものの、脱着量は小さく、ゼオライトに Cs は強固に捕捉されていることが分かった。
#### 3.3.5 テストセルに用いた機能性覆土の有効性の検証

## (1) 研究の目的

地域土壌をベースとした中間・底部覆土層を、水平の透水性反応層（Permeable Reactive Barrier : PRB）として処分場内部に埋設することで、処分場内部で内部水質を改善する技術の確立を目指し、3.1.2節で概要を説明した大型の埋立実験層（テストセル、直径5m×深さ7m）にて、PRBの化学物質の捕捉浄化効果について長期的な評価を行ってきた（小野他、2008）。これまで、pH、有機汚濁成分、イオン類、VFAs、重金属類（非金属類含む）、有機化学物質（フェノール、PAHs、クロロベンゼン類）など複数の化学物質の浸出水濃度をモニタリングしてきた結果、多種の化学物質に対して、PRBの捕捉効果が確認された。しかしながら、埋立実験に用いた火山灰土壌（関東ローム層土壌）や酸化鉄（産業廃棄物）等のPRB資材によってこれらの化学物質がどのように捕捉されているかといった詳細なメカニズムは明らかにされていない。

そこで、本研究では、重金属類（非金属類を含む）に焦点を当て、PRBに重金属がどのように捕捉されているかを明らかにするため、埋立から8年が経過したテストセルから採取したボーリング掘削コア試料を用いて逐次抽出法を実施し、PRB内部での重金属の化学形態の推定を行った。金属の化学形態は、それらの金属が長期的に移動していくかどうかの重要な情報を提供することができると考えられる。

## (2) 研究の方法

## a) ボーリングコア試料

2005 年 9 月に設置されたテストセル（3.1.2 節）に用いられている中間覆土や底部覆土は、機能性覆土として PRB（浸透性反応壁）を模した固相浄化層が設けられており、現在もモニタリング中のテストセルである。

このテストセルは、図3.3.5-1に示した大型ライシメーター（直径5m×高さ7mの鋼板円柱）が管理型最終処分場内（3.1節で述べたA処分場）に4基埋設されており、0.5mの中間覆土を挟んで2.5mの廃棄物層が2層設けられている。また、底部には0.5mの覆土層と上部には1.0mの最終覆土層が設けられ

図 3.3.5-1 テストセルの配置とその構造
ている。以上の覆土ならびに廃棄物層の深さは、実規模の最終処分場に倣って設定されている。また、Waste Aは無機性廃棄物が、Waste Bは無機性廃棄物にコンポストを混合したものが埋め立てられている（表3.1.2-2）。さらに、図3.3.5-1に示した覆土層のPRB層とSlag層の配合率と物性は3.1.2節の表3.1.2-3に示されている。機能性覆土として用いたPRB資材の母材は、埼玉県に多く産出する関東ローム土壌（鶴ヶ島土壌）で、水質浄化能力の高い土壌である。その土壌に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）を添加し、透水性を調整するために溶融スラグを混合した。さらに、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前述の関東ローム土壌と溶融スラグの混合物を敷設した。PRB層と比較するため対照区には中間覆土と底部覆土にSlags層を敷設した。試料は、これら4基のテストセルで実施されたボーリングのコア試料のうち、中間・底部覆土層を分析に用いた。

## b) 逐次抽出法

コア試料は、60℃で一日乾燥した後に、振動カップミルで20分間粉砕した試料3gを逐次抽出法の分析に用いた。この試料について、表3.3.5-1に示すTessierら(1979)の提案した逐次抽出法の変法（武田、1999）を用いて、各元素の水可溶性態画分（F1）、イオン交換態画分（F2）、炭酸塩態画分（F3）、酸化物態画分（F4）、有機物態画分（F5）、残留物態画分（F6）の6つのフラクションに分画した。この分画された試料に対してイオンクロマトグラフ又はICP-発光分析装置を用いて金属含有率の測定を行った。測定元素は、Mg、Ca、Al、Si、Ni、Fe、Cd、Mn、Cu、Zn、Pb、Cr、Snである。この中で、CdとSnに関してはどのサンプルにおいても検出限界以下であった。

表 3.3.5-1 逐次抽出法

分画	溶媒	容量	時間	温度
F1	水可溶性態	蒸留水	30ml	6h	室温
F2	イオン交換態	1M NH4OAc	30ml	6h	室温
F3	炭酸塩態	1M NaOAc (pH5.0 with HOAc)	24ml	6h	室温
F4	酸化物態	0.2M NH2OH HCl (in 25%HOAc)	30ml	6h	85℃
F5	有機物態
(硫化物)	30%H2O2(pH2.0 with 0.13M HNO3)
→1.78M NH4OAc (11.1%HNO3)	15ml
30ml	2h
0.5h	85℃
室温
F6	残留物態	HCl 7.5ml+HNO3 2.5ml	加熱分解

## (3) 結果および考察

## a)全画分の抽出量

Waste A（無機性廃棄物）と Waste B（有機性廃棄物）における覆土中の全画分中の土壌成分である Si・Al・Fe と塩類の Ca・Mg の抽出量を図 3.3.5-2 に示した。両廃棄物ともこれら成分の含有量の順位は Al>Fe>Ca>Si>>Mg であった。PRB 層をもつ TC1 と TC3 の中間・底部覆土試料において、残留物態(F6)の割合が最も高く、Fe では 65-71%、Cu で 44-53%、Pb で 72-75%、Zn で 59-71%、Cr で 74-80%、Mn で 61-72%および Ni で 58-69%であった。これらの結果は、未利用の PRB 中の残留物態(F6)と比較すると、Fe で 52%、Cu で 35%、Pb で 58%、Zn で 41%、Cr で 62%、Mn で 43%および Ni で 48%となっており、残留物態(F6)に占める割合が PRB 層で増加していることが分かった。

これらの抽出含有量を Blank と比較すると、Wasdte A では Blank より多かったが、Waste B では TC3 の中間覆土を除いて Blank より少なかった。抽出量の差が明らかでないため、土壌成分と塩類を除いた
重金属類(Mn, Cu, Zn, Cr, Ni, Pb)を図3.3.5-3に示した。両廃棄物ともPRB層を持つTC1とTC3でBlankより多くの量が捕捉されていた。

図 3.3.5−2 覆土中の全画分の土壌・塩類成分抽出量(Fe, Al, Si, Ca, Mg)

図 3.3.5−3 覆土中の重金属類の全画分抽出量(Mn, Cu, Zn, Cr, Ni, Pb)

さらに、各実験区の中間覆土と底部覆土から Blank の画分量を減じて、合算した重金属類のみの画分量を図 3.3.5-4 に示した。Mn・Cu・Zn・Cr・Ni・Pb などの重金属類は、明らかに PRB 層をもつ TC1 と TC3 で多くの重金属類を捕捉していることが判明した。

図 3.3.5-4 重金属類の抽出画分量

## b)形態別抽出量

ここでは、Waste A および Waste B の実験区の各画分の抽出量について詳述する。ただし、各実験区の Blank 減じた値で論じる。

## ① Fraction 1（水可溶性）

水可溶性態は直ぐに溶出しやすい成分で、土壌成分(Al, Si, Fe)と塩類(Ca, Mg)の抽出量を図3.3.5-5に示した。また、重金属類の抽出量を図3.3.5-6に示した。Waste AおよびBにおいて、Slag層に比べて
PRB 層で Si・Al・Fe が溶出しやすかった。また、重金属類では、PRB 層(TC1, TC3)で Mn・Ni・Pb が溶出しやすかった。

図 3.3.5-5 F1 画分の土壌・塩類成分抽出量

図 3.3.5-6 F1 画分の重金属類の抽出量

## ② Fraction 2（イオン交換態）

イオン交換態画分は土壌やSlag表面あるいは微細孔隙内の吸着基によるもので、各実験区の土壌成分と塩類の抽出量を図3.3.5-7に示した。また、重金属類の抽出量を図3.3.5-8に示した。

図 3.3.5-7 F2 画分の土壌・塩類成分抽出量

図 3.3.5-8 F2 画分の重金属類の抽出量

主な吸着成分は Ca と Mg で、また重金属類では Cu であった。Ca と Mg の吸着量は無機性廃棄物の Waste A で顕著であった。他方、重金属類では Cu が PRB 層(TC, TC3)で顕著に吸着されており、Slag 層(TC2, TC4)ではほとんど吸着されなかった。

## ③ Fraction 3（炭酸塩熊）

炭酸塩態画分の抽出量について、各実験区の土壌・塩類の抽出量を図3.3.5-9に示した。また、重金属類の抽出量を図3.3.5-10に示した。ある種の金属類は炭酸塩の沈殿物として固定されている。

図 3.3.5−9 F3 画分の土壌・塩類抽出量

図 3.3.5-10 F3 画分の重金属類の抽出量

Waste A では、PRB 層および Slag 層ともに Ca・Si・Fe が炭酸塩として固定されており、炭酸塩と