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

### 3.1 放射性セシウムを含む廃棄物を対象とした海面処分場の必要性能の検討

土田孝（広島大学）、上野一彦（五洋建設(株)）

#### 3.1.1 現地調査で採取した試料におけるセシウム溶出試験、ベントナイト吸着試験結果、および浸出水中の放射性セシウム濃度の試算

### a. 溶出試驗

各試料の性状およびセシウムの含有量試験の結果を表-3.1.1に、溶出試験の結果を表-3.1.2に示す。実験の結果、安定性セシウムでは溶媒による溶出率の差は認められないものの、放射性セシウムでは海水を用いると溶出率がやや高くなる傾向が見られた。また、海水での溶出試験水中の放射性セシウム（137Cs）濃度と安定セシウム（133Cs）濃度には y=0.0002x-0.0005 の関係が認められた（図-3.1.1）.

図-3.1.1 放射性セシウム濃度と安定セシウム濃度の関係

表-3.1.1 含有試験結果（2mm以下試料）

区分	試料名	粒度(%)	含水比	放射性セウム(Bq/kg)	安定セウム(mg/kg)
漁潤	乾燥	漁潤	乾燥
粗砂	中砂	細砂	シルト	粘土	%	134Cs	137Cs	合計	134Cs	137Cs	合計	133Cs
土壤	土壤①	0.2	5.2	18.2	45.5	30.8	110	7100	12000	19100	15000	25000	40000	2.4	5.0
土壤②	3.7	16.7	16.8	36.6	26.5	140	3300	5300	8600	8000	13000	21000	1.8	4.3
土壤③	0.3	6	19.6	43.5	30.6	95	5600	9200	14800	11000	18000	29000	2.5	4.8
土壤F	22.4	49.6	15.2	0.6	12.3	38	18000	30000	48000	25000	41000	66000	3.0	4.2
主灰	主灰T	21	30.8	18	11.6	18.7	43	490	800	1290	700	1100	1800	0.53	0.8
主灰F	34	28.4	11.5	6.8	19.3	49	920	1600	2520	1370	2400	3770	0.67	1.0
飛灰	飛灰T	0	0.9	6.3	70.2	22.6	19	6700	11000	17700	8000	13000	21000	2.0	2.4
飛灰F	0.2	3.9	13.1	51	31.9	0.3	5500	9700	15200	5500	10000	15500	1.7	1.7

表-3.1.2 溶出試験結果（2mm以下試料）

区分	試料名	放射性セシウム(Bq/L)	安定セシウム(mg/L)	放射性セシウムの溶出比	安定性セシウムの溶出比
純水	海水	純水	海水
134Cs	137Cs	合計	溶出率%	134Cs	137Cs	合計	溶出率%	濃度	溶出率%	濃度	溶出率%
土壤	土壤①	<5	<5	<10	0	13	24	37	1.9	<0.0003	0	0.0021	0	0	0
土壤②	<5	<5	<10	0	12	18	30	3.5	<0.0003	0	0.0021	0	0	0
土壤③	<5	<5	<10	0	17	32	49	3.3	<0.0003	0	0.0022	0	0	0
土壤F	<5	<5	<10	0	9	14	23	0.5	0.0006	0	0.0006	1.00	0	1.00
主灰	主灰T	6	10	16	12.4	11	16	27	20.9	0.0043	0.59	0.0072	0.60	0.59	0.60
主灰F	4	6	10	4.0	9	14	23	9.1	0.0014	0.43	0.0033	0.42	0.43	0.42
飛灰	飛灰T	640	1100	1740	98.3	660	1100	1760	99.4	0.19	0.99	0.20	0.95	0.99	0.95
飛灰F	480	790	1270	83.6	480	780	1260	82.9	0.15	1.01	0.15	1.00	1.01	1.00
溶媒	純水	<5	<5	<10	<0.0003
人工海水	<5	<5	<10	<0.0003

### b. ベントナイトによる吸着試験

ベントナイトによる安定性セシウム吸着実験の結果を表-3.1.3、図-3.1.2、図-3.1.3に示す。海水中での吸着率は純水の半分程度になること、Ca型ベントナイトの榛名の吸着率が高いことが明らかとなった。

### c. 浸出水の放射性セシウム濃度の試算

遮水層の透水係数を $ 1.0 \times 10^{-9} \, m/s $ 、層厚 $ 4 \, m $ とすると、遮水層を通過して浸出するには 127 年必要となる。今回実験に用いた土壌・主灰・飛灰を処分場に投入したことを想定し、溶出試験の結果を用いて間隙水中の 137Cs 濃度を試算し、127 年間の減衰を考えると、土壌・主灰については公共水域の水質濃度基準以下となり、飛灰のみを投入した場合には基準を超過した（表-3.1.4）。そこで、ベントナイトによる吸着を考慮し、遮水層のベントナイトとして榛名（吸着能力 $ 80 \, mg/kg $ を想定）を使用し、10m 厚の廃棄物からのセシウムセシウム供給量と 4m 厚の遮水層のセシウム吸着能力を比較した（表-3.1.5）。この結果、廃棄物層の供給能力よりも、遮水層の吸着能力が上回り浸出水には放射性セシウムが含まれない結果となった。なお、137Cs と 133Cs の濃度の変
換には前述の式 y=0.0002x-0.0005 を用い、廃棄物層の供給能力よりも吸着能力が大きい場合には表中の137Cs濃度を「0」と表記した。以上、溶出試験、吸着実験により基礎的なデータを取得し、処分場からの浸出水中の放射性セシウム濃度を試算し、公共水域の水質濃度基準以下となる可能性を確認した。

表-3.1.3 平衡濃度と吸着量の関係

名称	安定性セシウム
添加量
mg/L	純水	海水
平衡濃度
mg/L	吸着量
mg/kg	平衡濃度
mg/L	吸着量
mg/kg
榛名	0.2	0.003	21	0.092	12
2	0.022	188	1.1	80
20	0.11	1990	10	1000
ワイオミング	0.2	0.005	21	0.13	8
2	0.1	180	1.6	30
20	0.32	1970	11	900
テルゲル	0.2	0.01	20	0.13	8
2	0.28	162	1.7	20
20	1.7	1830	15	500

図-3.1.2 ベントナイトによるセシウム吸着測定例（初期濃度2mg/L）

図-3.1.3 ベントナイト別・濃度別吸着量

表-3.1.4 浸出水中の放射性セシウム濃度（遮水のみを想定）

区分	内容	单位	土壤	主灰	飛灰
土壤①	土壤②	土壤③	土壤F	主灰T	主灰F	飛灰T	飛灰F
廃棄物層	137Cs	含有量	Bq/Kg	12,000	5300	9200	30000	800	1600	11,000	9700
溶出率	%	2.0	3.4	3.5	0.5	20.0	8.8	99.4	82.9
間隙水濃度	Bq/L	540	405	725	338	360	317	24,602	18,093
半減期	年	30	30	30	30	30	30	30	30
遮水層	透水保数	cm/s	1.E-07	1.E-07	1.E-07	1.E-07	1.E-07	1.E-07	1.E-07	1.E-07
層厚	m	4	4	4	4	4	4	4	4
トラベルタイム	年	126.8	126.8	126.8	126.8	126.8	126.8	126.8	126.8
浸出水	137Cs	濃度	Bq/L	28.8	21.6	38.7	18.0	19.2	16.9	1312.9	965.5
表-3.1.5 浸出水中の放射性セシウム濃度（吸着効果を想定）

区分	内容	单位	土壤	主灰	飛灰
土壤①	土壤②	土壤③	土壤F	主灰T	主灰F	飛灰T	飛灰F
廃棄物層	層厚	m	10	10	10	10	10	10	10	10
保水量	L/m3	444.4	444.4	444.4	444.4	444.4	444.4	444.4	444.4
133Cs	間隙水濃度	mg/L	0.1	0.1	0.1	0.1	0.1	0.1	4.9	3.6
発生量	mg/m3	48	36	64	30	32	28	2,187	1,608
mg/m2	480	360	644	300	320	282	21,868	16,083
遮水層	層厚	m	4	4	4	4	4	4	4	4
ベントナイト含有量	kg/m3	100	100	100	100	100	100	100	100
133Cs吸着量
(ベントナイト)	mg/g	0.08	0.08	0.08	0.08	0.08	0.08	0.08	0.08
mg/kg	80	80	80	80	80	80	80	80
133Cs吸着量
(クレイガード層)	mg/m3	8000	8000	8000	8000	8000	8000	8000	8000
mg/m2	32,000	32,000	32,000	32,000	32,000	32,000	32,000	32,000
浸出水	137Cs	濃度	Bq/L	0	0	0	0	0	0	0	0

#### 3.1.2 放射能に汚染された廃棄物を対象とする処分場の必要性能の検討

## (1) 処分場の設定許容放射能濃度と放射性セシウム溶出濃度の設定

本研究は、現行の技術基準による海面処分場に比べ、安全性に関する性能を大幅に高めた海面処分場の開発を目標とする。環境省が8,000Bq/kg以上100,000Bq/kg以下の廃棄物を「安全が確認されるまで一時的に保管するべき」とする放射能レベルであるとしていることを考え、100,000Bq/kgの廃棄物であっても安全に管理できる性能を有することを「安全性に関する性能を大幅に高めた」海面処分場と設定することとした。ただし、このことは本研究が目指す海面処分場に放射能レベルが100,000Bq/kgの廃棄物を埋立処分するということを意味するものではない。廃棄物の処分と管理は関係する人々の合意のもとに実施されるものである。本研究が目指す高性能海面処分場が仮に実現したとしても、どの程度の放射線量までの廃棄物を処分するかは、関係する人々の合意により決定されるべきと考える。たとえば、環境省が既存の海面処分場に処分できるとしている8,000Bq/kgを下回る廃棄物のみを処分することも考えられる。この場合、「100,000Bq/kgの廃棄物であっても安全に管理できる性能」は十分に発揮されないことになるが、処分場に関わる人々が処分に合意するための安心を提供する上で大きな効果を果たすことになる。

以上の考察から、「100,000Bq/kg の廃棄物であっても安全に管理できる性能」を達成するための遮水工の性能について検討する。

廃棄物埋立後に法令に従い覆土や盛土および遮水工を施した場合、放射性セシウムが周辺に飛散することは無いので、廃棄物処分場周辺環境への放射性セシウムの漏出は、間隙水に溶出した放射性セシウムの浸透によるものである。主な災害廃棄物である土壌・主灰・飛灰の廃棄物に対して放射性セシウムの溶出試験を行った結果が、表-3.1.2に示されている。ここで溶出率は以下の式より求めている。

$$ 溶出率 (\%)=\frac{ 海水 に溶出した放射性 \ セシウム 濃度 (Bq/L)\times 海水 の体積 (L)}{ 湿潤時 における放射線 \ セシウム 濃度 (Bq/kg)\times 試料 の質量 (kg)} $$

また、溶出試験の際には海水2.5Lに対して0.25kgの試料を投入し、液固比10としている。

表-3.1.2を見ると、土壌および底質に分類できる試料においては、含有量が高いにも関わらず海水中への溶出は5%未満であり、ほとんど溶出されていないことが分かる。一方で主灰については高いもので20%程度、飛灰にいたっては80%以上の含有している放射性セシウムが溶出するという結果となった。この結果からわかる通り、廃棄物の種類により溶出率はさまざまであり、廃棄物のすべてについて溶出率を個別に求め計算することは困難である。そこで、土壌を含む不燃物(直接埋立)と主灰、飛灰の溶出率を仮定し、その廃棄物量から全体の溶出率を簡易的に算出する。

まず、廃棄物量の内訳として、石巻市における災害廃棄物の内訳 $ ^{10)} $ に着目した(表-3.1.6)。これら災害廃棄物には、リサイクル等により直接処分されない廃棄物も多い $ ^{11)} $ ため、リサイクルされる可能性が高い廃自動車・廃船舶・廃家電を除き、不燃物では直接埋立、可燃物は焼却処分がすべての廃棄物に対して行われると仮定する。
る．これら仮定のもとでは、焼却対象となる廃棄物はおよそ125万t、直接埋立が行われる廃棄物はおよそ480万tとなる。焼却処分が行われると廃棄物は全て主灰および飛灰となる(ここで溶融スラグは考慮しない)。廃棄物を焼却処分すると廃棄物量は焼却前の10%程度の質量となり $ ^{12)} $ $ ^{13)} $ 、さらにその内訳は2：8から3：7程度で主灰が多くなっている $ ^{13)} $ 。ここでは、主灰と飛灰の比率が5：5程度となると仮定した。

次に、それぞれの溶出率の設定を行う。飛灰に関しては表-3.1.2に示した通り、非常に放射性セシウムを溶出しやすい廃棄物であることが予想されるため、溶出率を100%と設定した。主灰は飛灰と比較すると溶出率は低くはあるが、土壌等と比較すると溶出しやすい廃棄物であると考えられる。よって溶出率30%と設定した。直接処分を行う廃棄物においては、土壌に関しては表-3.1.2に示した通り、3.0%程度が溶出すると考えられる。

瓦礫等の廃棄物に対して行われた溶出試験結果 $ ^{14)} $ を表-3.1.7に示す。この結果から、建物等の不燃廃棄物に関しては放射性セシウムの溶出濃度は検出限界以下しか出ていないことが分かる。しかし、

表-3.1.6 石卷市における災害廃棄物の内訳 $ ^{10)} $

種類	廃棄物量(t)
建設等総量	3,968,940
建設等可燃物	1,064,184
うちチップ化	287,330
うち焼却処分	776,854
建設等不燃物	2,904,756
廃自動車	86,679
廃船舶	13,595
廃家電	9,612
水産品	27,452
倒木	153,934
污泥	1,902,788
可燃物	1,245,570
不燃物	4,917,430
合計	6,163,000

$ ^{*} $ H24(4月)時点での推定値

廃棄物の溶出率は先にも述べた通り、その廃棄物によって大きく異なることが予想され、溶出率の高い廃棄物も瓦礫の中に存在する可能性がある。そこで土壌を含む不燃廃棄物の溶出率をもとに5.0%を不燃物の溶出率とした。以上の仮定から、廃棄物全体の溶出率はおおよそ6.4%と計算されるが、ここではより安全性を考慮するために溶出率を10%と設定することとした。

溶出率だけでは、間隙水に含まれる放射性セシウムの濃度(mg/L)は決定できず、間隙水の体積を算出する必要がある。そこで、廃棄物の単位体積重量の設定を行った。表-3.1.8は災害廃棄物種ごとの見かけ比重および重量容積変換係数を取りまとめたものである $ ^{8)} $ 。正確な廃棄物の内訳や表に示した廃棄物以外の単位体積重量は不明であるが、平均的に単位体積重量を1.5t/m³と仮定した。また、廃棄物の体積に対する間隙水の体積を表す間隙比は、0.80と仮定した。

以上の設定により、放射性セシウムが間隙水に溶出した後の、間隙水の放射能濃度は以下の通りに計算できる。

$$ \begin{aligned} 放射能濃度 = 許容放鮭濃度 (Bq/kg)\times 溶出率 (\%)\times\frac{ 廃棄物の单位体積重 (kg/m^{3})}{ 間隙比 }\\=100,000\times0.1\times\frac{1,500/1,000}{0.8}&=18,750(Bq/L)\end{aligned} $$

ただし、ここでは溶出率が液固比に係らず一定であり、溶出する放射性セシウムが瞬時に間隙水に溶出すると仮定している。このように算出した放射性セシウム濃度の間隙水に対して、浸出後の濃度が排水濃度限界である90Bq/L以下(セシウム137のみの場合)となるような性能を有する土質系遮水材料の開発を目標とする。

## (2) 遮水材料として用いる際に必要となる透水係数と吸着性能

放射性セシウムが処分場外に浸透する際に、安全なレベルまで濃度を低下させる方法は大きく分けて2つある。一つは、浸出にかかる時間(トラベルタイム)を長くし、半減期による放射性セシウムの減少を待つ方法、そしてもう一つは浸出中の放射性セシウムを遮水層に吸着させる方法である。そこで、間隙水の放射性セシウム濃度(18,750Bq/L)がそれぞれの方法により原発の排水規制である90Bq/L(セシウム137の場合)まで低下させるのに必要な条件を求めた。

まず、トラベルタイムを長くすることにより浸出水の濃度を90Bq/L以下とする場合を考える。時刻tにおける放射能濃度Cは以下の式から与えられる。

$$ C=C_{0}\Bigg(\frac{1}{2}\Bigg)^{\frac{t}{T}} $$
表-3.1.7 福島県内中通り地域の仮置き場における瓦礫の放射性セシウム溶出試験結果 $ ^{14)} $

放射性Cs含有量
(Bq/kg-wet)	JIS K0058-1有姿搅拌試験
放射性Cs溶出濃度
(Bq/L)	放射性Cs溶出率
(%)	pH	EC
(mS/m)
Cs134	Cs137	合計	含水率	Cs134	Cs137	合計	Cs134	Cs137	合計
大谷石	14400	16200	30600	6	<8.8	<9.0	<17.7	<0.6	<0.6	<0.6	7.4	1.8
セメントブロック	2990	3470	6460	3.6	<8.2	<9.8	<18.0	<2.7	<2.8	<2.8	9.5	4.7
スレート瓦	3000	3550	6550	1.2	<8.8	<7.9	<16.7	<2.9	<2.2	<2.5	8.3	5.3
木材	3480	4070	7550	9.1	<8.6	<8.4	<17.0	<2.5	<2.1	<2.2	6.7	1.7
トタン	4510	5020	9530	0	<8.3	<10.5	<18.8	<1.8	<2.1	<2.0	7.3	1.8
石膏ボード	120	136	256	18.2	<8.1	<7.8	<15.9	<67.7	<57.3	<62.1	7.2	227
瓦	597	672	1269	1.6	<8.2	<8.3	<16.5	<13.7	<12.3	<13.0	7.5	1
塩化ビニール管	6560	7290	13850	0.5	<9.4	<9.1	<18.5	<1.4	<1.2	<1.3	7.3	2.6

表-3.1.8 災害廃棄物種ごとの見かけ比重および重量容積換算係数 $ ^{15)} $

がれき	混合ごみ(木造家屋系)	木くず
代表値	既報の範囲	代表値	既報の範囲	代表値	既報の範囲
発生時	通常(乾燥)	0.59 t/m³(1.7 m³/t)	0.1-1.2 t/m³(0.83-10 m³/t)	0.2 t/m³(5.0 m³/t)	0.1-0.25 t/m³(4-10 m³/t)
水害ごみ	1.4 t/m³(0.71 m³/t)	1.0 t/m³(1.0 m³/t)	0.5 t/m³(2.0 m³/t)
仮置き時	1.2 t/m³(0.83 m³/t)	1.1-1.5 t/m³(0.67-0.91 m³/t)	0.79 t/m³(1.3 m³/t)	0.26 t/m³(3.8 m³/t)
搬出・処分時(破碎等含)	2.0 t/m³(0.5 m³/t)	1.6-2.5 t/m³(0.4-0.63 m³/t)	0.73 t/m³(1.4 m³/t)	0.6-2.5 t/m³(0.4-1.7 m³/t)	0.23 t/m³(4.3 m³/t)
備考	能登半島沖・阪神淡路での実績+埼玉県災害産薬物処理指針+関東建設産薬物協同組合+長崎大水害(最適值)	阪神淡路での調査+長崎大水害(最適值)	能登半島沖・阪神淡路での実績+建設混合産薬物性状+福井大水害(最適值)

ここで、 $ C_{0} $ は初期濃度、T は半減期である。

この関係式を用いて、放射性セシウムの濃度が90Bq/L以下となるために必要な時間を求めると、以下の式のように求まる。ここで、放射性セシウムは全て半減期の長い(30.2年)放射性セシウム137であると仮定している。

$$ t=\frac{T\cdot\ln\frac{C}{C_{0}}}{\ln\frac{1}{2}}=\frac{30.17\cdot\ln(90/18750)}{\ln(1/2)}\div233 年 $$

ここで、層厚 4.0m、動水勾配 1.0(水頭差 4.0m)と仮定する。海面処分場の場合には、内外水位差は潮汐の変化によって水頭差が生じるため、処分場内から場外に向けて 4.0m の水頭差が常にかかり続けるという状況は考えにくいが、より厳しい条件を仮定し、この水頭差を選択した。このトラベルタイムを達成するためには

$$ k=\frac{4.0}{60\cdot60\cdot24\cdot365\cdot233}\div5.44\times10^{-10}m/s $$

程度の透水係数を満たす必要がある。よって遮水材料の透水係数は $ 5.0\times10^{-10}m/s $ を目標とした。

続いて遮水材料に放射性セシウムを吸着させることにより濃度を低下させるために必要な性能を考える。

20,000Bq/L に近い濃度のものを 90Bq/L までに低下させるためには、99%以上の放射性セシウムを吸着する必要がある。しかし、遮水材料は難透水性を保持することが主要な役割であることを考え、吸着能としては必要なトラベルタイム確保を補完する機能と位置づけ、「時間経過による放射性セシウム減少を考慮しない状態において
て、吸着により遮水層通過後の濃度を1/10にする」ことを目標とした。以上、本研究で設定した仮定と根拠および必要性能を表-3.1.9にまとめて示す。

表-3.1.9 本研究での設定条件と遮水地盤材料の必要性能

・性能を設定するための条件

設定項目	設定条件	設定根拠
設定条件	処分場に埋立処分する廃棄物の放射能レベル	すべて100,000Bq/kgと仮定。	環境省のガイドラインにより、中間貯蔵施設で保管する廃棄物の放射能レベルの最大値。今回調査した範囲では平均24,800Bq/kg。
廃棄物の平均溶出率	10%	現地調査して調べた廃棄物ごとの溶出率と、それらの廃棄物の発生量比率により6.7%と算定。安全側を考慮して10%に設定
廃棄物の平均質量	1.5t/m³	調査結果の平均
廃棄物の平均間隙比	0.80	調査結果の平均
底面遮水層厚Dと埋立完了後の処分場内の処分場外に対する水頭差h	D=4.0mh=4.0m	一般の管理型処分場の実績ではD=2.0mでありこれを2倍した。管理型処分場の実績値ではh=2mであるが安全を考慮して2倍。
処分場内の間隙中の水が処分場外に浸出したときの放射能レベル	90Bq/kg(セシウム137の場合)	原子力発電所の排水基準値
埋立によって発生する余水処理の方法	余水を発生させない(あらかじめ処分場内の水位を低下)	一般の管理型処分場では余水を水処理して海に排水する。しかし、風評被害等を避ける等の理由から余水が発生しない埋立方法とした。

・底面遮水材料が満たすべき透水係数とセシウム吸着特性の性能

項目	性 能	根拠	参考
透水係数	5×10-9m/s以下(層厚4m)	処分場内の水が遮水層内を浸透して処分場外に出るまでの必要時間（トラベルタイム、吸着は考慮しない。）233年を確保。	一般の管理型廃棄物処分場の基準では 1×10-7m/sで層厚5mあるいは1×10-8m/sで層厚0.5m
セシウム吸着特性	遮水層内の吸着により遮水層浸透後に濃度を1/10以下に減少	透水係数の性能だけで浸出水の放射能レベルは満足するが、吸着により1放射能レベルで10倍以上の安全を確保する。

なお、前述したように、表では処分場に埋立処分する廃棄物の放射能レベルを100,000Bq/kgとしたが、これは処分場の性能を決定するために用いた条件であり、100,000Bq/kgまでの廃棄物・除染発生土を受け入れることを前提とするものではない。放射能レベル100,000Bq/kgとして規定した性能の処分場において受け入れる廃棄物・除染発生土の放射能レベルの上限値を100,000Bq/kgよりも低く設定してさらに安全を図ることも考えられる。
### 3.2 低透水性とセシウム吸着性能を持つ遮水地盤材料の開発

#### 3.2.1 ベントナイト混合による透水係数の変化

段階載荷圧密試験によって求めた平均圧密応力と透水係数の関係を図-3.2.1に示す。圧密初期段階である平均圧密応力 $ 2.45kN/m^{2} $ および $ 6.9kN/m^{2} $ においてはばらつきがあるが、ベントナイト混合量が増加するにつれて透水係数は明らかに低下し、 $ 5\times10^{-10}m/s $ という透水係数の目標はベントナイト混合試料では圧密圧力が 30kPa 以上になれば達成できる。また、図のように試料 T25 のように比較的少量のベントナイトを混合するだけでも、透水係数の低下は顕著に表れた。ここで、圧密段階初期における透水係数がばらついた原因としては、上面から作用する応力が小さいことから、圧密リングと試料間の摩擦や、上面から作用する応力の不均一性が顕著に表れたこと、試料が柔らかく加圧板が安定しなかったことが考えられる。

ベントナイトを混合した際の透水係数 $ k(B) $ を、徳山港粘土単体の透水係数 $ k(T) $ で除すことで、透水係数の変化率を求めた。図-3.2.2にベントナイト添加量と透水係数変化率 $ k(B)/k(T) $ の関係を示す。なお、ばらつきの大きかった平均圧密応力 $ 2.45kN/m^{2} $ と $ 6.9kN/m^{2} $ のデータは除外している。こちらを見ても、ベントナイト混合量が増えるに連れて、透水係数はより低下していく傾向が見て取れる。平均圧密応力が $ 13.9kN/m^{2} $ の場合にはベントナイトを混合しない場合と比較して、およそ 0.69 から 0.76 倍にまで透水係数が低下していた。さらに、ベントナイト混合量が増加するにつれて、高圧力状態下における透水係数の低下が顕著となり、最も低い場合で試料 T の 0.34 倍にもなることが分かる。これは、圧密応力が低い状態において、粘土粒子間に入り込めていなかった吸水膨張したモンモリロナイト粒子が、圧力が高まるにつれて粘土粒子間に押し込まれる形となり、粘土粒子間の間隙を埋める効果が高まったためであると考えられる。

図-3.2.1 平均圧密応力と透水係数の関係

図-3.2.2 透水係数変化率 k(B)/k(T) と 平均圧密応力の関係
間隙充填効果が発揮されたことを確認をするために、平均供試体高さから算出した間隙比 e と透水係数 k の関係を求めた。間隙比 e と透水係数 k の関係を図-3.2.3 に示す。なお、平均圧密応力 $ 2.45kN/m^{2} $ と $ 6.9kN/m^{2} $ のデータは除外している。透水係数が低下するのが、モンモリロナイト粒子が粘土粒子間を充填している効果のみであるならば、ベントナイト混合量が増加するにつれて間隙比 e は低下していき、同じ間隙比 e の時にはほぼ同様の透水係数 k となる、つまりは、e-logk 関係はほぼ一つの直線で表せるはずである。しかし結果をみると、試料 T25、T50 においては上述の傾向が確認できたが、全体的として、高压状態下(透水係数 k が小さい範囲)では各試料の間隙比 e はほぼ同じ、低压状態下(透水係数 k が大きい範囲)ではベントナイト添加量が多いほど間隙比が大きくなる傾向となった。また、同一間隙比 e の時にはベントナイト混合量が多いほど、透水係数の低下が顕著に表れている。この傾向は、ベントナイト混合量が増加するに従い、モンモリロナイトのもつ吸水膨潤性により、間隙を埋めるだけでなく他の粘土粒子を押し広げる形で膨張したためだと考えられる。

ここで、間隙比が大きくなるにもかかわらず透水係数が低下する理由として、自由水がモンモリロナイトに取り込まれることで、圧密係数 $ c_{v} $ が低下するためであると考えられている。圧密係数が低下することにより透水係数は低下する。圧密係数の低下傾向を確認するため、段階載荷圧密試験により求めた圧密係数と平均圧密応力の関係を図-3.2.4、体積圧縮係数と平均圧密圧力の関係を図-3.2.5に示す。体積圧縮係数は、全体としてほとんど変化していない。一方圧密係数 $ c_{v} $ は混合量が増えるにつれて減少しており、他の粒子を押し広げはじめたと考えられるT75以上の混合量でも減少していくことが確認できる。また、平均圧密応力pが高くなるにつれて圧密係数 $ c_{v} $ の低下が顕著となった。これは圧密が進むにつれ、モンモリロナイトが吸着していた自由水も排水されてしまい、モンモリロナイトの吸水力が高まったためと考えられる。

図-3.2.3 間隙比と透水係数の関係
図-3.2.4 压密係数 $ c_{v} $ と平均圧密圧力 p の関係

図-3.2.5 体積圧縮係数 $ m_{v} $ と平均圧密圧力 p の関係

以上より、ベントナイト混合量が少ない場合でも間隙の充填効果が発揮されることで透水係数は下がることを確認した。また、圧密圧力が大きい領域ほど、透水係数 k の低下は顕著であり、ベントナイト添加による遮水性の向上に寄与することが分かった。

#### 3.2.2 遮水性地盤材料のセシウム吸着性能の評価

## (1) 振とう攪拌試験による吸着性能の評価

ベントナイトは通常、セシウムの吸着特性が高い2:1型層状ケイ酸塩鉱物と呼ばれる粘土鉱物を多く含む粘土であるが、海水中の共存イオンによる吸着性の低下が考えられ（表-3.1.3）報告されており、海成粘土の吸着特性の低下を招く可能性がある。そこで、海成粘土の吸着性能およびベントナイト混合試料の吸着性能の確認を行うため、振とう攪拌試験を行った。

吸着性能の比較には分配係数を用いて行われる。分配係数は、吸着量を残留濃度で除した形(式(3.2.1))で与えられ、吸着量と残留濃度の関係図では、原点を結ぶ傾きを求めることで得ることが出来る。
$$ 分配係数 (mL/g){=}\frac{ 吸着量 (mg/kg)}{ 残留濃度 (mg/L)} $$

吸着材の吸着性能が低く、残留濃度が供与液の初期濃度にほとんど近い場合には分配係数は0付近となる．逆に、残留濃度が少なく吸着量が多くなるに従い、分配係数は大きくなる。

図-3.2.6 に振とう攪拌試験から得られた各供試体の吸着量と平衡濃度の関係を示す。また、プロット点横に表示しているラベルは、セシウムの初期濃度を示している。試験結果を見ると吸着量と平衡濃度の関係は直線関係になっていないことが分かる。また、初期濃度が増加するに従い、吸着量の増加勾配が減少している。これは、セシウムの初期濃度が比較的低い段階では未吸着のものが多いために吸着力は強いが、初期濃度が高くなるにつれ、セシウムを吸着した粘土鉱物が多くなり、吸着しきれずに平衡濃度が高くなることで供試体単位質量あたりの吸着量が低下したためだと考えられる。

図-3.2.7 に振とう攪拌試験から得られた分配係数 $ K_{d} $ とセシウム溶液初期濃度 $ C_{0} $ の関係である。この関係をみてもわかる通り、供与液初期濃度が高くなるにつれて、いずれの試料においても分配係数は減少していく傾向にある。また、試料ごとで分配係数を比較すると、10mg/L および30mg/L においては徳山港粘土単体の試料において分配係数が高くなっているが、50mg/L 以降は徳山港粘土単体の試料の分配係数は大きく低下しており、他試料の分配係数の方が大きくなっている。一方でベントナイト単体の試料では、初期濃度 100mg/L を除き、常に低い分配係数を示しており、吸着性の低い材料であるとの結果となった。しかしながら全体としてみると、分配係数は 15 から 30 程度の範囲内でとどまっている。放射性セシウムの吸着率が高い物質としてゼオライトが挙げられるが、ゼオライトの放射性セシウムに対する分配係数は 400 から 800mL/g と、本研究で求めた分配係数よりかなり高い値を示している $ ^{16} $ 。これを考慮すると、ベントナイト混合試料の分配係数は海成粘土単体の分配係数とほぼ変わらないと考えられる。また、セシウム溶液の溶媒が海水ではなく真水の場合の分配係数として 24 から 63mL/g が報告されており $ ^{16} $ 、今回の値はこれに比べて全体的に小さかった。これより、海水が含むイオンにより吸着の阻害が発生したと考えられる。

図-3.2.8 に吸着率 P とセシウムの初期濃度 $ C_{0} $ の関係を示す。吸着率 P は式(11)のように計算した。

$$ P=\frac{C_{0}-C_{eq}}{C_{0}}\times100 $$

図-3.2.8 よりこの範囲の吸着率はどの供試体も65～75%である。よって、この観点よりみると、本研究の吸着性能の目標である90%は達成できなかったといえる。しかしここでの吸着性能の検討では、セシウム溶液200mLに対して20g（乾燥重量）の試料を振とう攪拌させる方法を用いており、実際の処分場の状況を模した方法とはいえない。すなわち、試料に対してセシウム溶液の濃度が実際よりも非常に高い状況で吸着特性を調べたものである。圧密した供試体にセシウム溶液を通水させるなど、遮水材料が実際に適用された状況を模した試験を行って吸着特性を把握する必要があり、この点は圧密浸透試験によって検討する。
(a) T0

(b) T50

(c) T75

(d) T100

(e) T125

(f) T150

(g) T150

図-3.2.6 吸着量と平衡濃度の関係

図-3.2.7 分配係数と供与液初期濃度の関係
図-3.2.8 吸着率 P と初期濃度 $ C_{0} $ の関係

## (2) 圧密浸透試験によるベントナイト混合試料の吸着特性の評価

圧密通水試験ではセシウム溶液10mLが供試体を通水するまでの時間を計測しているため、透水係数を算出することができる。よって、圧密試験で得られた透水係数(3.2.1)と圧密通水試験から得られた透水係数の比較を行った。図-3.2.9に圧密試験から得られる透水係数と圧密通水試験から求まる透水係数を比較した結果を示す。後者の透水係数については、式(3.2.3)のように計算した。

$$ k=\frac{Q\overline{H}}{A\Delta h t} $$

図-3.2.9 圧密試験、圧密通水試験から得られる透水係数の比較

(*プロット点：圧密通水試験から求まった透水係数、点線：圧密試験から求まった透水係数)
ここで、Qは通水量、は平均供試体高さ、Aは供試体断面積、 $ \Delta h $ はヘッド差、tは通水時間である。図-3.2.9をみると、どの供試体についても、圧密試験および圧密通水試験から求まる透水係数は概ね一致していることが確認できた。

圧密浸透試験では、バッチ試験において用いた試料のうち、徳山粘土単体試料(T)および徳山港粘土を母材とし、 $ 1.5w_{L} $ 時の単位体積重量に対してベントナイトを $ 25\mathrm{kg}(T25) $ 、 $ 75\mathrm{kg}(T75) $ 、 $ 150\mathrm{kg}(T150) $ 混合した試料を用いた。また浸透後の溶液は、二重管式ビュレットの目盛を確認しながら、安定セシウム溶液が10mL浸透するごとに回収し、計300mL回収した。つまり、溶液濃度は回収した10mL溶液の平均を表していることになる。

ここで、それぞれの供試体は圧密により沈下が生じる。しかし、この圧密沈下量は全ての試料において一定ではないため、試料が含む間隙水の量も異なる。さらに遮水材として用いる状況と今回の実験結果との比較を行う場合にも、通水量自体で比較することには意味がなく、遮水層や試料の間隙水量に対して、どの程度の量が通水されたかが重要となる。そこで、時間変化や通水量の累積に対する濃度の変化ではなく、間隙水を入れ替えた回数(PVF=Pore Volumes of Flow)に対する濃度変化で評価を行った。PVFは以下の式で与えられる。

$$ PVF=\frac{ 積算流出量 (cm^{3})}{ 間隙水量 (cm^{3})} $$

しかし、粘土の場合には圧密による沈下が生じ、時間が経つにつれ、間隙水量が変化してしまう。よって、本試験では10mL通過ごとの平均供試体高さから平均間隙水量を求め、各段階のPVF_{i+1}を算出し、前段階のPVF_{i}を足し合わせることでPVF_{i+1}を求めた。本試験で用いたPVF_{i+1}の式を以下に示す。

$$ PVF_{i+1}=\frac{10(cm^{3})}{ 平均間隙水量 (cm^{3})}+PVF_{i} $$

次に供与液の安定セシウム濃度については、前項に示したとおり、10 および 30mg/L の濃度を用いることが妥当であると判断した。しかし、どちらの溶液を用いる場合においても、浸透後の濃度測定の精度が問題とならないように配慮する必要がある。本研究で用いた原子吸光分析機によるフレーム法並びに検量線法では、測定濃度が検量線の範囲内から外れる場合にはその測定結果の信頼性が低くなる。本研究での検量線の範囲は1.0mg/L から 5.0mg/L であり、測定時の濃度が 1.0mg/L を下回るような溶液濃度の場合、その値は参考程度にしかならないと考えられる。さらに、測定を行うために回収した浸出後の溶液の前処理を行うが、その過程において 2.0 倍に希釈がされているおり、定量下限値は 2.0mg/L となる。

その場合、定量下限値と比較して初期濃度 10mg/L であると、本研究での吸着性に関する開発目標である、溶出時濃度 1/10 以下の検討を行うことが困難となってしまう。よって本試験では 30mg/L の供与液を用いることが望ましいと考える。しかし、供与液初期濃度による浸出時の傾向が不明であったため、予備試験として、徳山港粘土単体の試料(T)に対して、10mg/L と 30mg/L の溶出の傾向を比較した(図-3.2.10(a)、図-3.2.10(b))。初期濃度 10mg/L と 30mg/L の溶出液濃度の PVF に対する変化を比較すると、双方とも PVF がある程度まで上昇するまでほぼ検出されておらず、30mg/L では PVF が 12 程度(検量線外のため参考値程度)、10mg/L は 16 程度(参考値程度)で濃度が検出され始めている。また、初期濃度が高い 30mg/L の供与液を用いた場合の方が、溶出濃度の増加勾配は大きくなっている。そこで、測定した溶出液の濃度を初期濃度で正規化することにより、両者の比較を行った。その結果、溶出液濃度の上昇し始める点は異なるが、その増加勾配がほとんど等しくなっている。そこで、初期濃度 10ppmmg/L の曲線を平行移動させ、溶出液濃度が検出され始める点を合わせてプロットした図を図-3.2.11 に示す。若干のずれが認められるものの、正規化した濃度のプロット点はほぼ重なり、増加勾配は同様になると考えられる。
図-3.2.10(a) PVF に対する安定セシウム濃度(mg/L)

図-3.2.10(b) PVF に対する初期濃度で正規化したセシウム濃度

以上の結果から、浸透時におけるセシウムの吸着特性については、次に挙げる特性を持つ可能性がある。

① 初期供与液濃度が高くなると、それに対応して浸透後濃度が検出され始めるPVFが小さくなる。

② 浸透後溶液の濃度を初期濃度で正規化することによって、PVF に対する安定セシウム濃度の増加勾配は一定となる。

ただし、ここに示した傾向は10mg/Lと30mg/Lの溶液濃度を用いた場合でしか確認しておらず、これらの供与液よりも濃度の差が大きい場合にも適用できるかについての検討は行っていない。さらに②に示した特性は、(1)において示した、供与液初期濃度の上昇に伴う分配係数低下の影響を受けている可能性も高く、一概に正しいと言える特性ではない。

しかし、10mg/L、30mg/L の二つの濃度においては適用が可能であると判断し、測定の結果がより正確となるように、また、より厳しい条件を与えることで安全側を考慮して、30mg/L 溶液を用いて試験を行った。

図-3.2.12 に各試料の PVF 経過に対する浸透後安定セシウム濃度の関係を示す。この関係より、ベントナイト混合量が増加するに従い、浸透後の濃度上昇が早く確認されることが分かる。つまり、ベントナイトを混合することにより、透水時における安定セシウム吸着性能が低下していくことが確認できた。これは、(1)に示した攪拌振とう試験(バッチ試験)の結果と同様の傾向となった。ここで、定量下限値以下の濃度においては正確な

図-3.2.11 正規化した溶出濃度の増加傾向の比較
図-3.2.12 PVF に対する透水後の安定セシウム濃度変化

濃度が定量不可能であったというだけで、濃度が0というわけではない。よって、どの程度の濃度が検出されているかは判断できず、放射性セシウムに換算した場合に、原子力発電所の排水濃度限界以上となっている可能性も十分にある。しかし、本研究で目標とした初期濃度の1/10とする遮水材料の開発という点で見ると、1/10の濃度である3mg/Lとなるのは、もっとも検出の速かったT150の場合でも、おおよそPVFで12となっている。これは、汚染水が遮水層内の間隙水を12回入れ替えたことと同義であり、透水係数 $ 1.0\times10^{-9}m/s $ 、動水勾配1.0、遮水層圧4.0mの場合において、およそ1、500年以上の時間がかかるという結果となった。この時間は、安定セシウム137の半減期を50回迎える時間と同等である。この程度の時間が経過した際には、間隙水中の放射性セシウム濃度は排水濃度限界を大きく下回っており、ほとんど0に近い値となり、吸着性に対する目標は達成できていることになる。

しかしながら、本実験で行った透水試験では、強制的に大きな水頭差および動水勾配を与えているため、言うならば移流現象しか考慮できていないことになる。放射性セシウムの浸出には、移流現象の他にも重要な現象である拡散現象を考慮する必要がある。これは、濃度勾配によって物質や溶液が分散、移動する現象であり、遮水材の吸着性能においても十分考慮すべき点である。この点においては現段階では評価出来てはおらず、今後の課題である。

#### 3.2.3 荷重調整のための製鋼スラグとベントナイトを混合した遮水地盤材料の性質

## (1) 透水係数と圧密係数

図-3.2.13 に透水係数 k と平均圧密応力 $ \bar{p} $ の関係を示す。徳山港粘土にベントナイトを添加するに従い、透水係数が低下（遮水性能が向上）していることがみてとれる。これは、ベントナイトが膨潤し、徳山港粘土の間隙を充填したためと考えられる。一方、徳山港粘土に製鋼スラグを添加した場合、透水係数が大幅に増加（遮水性能が低下）していることが確認できる。特に製鋼スラグを体積比で 93% 添加した（T0S93）場合、徳山港粘土のみの供試体（T0）に比べて 10 倍程度透水係数が大きくなるという結果となった。これは製鋼スラグ添加によって、水みちが存在する構造が形成され、透水性が向上したためだと考えられる。しかし、この点については SEM やポロシメーターを用いた微視構造から確認する必要がある。これについては第 3 章で詳しく述べる。また、徳山港粘土に製鋼スラグを添加した場合でも、ベントナイトを添加することである程度、透水係数を減ずることができることが確認された。
図-3.2.13 k - $ \bar{p} $ 曲線

図-3.2.14 $ c_{v}-\bar{p} $ 曲線

図-3.2.14 に圧密係数 $ c_{v} $ と平均圧密応力 $ \overline{p} $ の関係を示す。まず、徳山港粘土にベントナイトを添加した供試体については、ベントナイトの添加量が多いほど圧密係数が小さいことがみてとれる。これは、ベントナイトの膨噸効果により、供試体内の間隙に含まれる自由水が減少したためだと考えられる。一方、徳山港粘土に製鋼スラグを添加した供試体については、製鋼スラグの添加量が多いほど圧密係数の値が大きいことがみてとれる。これは図-3.2.13 でも確認されたように、製鋼スラグ添加により透水性が向上することで、排水速度が向上したためだと考えられる。

図-3.2.15に間隙比eと圧密応力pの関係を示す。徳山港粘土にベントナイトを50kg/m³までの添加量であれば、間隙比を減ずる効果が確認できた。しかし、ベントナイトを75kg/m³以上添加した場合は、逆に間隙比が大きくなっていることがみてとれる。これは、ベントナイトが膨潤し、ベントナイト粒子の粒径が大きくなることで、間隙が生じやすい状況になったためと考えられる。一方、製鋼スラグを添加した供試体については、製鋼スラグを添加していない供試体に比べて $ e-\log p $ 曲線の傾きが緩くなっていることがみてとれる。これは徳山港粘土に圧縮性の非常に低い製鋼スラグを添加することで、供試体の圧縮性が低下してしまったためだと考えられる。

図-3.2.16 に渦潤重量 $ \gamma_{t} $ と平均圧密応力 p の関係を示す。徳山港粘土にベントナイトを添加しても、供試体の湿潤重量に大きな変化はみられなかった。一方、徳山港粘土に製鋼スラグを添加した場合、大幅に湿潤密度が増加していることがみてとれる。これより、単位重量の大きな遮水材料という点では、製鋼スラグの添加は有効であることが確認された。

## (2) 製鋼スラグを含んだ供試体の微視構造

図-3.2.15 $ e - \log p $ 曲線

図-3.2.16 $ \gamma_{t}-\log\bar{p} $ 曲線
図-3.2.17 間隙容積頻度曲線

図-3.2.18 間隙容積分布曲線

(1)の圧密試験結果でも述べたように、徳山港粘土に製鋼スラグを添加した場合、透水係数が大幅に増加するという結果となった。そこで、この原因を究明するために製鋼スラグを含んだ供試体の微視構造の把握をポロシメーターと走査型電子顕微鏡（以後、SEM）により行った。本研究では代表として表-2に示したT0S93、T0S50、T0S25、T50S50に対し微視構造の検討を行った。

まず、1つの配合パターンに対し、段階載荷圧密試験と同様の方法で段階載荷を実施し、78.4kPaで圧密完了したものと、627.2kPaで圧密完了したものの計2つの試料を用意した。この試料を、ポロシメーター用に5×5×5mm程度、SEM用に5×5×30mm程度にワイヤーソーで切り出し、液体窒素で瞬間凍結させた。その後凍結させた試料は、真空凍結乾燥器内で氷を昇華させ、十分乾燥させた。ポロシメーターでは試料内に水銀を圧力を変化させながら注入することによって得られる注入圧力と注入量の計測結果をもとに試料の間隙分布を把握した。SEMでは、切り出した試料を5×5×5mmに整形し、アルミ製のマウントに伝導性の接着剤で固定し、試料表面に金を蒸着させて、試料表面の観察を行った。

図-3.2.17、図-3、2、18はそれぞれ78.4kPa、627.2kPaで圧密した供試体の間隙容積頻度曲線、間隙容積分布曲線である。図-3.2.17を見ると、圧密が進行するにしたがって、ピーク時の間隙直径と間隙容積が減少していることが分かる。また、図-3.2.18を見ても、圧密が進行することで曲線が左側にシフト、つまり供試体の間隙直径が小さくなっていることが分かる。これは、圧密進行に伴って、供試体の構造が密実になったためだといえる。T50S50は圧密応力78.4kPaでの間隙容積が他の供試体に比べ一番小さかった。これは、ベントナイトの間隙充填効果によるものと考えられる。しかし、圧密応力627.2kPaになっても、間隙容積分布に大きな変化はなかった。これは、初期の段階でベントナイトが徳山港粘土の間隙を充填したためだと考えられる。一方、T0S93についてもT50S50と同じ傾向がみられた。これは製鋼スラグ添加によって、圧縮性が低下し、密実になりにくかったためだと考えられる。

次に SEM で観察したそれぞれの供試体の微視構造について考察する。T0S93（図-3.2.19）については、78.4kPa での圧密完了時において、製鋼スラグ周辺に大きな間隙が発生していることが確認できる。また、627.2kPa での圧密完了時でも、若干ではあるが製鋼スラグ周辺の間隙が残っている。

次に製鋼スラグの添加量を少なくした T0S50（図-3.2.20）をみると、78.4kPa での圧密完了時に、製鋼スラグ周辺に大きな間隙が発生していた。しかし、圧密圧力 627.2kPa では製鋼スラグ周辺の間隙はほとんどみられなかった。これは、図-3.2.17、図-3.2.18において、圧密よる間隙体積の減少が比較的大きかったことと一致している。

図-3.2.21はT0S25の微視構造である。他に供試体に比べ、78.4kPaでの圧密完了時であっても、製鋼スラグ周辺の間隙が少ないことが分かる。また、627.2kPaでの圧密完了時では、構造がさらに密実になっていることが確認できる。この結果についても、図-3.2.17、図-3.2.18で得られた、間隙容積の減少量が比較的大きかったという結果と一致する。
図-3.2.19 T0S93 の SEM 画像（左：圧密応力 78.4kPa、圧密応力 627.2kPa）

図-3.2.20 T0S50 の SEM 画像（左：圧密応力 78.4kPa、圧密応力 627.2kPa）

図-3.2.21 T0S25 の SEM 画像（左：圧密応力 78.4kPa、圧密応力 627.2kPa）

図-3.2.22 T50S50 の SEM 画像（左：圧密応力 78.4kPa、圧密応力 627.2kPa）

次にベントナイトと製鋼スラグを添加した試料の微視構造について検討する。図-3.2.22はT50S50のSEM画像である。圧密圧力78.4kPaにおける画像では製鋼スラグ粒子を明瞭に見いだすことができなかったが、粘土部分をみても他の供試体と比べて構造が密実になっていることが伺われ、ベントナイトの間隙充填効果が表れている。圧密圧力627.2kPaの画像では製鋼スラグ周辺に間隙が残っていることが観察されるが、図-3.2.19、図-3.2.20に比べると、間隙は充填されている。

以上の結果より、製鋼スラグ粒子の周辺に発生していた間隙の存在が透水係数が大幅に増加した原因の1つ
として考えられる。

## (3) セシウムに対する吸着性能の検討

セシウムに対する吸着性能の検討として、圧密通水試験（カラム試験）を実施した。図-2.2.2に本研究で用いた装置の概略図を示す。使用した試験機は載荷板内部が水で満たすことが可能で密閉された構造となっており、圧密終了後、直に通水試験を実施することができる。また、通常の圧密試験では高さ20mm、直径60mmの圧密リングを使用するが、本研究では通水時間短縮のために高さ10mm、直径60mmの圧密リングを使用した。また、試験を実施した供試体は表-2に示したT0、T25、T75、T150、T50S50である。供試体の形成については、段階載荷圧密試験と同様にスラリー状態のまま圧密リングに空気が混入しないように投入した。供試体形成終了後、試験機を設置し、応力増分Δp/p=1で4.9kPaから19.6kPaまで段階載荷を行った。圧密圧力19.6kPaでの段階圧密終了後、圧密排水によって満たされた載荷板内部の水を二重円筒管により30mg/Lセシウム溶液と入れ替えた。その後、二重円筒管に空気圧19.4kPaを常に与え、図-2.2.2の矢印方向の通水経路で供試体にセシウム溶液を通水させた。供試体に計300mLのセシウム溶液が通水した時点で試験を終了した。また、供試体にセシウム溶液が10mL通水するごとに、透過液を採取し、原子吸光分析機により濃度測定を行った。圧密通水試験による吸着性能の評価については、供試体を通過し、漏出したセシウムの濃度とPVFの関係から行った。PVFとは供試体中の間隙水が何回入れ替わったかを表しており、式(3.2.6)のように計算できる。

$$ PVF=\frac{\Sigma V_{c}}{V_{v}} $$

ここで、ΣVcは累積安定セシウム溶液通水体積（cm³）、Vvは供試体の間隙体積（cm³）である。

図-3.2.23 に圧密通水試験から得られた安定セシウムの漏出濃度 $ C_{f} $ と PVF の関係を示す。図より徳山港粘土にベントナイトを添加することで、安定セシウムが漏出し始める PVF が小さくなっていることがわかる。これより、徳山港粘土にベントナイトを添加することで、吸着性能が低下したといえる。圧密通水試験の試験時間は段階載荷試験に比べて試験時間が最大で約7日と長い。そのため、ベントナイトの膨潤が進行し、ベントナイトの有効粒子径が大きくなり、セシウムを吸着できる表面積が減少したことが吸着性能低下の原因の1つと考えられる。また、製鋼スラグを添加した供試体については、安定セシウムが漏出し始める PVF が比較的大きかった（吸着性能が高かった）が、漏出後の濃度増加勾配が他の供試体に比べて一番大きいことが分かった。これは、SEM で確認されたように、T50S50 の場合にも、19.6kPa での圧密完了時において製鋼スラグ周辺の間隙が発生し、安定セシウム溶液が漏出しやすい構造であったためと考えられる。

図-3.2.23 $ C_{f}-PVF $ 曲線

(4)荷重調整のため製鋼スラグとベントナイトと混合した遮水地盤材料の性質のまとめ

1) 海成粘土・ベントナイト混合材料に、単位体積重量を増加させる目的で製鋼スラグを添加すると、透水係
数は大幅に増加するという結果が得られた。この結果は、砂を混合したときの渡部らの既往の研究と大きく異なっている。

2) 製鋼スラグの添加によって透水係数が増加した原因を検討するため、微視構造の観察と間隙径分布の測定を行った。その結果、製鋼スラグ粒子の周辺に大きな間隙が観察された。この間隙が透水係数増加の原因と考えられる。間隙が発生した理由として、製鋼スラグと粘土との化学反応およびそれによる固化の影響が考えられるが、今後さらに検討が必要である。

3）徳山港粘土にベントナイトを添加することにより吸着性能は低下した。これはベントナイト添加により含水比が高くなったためと考えられる。製鋼スラグを添加した場合、安定セシウムが漏出し始めるPVFは比較的大きかったが、漏出後の濃度増加率は4倍程度に増加した。

#### 3.2.4 遮水地盤材料に発生するせん断変形が透水係数に及ぼす影響の検討

図-3.2.24 に圧縮ひずみと透水係数の関係を示す。また、図-3.2.25 は圧縮ひずみを与えたことによる透水係数の増加率 X と圧縮ひずみの関係である。ここで増加率 X は次式のように定めた。

$$ X=\frac{k_{_{x}}}{k_{_{(T0)}}} $$

ここで、kxはベントナイト・製鋼スラグ配合比での透水係数（cm/s）、 $ k_{(T0)} $ は供試体T0の透水係数である。

まず、海成粘土に製鋼スラグもベントナイトも混合しないT0では圧縮ひずみが発生しても透水係数はほとんど変化しなかった。製鋼スラグのみを添加したT0S50、T0S25の配合では圧縮ひずみの増加とともに透水係数が増加する傾向がみられた。この原因としては、製鋼スラグの混合により粘土がわずかに固化したため圧縮せん断

図-3.2.24 圧縮ひずみと透水係数の関係

によるすべり面が発生したときに、すべり面の間で透水性が増加したことが考えられる。しかし、製鋼スラグとともにベントナイトを混合したT50S50、T50S25の配合をベントナイトのないT0S50、T0S25の試験結果と比較するとせん断変形により透水係数が増加する傾向は明らかに緩和されている。以上のことから、ベントナイトの添加は、変形追随性を向上させ、せん断変形による透水係数の増加を防止する効果があるといえる。

T0S50 の供試体の透水係数の上昇が最も大きく、ひずみが10%のときに初期値の12倍程度にもなった。しかし、ベントナイトを添加した T50S50 では増加は4倍程度までに抑えられている。また、T50S25 の供試体では