JP2019103987A - 土壌浄化方法 - Google Patents

土壌浄化方法 Download PDF

Info

Publication number
JP2019103987A
JP2019103987A JP2017239333A JP2017239333A JP2019103987A JP 2019103987 A JP2019103987 A JP 2019103987A JP 2017239333 A JP2017239333 A JP 2017239333A JP 2017239333 A JP2017239333 A JP 2017239333A JP 2019103987 A JP2019103987 A JP 2019103987A
Authority
JP
Japan
Prior art keywords
injection
soil
rate
purification
depth
Prior art date
Legal status (The legal status is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the status listed.)
Pending
Application number
JP2017239333A
Other languages
English (en)
Inventor
英一郎 今安
Eiichiro Imayasu
英一郎 今安
福永　和久
Kazuhisa Fukunaga
和久 福永
正信 橋本
Masanobu Hashimoto
正信 橋本
雅俊 平井
Masatoshi Hirai
雅俊 平井
浩平 秋本
Kohei Akimoto
浩平 秋本
和成 岡田
Kazunari Okada
和成 岡田
Current Assignee (The listed assignees may be inaccurate. Google has not performed a legal analysis and makes no representation or warranty as to the accuracy of the list.)
Nippon Steel Engineering Co Ltd
Japan Foundation Engineering Co Ltd
Original Assignee
Nippon Steel Engineering Co Ltd
Japan Foundation Engineering Co Ltd
Priority date (The priority date is an assumption and is not a legal conclusion. Google has not performed a legal analysis and makes no representation as to the accuracy of the date listed.)
Filing date
Publication date
Application filed by Nippon Steel Engineering Co Ltd, Japan Foundation Engineering Co Ltd filed Critical Nippon Steel Engineering Co Ltd
Priority to JP2017239333A priority Critical patent/JP2019103987A/ja
Publication of JP2019103987A publication Critical patent/JP2019103987A/ja
Pending legal-status Critical Current

Links

Landscapes

  • Micro-Organisms Or Cultivation Processes Thereof (AREA)
  • Processing Of Solid Wastes (AREA)

Abstract

【課題】汚染土壌に棲息する微生物を効率的に増殖させて、汚染土壌中の汚染物質を浄化させる。【解決手段】本発明の土壌浄化方法は、土壌に棲息する微生物を浄化液により増殖させ、増殖する前記微生物により前記土壌に含有される汚染物質を浄化する土壌浄化方法において、前記浄化液を前記土壌に注入する注入工程と、前記注入工程が実行された後、前記浄化液の注入を中断する中断工程と、を繰り返し実行し、前記注入工程は、規則的又は不規則に任意の注入速度に変化させて前記浄化液を注入することを特徴とする。【選択図】 図１

Description

本発明は、汚染された土壌に浄化液（薬液）を注入して、汚染土壌中の微生物の分解能により土壌や地下水に含まれる汚染物質を浄化する土壌浄化方法に関する。
汚染された土壌（以下、汚染土壌）を浄化する方法の１つとして、土壌中の微生物により汚染物質を分解する生物学的修復法（バイオレメディエーション）が提案されている。バイオレメディエーションは、汚染土壌中に含有する汚染物質を分解する能力を有する微生物を増殖させ、また該微生物の働きを活性化させるため、微生物の栄養成分等を含む浄化液を対象となる汚染土壌に注入し、該汚染土壌に拡散させる処理が必要となる。
一般的に、土壌に浄化液を注入する方法として、例えば所定の深度まで削孔して生成した注入井戸に浄化液を注入し、注入井戸に注入した浄化液を土壌に拡散させる井戸注入工法が挙げられる（特許文献１参照）。また、この他に、注入管の長手方向に所定間隔を空けて複数設けた注入用スリーブを土壌に建て込み、この注入用スリーブの何れかを介して浄化液を土壌に加圧注入するダブルパッカ工法が挙げられる（特許文献２参照）。
特開２００２−４５８４１号公報 特開平１０−８０６７６号公報
例えば井戸注入工法を用いて汚染土壌に浄化液を注入する場合、浄化液は透水性が高い領域に流れやすく、例えば土壌中のシルト層や粘土層には浄化液を拡散させることが難しい。また、地下水流を有する汚染土壌の場合には、拡散された浄化液は地下水とともに移動してしまい、汚染土壌の広範囲に浄化液を拡散させることが困難である。その結果、汚染土壌中の微生物を増殖させる、及び汚染土壌中の微生物の働きを活性化させることは困難となる。
また、二重管ダブルパッカ工法を用いて汚染土壌に浄化液を注入する場合、注入箇所を上方に移動させながら注入液を注入するステップアップ方式、又は注入箇所を下方に移動させながら注入液を注入するステップダウン方式が採用される。しかしながら、これら方式では、浄化液の注入に時間がかかる上に、異なる複数の層からなる土壌の場合には、層毎の土粒子間の拡散が行われにくい。また、浄化液が割裂注入されやすく、浄化液が汚染土壌全体に拡散しにくいという問題がある。この場合も、井戸注入工法と同様に、汚染土壌中の微生物を増殖させる、及び汚染土壌中の微生物の働きを活性化させることは困難となる。
本発明は、汚染土壌に棲息する微生物を効率的に増殖させて、汚染土壌中の汚染物質を浄化させることができるようにした土壌浄化方法を提供することにある。
一つの観点によれば、本発明の土壌浄化方法は、土壌に棲息する微生物を浄化液により増殖させ、増殖する前記微生物により前記土壌に含有される汚染物質を浄化する土壌浄化方法において、前記浄化液を前記土壌に注入する注入工程と、前記注入工程が実行された後、前記浄化液の注入を中断する中断工程と、を繰り返し実行し、前記注入工程は、規則的又は不規則に任意の注入速度に変化させて前記浄化液を注入することを特徴とする。
また、前記注入工程は、前記浄化液の注入速度を台形波形又は三角波形で変化させることを特徴とする。
このような場合、前記注入工程は、前記浄化液の注入速度を前記台形波形で変化させる場合、前記浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をαとしたときに、前記浄化液の注入速度が最大速度となるときの保持時間Ｔｐを、
Ｔｐ＝（ｑｐ／３ａｑ）×α
に設定することが好ましい。
さらに、前記中断工程は、前記浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をβとしたときに、前記浄化液の注入を中断する時間Ｔｉを、
Ｔｉ＝（ｑｐ／３ａｑ）×β
に設定することが好ましい。
なお、前記注入工程は、前記浄化液の注入速度が最大速度に到達するまでの前記浄化液の注入速度の時間変化率の絶対値、及び前記浄化液の注入速度が前記最大速度となる状態から前記浄化液の注入を停止するまでの前記浄化液の注入速度の時間変化率の絶対値を各々５．５６×１０−３Ｌ／秒２以下に、且つ、前記浄化液の注入速度が前記最大速度に到達するまでの前記浄化液の注入圧力の時間変化率の絶対値及び前記浄化液の注入速度が前記最大速度となる状態から前記浄化液の注入が停止されるまでの前記浄化液の注入圧力の時間変化率の絶対値を各々０．５ＭＰａ／秒以下に設定することが好ましい。
また、前記微生物は、嫌気性条件下で揮発性有機化合物を分解する細菌のうち、Dehalo科の細菌を含むことを特徴とする。
また、前記浄化液は、前記土壌に設けられた少なくとも１つ以上の井戸を用いて前記土壌に注入されることを特徴とする。
本件開示によれば、汚染土壌に棲息する微生物を効率的に増殖させて、汚染土壌中の汚染物質を浄化させることが可能となる。
本発明の土壌浄化方法を実行する施工システムの一例を示す機能ブロック図である。 井戸注入工法の工程を示す図である。 対象土壌の構成について示す図である。 井戸注入工法で静的注入される浄化液の注入流量及び圧力の時間的変化を示す図である。 （ａ）は井戸注入工法でインチング注入した場合の浄化液の注入流量の時間的変化、（ｂ）は浄化液の注入圧力の時間的変化を示す図である。 対象となる土壌に生成した井戸の位置と、試料を採取した位置を示す図である。 （ａ）浄化液の自然注入を行った際に採取された試料及び浄化液のインチング注入を行ったときに得られた試料の各々に含まれるＤＮＡの抽出結果、（ｂ）は試料の各々に含まれる試料１ｇ当たりの細菌の存在量の測定結果を示す図である。 データベース“Greengenes”を用いて試料１ｇ中に含まれる細菌の種類を解析した結果を示す図である。 データベース“silva Living Tree”を用いて試料１ｇ中に含まれる細菌の種類を解析した結果を示す図である。 （ａ）は土壌分析及び地下水分析を行う位置、（ｂ）及び（ｃ）は土壌に含まれるリチウム濃度、（ｄ）は、地下水に含まれるリチウム濃度を示す図である。 （ａ）は土壌分析及び地下水分析を行う位置、（ｂ）及び（ｃ）は土壌に含まれるリチウム濃度、（ｄ）は、地下水に含まれるリチウム濃度を示す図である。 二重管ダブルパッカ工法の工程を示す図である。 対象土壌の構成について示す図である。 二重管ダブルパッカ工法で静的注入される浄化液の注入流量及び圧力の時間的変化を示す図である。 （ａ）は土壌分析及び地下水分析を行う位置、（ｂ）及び（ｃ）は土壌及び地下水に含まれる臭素濃度を示す模式図である。 （ａ）は二重管ダブルパッカ工法でインチング注入した場合の浄化液の注入流量の時間的変化、（ｂ）は浄化液の注入圧力の時間的変化を示す図である。 （ａ）は土壌分析及び地下水分析を行う位置、（ｂ）及び（ｃ）は土壌及び地下水に含まれる臭素濃度を示す図である。
以下、本実施形態の土壌浄化方法について説明する。本実施形態の土壌浄化方法は、汚染土壌に含まれる汚染物質に対する分解能を有する微生物（細菌）の栄養成分等を含む浄化液を汚染土壌に注入して、該微生物の働きを活性することにより汚染土壌を浄化する方法である。
図１は、本実施形態の土壌浄化方法を実施する施工システムの機能ブロック図である。図１に示すように、施工システム１０は、動態管理装置１１と、動態管理装置１１とローカルエリア接続される注入管理装置１２や記録用ＰＣ１３を有する。
動態管理装置１１は、測定器１５からの測定データを記録用ＰＣ１３から受信し、受信した測定データを用いて、測定器１５から測定データに対応した注入ポンプ２１の回転数の制限、停止指示判断を行う。動態管理装置１１は、規制値と測定データを逐次比較しており、測定データが規制値を超えた場合に、注入管理装置１２に対して逓倍率を０〜９９％の間で規制する指示を行う。なお、逓倍率は注入ポンプ２１で設定変更することができる。
注入管理装置１２は、流量・圧力測定装置１６から流量圧力、瞬時流量、積算流量の計測データを取得し、流量圧力、瞬時流量、積算流量の計測データをモニタ等に表示する。注入管理装置１２は、インバータ２２を介して注入ポンプ２１に繋がっており、インバータ２２を介して注入ポンプ２１に対するＯＮ／ＯＦＦ及び周波数制御信号を送信する。また、動態管理装置１１から注入ポンプ２１の回転数の制限・停止指示信号（逓倍率）が送信されると、注入管理装置１２は、注入ポンプ２１における注入流量が設定流量に逓倍率を掛けた数値となるように、周波数制御信号を注入ポンプ２１に出力する。
記録用ＰＣ１３は、測定器１５からの測定データを取得し、薬液の注入時における応力や変位データをモニタ等に表示する。また、記録用ＰＣ１３は、測定データを記録するとともに、動態管理装置１１に測定データを送信する。
測定器１５は、薬液の注入時における応力や地盤の変位を測定する。注入ポンプ２１は、例えばグラウトミキサと流量・圧力測定装置との間に設けられ、削孔時に削孔用水を、浄化液の注入時に浄化液を注入管に向けて送り込む。
流量・圧力測定装置１６は、例えば注入ポンプ２１と注入管とを接続するホースに設けられ、送り込まれた薬液などの注入量や圧力などを測定する。
まず、井戸注入工法を用いて浄化液を注入した後の土壌中の微生物を測定する試験を行った場合について、第１実施形態と称して説明する。
＜第１実施形態＞
井戸注入工法は、以下の工程で実施される。図２（ａ）に示すように、まず、ケーシングパイプ３０とロッド３１とを用いた土壌の削孔工程が実施される。削孔工程は、図示を省略した削孔機により施工される。削孔工程の後、ケーシングパイプ３０の内部に注入管３２を挿入し、ゲル状のシール材３３をケーシングパイプ３０の内部に充填する（図２（ｂ）参照）。ゲル状のシール材３３をケーシングパイプ３０の内部に充填した後、注入井戸を形成するパイプ３５をケーシングパイプ３０の内部に挿入し、ゲル状のシール材３３が硬化するまで養生する（図２（ｃ）及び図２（ｄ）参照）。なお、パイプ３５は、パイプ３５の外周面の周方向に沿ったスリット３５ａが長手方向に複数形成されている。
土壌に建て込まれたパイプ３５に、パッカ３７を有する注入パイプ３８が挿入される（図２（ｅ）参照）。そして、パッカ３７の内部に空気が送り込まれ、パッカ３７が膨張される。この状態で、上述した注入ポンプ２１を作動させ、薬液が注入パイプ３８を介してパイプ３５の内部に注入される。
図３に示すように、対象土壌は、地上面から、表土層（図３中Ａ層）、粘土層（図３中Ｂ層）、シルト混り砂層（図３中Ｃ層）、礫混り砂層（図３中Ｄ層）、及び細粒砂岩層（図３中Ｅ層）の各層が積層された土壌である。表土層、粘土層の各深度は、０〜０．３０ｍ、０．３０〜１．９０ｍである。また、シルト混り砂層、礫混り砂層及び細粒砂岩層の深度は、１．９０〜２．７０ｍ、２．７０〜３．９０ｍ、３．９０〜４．２０ｍである。
このような対象地盤に対して、浄化液を静的注入（自然注入）及びインチング注入した後、所定深さにある土壌を試料として採取し、試料中に含まれるＤＮＡの液量や濃度を測定した。ここで、浄化液は、バイオ栄養剤の２００倍希釈液と、塩化リチウム２００ｐｐｍ希釈液との混合液である。
浄化液の注入を静的注入（自然注入）にて行う場合、対象土壌に注入する注入流量を例えば３Ｌ／ｍｉｎに設定し、注入量を１２００．０Ｌとした。図４は、浄化液の注入時の浄化液の注入流量及び注入圧力の変化を示す。注入流量を例えば３Ｌ／ｍｉｎとして浄化液を静的注入した場合、浄化液の注入圧力は、ほぼ０．０ＭＰａであった。
一方、浄化液の注入を、浄化液の注入速度を例えば台形波形で変化させるインチング注入にて行う場合、注入流量３Ｌ／ｍｉｎとなるように、浄化液の最大流量や、注入材の注入を開始してから注入流量がピーク値に到達するまでの注入流量や注入圧力の時間変化率の絶対値や、ピーク値にある注入流量が停止するまでの注入流量や注入圧力の時間変化率の絶対値を設定した。図５（ａ）は、浄化液の注入流量の時間的変化を示すグラフ、図５（ｂ）は浄化液の注入圧力の時間的変化を示すグラフである。インチング注入においては、浄化液の最大流量を６．０Ｌ／ｍｉｎ、最大圧力を０．１ＭＰａに設定した。同時に、注入材の注入を開始してから注入流量がピーク値に到達するまでの注入流量の時間変化率の絶対値や、ピーク値にある注入流量が停止するまでの注入流量の時間変化率の絶対値を５．５６×１０−３Ｌ／秒２以下に、注入材の注入を開始してから注入流量がピーク値に到達するまでの注入圧力の時間変化率の絶対値や、ピーク値にある注入流量が停止するまでの注入圧力の時間変化率の絶対値を０．５Ｍｐａ／秒以下に設定した。
また、浄化液をインチング注入する場合、浄化液の注入速度を台形波形で変化させる場合、浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をα（α＝０〜１）としたときに、浄化液の注入速度が最大速度となるときの保持時間Ｔｐを、Ｔｐ＝（ｑｐ／３ａｑ）×αに設定している。また、浄化液の注入を中断する場合、浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をβ（β＝１〜６）としたときに、浄化液の注入を中断する時間Ｔｉを、Ｔｉ＝（ｑｐ／３ａｑ）×βに設定した。
図６に示すように、対象地盤４０には、３行３列計９個の井戸が設けられる。なお、図６においては、符号Ｐ１から符号Ｐ９の位置に井戸が設けられる。これら井戸のうち、上液の静的注入は、位置Ｐ８に設けた井戸を用いて実施され、また、浄化液のインチング注入は、位置Ｐ３に設けた井戸を用いて実施された。
このような対象土壌に対して浄化液をインチング注入又は静的注入した後、所定深さにある土壌を試料として採取し、試料中に含まれるＤＮＡの液量や濃度を測定した。浄化液の静的注入の後にコアボーリングにより試料を採取する位置は、紙面上において、位置Ｐ８の右下方向に５００ｍｍ離れた位置（図６中符号Ｐ１１の位置）であり、また、試料を採取する深さ（深度）は、地上面から３．５ｍ〜３．７ｍである。浄化液のインチング注入の後にコアボーリングにより試料を採取する位置は、紙面上において、位置Ｐ３の左上方向に５００ｍｍ離れた位置（図６中符号Ｐ１２の位置）であり、また、試料を採取する深さ（深度）は、地上面から３．５ｍ〜３．７ｍである。
まず、試料からＤＮＡを抽出する処理は、環境試料ＤＮＡ抽出キット「Extrap Soil DNA Kit Plus ver.2（日鉄住金環境株式会社製）」を用いて行った。上記抽出キットを用いてＤＮＡを抽出する手順は、以下の手順である。
細胞破砕（ビーズビーティング）：ビーズビーティングは、ビーズ式組織・細胞破砕装置「FP100A（MP Biomedicals社製）」を用いて行った。詳細については省略するが、ビーズ式組織・細胞破砕装置は、特殊な破砕用ビーズを含むマイクロチューブを高速上下運動させることにより、組織や細胞を効果的に破砕する装置である。ビーズビーティングは、ビードチューブに、試料０．５ｇ、Extraction Buffer及びLysis solutionを添加し、例えば３０〜４５秒間ビーズビーティングを行った。ビーズビーティングの後、ビードチューブ内の試料を遠心分離し、上清液を採取した。
タンパク質除去：ビーズビーティングで採取した上清液に、PP solutionを添加し、遠心分離を行った後、上清液を採取する。
磁性ビーズによる精製：タンパク質除去で採取した上清液に、MBs solution（ＤＮＡ回収用磁性ビーズ）、Binding solutionを添加し、撹拌する。撹拌した後、集磁を行い、上清液を廃棄する。上清液を廃棄した後、Washing solutionを添加して再度撹拌、集磁を行い、上清液を廃棄する。
ＤＮＡ溶出：磁性ビーズによる精製後、風乾後、溶出液（TE Bufferまたは減菌ミリＱ水）を添加し、６５Ｃで５〜１０分間加温する。そして、集磁を行った後、上清液を回収する。
図７（ａ）に示すように、浄化液の自然注入後に採取される試料及び浄化液のインチング注入後に採取される試料の使用量は、０．５ｇである。上述したＤＮＡの抽出処理後のＤＮＡの液量は、浄化液の自然注入後に採取される試料及び浄化液のインチング注入後に採取される試料のそれぞれにおいて、１００μＬであった。そして、上述したＤＮＡの抽出処理後のＤＮＡ濃度は、浄化液の自然注入後に採取される試料は、０．１ｎｇ／μＬであるのに対して、浄化液のインチング注入後に採取される試料は、１．５ｎｇ／μＬと高濃度であった。
次に、真正細菌の遺伝子数をリアルタイムＰＣＲ法により定量した。リアルタイムＰＣＲ法は、ポリメラーゼ連鎖反応（ＰＣＲ）による増幅産物をリアルタイムでモニターし解析する方法である。リアルタイムＰＣＲ法は、段階希釈した既知量のＤＮＡをもとに、増幅（ＰＣＲ増幅）が指数関数的に起こる領域で一定の増幅産物量になるサイクル数（threshold cycle；Ｃｔ値）を横軸に、初発のＤＮＡ量を縦軸にプロットした検量線を作成する。その後、未知濃度のサンプルを用いて、既知量のＤＮＡと同一条件下でＣｔ値を求め、既知量のＤＮＡに対する検量線と、未知濃度のサンプルにおけるＣｔ値とから、サンプル中のＤＮＡ量を測定する。なお、リアルタイムＰＣＲでモニターする場合には、蛍光試薬を用いて実施した。また、上述した未知濃度のサンプルとして、浄化液の自然注入後に採取される試料から得られたＤＮＡと、浄化液のインチング注入後に採取される試料から得られるＤＮＡを用いた。図７（ｂ）に示すように、浄化液の自然注入後に採取される試料においては、１ｇ当たり４．２×１０７（＝４．２Ｅ＋０７）個の真正細菌の遺伝子数が検出された。一方、浄化液のインチング注入後に採取される試料においては、１ｇ当たり９．９×１０８（＝９．９Ｅ＋０８）個の真正細菌の遺伝子数が検出された。つまり、浄化液のインチング注入後に採取される試料に含まれる細菌の遺伝子数は、浄化液の静的注入後に採取される試料に含まれる細菌の遺伝子数の約２５倍となることがわかった。
最後に、嫌気条件下で汚染物質を分解する細菌について調査した。この調査においては、嫌気条件下で汚染物質であるベンゼンを分解する細菌である、Azoarcuc属の細菌、Dechloromonas属の細菌の他、ベンゼンの分解に関与するとされるPeptococcaceae科の細菌、さらには、揮発性有機化合物（VOC：Volatile Organic Compounds）を分解するDehalo科の細菌（以下、Dehalo細菌と称する）の４種類についての細菌数を調査した。以下、上述した４種類の細菌をまとめて対象細菌と称する。
対象細菌の細菌数の調査は、次世代シーケンシング解析技術を用いて行った。次世代シーケンシング解析は、Illumina、IonTorrent、Roche 454、PacBio RS、SOLiDなどのシーケンサーベンダー・ブランドによって提供される次世代シーケンサー（超並列シーケンス、新型シーケンス等とも呼ばれる）を用いて、例えばＰＣＲ増幅産物の塩基配列のシークエンス解析を行い、試料中に含有する微生物のＤＮＡの塩基配列を解読するものである。なお、近縁種の推定には、１６ＳｒＲＮＡ遺伝子の配列データベース（以下、データベース）を用いて実施した。データベースとしては複数あるが、ここでは、
“Greengenes”と呼ばれる、未分離培養菌の配列情報を含むデータベースと、“silva Living Tree”と呼ばれる、分離菌のみの配列情報を含むデータベースとを使用した。
図８に示すように、データベース“Greengenes”を用いた解析結果において、浄化液のインチング注入後に採取される試料１ｇに含まれる対象細菌の存在数は、１．７×１０６個であった。一方、浄化液の静的注入後に採取される試料１ｇに含まれる対象細菌の細菌数は、７．３×１０５個であった。つまり、浄化液のインチング注入を行った場合には、浄化液の静的注入を行った場合に比べて、対象細菌の存在数が多いことがわかった。また、試料中に含まれるDehalo細菌のいずれもが、浄化液のインチング注入後の存在数は、浄化液の静的注入後の存在数よりも多いことがわかった。
図９に示すように、データベース“silva Living Tree”を用いた解析結果において、浄化液のインチング注入後に採取される試料１ｇに含まれる対象細菌の存在数は、４．３×１０６個であった。一方、浄化液の静的注入後に採取される試料１ｇに含まれる対象細菌の細菌数は、９．０×１０５個であった。つまり、浄化液のインチング注入を行った場合には、浄化液の静的注入を行った場合に比べて、対象細菌の存在数が多いことがわかった。また、試料中に含まれるDehalo細菌のいずれもが、浄化液のインチング注入後の存在数は、浄化液の静的注入後の存在数よりも多いことがわかった。
したがって、浄化液をインチング注入では、浄化液の注入を一定時間中断する工程が必要となることから、一定時間中断する工程の際に、土壌中に棲息する微生物の増殖させる時間や、微生物を活性化させる時間を稼ぐことができると考えられる。
次に、浄化液を汚染土壌中に注入したときの拡散試験を行った。浄化液を汚染土壌中に注入したときの拡散試験について、第２実施形態と称する。
＜第２実施形態＞
まず、上述した対象土壌に対して、浄化液を静的注入した場合の土壌及び地下水の拡散試験を行った。拡散試験に用いる浄化液は、第１実施形態と同一の浄化液が用いられる。また、浄化液の静的注入の注入流量や注入圧力は、第１実施形態の静的注入時の注入流量や注入圧力と同一である。浄化液を静的注入にて注入した後、土壌及び地下水の分析を行った。図１０（ａ）に示すように、浄化液の静的注入では、図６に示した位置Ｐ５に生成された井戸を用いて実施した。また、土壌の分析を行うため、井戸の中心から０．５ｍ離れた４箇所（図１０（ａ）中、符号Ｐ２１、符号Ｐ２２、符号Ｐ２３及び符号Ｐ２４）でコアボーリングを行い、地上面から所定の深度における土壌を採取し、土壌のリチウム濃度を測定した。また、コアボーリングを行うことで形成された孔（以下、観測井戸と称する）に貯留される地下水の分析を、３０分間隔を空けて２回実施した。
まず、土壌のリチウム濃度について説明する。
図１０（ｂ）及び図１０（ｃ）に示すように、位置Ｐ２１に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満、深度２．５０ｍ（地上面から−２．５０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、深度３．２０ｍ（地上面から−３．２０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は３．７ｍｇ／Ｌ、深度３．７０ｍ（地上面から−３．７０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は１．８ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ２２に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．１０ｍ（地上面から−２．１０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度２．４０ｍ（地上面から−２．４０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は各々０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、深度３．２０ｍ（地上面から−３．２０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は１．１ｍｇ／Ｌ、深度３．９０ｍ（地上面から−３．９０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。
位置Ｐ２３に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．３０ｍ（地上面から−２．３０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度２．５０ｍ（地上面から−２．５０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は各々０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、深度３．２０ｍ（地上面から−３．２０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．８ｍｇ／Ｌ、深度３．８０ｍ（地上面から−３．８０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。
位置Ｐ２４に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度２．４０ｍ（地上面から−２．４０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は各々０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、深度３．１０ｍ（地上面から−３．１０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は２．９ｍｇ／Ｌ、深度３．８０ｍ（地上面から−３．８０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。
次に、地下水のリチウム濃度について説明する。図１０（ｄ）に示すように、位置Ｐ２１に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．５ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は３．３ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ２２に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．３ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．２ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ２３に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は４．２ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は４．６ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ２４に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．６ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．４ｍｇ／Ｌであった。
次に、浄化液をインチング注入した場合の土壌及び地下水の拡散試験を行った。拡散試験に用いる浄化液は、静的注入による拡散試験で用いた浄化液と同一である。また、浄化液のインチング注入の注入流量や注入圧力は、第１実施形態のインチング注入時の注入流量や注入圧力と同一である。
図１１（ａ）に示すように、浄化液のインチング注入では、図６に示した位置Ｐ３に生成された井戸を用いて実施した。また、土壌の分析を行うため、井戸の中心から０．５ｍ離れた４箇所（図１１（ａ）中、符号Ｐ３１、符号Ｐ３２、符号Ｐ３３及び符号Ｐ３４）でコアボーリングを行い、地上面から所定の深度における土壌を採取し、土壌のリチウム濃度を測定した。また、コアボーリングを行うことで形成された孔（以下、観測井戸と称する）に貯留される地下水の分析を、３０分間隔を空けて２回実施した。
まず、土壌のリチウム濃度について説明する。
図１１（ｂ）及び図１１（ｃ）に示すように、位置Ｐ３１に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．９０ｍ（地上面から−１．９０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度、深度２．１０ｍ（地上面から−２．１０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度２．５０ｍ（地上面から−２．５０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．５ｍｇ／Ｌであった。また、深度３．６０ｍ（地上面から−３．６０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は７．５ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ３２に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．６０ｍ（地上面から−１．６０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度１．９０ｍ（地上面から−１．９０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は各々０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、深度２．６０ｍ（地上面から−２．６０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は２．８ｍｇ／Ｌ、深度３．６０ｍ（地上面から−３．６０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は５．４ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ３３に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．８０ｍ（地上面から−１．８０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は、０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、深度３．３０ｍ（地上面から−３．３０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度３．６０ｍ（地上面から−３．６０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は、２．３ｍｇ／Ｌ未満であった。
位置Ｐ３４に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．８０ｍ（地上面から−１．８０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度及び深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、深度２．７０ｍ（地上面から−２．７０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は８．９ｍｇ／Ｌ、深度３．６０ｍ（地上面から−３．６０ｍ）の土壌に含まれるリチウム濃度は１．０ｍｇ／Ｌであった。
次に、地下水のリチウム濃度について説明する。図１１（ｄ）に示すように、位置Ｐ３１に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．５ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．９ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ３２に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は７．０ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１０．０ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ３３に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は２．６ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は３．１ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ３４に形成された観測井戸において、深度３．５０ｍ（地上面から−３．５ｍ）での地下水を採取した。１回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．５ｍｇ／Ｌ、２回目の採取における地下水に含まれるリチウム濃度は１．４ｍｇ／Ｌであった。
これら結果を考慮すると、井戸注入工法においては、インチング注入は、静的注入と、同等の拡散性を有するという結果が得られた。したがって、井戸注入工法においては、汚染土壌に設けた複数の井戸に対して浄化液を同時にインチング注入を行うことで、浄化液を注入する施工期間を短縮でき、施工コストを縮減することが可能となる。また、第２実施形態における結果と第１実施形態の結果とを考慮すると、井戸注入工法において浄化液をインチング注入することで、土壌中に棲息する微生物を広範囲に亘って増殖させることができ、土壌に含まれる汚染物質を広範囲で効果的に浄化することができる。
＜第３実施形態＞
第２実施形態では、井戸注入工法を用いて注入される浄化液の拡散試験を行った場合について説明した。しかしながら、井戸注入工法の代わりに二重管ダブルパッカ工法を用いて浄化液を注入することも可能である。以下、第３実施形態として、二重管ダブルパッカ工法を用いて注入される浄化液の拡散試験の結果について説明する。
二重管ダブルパッカ工法は、以下の工程で実施される。図１２（ａ）に示すように、まず、ケーシングパイプ５１とロッド５２とを用いた土壌の削孔工程が実施される。削孔工程は、図示を省略した削孔機により施工される。削孔工程の後、ケーシングパイプ５１の内部に注入管５３を挿入し、ゲル状のシール材５４をケーシングパイプ５１の内部に充填する（図１２（ｂ）参照）。ゲル状のシール材５４をケーシングパイプ５１の内部に充填した後、外管５５をケーシングパイプ５１の内部に挿入し、ゲル状のシール材５４が硬化するまで養生する（図１２（ｃ）及び図１２（ｄ）参照）。なお、外管５５は、所定間隔で放出孔５６が形成され、この放出孔５６がゴムスリーブ５７により遮蔽されている。なお、放出孔５６の間隔は、例えば３３ｃｍである。
土壌に建て込まれた外管５０に、パッカ５８，５９を有する注入パイプ（内管）６０を、注入パイプ６０に設けた放出孔６１が目的の深度（外管５５に設けた放出孔５６のうち、目的の放出孔５６が位置する深度）に位置するまで挿入する（図１２（ｅ）参照）。そして、パッカ５８，５９の内部に空気が送り込まれ、パッカ５８，５９が膨張する。この状態で、上述した注入ポンプ２１が作動して、薬液が目的の注入位置に注入される。
次に、浄化液の注入を行う対象となる土壌（以下、対象土壌）について説明する。図１３に示すように、対象土壌は、地上面から、粘土層（図１３中Ｆ層）、シルト混り砂層（図１３中Ｇ層）、腐植物混り砂層（図１３中Ｈ層）、礫混り砂層（図１３中Ｉ層）、及び細粒砂岩層（図１３中Ｊ層）の各層が積層された土壌である。また、粘土層、シルト混り砂層の各深度は、０〜１．４ｍ、１．４〜２．３ｍである。また、腐植物混り砂層、礫混り砂層及び細粒砂岩層の深度は、２．３〜２．５ｍ、２．５〜３．５ｍ、３．５〜３．７ｍである。
上述した対象土壌に対して、浄化液を静的注入した場合の土壌及び地下水の拡散試験を行った。拡散試験に用いる浄化液は、臭化カリウム２００ｐｐｍ希釈液である。浄化液を静的注入にて土壌に注入する注入流量を例えば３Ｌ／ｍｉｎに設定し、放出孔５６からの注入量を５００Ｌとした。図１４は、浄化液の注入時の浄化液の注入流量及び注入圧力の変化を示す。注入流量を例えば３Ｌ／ｍｉｎとして浄化液を注入した場合、浄化液の注入圧力は例えば０．６ＭＰａであった。なお、図１４中、浄化液の注入流量を点線にて示し、注入圧力を実線にて示している。
浄化液を静的注入にて注入した後、土壌及び地下水の分析を行った。図１５（ａ）に示すように、地上面に対する上面視において、地下水の分析を行う観測井戸は外管５５の中心から１ｍの位置に４箇所設けた。４箇所に設けた観測井戸において、地上面から深度１．８〜２．２ｍ、及び深度３．１〜３．５ｍに貯留される地下水を採取し、地下水の臭素濃度を測定した。また、土壌の分析を行うため、外管５５の中心から０．５ｍ、０．７５ｍ、１ｍ及び１．２５ｍの位置でコアボーリングを行い、地上面から所定の深度における土壌を採取し、土壌の臭素濃度を測定した。
なお、図１５（ａ）において、浄化液を静的注入したときに地下水の分析を行う観測井戸の位置については符号Ｐ４１、Ｐ４２、Ｐ４３及びＰ４４を付し、地下水の分析を行う位置については符号Ｐ４５、Ｐ４６、Ｐ４７及びＰ４８を付して説明する。
外管５５の中心から観測井戸の位置Ｐ４１、Ｐ４２、Ｐ４３及びＰ４４までの各距離Ｌ４１、Ｌ４２、Ｌ４３及びＬ４４は、Ｌ４１＝Ｌ４２＝Ｌ４３＝Ｌ４４＝１ｍである。また、外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ４５までの距離Ｌ４５はＬ４５＝１．２５ｍ、外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ４６までの距離Ｌ４６はＬ４６＝０．７５ｍである。外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ４７までの距離Ｌ４７はＬ４７＝１．００ｍ、外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ４８までの距離Ｌ４８はＬ４８＝０．５０ｍである。
まず、地下水の臭素濃度について説明する。
図１５（ｂ）及び図１５（ｃ）に示すように、位置Ｐ１にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は０．５０ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ１にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、０．３７ｍｇ／Ｌであった。
また、位置Ｐ４２にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は１６．０ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ４２にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、０．７２ｍｇ／Ｌであった。
また、位置Ｐ４３にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は０．０９ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ４３にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、０．１２ｍｇ／Ｌであった。
また、位置Ｐ４４にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は６．５ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ４４にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、０．１０ｍｇ／Ｌであった。
次に、土壌の臭素濃度について説明する。
図１５（ｂ）及び図１５（ｃ）に示すように、位置Ｐ４５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．６ｍ（地上面から−１．６ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は１．４ｍｇ／Ｌであった。位置Ｐ４５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．７ｍ（地上面から−１．７ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、位置Ｐ４５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．３ｍ（地上面から−３．３ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。さらに、位置Ｐ４５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５ｍ（地上面から−３．５ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。
位置Ｐ４６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．４ｍ（地上面から−２．４ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．７ｍｇ／Ｌであった。位置Ｐ４６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．５ｍ（地上面から−２．５ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は５．９ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ４６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．３ｍ（地上面から−３．３ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。さらに、位置Ｐ４６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５ｍ（地上面から−３．５ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は５．７ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ４７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．１ｍ（地上面から−２．１ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。位置Ｐ４７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．２ｍ（地上面から−２．２ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、位置Ｐ４７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．２ｍ（地上面から−３．２ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。さらに、位置Ｐ４７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５ｍ（地上面から−３．５ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。
位置Ｐ４８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．３ｍ（地上面から−２．３ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。位置Ｐ４８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．５ｍ（地上面から−２．５ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は１．１ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ４８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．３ｍ（地上面から−３．３ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。さらに、位置Ｐ４８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５ｍ（地上面から−３．５ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。
次に、上述した対象土壌に対して、浄化液をインチング注入した場合の土壌及び地下水の拡散試験を行った。拡散試験に用いる浄化液は、静的注入に用いる浄化液と同様に、臭化カリウム２００ｐｐｍ希釈液である。
浄化液をインチング注入にて土壌に注入する場合、注入流量３Ｌ／ｍｉｎとなるように、浄化液の最大流量や、注入材の注入を開始してから注入流量がピーク値に到達するまでの注入流量や注入圧力の時間変化率の絶対値や、ピーク値にある注入流量が停止するまでの注入流量や注入圧力の時間変化率の絶対値を設定した。図１６（ａ）は、注入流量の時間的変化を示すグラフ、図１６（ｂ）は、注入圧力の時間的変化を示すグラフである。図１６（ａ）に示すように、浄化液のインチング注入では、浄化液の最大流量を６．０Ｌ／ｍｉｎに設定した。同時に、注入材の注入を開始してから注入流量がピーク値に到達するまでの注入流量の時間変化率（ΔＶ１＝（Ｖｍａｘ−Ｖ０）／Ｔ１）の絶対値や、ピーク値にある注入流量が停止するまでの注入流量の時間変化率（ΔＶ２＝（Ｖ０−Ｖｍａｘ）／Ｔ２）の絶対値を５．５６×１０−３Ｌ／秒２以下に、注入材の注入を開始してから注入流量がピーク値に到達するまでの注入圧力の時間変化率（ΔＰ１＝（Ｐｍａｘ−Ｐ０）／Ｔ１）の絶対値や、ピーク値にある注入流量が停止するまでの注入圧力（ΔＰ２＝（Ｐ０−Ｐｍａｘ）／Ｔ２）の時間変化率の絶対値を０．５Ｍｐａ／秒以下に設定した。
また、浄化液を注入する場合、浄化液の注入速度を台形波形で変化させる場合、浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をα（α＝０〜１）としたときに、浄化液の注入速度が最大速度となるときの保持時間Ｔｐを、Ｔｐ＝（ｑｐ／３ａｑ）×αに設定している。また、浄化液の注入を中断する場合、浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をβ（β＝１〜６）としたときに、浄化液の注入を中断する時間Ｔｉを、Ｔｉ＝（ｑｐ／３ａｑ）×βに設定した。
浄化液をインチング注入にて注入した後、土壌及び地下水の分析を行った。図１７（ａ）に示すように、地上面に対する上面視において、地下水の分析を行う観測井戸は外管５０の中心から１ｍの位置に４箇所設けた。４箇所に設けた観測井戸において、地上面から深度１．８〜２．２ｍ、及び深度３．１〜３．５ｍに貯留される地下水を採取し、地下水の臭素濃度を測定した。また、土壌の分析を行うため、外管５０の中心から０．５ｍ、０．７５ｍ、１ｍ及び１．２５ｍの位置でコアボーリングを行い、地上面から所定の深度における土壌を採取し、土壌の臭素濃度を測定した。
なお、図１７（ａ）において、浄化液をインチング注入したときに地下水の分析を行う観測井戸の位置については符号Ｐ５１、Ｐ５２、Ｐ５３及びＰ５４を付し、地下水の分析を行う位置については符号Ｐ５５、Ｐ５６、Ｐ５７及びＰ５８を付して説明する。
外管５５の中心から観測井戸の位置Ｐ５１、Ｐ５２、Ｐ５３及びＰ５４までの各距離Ｌ５１、Ｌ５２、Ｌ５３及びＬ５４は、Ｌ５１＝Ｌ５２＝Ｌ５３＝Ｌ５４＝１ｍである。また、外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ５５までの距離Ｌ５５はＬ５５＝１．２５ｍ、外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ５６までの距離Ｌ５６はＬ５６＝０．７５ｍである。外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ５７までの距離Ｌ５７はＬ５７＝１．００ｍ、外管５５の中心から土壌の分析を行う位置Ｐ５８までの距離Ｌ５８はＬ５８＝０．５０ｍである。
まず、地下水の臭素濃度について説明する。
図１７（ｂ）及び図１７（ｃ）に示すように、位置Ｐ５１にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は０．５０ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ５１にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、３７ｍｇ／Ｌであった。
また、位置Ｐ５２にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ５２にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、７８ｍｇ／Ｌであった。
また、位置Ｐ５３にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は１３０ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ５３にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、２５ｍｇ／Ｌであった。
また、位置Ｐ５４にある観測井戸の深度１．８〜２．２ｍ（地上面から−１．８〜−２．２ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は１２０ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ５５にある観測井戸の深度３．３〜３．５ｍ（地上面から−３．３〜−３．５ｍ）において採取した地下水に含まれる臭素濃度は、３６ｍｇ／Ｌであった。
次に、土壌の臭素濃度について説明する。
図１７（ｂ）及び図１７（ｃ）に示すように、位置Ｐ５５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．８０ｍ（地上面から−１．８０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．２ｍｇ／Ｌであった。位置Ｐ５５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．５ｍｇ／Ｌ未満であった。また、位置Ｐ５５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．１０ｍ（地上面から−３．１０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は３．６ｍｇ／Ｌ未満であった。さらに、位置Ｐ５５に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５ｍ（地上面から−３．５ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は１．５ｍｇ／Ｌ未満であった。
位置Ｐ５６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．８０ｍ（地上面から−１．８０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は１．８ｍｇ／Ｌであった。位置Ｐ５６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は５．６ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ５６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．１０ｍ（地上面から−３１０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は３．２ｍｇ／Ｌであった。さらに、位置Ｐ５６に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５０ｍ（地上面から−３．５０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．７ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ５７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．８０ｍ（地上面から−１．８０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．２ｍｇ／Ｌであった。位置Ｐ５７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は０．３ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ５７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．１０（地上面から−３．１０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は７．１ｍｇ／Ｌであった。さらに、位置Ｐ５７に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５０ｍ（地上面から−３．５０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は１．７ｍｇ／Ｌであった。
位置Ｐ５８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度１．８０ｍ（地上面から−１．８０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は１．１ｍｇ／Ｌであった。位置Ｐ５８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度２．２０ｍ（地上面から−２．２０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は１．２ｍｇ／Ｌであった。また、位置Ｐ５８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．１０ｍ（地上面から−３．１０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は５ｍｇ／Ｌであった。さらに、位置Ｐ５８に対してコアボーリングを行った際に得られた深度３．５０ｍ（地上面から−３．５０ｍ）の土壌に含まれる臭素濃度は３．８ｍｇ／Ｌ未満であった。
これら結果を考慮すると、浄化液のインチング注入は、浄化液の静的注入に比べて、浄化液の拡散範囲が広いという結果が得られた。特に、土被り厚３ｍ以上の礫混り砂層においては、この結果は顕著に表れていることがわかる。したがって、工法の違いがあるが、二重管ダブルパッカ工法において、浄化液をインチング注入することで、土壌中に棲息する微生物を広範囲に亘って増殖させることができ、土壌に含まれる汚染物質を広範囲で効果的に浄化することができる。
なお、第１から第３実施形態の各実施形態において、浄化液の注入工程では、浄化液の注入速度を台形波形で変化させている。浄化液の注入速度は、台形波形で変化させる他に、三角波形で変化させてもよい。この場合、浄化液の注入速度は、上述した第１から第３実施形態と同様に、最大速度に到達するまでの浄化液の注入速度の時間変化率の絶対値、及び浄化液の注入速度が最大速度となる状態から浄化液の注入を停止するまでの浄化液の注入速度の時間変化率の絶対値を各々５．５６×１０−３Ｌ／秒２以下に、且つ、浄化液の注入速度が前記最大速度に到達するまでの浄化液の注入圧力の時間変化率の絶対値及び浄化液の注入速度が最大速度となる状態から浄化液の注入が停止されるまでの浄化液の注入圧力の時間変化率の絶対値を各々０．５ＭＰａ／秒以下に設定することが好ましい。
なお、浄化液の注入速度は、規則的又は不規則に変化させることも可能である。浄化液の注入速度を規則的に変化させる例としては、例えば注入速度が正弦波形や、長方形状で変化させることが挙げられる。また、浄化液の注入速度を不規則的に変化させる例としては、一定期間を１サイクルとしたときの１サイクルにおける注入速度において、注入速度の平均値は一定であるが、１サイクルにおける注入速度を例えば２種類以上の異なる波形を組み合わせた形状となるように変化させることが挙げられる。また、この他に、浄化液の注入速度を不規則的に変化させる例としては、１サイクル及び数サイクルにおける浄化液の注入速度の平均値を各々変化させることが挙げられる。さらに、１サイクルにおける注入速度を例えば２種類以上の異なる波形を組み合わせた形状となるように変化させ、且つ１サイクル及び数サイクルにおける平均速度を各々変化させてもよい。なお、浄化液の注入速度を規則的又は不規則に変化させる場合には、例えば、浄化液の注入量を予め設定しておき、設定した注入量となるように、浄化液の注入速度を規則的又は不規則に変化させることが前提である。
１０…施工システム、１１…動態管理装置、１２…注入管理装置、２１…注入ポンプ、２２…インバータ

Claims (7)

  1. 土壌に棲息する微生物を浄化液により増殖させ、増殖する前記微生物により前記土壌に含有される汚染物質を浄化する土壌浄化方法において、
    前記浄化液を前記土壌に注入する注入工程と、
    前記注入工程が実行された後、前記浄化液の注入を中断する中断工程と、
    を繰り返し実行し、
    前記注入工程は、規則的又は不規則に任意の注入速度に変化させて前記浄化液を注入することを特徴とする土壌浄化方法。
  2. 請求項１に記載の土壌浄化方法において、
    前記注入工程は、前記浄化液の注入速度を台形波形又は三角波形で変化させることを特徴とする土壌浄化方法。
  3. 請求項２に記載の土壌浄化方法において、
    前記注入工程は、
    前記浄化液の注入速度を前記台形波形で変化させる場合、前記浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をαとしたときに、前記浄化液の注入速度が最大速度となるときの保持時間Ｔｐを、
    Ｔｐ＝（ｑｐ／３ａｑ）×α
    に設定することを特徴とする土壌浄化方法。
  4. 請求項３に記載の土壌浄化方法において、
    前記中断工程は、
    前記浄化液の注入速度をｑｐ、注入速度の時間変化率をａｑ、係数をβとしたときに、前記浄化液の注入を中断する時間Ｔｉを、
    Ｔｉ＝（ｑｐ／３ａｑ）×β
    に設定することを特徴とする土壌浄化方法。
  5. 請求項２から請求項４のいずれか１項に記載の土壌浄化方法において、
    前記注入工程は、前記浄化液の注入速度が最大速度に到達するまでの前記浄化液の注入速度の時間変化率の絶対値、及び前記浄化液の注入速度が前記最大速度となる状態から前記浄化液の注入を停止するまでの前記浄化液の注入速度の時間変化率の絶対値を各々５．５６×１０−３Ｌ／秒２以下に、且つ、前記浄化液の注入速度が前記最大速度に到達するまでの前記浄化液の注入圧力の時間変化率の絶対値及び前記浄化液の注入速度が前記最大速度となる状態から前記浄化液の注入が停止されるまでの前記浄化液の注入圧力の時間変化率の絶対値を各々０．５ＭＰａ／秒以下に設定したことを特徴とする土壌浄化方法。
  6. 請求項１から請求項５のいずれか１項に記載の土壌浄化方法において、
    前記微生物は、嫌気性条件下で揮発性有機化合物を分解する細菌のうち、Dehalo科の細菌を含むことを特徴とする土壌浄化方法。
  7. 請求項１から請求項６のいずれか１項に記載の土壌浄化方法において、
    前記浄化液は、前記土壌に設けられた少なくとも１つ以上の井戸を用いて前記土壌に注入されることを特徴とする土壌浄化方法。
JP2017239333A 2017-12-14 2017-12-14 土壌浄化方法 Pending JP2019103987A (ja)

Priority Applications (1)

Application Number Priority Date Filing Date Title
JP2017239333A JP2019103987A (ja) 2017-12-14 2017-12-14 土壌浄化方法

Applications Claiming Priority (1)

Application Number Priority Date Filing Date Title
JP2017239333A JP2019103987A (ja) 2017-12-14 2017-12-14 土壌浄化方法

Publications (1)

Publication Number Publication Date
JP2019103987A true JP2019103987A (ja) 2019-06-27

Family

ID=67061620

Family Applications (1)

Application Number Title Priority Date Filing Date
JP2017239333A Pending JP2019103987A (ja) 2017-12-14 2017-12-14 土壌浄化方法

Country Status (1)

Country Link
JP (1) JP2019103987A (ja)

Citations (9)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JPH1080676A (ja) * 1996-09-06 1998-03-31 Canon Inc 汚染土壌の浄化方法
JP2000229279A (ja) * 1999-02-09 2000-08-22 Canon Inc 微生物の土壌内注入法
JP2001145872A (ja) * 1999-11-22 2001-05-29 Ohbayashi Corp 汚染地盤や廃棄物埋立地盤の浄化方法およびその浄化装置
JP2007301420A (ja) * 2006-01-27 2007-11-22 Shimizu Corp 汚染土壌の浄化方法
JP2008229625A (ja) * 2008-06-10 2008-10-02 Kuwahara:Kk 注入用モニタおよびこれを用いた土壌浄化方法
JP2012125665A (ja) * 2010-12-13 2012-07-05 Idemitsu Eng Co Ltd 土壌汚染浄化方法
JP2014205112A (ja) * 2013-04-12 2014-10-30 強化土株式会社 多点注入による原位置浄化工法
JP2015013231A (ja) * 2013-07-03 2015-01-22 オルガノ株式会社 汚染土壌及び汚染地下水の浄化方法、浄化促進材、及びその製造方法
JP2016204963A (ja) * 2015-04-22 2016-12-08 日本基礎技術株式会社 地盤注入方法

Patent Citations (9)

* Cited by examiner, † Cited by third party
Publication number Priority date Publication date Assignee Title
JPH1080676A (ja) * 1996-09-06 1998-03-31 Canon Inc 汚染土壌の浄化方法
JP2000229279A (ja) * 1999-02-09 2000-08-22 Canon Inc 微生物の土壌内注入法
JP2001145872A (ja) * 1999-11-22 2001-05-29 Ohbayashi Corp 汚染地盤や廃棄物埋立地盤の浄化方法およびその浄化装置
JP2007301420A (ja) * 2006-01-27 2007-11-22 Shimizu Corp 汚染土壌の浄化方法
JP2008229625A (ja) * 2008-06-10 2008-10-02 Kuwahara:Kk 注入用モニタおよびこれを用いた土壌浄化方法
JP2012125665A (ja) * 2010-12-13 2012-07-05 Idemitsu Eng Co Ltd 土壌汚染浄化方法
JP2014205112A (ja) * 2013-04-12 2014-10-30 強化土株式会社 多点注入による原位置浄化工法
JP2015013231A (ja) * 2013-07-03 2015-01-22 オルガノ株式会社 汚染土壌及び汚染地下水の浄化方法、浄化促進材、及びその製造方法
JP2016204963A (ja) * 2015-04-22 2016-12-08 日本基礎技術株式会社 地盤注入方法

Similar Documents

Publication Publication Date Title
Huang et al. Characterization of sediment bacterial communities in plain lakes with different trophic statuses
Lippincott et al. Bioaugmentation and propane biosparging for in situ biodegradation of 1, 4‐dioxane
Liu et al. Effects of soil organic matter and bacterial community shift on bioremediation of diesel-contaminated soil
Chandler et al. Monitoring microbial community structure and dynamics during in situ U (VI) bioremediation with a field-portable microarray analysis system
Czaplicki et al. Reflection on molecular approaches influencing state-of-the-art bioremediation design: culturing to microbial community fingerprinting to omics
Wu et al. In situ sodium persulfate/calcium peroxide oxidation in remediation of TPH-contaminated soil in 3D-sand box
Zhang et al. A retrospective review of microbiological methods applied in studies following the Deepwater Horizon oil spill
Yun et al. Deep mining decreases the microbial taxonomic and functional diversity of subsurface oil reservoirs
Bergsveinson et al. Spatial analysis of a hydrocarbon waste‐remediating landfarm demonstrates influence of management practices on bacterial and fungal community structure
Kim et al. Pyrosequencing-based assessment of microbial community shifts in leachate from animal carcass burial lysimeter
Dong et al. Differential structure and functional gene response to geochemistry associated with the suspended and attached shallow aquifer microbiomes from the Illinois Basin, IL
JP3831235B2 (ja) 土壌充填カラム試験システム
JP2019103987A (ja) 土壌浄化方法
JPH0839083A (ja) 原位置微生物分解領域の形成方法
Lima et al. Spatial variability of microbial communities in a fractured sedimentary rock matrix impacted by a mixed organics plume
Mujica-Alarcon et al. Long-term dynamic changes in attached and planktonic microbial communities in a contaminated aquifer
Fernández-Baca et al. Microbial communities controlling methane and nutrient cycling in leach field soils
JP2015013231A (ja) 汚染土壌及び汚染地下水の浄化方法、浄化促進材、及びその製造方法
Veerasamy et al. Exploring the bacterial genetic diversity and community structure of crude oil contaminated soils using microbiomics
Wu et al. Surge block method for controlling well clogging and sampling sediment during bioremediation
CN212375276U (zh) 一种厌氧菌采植装置及储菌器
JP2005245344A (ja) 汚染物質の自然減衰能予測方法
Das et al. Molecular tools for monitoring and validating bioremediation
Lebron et al. Guidance protocol: application of nucleic acid-based tools for monitoring monitored natural attenuation (MNA), biostimulation, and bioaugmentation at chlorinated solvent sites
Nyer The Effects of Biochemical Reactions on Investigations and Remediations

Legal Events

Date Code Title Description
A521 Request for written amendment filed

Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: A523

Effective date: 20180115

A621 Written request for application examination

Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: A621

Effective date: 20200818

A977 Report on retrieval

Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: A971007

Effective date: 20210427

A131 Notification of reasons for refusal

Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: A131

Effective date: 20210511

A521 Request for written amendment filed

Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: A523

Effective date: 20210705

A02 Decision of refusal

Free format text: JAPANESE INTERMEDIATE CODE: A02

Effective date: 20211124