(57)【特許請求の範囲】
【請求項１】
重金属で汚染された土壌に、過マンガン酸塩溶液を接触させる汚染土壌の浄化方法であって、
該汚染土壌に注入井戸と揚水井戸とを設け、注入井戸から該溶液を注入して該溶液と土壌とを接触させた後、揚水井戸から揚水して該溶液を回収することを特徴とする汚染土壌の浄化方法。
【請求項２】
重金属で汚染された土壌に、過マンガン酸塩溶液を接触させる汚染土壌の浄化方法であって、
該汚染土壌をカラムに投入し、該カラム内で該溶液と接触させることを特徴とする汚染土壌の浄化方法。
【発明の詳細な説明】
【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は汚染土壌の浄化方法に係り、特に、重金属で汚染された土壌から重金属を効率的に溶出させて除去することにより土壌を浄化する方法に関する。
【０００２】
【従来の技術】
従来、重金属で汚染された土壌の処理方法としては次のような方法が知られている。
(1)  土壌中の重金属を水で洗浄除去する方法。
(2)  土壌中の重金属を酸で洗浄除去する方法。
(3)  キレート剤水溶液を添加して土壌中の重金属を溶出除去する方法。
(4)  加熱して気化させて除去する方法。
(5)  電気を通じ、土壌中の重金属を電極近傍に移動させて除去する方法。
【０００３】
【発明が解決しようとする課題】
しかしながら、上記(1)〜(5)の方法では、除去率が低い（特に(1)の方法）、土壌の中和等の後処理に時間と手間がかかる（特に(2)の方法）、処理費用が高い（特に(4)，(5)の方法）、難分解性の薬剤を使用するため、処理後の環境への影響が懸念される（特に(3)の方法）、煩雑な装置や操作を必要とする（特に、(4)，(5)の方法。(4)の加熱気化による方法では、気化させた重金属の除去のための複雑な装置や煩雑な操作が必要となる。）、原位置での処理が困難である（特に(1)，(2)，(3)の方法）などの問題点があった。
【０００４】
本発明は上記従来の問題点を解決し、重金属で汚染された土壌を複雑な装置や煩雑な操作を必要とすることなく、高度に浄化することができ、処理費用が低廉で原位置での処理も可能であり、しかも環境に対する影響も少ない汚染土壌の浄化方法を提供することを目的とする。
【０００５】
【課題を解決するための手段】
本発明の汚染土壌の浄化方法は、重金属で汚染された土壌に、過マンガン酸塩溶液を接触させる汚染土壌の浄化方法であって、該汚染土壌に注入井戸と揚水井戸とを設け、注入井戸から該溶液を注入して該溶液と土壌とを接触させた後、揚水井戸から揚水して該溶液を回収することを特徴とする。
【０００６】
本発明の汚染土壌の浄化方法は、重金属で汚染された土壌に、過マンガン酸塩溶液を接触させる汚染土壌の浄化方法であって、該汚染土壌をカラムに投入し、該カラム内で該溶液と接触させることを特徴とする。
【０００７】
本発明に従って、過マンガン酸塩溶液を汚染土壌に接触させることにより、土壌中の重金属を効率的に該溶液側に溶出させることができる。
【０００８】
本発明における過マンガン酸塩による重金属除去機構の詳細は明らかではないが、次のように推定できる。
【０００９】
即ち、汚染土壌中における重金属の存在形態は多様であり、陽イオン又は陰イオンとして土壌に吸着しているもの、フミン酸等の有機物と複合体を形成しているものなど、地下水のｐＨや酸化還元電位（ＯＲＰ）、共存するイオンの種類や濃度、その他の土壌の物理化学的性状などに影響され様々な存在形態をとり得る。このような様々な形態で土壌中に存在する重金属は、過マンガン酸塩と接触すると、例えば、フミン酸等の有機物との複合体の変性、酸化還元電位（ＯＲＰ）の上昇、ｐＨの変化等の条件変化により溶出してくるものと推定される。
【００１０】
本発明において用いる過マンガン酸塩は安価であり、しかも土壌中に注入した後は次第に酸化力が低減して消滅するため、環境に及ぼす影響も少ない。
【００１１】
本発明の方法は、次の（１）又は（２）の方法により、複雑な装置や煩雑な操作を必要とすることなく、容易に実施される。
（１）  汚染土壌に注入井戸と揚水井戸とを設け、注入井戸から過マンガン酸塩溶液を注入して該溶液と土壌とを接触させた後、揚水井戸から揚水して該溶液を回収する。
（２）  汚染土壌をカラムに投入し、該カラム内で過マンガン酸塩溶液と接触させる。
【００１２】
【発明の実施の形態】
以下に本発明の汚染土壌の浄化方法の実施の形態を詳細に説明する。
【００１３】
本発明において、重金属汚染土壌と接触させる過マンガン酸塩溶液としては、過マンガン酸塩を含む水溶液が用いられ、過マンガン酸塩としては、過マンガン酸カリウム（ＫＭｎＯ４）、過マンガン酸ナトリウム（ＮａＭｎＯ４）等を用いることができる。
【００１４】
この過マンガン酸塩溶液の酸化剤濃度は、重金属の溶出効率の面からは高い方が好ましいが、過度に高濃度の溶液を用いることは薬剤コスト、溶液の取り扱い作業等の面で好ましくない。この過マンガン酸塩溶液の過マンガン酸塩濃度は、用いる過マンガン酸塩の種類や土壌との接触方法によっても異なるが、一般的には０．２〜１００．０ｍｇ／Ｌ程度の濃度で用いるのが好ましい。
【００１５】
本発明において、汚染土壌と過マンガン酸塩溶液との接触方法としては、次のような方法が採用される。
（１）  土壌中の汚染された部分を特定し、この部分を矢板等の遮水壁で囲い、その内側に注入井戸と揚水井戸を掘孔する。注入井戸から過マンガン酸塩溶液を注入して、汚染土壌と過マンガン酸塩溶液とを接触させ、その後、揚水井戸から揚水して重金属が溶出した水を回収する。
（２）  掘削した汚染土壌をカラム内に入れ、このカラムに過マンガン酸塩溶液を上向流又は下向流で通液して汚染土壌と過マンガン酸塩溶液とを接触させ、カラムから流出した重金属溶出水を回収する。浄化した土壌は埋め戻す。
【００１６】
上記（１），（２）の方法で回収された重金属溶出水は、公知の水処理技術、例えば、イオン交換、電気分解、吸着、不溶化凝集沈殿等により重金属の除去処理を行う。
【００１７】
上記（１），（２）の方法において、汚染土壌と接触させる過マンガン酸塩溶液の量や接触時間等には特に制限はなく、土壌中の重金属が十分に溶出されるような条件で適宜決定される。
【００１８】
本発明において、過マンガン酸塩溶液による処理で重金属が十分に溶出される指標としては、酸化還元電位（ＯＲＰ）を用いるのが好ましい。添加時よりもＯＲＰが上昇するように過マンガン酸塩溶液の量や接触時間等の条件を設定するのが好ましい。重金属の種類、土壌の性状にもよるが、一般的には流出液のＯＲＰが３００〜１０００ｍＶ、好ましくは４００〜９００ｍＶ、特に好ましくは５００〜７００ｍＶに調整する。
【００１９】
なお、本発明においては、過マンガン酸塩溶液中への重金属の溶出効率を高めるために、過マンガン酸塩溶液と土壌との接触前、接触中或いは接触後に酸又はアルカリを添加して溶出液のｐＨを調整しても良い。この調整ｐＨは土壌中の重金属の存在形態によっても異なるが、一般的にはｐＨ３〜１３の範囲で処理対象汚泥の性状等に応じて適宜調整される。
【００２０】
また、本発明においては、過マンガン酸塩溶液による処理後、処理土壌と水とを接触させて土壌中に残存する過マンガン酸塩を除去しても良い。例えば、上記（１）の方法において、注入井戸から所定量の過マンガン酸塩溶液を注入した後、揚水井戸から揚水される水中に過マンガン酸塩が殆ど検出されなくなるまで水を注入しても良い。
【００２１】
また、上記（２）の方法においても、汚染土壌を充填したカラムに過マンガン酸塩溶液を通液した後、カラム溶出液中に過マンガン酸塩が殆ど検出されなくなるまで、水を注入しても良い。
【００２２】
なお、汚染土壌中の溶出除去対象重金属としては、総水銀（Ｔ−Ｈｇ）、ヒ素（Ａｓ）、カドミウム（Ｃｄ）、クロム（Ｃｒ（III）とＣｒ（VI））等が挙げられるが、何らこれらに限定されるものではない。
【００２３】
【実施例】
以下に実施例及び比較例を挙げて本発明をより具体的に説明する。
【００２４】
実施例１
ＣｄとＴ−Ｈｇで汚染された土壌１ｋｇを２本のガラスカラムに各々充填し、各カラムの上部から表１に示す濃度のＫＭｎＯ４水溶液を通液し、各時点での流出液中のＣｄ，Ｔ−Ｈｇ，ＫＭｎＯ４濃度とｐＨ及び酸化還元電位（ＯＲＰ）を測定して結果を表１に示した。
【００２５】
【表１】
0003721970.tif 000002
【００２６】
表１より、次のことがわかる。
【００２７】
即ち、ＫＭｎＯ４水溶液を通液させることにより、カラム流出液中にＣｄとＴ−Ｈｇが溶出する。この溶出速度はＫＭｎＯ４濃度１００ｍｇ／Ｌの場合よりもＫＭｎＯ４濃度１０００ｍｇ／Ｌの場合の方が高く、少ない通液量で溶出を終了させることができる。
【００２８】
上記処理後、両カラムの土壌をそれぞれ採取してＣｄ，Ｔ−Ｈｇ含有量を測定したところ、いずれもＣｄ＜５０ｍｇ／ｋｇ−土壌、Ｔ−Ｈｇ＜０．０５ｍｇ／ｋｇ−土壌であり、ほぼ完全に溶出除去されていることが確認された。
【００２９】
比較例１
実施例１において、ＫＭｎＯ４水溶液の代りに脱イオン水を用いたこと以外は同様にして汚染土壌の処理を行い、結果を表２に示した。
【００３０】
【表２】
0003721970.tif 000003
【００３１】
表２より明らかなように、脱イオン水を用いた場合には、流出液中に若干のＣｄ，Ｔ−Ｈｇの溶出が認められるが、その溶出量はＫＭｎＯ４水溶液を用いた実施例１の場合に比べて著しく低い。
【００３２】
また、処理後の土壌についてＣｄ，Ｔ−Ｈｇ含有量を測定したところ、Ｃｄ＝２４ｍｇ／ｋｇ−土壌、Ｔ−Ｈｇ＝０．７５ｍｇ／ｋｇ−土壌であり、表２の流出液濃度から求めた除去率はＣｄ１６％、Ｔ−Ｈｇ２７％と著しく低かった。
【００３３】
実施例２
重金属で汚染された土壌（Ｔ−Ｃｒ＝６０ｍｇ／ｋｇ−土壌，Ｔ−Ｈｇ＝２０ｍｇ／ｋｇ−土壌）を原位置で処理した。
【００３４】
まず、処理対象区域縦８ｍ、横６ｍ、深さ９ｍの回りを矢板で仕切り、中央部に注入井戸（深さ９ｍ）を設け、この注入井戸の周囲４箇所（注入井戸を中心とした半径３ｍの円周上の４等分箇所に揚水井戸（深さ１３ｍ）を設けた。
【００３５】
注入井戸から１０００ｍｇ／ＬのＫＭｎＯ４水溶液を０．３ｍ３／ｈｒの流量で５日間注入し、揚水井戸から０．０８ｍ３／ｈｒで揚水した地下水３．５ｍ３を集めて含有されるＣｒ（VI）及びＴ−Ｈｇ量を測定したところ、Ｃｒ（VI）及びＴ−Ｈｇ量はそれぞれ１０５ｇ、３６ｇであった。また、ＫＭｎＯ４は実験終了間際には揚水した地下水中に検出されるようになったが、注入量に対する割合は２％であった。なお、この揚水した地下水は活性炭分解処理によりＫＭｎＯ４を処理した。
【００３６】
ＫＭｎＯ４水溶液の注入を停止した後は、５日間水道水を同様に通水した。このとき揚水した地下水からはＣｒ（VI）、Ｔ−Ｈｇ及びＫＭｎＯ４は検出されず、土壌は浄化されたことが確認された。
【００３７】
比較例２
実施例１において、ＫＭｎＯ４水溶液の代りに水道水を注入したこと以外は同様にして処理を行ったところ、揚水した地下水のＣｒ（VI）、Ｔ−Ｈｇの平均濃度は各々０．０２２ｍｇ／Ｌ、０．００１１ｍｇ／Ｌであり、ＣｒやＨｇを効率的に溶出除去し得ないことが確認された。
【００３８】
【発明の効果】
以上詳述した通り、本発明の汚染土壌の浄化方法によれば、重金属で汚染された土壌から重金属を効率的に溶出させて除去することにより、汚染土壌を高度に浄化することができる。
【００３９】
本発明の汚染土壌の浄化方法は、処理費用も低廉で土壌中の重金属をほぼ完全に除去することができ、しかも、環境への影響も少なく、原位置での処理も可能であることから、その工業的有用性は極めて大である。