(57)【要約】【課題】本発明は、鉛、カドミウムなどの重金属に汚染された土壌からの重金属溶出防止方法に関し、土壌の不溶化効果を簡便かつ効果的に発現させる方法を提供する。【解決手段】重金属に汚染された土壌を、酸性溶液と混合してｐＨ１〜３のスラリー状態にして当該土壌中の重金属を溶出させた後、中和剤を添加してｐＨ５〜８の状態にして、溶出させた重金属を吸着させることを特徴とする、土壌からの重金属溶出防止方法である。さらに、重金属に汚染された土壌に、重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の少なくとも１種を混合し、酸性溶液を加えてｐＨ１〜３のスラリー状態にして、前記重金属に汚染された土壌中の重金属を溶出させた後、中和剤を添加してｐＨ５〜８の状態にして、溶出させた重金属を吸着させることを特徴とする、土壌からの重金属溶出防止方法である。【選択図】      なし【特許請求の範囲】
【請求項１】
重金属に汚染された土壌を酸性溶液と混合して、ｐＨ１〜３のスラリーにした後、当該スラリーに中和剤を添加してｐＨ５〜８にすることを特徴とする、土壌からの重金属溶出防止方法。
【請求項２】
重金属に汚染された土壌に、重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の少なくとも１種を混合し、酸性溶液を添加してｐＨ１〜３のスラリーにした後、当該スラリーに中和剤を添加してｐＨ５〜８にすることを特徴とする、土壌からの重金属溶出防止方法。
【請求項３】
前記重金属に汚染されていない土壌又は無機物質中の珪素とアルミニウムの含有モル比Ｓｉ／Ａｌが、１．５〜４であることを特徴とする、請求項２に記載の方法。
【請求項４】
前記重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の陽イオン交換容量が、１０ｍｅｑ／１００ｇ以上であることを特徴とする、請求項２又は３に記載の方法。
【請求項５】
前記重金属に汚染されていない土壌又は無機物質が、当該土壌又は無機物質に酸性溶液を添加してｐＨ１〜３のスラリーにした後に、当該スラリーから溶液を分離除去したものであることを特徴とする、請求項２〜４のいずれか１項に記載の方法。
【発明の詳細な説明】
【０００１】
【発明の属する技術分野】
本発明は、鉛、カドミウムなどの重金属に汚染された土壌からの、重金属の溶出を防止する方法に関する。
【０００２】
【従来の技術】
従来、土壌からの重金属溶出を防止する方法として、セメント固化など薬剤を用いて化学的に処理する方法が知られている。しかしながら、例えばセメント固化では、セメントが空気中の二酸化炭素で中性化したり、降雨等によってアルカリ性物質が流出してｐＨが低下し、重金属が再溶出する懸念があった。
【０００３】
セメント固化等による処理方法において、重金属の再溶出を防止した方法としては、重金属を溶解度の低い水酸化物にして処理する方法や、重金属汚染土壌から溶出した有害成分を吸着・固定化する処理方法などが提案されている。
【０００４】
重金属を溶解度の低い水酸化物にして処理する方法としては、例えば、特開２００１−２３３８５８号公報に、重金属で汚染された土壌のスラリーを、鉱酸を加えてｐＨ２〜４に調整し、次いで、鉄塩またはアルミニウム塩を添加して攪拌し、更にアルカリを加えてｐＨ７〜１０に調整することによって、重金属をこれら金属の水酸化物と共沈させることで不溶化する方法が開示されている（特許文献１を参照のこと）。
【０００５】
しかしながら、金属水酸化物は、溶解度のｐＨ依存性が金属の種類によって異なり、鉄やアルミニウムは比較的低いｐＨで溶解度が低下するのに対し、鉛、カドミウムなどの重金属は比較的高いｐＨで溶解度が低下するので、不溶化の効率が悪く、またｐＨ制御も難しい。さらに、共沈は、ｐＨを７〜１０に調整して行われるが、日本の土壌は自然環境に長期暴露すれば一般には酸性化するため、共沈物の長期的安定性に懸念がある。
【０００６】
重金属汚染土壌から溶出した有害成分を吸着・固定化する処理方法としては、例えば、特開２００１−２２５０５３号公報に、汚染土壌に鉱物類を使用してイオン交換を行い、併せて新結晶相の発生による土壌中の有害成分の吸着・固定化反応を進行させて水に対する不溶化を図り、土壌を改質する方法が開示されている（特許文献２を参照のこと）。ここで、鉱物としては、ゼオライト類などの陽イオン交換体を用いるとしているが、単に土壌と水と混合するのみでは、十分なイオン交換能が発現できないという問題がある。
【０００７】
汚染土壌中の重金属の存在形態は様々であり、土壌が異なれば、土壌中の重金属の含有量が同等であっても、土壌からの重金属の溶出量は異なる場合がある。そして、土壌からの重金属の溶出量が、環境基準を満足した場合であっても、重金属を含有している限り、自然環境における長期的な不溶性については懸念がある。
【０００８】
【特許文献１】
特開２００１−２３３８５８
【特許文献２】
特開２００１−２２５０５３
【０００９】
【発明が解決しようとする課題】
本発明は、上記問題点に鑑み、土壌からの重金属溶出防止方法処理後の土壌の状態が、自然環境でのｐＨ域において不安定にならず、かつ、重金属溶出が起こらない、土壌の不溶化効果を効果的かつ簡便に発現させる処理方法を提供する。
【００１０】
【課題を解決するための手段】
本発明者らは、前記課題を解決するために鋭意検討した結果、重金属に汚染された土壌を、酸性溶液と混合してｐＨ１〜３の状態にした後、中和剤を添加してｐＨ５〜８の状態にすることによって、土壌からの重金属溶出を防止できることを新たに見出した。
【００１１】
本発明者らは、酸性溶液のｐＨは、土壌が暴露される自然環境における酸性雨等の影響を考慮してｐＨ３以下とし、ｐＨ３以下で溶解を行えば溶出懸念のある重金属は抽出できることを確認した。さらに、ｐＨ１まで低下させれば、溶出懸念のある重金属は十分に抽出可能であることを確認した。
【００１２】
また、通常の土壌には、少なからず陽イオン交換によって重金属を吸着固定する能力がある（例えば、日本化学会編；化学総説４  土の化学）が、本発明者らは、土壌に前記酸処理を行った後に、中和剤を添加してｐＨ５〜８の状態にする中和処理を行うと、土壌の重金属吸着効率が向上し、かつ、重金属吸着能が安定して発現することを新たに見出した。
【００１３】
すなわち、本発明は、重金属で汚染された土壌に対して、酸性溶液で処理することにより、重金属を十分溶出させるとともに、その後の中和処理により、溶出させた重金属を土壌に安定に吸着させることにより、自然環境における土壌中の重金属の不溶化を図るものであり、その要旨は以下のとおりである。
【００１４】
（１）  重金属に汚染された土壌を酸性溶液と混合して、ｐＨ１〜３のスラリーにした後、当該スラリーに中和剤を添加してｐＨ５〜８にすることを特徴とする、土壌からの重金属溶出防止方法。
【００１５】
（２）  重金属に汚染された土壌に、重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の少なくとも１種を混合し、酸性溶液を添加してｐＨ１〜３のスラリーにした後、当該スラリーに中和剤を添加してｐＨ５〜８にすることを特徴とする、土壌からの重金属溶出防止方法。
【００１６】
（３）  前記重金属に汚染されていない土壌又は無機物質中の珪素とアルミニウムの含有モル比Ｓｉ／Ａｌが、１．５〜４であることを特徴とする、（２）に記載の土壌からの重金属溶出防止方法。
【００１７】
（４）  前記重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の陽イオン交換容量が、１０ｍｅｑ／１００ｇ以上であることを特徴とする、（２）又は（３）に記載の土壌からの重金属溶出防止方法。
【００１８】
（５）  前記重金属に汚染されていない土壌又は無機物質が、当該土壌又は無機物質に酸性溶液を添加してｐＨ１〜３のスラリーにした後に、当該スラリーから溶液を分離除去したものであることを特徴とする、（２）〜（４）のいずれかに記載の土壌からの重金属溶出防止方法。
【００１９】
【発明の実施の形態】
本発明の溶出防止方法の処理工程について、以下に説明する。
本発明の溶出防止方法は、処理対象土壌のｐＨ制御を行うため、対象となる汚染土壌を掘削し処理槽などの中で処理することが好ましい。
【００２０】
本発明法は、まず、重金属に汚染された土壌を酸性溶液と混合して、ｐＨ１以上３以下のスラリーとし、振とうや攪拌を十分行い、土壌中の重金属を強制的に溶液中に溶出させる。スラリーのｐＨは、土壌が暴露される自然環境を考慮すると、酸性雨等の影響を含め、ｐＨ３以下であれば溶出懸念のある重金属は溶出させることができる。さらに、ｐＨ１まで低下させれば、土壌中の重金属は十分に溶出させることができる。しかしながら、ｐＨ１より低下させると、土壌自身の溶解が激しくなり、中和後の土壌の化学形態や粒度構成が変化するため好ましくない。
【００２１】
本発明法に用いる酸性溶液としては、塩酸、硫酸などの無機酸が好適である。処理時間は、実際の処理を行う前に、少量の同一土壌で試験を行って処理時間を決定するが、通常は１０分〜２時間であり、好ましくは、土壌からの重金属の溶出量が一定になるまでを処理時間とする。土壌から重金属が溶出し易い場合は、処理時間は短時間で済むが、１０分未満では土壌からの重金属の溶出を十分に行うことが難しく、一方、土壌から重金属が溶出し難い場合は長時間を必要とするが、２時間処理すれば十分である。
【００２２】
土壌と酸性溶液の混合方法は、土壌と酸性溶液を入れた処理槽を回転させたり、処理槽にスクリューや攪拌羽根を挿入して攪拌させる方法により行う。土壌と酸性溶液の混合割合は、酸性溶液の体積（Ｌ）／土壌の質量（ｋｇ）（以下、体積質量比と記す）で２〜１０である。スラリー状にして十分混合するには２以上が必要であり、体積質量比が大きいほど溶出量を増加させることができる。しかしながら、後段の中和処理で発生する中和塩分が増加するのは好ましくないため、最大でも１０とする。
【００２３】
次いで、上述の酸処理後のスラリーに中和剤を添加して、ｐＨを５以上８以下の状態にして中和処理を行い、溶出させた重金属を土壌に吸着させる。本発明法では、上述のように、土壌に酸処理を行った後に中和処理を行うため、土壌の有する陽イオン交換能による重金属吸着固定能力を向上させることが可能であり、土壌の重金属の吸着効率が向上し、かつ、吸着能が安定して発現する。
【００２４】
中和処理におけるｐＨは、高いほど重金属が不溶化されるものの、低いと不十分となるため、暴露される自然環境や、後述の環境庁告示４６号に記載されている土壌からの重金属の溶出量測定方法に用いる溶媒のｐＨ領域５．８〜６．３を考慮して、ｐＨ５以上８以下とする。
【００２５】
本発明法に用いる中和剤としては、水酸化ナトリウム、酸化カルシウム、水酸化カルシウム、炭酸カルシウム、炭酸ナトリウムなどを、溶液又は固体の状態で用いることができる。中和剤の添加方法は、酸処理後のスラリーに、ｐＨを監視しながら徐々に添加して行く方法、又は、少量の同一土壌で事前に試験を行って必要量を決め、一度に添加する方法のいずれでも可能である。中和剤の添加量や処理時間は、重金属濃度や土壌の性質に依存するため、一概に決められないが、添加を止めて振とうや攪拌を続けても、ｐＨが５〜８の範囲で安定していれば中和処理を終了する。
【００２６】
また、本発明法では、重金属に汚染された土壌を酸性溶液と混合する酸処理を行う前に、処理対象となる重金属に汚染された土壌に対して、重金属に汚染されていない土壌または無機物質の少なくとも１種を混合し、その後、酸処理及び中和処理を行うことも可能である。この処理は、処理対象となる汚染土壌の陽イオン交換能が低い場合に有効であり、汚染土壌の陽イオン交換能が十分高い場合には、上述のｐＨのみを制御する処理により十分不溶化が可能である。
【００２７】
本発明法に用いる重金属に汚染されていない土壌又は無機物質は、化学成分がＳｉＯ２、Ａｌ２Ｏ３、酸化鉄を主成分とした土壌に近いものが好ましいが、特に限定されるものでない。例えば、粘土鉱物などを用いることも可能である。しかしながら、珪素とアルミニウムの含有モル比Ｓｉ／Ａｌは、１．５〜４であることがより望ましく、具体的には、例えば、カオリナイトよりモンモリナイトを多く含むものなどが望ましい。Ｓｉ／Ａｌ比は、１．５以上であれば重金属の吸着効果を得ることができ、４もあれば十分効果を発現できる。
【００２８】
本発明法に用いる重金属に汚染されていない土壌又は無機物質は、陽イオン交換容量が１０ｍｅｑ／１００ｇ以上であることが望ましい。本発明法は、土壌の陽イオン交換能による重金属吸着を利用する方法であるため、陽イオン交換容量が小さいと混合量が増え、不溶化処理後の土壌容積が増加するので、陽イオン交換容量は１０ｍｅｑ／１００ｇ以上であることが好ましい。陽イオン交換容量が１０ｍｅｑ／１００ｇ未満であると、混合物が多量に必要となり、混合コスト等を考慮するとあまり有効的ではない。
【００２９】
この重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の混合量は、中和処理後の土壌からの重金属の溶出量が、環境基準を満足するまで重金属を吸着できる量以上であればよく、重金属に汚染された土壌１００質量部に対し、５〜１００質量部であれば十分である。５質量部未満であれば、重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の混合による効果を発揮するのに不十分であり、一方、混合量は多いほど不溶化には好ましいが、１００質量部あれば十分である。
【００３０】
この重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の粒径は、小さいほうが好ましく、細粒であるほど比表面積が増大し、陽イオン交換能が向上する。しかしながら、混合後の土壌の粒度構成が細粒側に偏ることは好ましくないので、本発明では最大粒径は０．１〜２ｍｍを推奨する。
【００３１】
またさらに、本発明法では、上述の重金属に汚染されていない土壌又は無機物質として、予め酸性溶液を混合してｐＨ１以上３以下のスラリー状態にした後に、溶液を分離除去した後の土壌又は無機物質を用いることも可能である。
【００３２】
処理対象とする汚染土壌自身の陽イオン交換能が低い場合は、処理対象の汚染土壌の酸性溶液による処理は、特に汚染土壌からの重金属の溶出が主目的となり、その後段の中和処理による重金属の不溶化は、主として、配合する重金属に汚染されていない土壌又は無機物質への吸着によって成す。したがって、前記の重金属に汚染されていない土壌又は無機物質に予め酸性溶液を混合する処理は、この重金属に汚染されていない土壌又は無機物質の、重金属吸着効率を向上させれば十分である。
【００３３】
この処理では、重金属に汚染されていない土壌又は無機物質による重金属の吸着効率を向上させるのに必要な事前の酸性溶液処理と、処理対象とする汚染土壌から重金属を溶出させる酸性溶液処理とを２段階に分けて行うため、使用する酸性溶液量を減じ、さらには、中和剤量、処理溶媒量を低減することが可能となる。
【００３４】
以上の方法によって、本発明法の土壌中の重金属の不溶化は達成されるが、上述のように、処理後の土壌は体積質量比で２以上の水分と混合されており、中和塩分も含まれているため、土壌から水分の除去を行う。水分除去は、沈殿ろ過など従来の方法を用いることができる。水分除去後の土壌は、そのまま埋め戻すか、別の場所で土壌として再利用できる。
【００３５】
本発明法では、土壌からの重金属の溶出量測定については、環境庁告示４６号に記載の方法（以下、環告４６号法と記す）に準拠して実施した。
すなわち、２ｍｍのふるいを通過した土壌５０ｇを、ｐＨ５．８〜６．３の純水５００ｍＬに混合し、常温常圧下で毎分２００回×６時間連続振とうして溶出を行う。溶出液を１０〜３０分静置した後、毎分３０００回転で２０分遠心分離した上澄み液を、孔径０．４５μｍのメンブランフィルターを用いてろ過し、ろ液を検液とする。ろ液中の重金属は、ＪＩＳ  Ｋ０１０２に準拠して測定する。
【００３６】
【実施例】
重金属に汚染された土壌Ａ、Ｂを異なる２カ所から採取し、土壌環境基準に定められる重金属類のうち鉛とカドミウムについて、環告４６号法で溶出量を調査した。土壌Ａは、Ｐｂのみが溶出基準値を超過し０．１ｍｇ／Ｌであった。土壌Ｂは、ＰｂとＣｄが溶出基準値を超過し、各々１．３ｍｇ／Ｌと０．１４ｍｇ／Ｌであった。
【００３７】
土壌Ａを、実施例１、２及び比較例１、２に用い、土壌Ｂを実施例３〜７、及び比較例３、４に用いた。
【００３８】
以下の表１と表２に、それぞれ、実施例と比較例の結果を示す。
【００３９】
【表１】
2004261731.tif 000002
【表２】
2004261731.tif 000003
【００４０】
混合物のＳｉ／Ａｌ比は、化学分析に基づいた結果を表示し、混合物の陽イオン交換容量（ＣＥＣ）は、セミミクロショーレンベルガー法により測定した結果である。
【００４１】
実施例１
汚染土壌Ａを回転ドラムに装入し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理のｐＨは、ｐＨ１．５を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。塩酸溶液量は、汚染土壌に対する体積質量比約３とした。
酸処理後の土壌を、引き続き、水酸化カルシウムを添加して約３０分回転混合した。中和処理のｐＨは、ｐＨ６を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。
【００４２】
中和処理後の土壌は、適度に濾過脱水して不溶化処理を終了した後、環告４６号法で溶出量を測定した。表１に示すように、不溶化処理後のＰｂ溶出量は０．０１ｍｇ／Ｌ未満となった。
さらに、濾過脱水後の土壌は、埋め戻しを行った。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂ溶出量は０．０１ｍｇ／Ｌ未満であった。
【００４３】
実施例２
汚染土壌Ａを回転ドラムに装入し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理のｐＨは、ｐＨ２．５を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。塩酸溶液量は、実施例１と同様に、汚染土壌に対する体積質量比約３とした。
【００４４】
酸処理後の土壌は、引き続き、実施例１と同様の中和処理及び溶出量の測定を行った。表１に示すように、不溶化処理後のＰｂ溶出量は０．０１ｍｇ／Ｌ未満となった。
さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻しを行った。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂ溶出量は０．０１ｍｇ／Ｌ未満であった。
【００４５】
実施例３
汚染土壌Ｂを回転ドラムに装入し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理のｐＨは、ｐＨ１．５を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。塩酸溶液量は、実施例１と同様に、汚染土壌に対する体積質量比約３とした。酸処理後の土壌は、引き続き、実施例１と同様の中和処理および溶出量の測定を行った。
【００４６】
表１に結果を示す。実施例３は、実施例１とほぼ同じ処理条件であるが、汚染土壌のＰｂ溶出値は、実施例１で用いた土壌Ａが０．１ｍｇ／Ｌであるのに対し、実施例３で用いた土壌Ｂは１．３ｍｇ／Ｌであり、Ｐｂについては汚染溶出値が実施例１より高かったため、処理後土壌の溶出値は環境基準で許容される最大値０．０１ｍｇ／Ｌとなった。Ｃｄの溶出量は０．０１ｍｇ／Ｌ未満となった。さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻しを行った。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂ、Ｃｄ共に０．０１ｍｇ／Ｌ未満であった。
【００４７】
実施例４
汚染土壌Ｂを回転ドラムに装入し、更に黄色土を配合し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理のｐＨは、ｐＨ２．５を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。塩酸溶液量は、実施例１と同様に、汚染土壌に対する体積質量比約３とした。
【００４８】
黄色土の粒径は、最大粒径２ｍｍで汚染土壌程度であった。Ｓｉ／Ａｌ比は２であるが、陽イオン交換容量は１５ｍｅｑ／１００ｇであまり大きくなかった。黄色土の添加量は、汚染土壌質量を１００としたときの質量比で、１０質量部配合した。
酸処理後の土壌は、引き続き、実施例１と同様の中和処理および溶出量の測定を行った。
【００４９】
表１に結果を示す。実施例４は、さらに安定化して不溶化効果を得るため、汚染土壌に黄色土を配合した例であるが、処理後のＰｂ及びＣｄの溶出量は、何れも０．０１ｍｇ／Ｌ未満になった。さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻しを行った。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂ、Ｃｄ共に０．０１ｍｇ／Ｌ未満であった。
【００５０】
実施例５
汚染土壌Ｂを回転ドラムに装入し、更にベントナイトを配合し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理は、実施例４と同様の条件で行った。
ベントナイトの粒径は０．５ｍｍ以下であり、Ｓｉ／Ａｌ比は３．５、陽イオン交換容量は１００ｍｅｑ／１００ｇと大きいものを用いた。ベントナイトの添加量は、汚染土壌質量を１００としたときの質量比で、１０質量部配合した。
【００５１】
酸処理後の土壌は、引き続き、実施例１と同様の中和処理及び溶出量の測定を行った。
【００５２】
表１に結果を示す。実施例５は、さらに安定化して不溶化効果を得るため、汚染土壌にベントナイトを配合した例であるが、処理後のＰｂ及びＣｄの溶出量は、何れも０．０１ｍｇ／Ｌ未満になった。さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻しを行った。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂ、Ｃｄ共に０．０１ｍｇ／Ｌ未満であった。
【００５３】
実施例６
汚染土壌Ｂを回転ドラムに装入し、更にゼオライトを配合し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理は、実施例４と同様の条件で行った。ゼオライトの粒径は０．２ｍｍ以下、Ｓｉ／Ａｌ比は３．９と大きく、また陽イオン交換容量も３００ｍｅｑ／１００ｇと大きいものを用いた。ゼオライトの添加量は、汚染土壌質量を１００としたときの質量比で、５質量部配合した。
酸処理後の土壌は、引き続き、実施例１と同様の中和処理および溶出量の測定を行った。
【００５４】
表１に結果を示す。実施例６は、さらに安定化して不溶化効果を得るため、汚染土壌にゼオライトを配合した例であるが、処理後のＰｂ及びＣｄの溶出量は、何れも０．０１ｍｇ／Ｌ未満になった。さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻しを行った。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂ、Ｃｄ共に０．０１ｍｇ／Ｌ未満であった。
【００５５】
実施例７
汚染土壌Ｂを回転ドラムに装入し、更に事前酸処理を行った黄色土を配合し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。尚、黄色土は、実施例４で用いたものと同一の組成、最大粒径、Ｓｉ／Ａｌ比、および、陽イオン交換容量のものを用いたが、予め塩酸溶液でｐＨ２．５程度の酸処理を行った後、溶液を濾過して分離除去した残部を用いた。黄色土の添加量は、汚染土壌質量を１００としたときの質量比で、１０質量部配合した。
【００５６】
酸処理のｐＨは、ｐＨ２．５を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。塩酸溶液量は、汚染土壌に対する体積質量比約２とした。酸処理後の土壌は、引き続き、実施例４と同様の中和処理および溶出量の測定を行った。
【００５７】
表１に結果を示す。実施例７は、汚染土壌を処理する酸溶液量は、実施例４より少ないが、処理後のＰｂ及びＣｄの溶出量は、何れも０．０１ｍｇ／Ｌ未満になり環境基準を満足していた。さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻しを行った。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂ、Ｃｄ共に０．０１ｍｇ／Ｌ未満であった。
【００５８】
比較例１
汚染土壌Ａを回転ドラムに装入し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理のｐＨは、ｐＨ４を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。塩酸溶液量は、汚染土壌に対する体積質量比約３とした。酸処理後の土壌は、引き続き、実施例１と同様の中和処理および溶出量の測定を行った。
【００５９】
比較例１は、実施例１に対して、酸処理時の目安ｐＨを３より大きいｐＨ４程度として、実施例１と同様な処理を行ったものであり、表２に示すように、処理後のＰｂ溶出量は０．０５ｍｇ／Ｌとなり、重金属溶出防止が不十分であった。さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻し、自然環境に暴露しながら管理区域にした。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂの溶出量は０．０４ｍｇ／Ｌと僅かに低下していたが、環境基準は満足していなかった。
【００６０】
比較例２
汚染土壌Ａを回転ドラムに装入し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理は、実施例２と同様の条件で行った。酸処理後の土壌は、引き続き、水酸化カルシウムを添加して約３０分回転混合した。中和処理のｐＨは、ｐＨ４．５を目安とし、目安ｐＨ±０．２以内に制御した。中和処理後の土壌は、適度に濾過脱水して不溶化処理を終了した後、環告４６号法で溶出量の測定を行った。
【００６１】
比較例２は、中和処理時の目安ｐＨを５より小さいｐＨ４．５程度としたものであり、表２に示すように、処理後のＰｂ溶出量は５ｍｇ／Ｌと高くなり、酸処理で溶解したＰｂが不溶化されずに残存したものと考えられた。さらに、処理土壌は、埋め戻して自然環境に暴露しながら管理区域にした。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂの溶出量は３ｍｇ／Ｌに低下していたが、環境基準を超えていた。
【００６２】
比較例３
汚染土壌Ｂを回転ドラムに装入し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理は、比較例１と同様の条件で行った。酸処理後の土壌は、引き続き、比較例１と同様の中和処理及び溶出量の測定を行った。
【００６３】
比較例３は、酸処理時の目安ｐＨを３より大きいｐＨ４程度としたものであり、表２に示すように、処理後のＰｂ溶出量は０．１ｍｇ／Ｌ、Ｃｄ溶出量は０．０５ｍｇ／Ｌとなり、重金属溶出防止が不十分であった。さらに、処理土壌は、適度に脱水して埋め戻し、自然環境に暴露しながら管理区域にした。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂの溶出量は０．０８ｍｇ／Ｌ、Ｃｄの溶出量は０．０４ｍｇ／Ｌと僅かに低下していたが、環境基準は満足していなかった。
【００６４】
比較例４
汚染土壌Ｂを回転ドラムに装入し、塩酸溶液を注入して、約１時間回転混合を行った。酸処理は、比較例２と同様の条件で行った。酸処理後の土壌は、引き続き、比較例２と同様の中和処理及び溶出量の測定を行った。
【００６５】
比較例４は、中和処理時の目安ｐＨを５より小さいｐＨ４．５程度としたものであり、表２に示すように、処理後のＰｂ溶出量は５ｍｇ／Ｌ、Ｃｄ溶出量は１ｍｇ／Ｌで、比較例３より高くなり、酸処理で溶解したＰｂやＣｄが不溶化されずに残存したものと考えられた。さらに、処理土壌は、埋め戻して自然環境に暴露しながら管理区域にした。約１年後に、表層土をサンプリングして環告４６号法で溶出量を測定したところ、Ｐｂの溶出量は２．５ｍｇ／Ｌ、Ｃｄの溶出量は０．５ｍｇ／Ｌに低下していたが、環境基準を超えていた。
【００６６】
【発明の効果】
本発明により、重金属に汚染された土壌からの重金属溶出防止が、自然環境に暴露された状況においても長期安定的にできる。また、土壌の性質を効果的に発現させることで、簡便に重金属溶出防止ができる。