第29回 地下水・土壌汚染とその防止対策に関する研究集会（2024年）（S1-02）PFOS 等による土壌･地下水汚染の浄化･対策技術に関する適用性の検討と評価○塩尻大輔 1・鈴木奨士 1・大山将 1・渡辺菜月 1・仁平義祐 1・
PFOS 等およびその前駆体を対象にした土壌･地下水汚染に係る調査･対策方法検討部会 1
1
土壌環境センター
1. はじめに
近年、ペルフルオロオクタンスルホン酸（PFOS）、ペルフルオロオクタン酸（PFOA）およびペルフルオロ
ヘキサンスルホン酸（PFHxS）等の有機フッ素化合物（PFAS）は規制が強化されつつあり、その動向が注目されている。国内でも環境省や都道府県等が実施した調査において、河川や地下水等から指針値（暫定）50 ng/Lを超過する PFOS や PFOA が確認されているが、調査や対策方法などの技術情報が整理されているとはいえない。本報では、一般社団法人土壌環境センター「PFOS 等およびその前駆体を対象にした土壌･地下水汚染に係る調査･対策方法検討部会」で検討している PFOS 等およびその前駆体の物性や土壌･地下水中での挙動、浄化･対策技術の現状を踏まえ 1), 2)、さらに国内外の浄化･対策技術情報を収集し、実用性が高いと考えられる技術を絞り込み、その適用性の検討と評価を行った。なお本報では、対策技術を調査している中で前駆体まで検討された事例がほとんどないため、前報にて PFOS 等として定義した 15 物質 2)を検討の対象とした。
2. PFOS 等による土壌･地下水汚染の浄化･対策技術の絞り込みと主要技術の評価
PFOS 等の浄化･対策技術の検討にあたり、国内および海外の情報収集を行った。国内文献調査は投稿論文（査読付論文）および直近 4 年の学会発表（日本水環境学会、環境化学討論会、地下水･土壌汚染とその防止対策に関する研究集会、廃棄物資源循環学会、土木学会、日本水道協会水道研究発表会、防衛施設学会）を調査した。
また、海外文献等調査として論文収集の他、主に米国や EU で取りまとめられている情報（ITRC3）、SERDP &ESTCP4)、US EPA 5)、EU / LIFE SOuRCE 6)等）を収集･整理した。次に収集情報を浄化･対策技術ごとに分類し、その原理や適用段階･適用事例、浄化効果、長所･短所等を確認、比較して、国内への適用可能性を評価した。
収集した情報をもとに、PFOS 等の浄化･対策技術として 15 種類を絞り込み、場外埋立、固化･安定化、吸着･分離、分解の 4 種類に大分類した。さらに吸着･分離として活性炭、イオン交換、膜ろ過･逆浸透膜、土壌洗浄、
泡沫分離、ファイトレメディエーションの 6 種類に、分解として焼却･熱処理、化学酸化、還元、超音波、バイ
オレメディエーション、超臨界、紫外線の 7 種類に分類し、表１にまとめた。15 種類の技術のうち、固化･安定化、活性炭、膜ろ過･逆浸透膜、土壌洗浄、焼却･熱処理、化学酸化の 6 種類が特に国内への適用可能性が高い主要技術であると評価した。主要技術以外の浄化効果、注意点、適用可能性評価等を表２に示す。
3. 主要技術の原理、適用段階･適用事例、効果、注意点等
3.1 固化･安定化
PFOS 等で汚染された土壌または地盤に対して、セメント系、粘土系、活性炭、フライアッシュ、バイオ炭等の資材を混合することで、PFOS 等を化学的または物理的に安定な形態で吸着または保持し、土壌中 PFOS 等の移動性を低減させる技術である。固化･安定化することで、降水に伴う地下浸透または地下水面下での汚染拡散を抑制することを目的とする。
海外では PFOS 等を対象とする固化･安定化材が上市されておりその効果が報告されている。泡消火剤の影響を受けたサイトにて、活性炭と水酸化アルミニウムを主成分とする安定材または改質ベントナイト粘土を主成分とする安定材をそれぞれセメントと複合使用することで、セメントのみで改良した試験系と比較してPFOS、PFOA、PFHxS、ペルフルオロヘキサン酸（PFHxA）の液固比 2、振とう 48 時間における溶出量がInvestigation and applicability evaluation of remediation technologies for soil and groundwater contaminated with
Per- and Polyfluoroalkyl substances (PFOS, etc.)
Daisuke Shiojiri1, Shoji Suzuki1, Sho Oyama1, Natsuki Watanabe1, Yoshisuke Nihei1, and Study group ofinvestigation and remediation methods for soil and groundwater contaminated with Per- and Polyfluoroalkyl substances(PFOS, etc.) and their precursors1 (1GEPC)
連絡先：〒102-0083 東京都千代田区麹町 4-5 KS ビル 3F （一社）土壌環境センター
TEL 03-5215-5955 FAX 03-5215-5954 E-mail info@gepc.or.jp－7－

表１ 選定した浄化･対策技術の分類と原理、適用段階
技術の分類（※主要技術）

技術の原理

浄化媒体
適用段階
技術の分類
（※主要技術）

技術の原理

浄化媒体
適用段階

吸着・分離
場外埋立

※固化･安定化

ファイト
レメディエーション
汚染土壌を掘削除去 固化：セメント等と混合 粒状または粉末活性炭 イオン交換基で地下水汚染物質が吸着してい植物の根からPFOS等
PFOS等を気泡に吸着･し、場外の遮水性を有 して溶出リスクを軽減 のマイクロ孔（～2nm） 等からPFOS等を吸着 膜ろ過：微細な孔が空 る粒度分を分離またはを吸収、蓄積、安定化、浮上させ、水面上に泡した構造をもつ遮断型･ 安定化：PFOS等と反応 への物理的吸着除去。 除去。イオン交換樹脂 いた膜にPFOS等を補 洗浄液中に溶解等させ分解する技術。根圏の沫を生成させて分離回
管理型最終処分場に して移動性、反応性を イオン交換樹脂や膜ろ 再生（溶媒による脱離） 足･濃縮して除去ることにより、汚染物質
微生物を利用する場合
収･除去
埋め立てる
低下
過等との併用も有効も可能を土壌より抽出分離
も含む
土壌
土壌
水
水
水
土壌
水
土壌、水
現場適用済
現場適用済
現場適用済
現場適用済
現場適用済
現場適用済
現場適用済
パイロットスケール
分解
バイオ※焼却・熱処理
※化学酸化
還元
超音波
超臨界
紫外線
レメディエーション
1,100℃以上でPFOS等 酸化剤のラジカル反応 還元触媒や水和電子、 超音波で微小気泡を形
374℃、22 MPa以上の 紫外線(UV)のエネル
栄養剤を添加し、PFOS
を熱分解し、オフガスを でC-F結合を破壊して ゼロ価鉄等を用いて脱 成してPFOS等を補足、
超臨界状態の水で、非 ギーで光化学的分解。
等の資化能を有する微スクラバーで捕捉。
PFOS等を分解。過電圧 ハロゲン化反応で分気泡が内破する際に微極性の有機化合物等を UVで活性化された光触生物を活性化すること
1,000℃以下で処理で で破壊する電気化学酸 解。電子ビームによる 小空間が高温･高圧と溶解させ、触媒反応を 媒で分解させる技術もでPFOS等を分解きる技術も含む化も含む
分解も含む
なりC-F結合を分解加速させて分解
含む
土壌
水
土壌、水
水
土壌、水
水
水
パイロットスケール
パイロットスケール
ラボスケールパイロットスケール
ラボスケール
ベンチスケール
ラボスケール※活性炭

イオン交換※膜ろ過・逆浸透膜

※土壌洗浄

泡沫分離

表２ 主要技術以外の浄化効果、注意点、適用可能性評価等
技術の
分類

吸着・分離

場外埋立

イオン交換

泡沫分離
ファイトレメディエーション【汚染土壌や汚染水からの除去効果の例】【汚染水からの除去効果の例】■海外パイロットスケール12)■海外パイロットスケール10)
土壌洗浄後の浸出水を対象に50 L/minの空気流 灌漑用水中のPFASを対象に沼地のわらを利用。
量で30分泡沫分離。短鎖は水への溶解度が高3m3 のメインタンクに苗木200本、流入量275
く、水-空気界面への吸着が弱いため除去困難。 L/day、接触時間：5～7日。長期的にはPFASを吸
長鎖のPFOSは一貫して除去できた（95～99 %）。 収できる結果（30.53 mg PFAS/約50m3除去）。
除去率はPFSAs>PFCAs。
掘削した土壌とともにPFOS等は完全に除去され、■海外ラボスケール13)
そのまま最終処分場に移動。
■海外パイロットスケール8)■海外パイロットスケール11)
ヒマワリ、カラシナ、産業用大麻を用いたポット試
イオン交換樹脂（SORBIX™ RePURE
PFAS 2,400±400 ng/Lの埋立地浸出水を対象に 験。模擬汚染土壌(各1 µg/g)で3ヶ月生育。PFAS
Regenerable）を用いて旧空軍基地の地下水を浄0～20 L/minの空気流量で30分泡沫分離。接触 取り込み効率はヒマワリ0.2～33 %、カラシナ0.2～化。初期濃度PFOA: 11,500 ng/L, PFOS: 27,400
時間20分を下回ると除去効率が低下。空気流量 14 %、麻0.2～24 %。全植物においてPFUnDAとng/L, Total PFAS: 94,500 ng/L。PFASの99.99 %は7.5 L/minを下回ると効率が低下。短鎖PFCAs PFDoDAは除去率が最も低く、効率が高かったの以上の除去を確認。イオン交換樹脂は再生使用は除去されず。PFOSは約95 %、PFOAは約92 %の はPFPeA(14～33 %)、PFBA(12～30 %)等。除去効可能。
除去率。PFNSは100 %。PFSAsが高い除去率。
率は短鎖 PFASが高い。
【汚染水からの除去効果の例】■海外パイロットスケール7)
イオン交換樹脂による吸着とプラズマ分解技術を組合わせ。イオン交換樹脂ではPFASを95％以上除去。イオン交換樹脂に吸着されたPFASのうち95%を溶脱しプラズマ分解処理。

効果の
概要

物性との
関係

長所
短所

土壌に強く吸着していれば土壌とともに除去可能なため短鎖よりも長鎖、PFCAs（ペルフルオロカル
水への溶解度が高く水-空気界面への吸着力が 水への溶解度が高い短鎖の方が取り込み効率＝
ボン酸類）よりもPFSAs（ペルフルオロスルホン酸 PFCAsよりもPFSAsの方が吸着量が多いとされて 弱い短鎖よりも、溶解度が低く吸着力が強い長鎖 除去率が高い。一方、長鎖の高い疎水性は、生物類）の方が掘削除去効果は高い可能性あり。溶 いる。8, 9)の方が、またPFCAsよりもPFSAsの方が分離効率 学的利用能、植物内輸送を制限するが、根の表面出しやすい短鎖やPFCAsは地下水に残る可能性＝除去率が高い可能性あり。
および土壌粒子への吸着を増加させる。
あり。
【長所】
【長所】
・十分な場外埋立場所さえあれば、大量の土壌を・実用性の高い処理技術であり、パイロット試験、 【長所】
迅速かつ確実に処理可能。
現場適用試験も実施されている。
・曝気等の方法が既存の水処理方法として一般
【短所】
【短所】
的で比較的低コスト。
・管理型処分場の場合、浸出水の管理が必要。
・破過に伴いイオン交換樹脂の交換作業、または 【短所】
地下水汚染は別途対応必要。
樹脂の再生が必要。最終的には廃棄物処分が必 ・処理後の泡沫の二次処理が必要。
・処分場の構造や、埋立を選択できる汚染レベル要。
を決める必要がある。

措置への場外(掘削)
適用可能性

オンサイト（揚水）オンサイト（揚水）【長所】
・低コスト、低環境負荷型の方法。
【短所】
・処理効率が低く、長い期間が必要。
・処理範囲は植物が到達する範囲に限られる。
・処理後の植物の回収・処分が必要。
原位置

技術面での適用可能性は高い。ただし、処分場側 現場適用試験も実施されており、適応可能性は 従来の水処理システムへの導入が比較的容易で 低コストで低環境負荷型の技術であるといえるが、高い。活性炭と併用も可能。ただし、鎖長や官能 あることから、適用は可能であると考えられる。鎖 処理効率が低く浄化に長時間を要し浄化範囲が限基等の物性によって吸着効率が異なる。破過した 長や官能基等の物性によって除去効率が異なる 定されることから、限られた期間や確実な浄化が求
ベル等の今後の法規制含め慎重に検討が必要。 樹脂および濃縮廃液は廃棄物処分となる。
ことに留意が必要。
められるサイトへの適用は難しいと考えられる。

国内へのの浸出水処理設備の検討が必須。また、処分場
適用可能性の構造と照らし合わせ、埋立を選択できる汚染レ
評価

技術の
分類

分解
還元

超音波

バイオレメディエーション

超臨界

紫外線

効果の
概要

【分解効果の例】【分解効果の例】【分解効果の例】■海外ラボスケール23)【分解効果の例】【分解効果の例】■海外パイロットスケール17)
21）■海外ベンチスケール
Pt/SiC又はTiO2触媒を使用した水系の■海外ラボスケール14)
地下水PFAS汚染サイトにおける超音波 ■海外ラボスケール19)
374℃、22.1 MPaの超臨界状態による PFOS/PFOA分解試験。Pｔ/SiC触媒の電子ビーム（eBeam）による分解。土壌 分解リアクターを備えた移動式浄化装 Fe Anmmonex 反応菌： Acidimicrobium
泡消火剤溶液の分解試験。溶液中の全 方が30 %速い初期分解速度を示した。
中のPFOS濃度が1,738 ng/gから0.12
置による揚水処理。電力密度が高い条 sp. A6株を使用したPFOAの分解試験。
PFAS濃度：1,000 µg/Lについて、99.99 TiO2触媒は分解効率の低下と短鎖ng/gに減少（>99.99 %）、PFOAは98.6 % 件(700 kHz, 305 W/L, 25℃)で高い
PFOA初期濃度：100 mg/Lのバイアル%の分解率を確認した。一方で、反応副 PFCAs(PFHpA,PFHxA,PFPeA,PFBA,PFP減少。地下水中のPFOS濃度は3,851 ng PFAS分解効果(15種類のPFASについ 内の長期培養試験で、30日後に約40 %
生成物として部分的にフッ素化した炭化 pA)の残留が確認された。
から465.5 ngに減少（87.91 %）、PFOAは て除去率93～100 %)を確認。
濃度の低下が確認された。
水素が確認された。
53.7 %減少。
■海外ラボスケール24)■海外ラボスケール18)■海外ラボスケール20)■国内ベンチスケール22)
アミノラウリン酸(ALA)及びキトサンで修■海外ラボスケール15)
PFOS溶液を超音波処理(44, 400, 500, 白色腐朽菌を使用して6:2FTOH(3.17
PFHxSは350℃の純粋な亜臨界水では 飾したモンモリロナイト、インドール酢酸
可溶化マグネシウムアルミナクレイコー 1,000 kHz at 200 W/L)、PFOSの分解率 mg/L)と8:2FTOH(3.0 mg/L)の分解試験
反応性に乏しいことを確認。380℃の超 によるPFOSの分解試験。PFOS：10
ティングnZVIによる還元分解。分解だけ は0 %, 96.9 %, 93.8 %, 91.2 %であった。 を実施した。6:2FTOHは51.7 %、臨界水でより反応し、ゼロ化鉄触媒を入 ppmの模擬汚染地下水で検討した結ではなく、部分的な吸着反応による除去 短鎖副産物(PFHpA, PFHxA, PFPA)の生 8:2FTOHは27.9 %の減少率を示し、副生れることで、亜臨界水、超臨界水ともに 果、10時間で60 %以上の分解が確認さの可能性もありと言及。除去率：PFOA 成が確認されたが、マスバランス1 %未 成物としてPFHxA、PFOAの合成が確認
鉄非使用条件と比して、4.13～16.0倍の れた。副生成物として炭素鎖8の部分的
38 %～PFDA 96 %（反応時間1時間）。 満であり、処理時間を長くすると短鎖副 された。
高い分解効率を示した。
に脱フッ素化した類縁化合物が確認さ産物も検出下限値となった。
れた。

物性との
関係

第一級炭素、第二級炭素、第三級炭素 多くの事例で分解副生成物はないこと
文献が少なく、不明。PFOAの濃度低下の順にその炭素に結合しているFのC-F が確認されているが、短鎖PFOS等の生
長鎖、短鎖にかかわらず処理可能。たが確認されているが、副生成物まで検結合エネルギーは低くなる。そのため、 成が確認された事例もあり。長鎖の方
だし、反応が不十分だと分解副産物の討している例がない。FTOH（フッ素テル
分岐構造を持つPFOS等は分岐構造を が分解されやすく、同じ鎖長の場合生成の可能性あり。類縁化合物の報告
マーアルコール）類からPFCAsの合成
持たないPFOS等より脱ハロゲン化され PFCAsの方がPFSAｓよりも高い分解率
例はあり21)。
の報告あり。
やすい16)。
を示した。17)長鎖、短鎖にかかわらず処理可能。ただし、反応が不十分だと、部分的に脱フッ素化した類縁化合物や、短鎖のPFOS等が副産物として生成される。

【長所】
【長所】
【長所】
・他の分解技術より比較的低エネル【長所】
・ng/Lからµg/LオーダーまでPFOS等を ・実用化が進めば原位置分解が可能。
ギー。
・実用化すれば、分解能力は非常に高分解でき、短鎖PFOS等の生成量も少な ・栄養剤注入の場合、比較的安価。
・資材や触媒の開発が進めば原位置分
い。
い可能性がある。
【短所】
解が可能。
【短所】
【短所】
・菌類の同定、最適条件の検討、注入【短所】
・高温高圧を維持するためのエネル
・超音波処理単独でPFOS等を分解する する場合の申請/許可等の課題あり。
・前駆体や長鎖PFOS等からの短鎖
ギー、設備コストが高い。
には、一定以上の電力密度と周波数が ・分解まで時間を要する可能性が高い。
PFOS等や分解副生成物の可能性あ
・分解副生成物の可能性あり。
必要で処理に要するコストは高い。
・前駆体からの生合成の可能性あり。
り。

【長所】
・既存の水処理方法として一般的。
・触媒によって効果の促進が見込まれる。
【短所】
・分解副生成物の可能性あり。

長所
短所

措置への 原位置、オンサイト（掘削、揚水）、場外
オンサイト（揚水）適用可能性 （掘削）

原位置、オンサイト（掘削、揚水）、場外
オンサイト（揚水）（掘削）

還元分解が確認されているがラボス
検討実績が少ないものの、超音波処理 現段階では菌の同定までたどり着いて国内への ケールにとどまっている。分解率も低く によってPFOS等を高効率で分解する条 おらず、適用は難しいと考えられる。長
適用可能性 前駆体や長鎖PFOS等から短鎖PFOS等 件は確立されているが、超音波単独で 鎖PFOS等から短鎖の分解副生成物の評価
や分解副生成物ができる問題の解決も 処理するには特殊な装置の開発が必要 生成や前駆体からPFOS等の合成の懸必要。現段階での適用は難しい。
となり、現段階での適用は難しい。
念もある。

－8－

オンサイト（揚水）

分解効率は高く、PCB等の分野で国内 従来の水処理システムとしては、紫外適用例もあるため、適用は可能であると 線＋酸化技術は一般的であるため、適考えられるが、分解のためのエネル
用は可能であると考えられる。ただし、ギー、設備コストが高額と考えられる。 分解副生成物も含めた完全な分解のた
また、分解副生成物の評価に至らず。 めには触媒や反応時間等の検討必要。

96.7～98.9 %低減し、2 年以上継続して浸出液中の濃度低減効果が確認された事例がある 25)。また、ニュージー
ランドで PFAS を含有した汚染サイトの土壌（PFOS: 10～1,400 µg/kg, PFOA: 3.5～18 µg/kg, PFHxS: 4.4～94 µg/kg）
に対して活性炭と水酸化アルミニウムを主成分とする安定材を 2 %混合し、検出下限以下（PFOS, PFOA, PFHxS:<0.01 µg/L）まで低減された後に埋立処分が実施されている 26)。固化･安定化は海外では実証的な検討が進んでおり、国内でも適用可能性は高い技術と考えられる。一方で、高有機物土壌と低有機物土壌を対象にバイオ炭による PFAS の溶出量低減を検討した結果、低有機物土壌の方が少ない添加率で高い抑制率が確認されたことが報告されており 27) 、国内の様々な土質に対する効果、中でも日本で特徴的な有機物に富む土壌への溶出量低減効果の確認が重要であると考えられる。また、バイオ炭のような細孔を有する資材を有機物に富む土壌へ適用する場合、競合収着することで PFOS 等の溶出量低減効果が阻害される可能性にも留意が必要である。固化･安定化の長期的浸出挙動の評価としては、海外では長期養生後の溶出試験の実施例が報告されている。不溶化バイオ炭または活性炭を混合処理した汚染土壌を屋内の密閉容器内で養生後、溶出試験で評価し、処理 4 年
後にバイオ炭処理区、活性炭処理区の一部区画の溶出量低減効果の劣化が報告されている 28)。PFOS 等の地盤中の挙動が明確でないことや評価法の規格が定められていないことから、慎重に適用性の検討を進めていくことが望ましい。
3.2 活性炭
活性炭を用いた水中の PFOS 等の浄化･対策技術の主な原理は吸着除去である 29)。主な原理は、マイナスに帯電した PFOS 等が活性炭中のプラスに帯電するサイトに作用して吸着する静電相互作用、および PFOS 等のC-F 結合が有する疎水部と活性炭の疎水域が相互作用することによって吸着する疎水性相互作用とされる 30)。
国内における活性炭を用いた PFOS 等の浄化･対策技術は水道分野において検討が進められており、2023 年
11 月に「水道における PFAS の処理技術等に関する資料集」が公表 31)され、粉末活性炭および粒状活性炭処理、イオン交換処理等が詳しく紹介されている。近年の学会発表等においても、浄水場等の実際の処理過程で粒状
活性炭および粉末活性炭を用いた PFAS の除去特性や活性炭の破過特性に関して発表されている 32）。活性炭を用いた浄化手法は浄水場等において長年適用されている技術であることから、汚染された地下水等を揚水した
際の浄化･対策技術としても現場適用性の高い技術であると考えられる。また、沖縄ではイオン交換樹脂を用いて初期濃度 PFOS: 1,500 ng/L、PFOA: 150 ng/L、ペルフルオロブタン酸（PFBA）: 44 ng/L の河川水を処理してPFOS、PFOA が 50 ng/L 以下まで低減し、PFBA は定量下限（0.2 ng/L）未満まで除去されている 33)。一方、海外では環境水を用いたパイロット試験の事例が報告されている。カナダでは消火訓練跡地における地下水を揚水後、粒状活性炭に通水させることで、PFOS: 28 μg/L、PFOA: 22 µg/L、PFHxS: 105 μg/L、PFBA: 16 μg/L の初期濃度が PFOS: <0.02 μg/L、PFOA: <0.001 μg/L、PFHxS および PFBA: 0.004 μg/L まで低減した 34)。米国では粒状活性炭およびイオン交換樹脂を併せて用いた連続処理において、単独で処理した場合よりも PFAS の除去効率が向上し、破過の期間が延長されることを報告している 35)。 活性炭吸着の留意点として、長鎖の PFOS 等は
比較的吸着されやすく破過までの期間が長いが、短鎖の PFOS 等は吸着されにくく破過の期間が短い傾向であるとされている。PFOS 等の種類に応じて活性炭やイオン交換樹脂を組み合わせたシステムとすることで、効果的な浄化対策が実現可能と考えられる。なお、PFOS 等の吸着処理後の廃活性炭、廃イオン交換樹脂および再生後の廃濃縮液は、PFOS 等が濃縮されているため適正な管理および処分が必要となる。
3.3 膜ろ過･逆浸透膜
ろ過膜は、孔の大きさ、分離対象の大きさにより、精密ろ過膜（Micro Filtration: MF 膜）、限外ろ過膜（Ultra
Filtration: UF 膜）、ナノろ過膜（Nano Filtration: NF 膜）や逆浸透膜（Reverse Osmosis: RO 膜）に分類される。
膜ろ過は水中の PFOS 等の分離にも適用でき、海外では揚水した地下水を NF 膜や RO 膜を用いて浄化した事例が報告されている。米国では実際に稼働している水処理施設で膜ろ過の効果を検証しており、揚水した地下水を RO 膜で処理することで PFOS や PFOA 等の長鎖から PFBS（ペルフルオロブタンスルホン酸）や PFBA
等の短鎖まで高い除去率が確認されている（最高除去率は PFOS 99 %, PFOA 98 %, PFBS 98 %, PFBA 95 %）36)。
他にもスウェーデンではパイロットプラントにて NF 膜に地下水を通過させることで膜ろ過の浄化効果の検証を行っており、この事例においても長鎖から短鎖（C4～C9）まで、全ての PFAS について高い除去率（90 %以上）が報告されている 37)。以上の事例から、NF 膜や RO 膜を用いた膜ろ過は、PFOS 等の鎖長（短鎖～長鎖）や官能基（カルボン酸またはスルホン酸）に関係なく全ての PFOS 等に対して有効な浄化技術であると考えられ、揚水した地下水や埋立処分場の浸出水など様々な PFOS 等による汚染水に適用可能性がある。ただし、膜の交換やろ過の結果生じた高濃度の PFOS 等による濃縮水についての適正な処理が必要である。

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3.4 土壌洗浄
土壌洗浄は、砂や礫などの粗い粒径の土壌よりも粘土やシルトなどの比表面積が大きく細かい粒径の土壌に汚染物質が多く吸着するという原則をもとに、汚染物質が吸着している粒径区分を分級し、また汚染物質を洗浄液中に溶解等させることにより、汚染物質を土壌より抽出する技術である。PFOS 等は水への溶解度が高い
が、界面活性剤や酸、キレート剤等の助剤によって洗浄効果を高めることも検討されている 10)。
土壌洗浄は重金属等の汚染土壌に対して実用化されている技術であるが、国内で PFOS 等への適用事例はない。海外では、例えばオーストラリアで大規模な土壌洗浄プラントを設置してオンサイト土壌洗浄した事例が報告されている他、
スウェーデンでは空港で採取した泡消火薬剤汚染土壌を使用してラボ試験が行われている。
液固比 10 でバッチ試験を行った結果、粒径 0.063 mm 以下は洗浄の効果が低かったが、0.063 mm 以上では総PFAS 780 µg/kg の除去率 47±5.5 %、27 µg/kg の除去率 85±6.0 %が報告され、短鎖 PFAS は除去率が高かった。
また、PFOS を対象にしたカラム試験ではより高い pH とより高い液固比（pH 11.5, 液固比 40）で除去率 95 %と高い除去効果が得られた 38)。このように土壌への吸着力が強い長鎖よりも吸着力が弱い短鎖、PFSAs よりも
PFCAs の方が高い洗浄効率を示す可能性があり、また洗浄効率は pH 等の洗浄液の条件にもよる。以上のように海外ではパイロット試験、現場適用試験が複数実施されており、適用は可能であると考えられる。ただし、対象物質の鎖長や官能基等の物性、洗浄水の条件によって洗浄効率が異なることに留意が必要である。また、国内の土質での適用性試験や、洗浄後の洗浄水の処理や濃縮物の処分方法の検討が必要である。
3.5 焼却･熱処理
焼却処理は高温で熱分解し、排ガスを湿式スクラバーで捕捉する。しかし、一般の焼却炉は PFOS 等の分解のために特別に設計されておらず、排ガス中への PFOS 等の排出が懸念されており、米国環境保護庁（US EPA）
が排ガスの試験手順を検討中である。1,000℃以下の熱処理については、米国のベンチスケール試験において、
全 PFAS 濃度 A) 56,377 µg/kg および B) 86,819 µg/kg の模擬汚染土壌を①約 480℃15 分、②約 590℃15 分、③約
950℃30 分の条件で熱処理し、①では A) 土壌濃度 16 %低減、②では B) 土壌濃度 61 %低減、また①②ともわ
ずかに短鎖 PFAS の濃度上昇を確認した。③では A+B) 混合の土壌濃度 99 %以上の低減を確認した 39)。国内では、PFOS 及び PFOA 含有廃棄物を対象として環境省より「PFOS 及び PFOA 含有廃棄物の処理に関する技術的留意事項」（令和 4 年 9 月）40）が出され、固形状または液状の廃棄物を対象とした処理の技術的な指針が示された。その中で、PFOS 含有廃棄物の焼却処理は約 850℃以上、PFOA 含有廃棄物は約 1,000℃以上（約 1,100℃以上を推奨）と述べられている。排ガスに関する管理目標値、分析方法、施設の構造･維持管理についての記述もある。また、PFOS および PFOA 等の分解効率が 99.999 %以上で、管理目標値の要件を満たす技術であれば上記以外の処理要件や方式による分解処理を排除するものではないとの記述があり、熱処理等の技術についても適用可能性があると考えられる。
3.6 化学酸化
本報での化学酸化は、PFOS 等の汚染水に対して、過硫酸塩等の酸化剤や過酸化水素やオゾン、紫外線を併用した酸化促進法（AOP）と、酸化電極触媒を用いた過電圧を利用した電気化学酸化技術と定義する。AOP は
ラジカル反応により C-F 結合や C-C 結合を切断して PFOS 等を分解する 41)。一方、OH ラジカルによる AOP は標的物質から引き抜く水素がないため効果がないとされている 41)。国内外において、化学酸化は現場適用には至っておらずパイロットスケールまでに留まっている。国内では、過硫酸処理とプラズマ処理の単体処理および組み合わせ処理により、PFOS、PFOA、PFHpA（ペルフルオロヘプタン酸）、PFHxA（ペルフルオロヘキサン酸）、PFPeA（ペルフルオロペンタン酸）、PFBA、PFPrA（ペルフルオロプロピオン酸）（各濃度 100 µmol/L）の除去率を検討し、過硫酸処理は PFOS を分解できないものの、短鎖の PFCAs は高速高効率で分解可能であり、プラズマ処理は PFOS および長鎖の PFCAs を高速高効率で分解可能であるものの、短鎖の PFCAs の分解には適さないことが報告されている 41)。そのため、プラズマ処理により PFOS を分解し、その後、過硫酸処理
により短鎖の PFCAs を分解することが有効であることを述べている 41)。海外のパイロットスケールの事例として、電気化学酸化分解により PFOA、PFOS、PFNA（ペルフルオロノナン酸）、PFHxS、PFHpA、PFBS の除去率を検討し、PFBS は 84.7 %、その他の物質は 98 %以上の除去率が報告されている 42)。一方、化学酸化で強固な C-F 結合を切断するのは容易ではなく、反応時間やエネルギー消費量増加に加えて、酸化の過程で前駆体から PFCAs や PFSAs の生成が懸念されている 43)。PFOS 等を完全分解できない場合、長鎖の PFCAs や PFSAsから短鎖の PFCAs や PFSAs が生成され、後の処理が難しくなる可能性がある。ニューヨーク州の飲料水整備
における地下水処理では、AOP（UV/H2O2, UV/Cl2, UV/TiO2, O3/H2O2）の処理後、PFBS は 405 %、PFHxA は 1 %、－10－PFHpA は 3.8 %、PFHxS は 3.3 %、PFOA は 14 %、PFOS は 13 %、PFNA は 2 %濃度上昇したことが報告されている 43)。この課題を解決するため、単体技術ではなく他の技術と併用した実証実験も行われている 44)。
4. まとめ本報では PFOS 等による土壌･地下水汚染の浄化･対策技術の情報を収集し、特に国内への適用可能性が高いと評価した主要技術の原理や適用段階･適用事例、
浄化効果、
長所･短所等をまとめた。
有害物質の浄化･対策は、無害な物質に分解することが望ましいと思われるが、PFOS 等は難分解性であるため技術によっては分解に多くのエネルギーが必要になる。また、分解プロセスによっては前駆体や長鎖 PFOS 等から短鎖 PFOS 等や分解副産物が生成する可能性があり、総 PFAS として対応できるのかどうか十分な検討が必要である。吸着･分離
は、PFOS 等の鎖長や官能基の違いで除去効率も異なるため、物性を十分考慮する必要があること、それぞれの特徴を活用した技術の組み合わせも考えられることが分かった。現段階では適用が難しいと考えられる技術にも高い分解能力があるものや低コスト･低環境負荷型技術もあり、今後の技術開発に期待したい。
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