揮発性有機塩素化合物を対象とする
大豆ホエーを用いたバイオレメディエーション技術
Bioremediation for Volatile Organochlorine Compounds by Utilizing Soy-Whey
翔太*1

浅川Shota Asakawa

桂敦也*2Atsuya Katsura

田中宏幸*1

Hiroyuki Tanaka

佐藤匠*2

Takumi Sato

保賀康史*1

Yasushi Hoga

芦田茂*3

Shigeru Ashida

要旨
揮発性有機塩素化合物(VOC)による土壌・地下水汚染に対して行われるバイオレメディエーションは、微生物の働きを利用した環境浄化技術であり、低コスト・低環境負荷技術として普及が期待されている。筆者らは、バイオレメディエーションの浄化促進剤として、大豆たんぱくの製造時に発生する大豆ホエーを利用したバイオレメディエーション技術を開発した。大豆ホエーは糖質やたんぱく質、ミネラル等を豊富に含み、また従来の薬剤と比較して低コストである。
本報告では、VOC 汚染地下水を対象とした大豆ホエーのバイオレメディエーション効果の実証試験結果について報告する。
キーワード：バイオレメディエーション 大豆ホエー 揮発性有機塩素化合物 地下水汚染

１．はじめに中の VOC 分解性微生物を活性化し、VOC の分解を促進すると推定される。本報告では、大豆ホエーの VOC に対するバ

バイオレメディエーションは微生物の活性を促し、汚染物質を浄化する技術であり、浄化促進剤を注入して地盤中イオレメディエーション効果を把握するために実施した室内試験と、現場における実証試験の結果を報告する。の微生物を活性化するバイオスティミュレーションと、浄化促進剤と共に汚染物質を分解する微生物を注入するバイ

２．実施方法オオーグメンテーションの 2 種類がある。本研究では事前調査により、試験対象地における浄化対象物質を分解する

2.1

微生物の生息を確認したため、微生物を活性化するバイオスティミュレーションを実施した。

大豆ホエーの特徴

本試験に用いた大豆ホエー(写真 1)は、大豆たんぱくを製造する工程において豆乳を酸沈・分離する際に生じる上また、バイオレメディエーションの対象物質に揮発性有機塩素化合物(以下、VOC)がある。VOC による土壌・地下水澄み液であり、濃縮することで褐色の液体となる。水と容易に混和できるため、溶液の調製が可能である。

汚染は主にクリーニング店や工場の跡地で確認されており、濃縮した大豆ホエーの成分分析例によると、季節的変動

土壌汚染対策法で定められた特定有害物質のうち、平成 28などがあるが、上澄みに残留した固形分はおおむね 350～1)

年までに不適合となった物質割合の 18%を占めている 。

450g/L で、たんぱく質 60～80g/L、炭水化物 200～250g/L、バイオレメディエーションは掘削除去と比較すると経済

灰分 50～100g/L 等を含有して的で環境負荷の少ない方法であり、建物を解体せずに操業いる。また、全窒素を約中でも実施が可能である。最近では、資源循環を考慮した

11,000mg/L 、 全 リ ン を 約

廃グリセリン 2)やワインの搾りかす 3)等を浄化促進剤とし3,000mg/L 含むため、微生物のて使用する技術開発も行われている。以上のような背景か栄養源になると見込まれる。pHら、VOC の除去に資源循環を意識した、安価なバイオレメは 3.3～4.3 の酸性で、糖度はディエーション技術の普及が期待されている。

26%以上である。なお、土壌汚染

筆者らは、大豆たんぱくの製造時に発生する大豆ホエー対策法で指定されている特定有を浄化促進剤として用いるバイオレメディエーション技術

害物質は、分析の結果、定量下を開発した。大豆ホエーに豊富に含まれている栄養が地盤限値未満であった。

*1

技術本部 環境エンジニアリング部

*2

不二製油㈱
― 9 ―

*3

不二製油グループ本社㈱写真 1 大豆ホエー

鴻池組技術研究報告

2.2

実証試験サイト概要

2018

スを置換した嫌気チャンバー内で行った。

実証試験の対象地(以下、サイト)において実施した地下

地下水試料 100mL に大豆ホエーを終濃度 1g/L となるよう水の事前調査によると、トリクロロエチレン(以下、TCE)に添加したものを促進系とし、中和剤として炭酸水素ナトおよびシス-1,2-ジクロロエチレン(以下、c1,2DCE)が土壌リウム（以下、NaHCO3）を、緩衝剤としてリン酸緩衝液を汚染対策法に係る指定基準(以下、基準値)を超過していた。

加え、pH を 7 に調整した。また、VOC は嫌気性条件下で分

サイトにおいては、過去に有機溶剤等が使用された記録は解されるため、還元剤として Na2S・9H2O を添加し、嫌気環なく、また、VOC の土壌溶出量が定量下限値未満であった境を確認するためにレサズリン・ナトリウムを添加した。

ことより、地下水の VOC 汚染は敷地外からの汚染だと考え大豆ホエーを添加した促進系と比較するため、PCE のみをられる。

添加した地下水試料 100mL をコントロールとした。促進系

サイトの断面図を図 1 に、平面図を図 2 に示す。サイト
内の地質は GL 0～-2.3m が盛土層、GL-2.3～-4.5m が粘土

およびコントロールはテフロンコートゴム栓とアルミシールを用いて密封し、室温 20℃の恒温室にて静置した。

層(以下、不透水層)、GL-4.5～-7.8m が砂礫層(以下、帯水分析は促進系およびコントロールを設置後、2 週間隔で層)、GL-7.8m 以深が不透水層である。事前の地下水調査に行った。分析は VOC 濃度に加えて、微生物の栄養の指標と-1-2

よると、帯水層の透水係数が 10 ～10 cm/sec、動水勾配がして全有機炭素(以下、TOC)および微生物の生息条件として0.7%、および地下水位が約 GL-4m であり、帯水層内の地下pH について行った。対象とする VOC については PCE、TCE、水の流速は 0.1～1m/day と推定された。

c1,2DCE およびクロロエチレン(以下、VC)とし、ガスクロマトグラフ質量分析(GC/MS)で分析を行った。TOC は燃焼酸化－赤外線式 TOC 計で、pH はガラス電極法で分析を行った。

注入エリア
ダブルパッカー注入地点(φ40 mm, L=7.5 m, 4 本）
観測井戸 M-2（φ50mm）

観測井戸 M-1（φ50mm）
鋼矢板
L=8.0m物である Dehalococcoides 属細菌 16S rRNA 遺伝子量(以下、GL-2.3m

16S rRNA)、VC をエチレンに分解する Dehalococcoides 属

不透水層

GL-4.5m
地下水流れ

砂礫層

細菌の bvcA 遺伝子量(以下、bvcA)およびジクロロエチレン

L=7.5m

不透水層

GL-7.8m(以下、DCE)と VC をエチレンに分解する Dehalococcoides

4 m属細菌の vcrA 遺伝子量(以下、vcrA)を定量 PCR 法により分10.7m

図1

把握するため、コントロールおよび促進系における VOC の低減前および低減確認後に、PCE 等を分解する嫌気性微生

鋼矢板
L=8.0m

遮水材

また、大豆ホエーの添加による VOC 分解性微生物の増加を実証試験サイト断面図析した。
表1項目

図2

添加濃度
コントロール

促進系

地下水

100 mL

100 mLPCE

10 mg/L10 mg/L

備考
M-1

大豆ホエー

-1 g/L

浄化促進剤

レサズリン・ナトリウム-1 mg/L

還元性指示薬

リン酸系

-添加

緩衝材

NaHCO3-0.6 g/L

アルカリ剤

Na2S・9H2O-0.1 g/L

還元剤

実証試験サイトの平面図
2.4

2.3

室内試験の実施条件

室内試験

実証試験

現場における大豆ホエーを用いたバイオレメディエーシ

大豆ホエーを用いたバイオレメディエーションの適用可ョンの適用可能性を把握するため、実証試験を行った。サ

能性を把握するために、室内試験を行った。室内試験にはイト内の地下水流は前述の通り約 0.1～1m/day と速く、注

サイトの観測井戸 M-1 から採水した地下水を使用し、テト入した大豆ホエーの滞留時間を十分に確保できない可能性ラクロロエチレン(以下、PCE)を 10mg/L 添加し試験に供しがあったため、M-1 の下流側 10.7m の位置に、L=8.0m の鋼た。表 1 に室内試験の実施条件を示す。試験作業は窒素ガ矢板をオーガー併用圧入工法で打設し、4m×4m の注入エリ― 10 ―

揮発性有機塩素化合物を対象とする大豆ホエーを用いたバイオレメディエーション技術

アを設置した。注入エリアの中心にφ=50mm、L=7.5m の観おける VOC 濃度の分析結果を示す。なお、2 つの系におけ測井戸 M-2 を 1 地点、大豆ホエーが均等に注入されるようる pH は約 7 であり、VOC 分解性微生物が働く適切な pH でにφ=40mm、L=7.5m のダブルパッカー注入用の注入井戸あったと推定される。

DP-1～DP-4 を M-2 の周りに 4 地点設置した。井戸設置の際、コントロールでは、42 日後に PCE および TCE が基準値ま上部の非汚染層への地下水および大豆ホエーの流入を防ぐで低減した。TOC が 30mg/L 含まれていたため、地下水に元ため、遮水材(セメントベントナイト)を GL-2.3～-4.5m に来含まれていた有機物を VOC 分解性の嫌気性微生物が利用存在する不透水層のボーリング貫通箇所に充填した。

し、分解したことが要因と推定される。一方で、c1,2DCE

大豆ホエーの注入条件を表 2 に示す。注入物質は浄化促と VC は約 5mg/L と約 0.008mg/L まで増加し、減少は確認さ進剤の大豆ホエー、中和剤の NaHCO3 およびトレーサーのれなかった。PCE や TCE と比較して難分解性である特徴を

KBr の 3 つであり、上水に混合しダブルパッカー工法を用有する c1,2DCE および VC の分解には有機物が不十分であっいて注入を行った。実証試験では 1 回目の注入から約 50たため、c1,2DCE および VC は分解されずに PCE および TCE

日後に TOC が減少したため、追加で 2 回目の注入を行った。の分解に伴って増加したと推定される。

31 回目の注入量は、注入による VOC の希釈を懸念し 1.5m 、促進系における PCE と TCE は、大豆ホエーを添加した 28

2 回目は 1 回目の注入による VOC の希釈が確認されなかっ日後に減少し、それぞれの基準値 0.01mg/L と 0.03mg/L 以

3たため 3.0m を注入した。

下に到達した。c1,2DCE と VC は、PCE および TCE の低減に注入エリア内の観測井戸 M-2 および比較対象として注入伴い、それぞれ約 6mg/L と約 1mg/L まで増加したが、98 日エリアの地下水上流側にある観測井戸 M-1 の 2 地点におい

後 に c1,2DCE は 基 準 値 0.04mg/L 以 下 、 VC は 基 準 値て、モニタリングを 1～3 回/週の頻度で行った。実証試験

0.002mg/L 以下まで減少した。大豆ホエーの添加が VOC 分

では地下水の VOC 濃度、VOC 分解性微生物の活性に影響す

解性の嫌気性微生物による VOC の分解を促進したと考えらる地下水と注入水の pH および酸化還元電位(以下、ORP)、れる。

注入溶液の移流分散を把握するトレーサーとして臭化物イオン濃度(以下、Br-)および微生物の栄養の指標として TOCを分析した。対象とする VOC は PCE、TCE、c1,2DCE および10VC とし、同時に最終生成物のエチレンを分析した。VOC 濃の分析はガスクロマトグラフ／水素炎イオン化型検出器（GC-FID）で行った。pH および Br-はガラス電極法、ORP

1

VOC (mg/L)

度の分析はガスクロマトグラフ質量分析(GC/MS)、エチレンは白金電極を用いた複合電極、TOC は燃焼触媒酸化方式でPCE
TCE
c1,2DCEVC

0.10.01

分析を行った。また、大豆ホエー注入による VOC 分解性微0.001

生物の増加を把握するため、注入前および VOC の低減確認

0285684
時間 (日)

後に M-1 および M-2 における Dehalococcoides 属細菌群の図316S rRNA、bvcA および vcrA を定量 PCR 法により分析した。

注入条件

項目

2回目

1.5 m33.0 m3

大豆ホエー

60 g/L60 g/LNaHCO336 g/L

36 g/L

中和剤

KBr

9 g/L

9 g/L

トレーサー

注入物質

コントロールにおける VOC 濃度

1

備考

1回目

注入量

14010

実証試験における注入条件

VOC (mg/L)

表2112

浄化促進剤

PCE
TCE
c1,2DCEVC

0.1

0.010.001
0３．結果と考察
3.13.1.1

室内試験
揮発性有機塩素化合物(VOC)

図 3 にコントロールにおける VOC 濃度、図 4 に促進系に― 11 ―285684時間 (日)

112140

図4促進系における VOC 濃度

鴻池組技術研究報告

3.1.2

全有機炭素(TOC)

2018

考えられる。また、図 4 の促進系において VOC 濃度が減少

有機物量の指標として、図 5 に促進系およびコントローした結果に加えて、Dehalococcoides 属細菌群の遺伝子量

ルにおける TOC の分析結果を示す。促進系における TOC はが増加したため、大豆ホエーが Dehalococcoides 属細菌群

約 140mg/L で推移し、顕著な変化は確認されなかった。コによる VOC 分解を促したと考えられる。

ントロールにおける TOC は約 30mg/L で推移し、バックグラウンドに有機物が含まれることが示唆された。大豆ホエー

3.2を添加することにより促進系の TOC がコントロールと比較3.2.1して約 110mg/L 高くなったため、VOC 分解性の嫌気性微生物が活性化する条件が形成されたと考えられる。

実証試験
揮発性有機塩素化合物(VOC)

図 6 に比較対象の観測井戸 M-1 における VOC 濃度およびエチレン濃度、図 7 に大豆ホエー注入エリア内の観測井戸
M-2 における VOC 濃度およびエチレン濃度の測定結果を示す。図中の 0.04mg/L、0.03mg/L および 0.002mg/L の横方向1000の破線は、それぞれ c1,2DCE の基準値、TCE の基準値および VC の基準値を示しており、縦方向の破線は注入した時間

TOC (mg/L)

100コントロールを示している。また、PCE 濃度およびエチレン濃度は促進系0.001mg/L を定量下限値としている。

10M-1 における PCE 濃度は 0.001mg/L 以下、TCE 濃度は約0.03mg/L、c1,2DCE 濃度は約 0.2mg/L、VC 濃度は約10

図53.1.3285684時間(日)1120.0004mg/L で推移し、顕著な変化は確認されなかった。ま140

た、エチレン濃度は 0.001mg/L で推移した。以上の結果よ室内試験における全有機炭素の推移

り、M-1 では TCE 濃度と c1,2DCE 濃度が基準値を超過し、VOC 濃度がおおよそ一定であることが確認された。

Dehalococcoides 属細菌群の遺伝子量促進系およびコントロールにおける Dehalococcoides 属

注入（2回目）注入（1回目）

細菌群の遺伝子量の結果を表 3 に示す。処理後における促1

進系の 16S rRNA および vcrA は、コントロールと比較して10 倍以上高かった。一方で bvcA は定量下限値未満であっc1,2DCE を分解する過程で、VC をエチレンに分解する工程の遺伝子 bvcA より早く増加したために、bvcA は増加せず

VOC (mg/L)

た。DCE と VC をエチレンに分解する工程の遺伝子 vcrA が、0.1

c1,2DCEの指定基準

PCETCE

TCEの指定基準

c1,2DCE0.01

VC

VCの指定基準

エチレン0.001に VC が分解されたと推定される。
促進系の 16S rRNA および vcrA がコントロールと比較し0.0001-225-150-750て高い結果になった要因は、大豆ホエーの添加により TOC

75150225

時間 (日)と全窒素(データは記載せず)が増加し、これらの有機物や

図6

観測井戸 M-1 における VOC 濃度の推移

栄養を利用して Dehalococcoides 属細菌群が増えたためと注入（1回目） 注入（2回目）

表3

室内試験における1

Dehalococcoides 属細菌群の遺伝子量0.1
項目

コントロール
処理前

VOC (mg/L)

遺伝子量(copies/mL)
促進系
処理後

処理前

処理後

Dehalococcoides属細菌 16S rRNA

151.3×10

4.5×101<2.0×10161.3×108.4×10

1<2.0×10

c1,2DCEの指定基準

PCE

TCEの指定基準

TCE0.01

c1,2DCE
VC

VCの指定基準

エチレン0.001

遺伝子
Dehalococcoides
属細菌 bvc A 遺伝子
Dehalococcoides
属細菌 vcr A 遺伝子

7.3×100<2.0×105.3×10500

7.3×100<2.0×100.0001-225

68.1×10-150-75075150225

時間 (日)

図7― 12 ―観測井戸 M-2 における VOC 濃度の推移

揮発性有機塩素化合物を対象とする大豆ホエーを用いたバイオレメディエーション技術

M-2 の PCE 濃度は 0.001mg/L を下回り、顕著な変化は確めと考えられる。2 回目の注入後における ORP の減少は、1認されなかった。TCE 濃度は 1 回目の注入後に約 0.003mg/L

回目注入後と比較して小さい減少であったが、その理由はまで減少し、c1,2DCE 濃度は注入前に基準値 0.04mg/L 以上定かではない。また、今回の測定対象としたそれぞれの観だったが、注入 60 日後に基準値以下まで減少した。VC 濃測井戸は構造上の仕様が異なっており、約 50 日以降から度は、注入前は基準値 0.002mg/L 以下であったが、1 回目ORP が上昇している M-1 においては、地表面からの有機物の注入直後から上昇を始め、注入の約 60 日後に減少に転じ、の供給が要因として推測される。50 日以前は雨が多く、雨1 回目の注入から約 140 日、2 回目の注入から約 40 日で基水によって地表面から地下水へ有機物が供給されていたが、準値を満たした。エチレン濃度は VC 濃度の上昇に合わせて季節の変化に伴った雨量の減少により有機物の供給も減少上昇したが、2 回目の注入後から減少し始め、初期値程度したことで、好気性微生物の活性が低くなり、ORP が上昇まで減少した。2 回目の注入後に観測井戸 M-2 の中で発泡したと推測される。以上のことから、大豆ホエーの注入が、が確認されたため、溶解度の小さいエチレンが揮発したと嫌気性微生物が活性化する嫌気性雰囲気を形成したと考え推定される。M-2 における TCE 濃度、c1,2DCE 濃度およびられる。

VC 濃度の減少は、大豆ホエーの注入が要因と推定される。
3.2.2

pH

注入(1回目)

図 8 に地下水の pH の推移を示す。M-1 における pH およ200

び大豆ホエー注入前の M-2 における pH は、約 6.2～6.5 を100

ORP (mV)示した。1 回目の注入後における M-2 の pH は約 6.5 で推移した。また、2 回目の注入後の pH は 6.6～6.8 と、注入前と比較して約 0.4 上昇した。注入水の pH は 7.4 であった。

注入(2回目)

M-10M-2-100-200

注入水の pH が地下水の pH より高く、また 1 回目の注入量を 1.5m3、2 回目は 3.0m3 と注入量を増加させたために、-300-225

2 回目の注入後に pH が上昇したと考えられる。pH がおおむね中性域で推移したので、注入エリアでは VOC 分解性の微-150

図9-75

075
時間 (日)

150225

実証試験における ORP の推移

生物が活動する適切な pH が維持されたと推定される。
臭化物イオン(Br-)

3.2.4
注入(1回目)

図 10 に地下水の Br-濃度の推移を示す。M-1 における Br-注入(2回目)

8.00

濃度は、試験期間を通じて定量下限値未満(0.1mg/L)であった。M-2 における Br-濃度は、注入前は定量下限値未満であ7.00

ったが、1 回目の注入後は約 500mg/L に、2 回目の注入後は

pHM-1

約 1,000mg/L に上昇し、その後横ばいで推移した。

M-26.00

Br-は土粒子への吸着がない安定したイオンであり、Br濃度が注入時の濃度のまま横ばいで推移した結果を考える

5.00-225-150

図8-75075
時間 (日)

150と、鋼矢板を打設した注入エリアにおける VOC 汚染地下水

225の流入あるいは注入水の流出は小さいと推察される。

実証試験における pH の推移
注入(1回目)

3.2.3

酸化還元電位(ORP)

注入(2回目)

10,000

図 9 に地下水の ORP の推移を示す。M-1 における ORP は、を示した。これに対して、M-2 における ORP は大豆ホエーの注入前では約-90～-10mV であったが、1 回目の注入後にBr- (mg/L)

50 日以前は約 0mV で推移していたが、50 日以降は上昇傾向

1,000
100

M-110

M-2は約-270mV まで減少し、その後は約-150～-100mV を推移し1た。

01 回目注入後の ORP の減少は、大豆ホエーの注入によって地盤中の好気性微生物が活性化し、酸素が消費されたた― 13 ―

-225

-150

-75

075150225時間 (日)図 10

実証試験における Br-濃度の推移

鴻池組技術研究報告

3.2.5

全有機炭素(TOC)2018

い結果となった。また、M-2 において注入前と VOC の低減

図 11 に地下水の TOC の推移を示す。M-1 における TOC は、確認後では 10～1,000 倍大きい結果となった。

約 0.8～3mg/L で推移しており、顕著な変化は確認されなか

M-2 における Dehalococcoides 属細菌群の増加の要因とった。M-2 では、注入前は約 1～10mg/L であったが、1 回目して大豆ホエーの注入が考えられる。大豆ホエーの注入におよび 2 回目の注入後は約 600mg/L まで増加し、その後減伴う TOC の増加によって好気性微生物が活性化し、ORP が-少した。Br 濃度の結果(図 10)より、注入エリアにおける低下したために、嫌気性微生物である Dehalococcoides 属地下水や注入水の流出は小さいと考えられる。そのため、細菌群が活性化する環境が形成され、増加したと考えられ

TOC の減少は土壌中の微生物による有機物の消費が主要なる。

要因と推定される。
M-1 と比較すると、M-2 では大豆ホエー注入後における４．まとめ

TOC 濃度が顕著に増加したため、微生物が活性化する環境が構築されたと考えられる。また、注入から約 50 日で M-2

本報告では、VOC で汚染された地下水に対する、大豆たにおける TOC が約 30mg/L に減少し、図 7 の VC の減少速度

んぱくの製造時に発生する大豆ホエーのバイオレメディエが約 80 日で緩やかになったため、大豆ホエーの維持期間はーション効果を把握するために実施した試験結果について

およそ 50～80 日間と推定される。

示した。
VOC で汚染された地下水に大豆ホエーを添加する室内試注入(1回目)験では、大豆ホエーを添加した促進系において、浄化対象注入(2回目)とした PCE と TCE、c1,2DCE および VC 濃度の低減と、VOC

1,000分解性の嫌気性微生物である Dehalococcoides 属細菌群のTOC (mg/L)

10,000遺伝子量の増加を確認した。試験結果から、大豆ホエーがM-1

100嫌気性微生物による VOC の分解を促進することがわかった。

M-210

サイトにおいて帯水層へ大豆ホエーを注入する実証試験

1では、大豆ホエーを注入したエリアで、TOC の増加と ORPの減少に伴った PCE、TCE、c1,2DCE および VC 濃度の低減が0-225-150-75075150225

確認された。また、Dehalococcoides 属細菌群の遺伝子量時間 (日)図 11を分析した結果、VOC 濃度の低減確認後における遺伝子量実証試験における TOC の推移が顕著に増加した。これらの試験結果より、現場スケール3.2.6においても大豆ホエーを VOC に対するバイオレメディエー

Dehalococcoides 属細菌群の遺伝子量

大豆ホエー注入前の 0 日目および M-2 における VOC の低ションの浄化促進剤として使用することができ、土壌汚染減確認後の 154 日目における Dehalococcoides 属細菌群の対策法にかかる指定基準を満たす水準で浄化可能であるこ遺伝子量の結果を表 4 に示す。大豆ホエー注入前では、M-1とが確認された。
今後は、大豆ホエーの供給濃度や保存日数等が VOC の分と M-2 の結果に顕著な違いは確認されなかった。VOC の低減確認後における M-2 では、M-1 と比較して 10 倍以上大き

参考文献

表 4 大豆ホエー注入前と VOC 低減確認後における

1)

Dehalococcoides 属細菌群の遺伝子量
M-10日(VOC低減(注入前)

確認後)154日0日

バイオ浄化用栄養材としての適用性、第 19 回廃棄物学会研(VOC低減(注入前)究発表会講演論文集、B5-5、2008.11確認後)

Dehalococcoides
属細菌 16S rRNA3)
7.3×1003.5×1014.0×100<2.0×101.8×101

3.3×10

6.3×100

6.3×103

Dehalococcoides
Dehalococcoides
属細菌 vcr A 遺伝子<2.0×10
3.8×1000006.7×101

2.5×103

高橋季之、井上潤一、山口和昭ほか：ワインの搾りかすを用いた VOC 汚染浄化に関する検討、第 23 回 地下水・土壌汚染

遺伝子
属細菌 bvc A 遺伝子

土壌汚染対策法の施行状況及び土壌2) 緒方浩基、四本瑞世、佐藤祐司ほか：BDF 副生成物の原位置

M-2
154日

環境省：平成 28 年度

汚染調査・対策事例等に関する調査結果、p.62、2018.4

遺伝子量(copies/mL)
項目

解促進に与える影響についての検討を行う予定である。とその防止対策に関する研究集会講演集、pp.85-88、2017.11― 14 ―