1. はじめに
現在，汚染した環境を修復する技術としてバイオレメディエーション(Bioremediation)技術が注目されている。バイオレメディニーション技術とは，徴生物，植物及び動物などのもつ生物機能を活用して汚染した環境を修復する技術である。生物を用いる環境浄化技術として，これまでに排水処理や有害物質分解微生物の開発などの多くの技術開発がなされてきた。しかしながら，最近の環境汚染は，トリクロロエチレンやテトラクロロエチレンなどの発癌性を有する揮発性有機塩素化合物による地下水・土壌汚染，ダイオキシンによる土壌汚染，有機スズ，PCBによる魚介類や底質の汚染，タンカー事故やバラスト水，廃油による沿岸域の油汚染，さらに工場跡地におけるカドミウム，水銀による重金属汚染などの低濃度・広範囲な汚染が問題となっているり。これらの低濃度，広範囲の汚染の浄化には従来の物理化学的処理では対応が困難なため，バイオレメディエーション技術の活用が注目されているか~り。ここでは，最も技術の進んでいる微生物を中心に，原位置バイオレメディエーション技術の現状について述べる。
2.活用可能なパイオレメディエーション技術
バイオレメディエーション技術の活用はまだ緒についたばかりであるが，いろいろな分野で実用化が可能となってきた。現在実用化されている技術及び今後実用化が期待される技術の対象物質，活用場所及び活用生物を表1に示す。下線を引いた部分は実用化されている技術である。重金属に関しては，水銀と６価クロムの研究が進んでいる。水銀に関しては，有機水銀を無機水銀に加水分解し，さらに金属水銀に還元する微生物が見出されており，ドイツでは排水の浄化に活用されている。筆者らも100 mg/lの塩化第二水銀を金属水銀に還元し，水中あるいは土壌中から水銀を除去できる種々の組換え微生物を作成している9。また６価クロムを３価に還元し，沈殿除去できる細菌も見出され，中国では排水処理に用いられている》。さらに，植物の保有するカドミウム，鉛などの重金属蓄積能を活用する汚染土壌の浄化法が期待されている》。一方, PCB,テトラクロロエチレン,トリクロロエチレン，ダイオキシンなどの有機塩素化合物を分解する種々の微生物が分離されているか。PCBでは紫外線照射で3塩素化以下の低塩素化 PCB に変化させた後に，微生物で分解させる水処理技術が実用化されている。テトラクロロエチレンやトリクロロエチレンの場合には、鉄粉で脱塩素化した後に，微生物で分解する土壌浄化法が実用化されているか。植物を用いる有機塩素化合物の分解能も明らかにされつつある。農薬に関しては，分解遺伝子を組み込んだ植物による浄化が期待されている。またNOxやSOxを浄化する植物の開発が注目されている”。 BODやCOD成分の除去には，河川中に生物膜のような微生物の住みかを増やして浄化に役立てる工夫がなされている。また富栄養化の要因となる窒素，リンの除去に，活性汚泥の操作条件を制御することによる高効率

汚染現場の調査
汚染物質の種類、濃度、分布土壌の種類水理、地質学的特性バイオトリータビリティテスト分解微生物の分離組換え微生物の開発フラスコ、カラム試験（効果）処理システムの検討固体処理スラリー処理原位置処理バイオリアクターパイロット試験効果リスク評価（希性、中間物質、微生物の挙動）汚染現場の浄化図1.バイオレメディエーションのプロセス.な排水処理技術が開発されている。また河川・湖沼においては，古くからホテイアオイ等の植物による除去が活用されている。油の汚染に関しては微生物を活用する方法が実用化されているか。
3.原位置バイオレメディエーション技術の種類
3.1.バイオレメディエーション技術とは⅓
バイオレメディエーション技術は，微生物の活用法により２つに分類される。一つは，バイオスティミュレーション(Biostimulation)といわれ，汚染した土壌・地下水に窒素，リンなどの無機栄養塩類，メタン，堆肥などの微生物の増殖に必要なエネルギー源としての有機物,さらに空気や過酸化水素等により酸素を供給し，現場に生息している微生物を増殖させて浄化活性を高める方法である。もう一つはバイオオーグメンテーション(Bioaugmentation)とよばれ，汚染現場に浄化徴生物が生息していない場合に，培養した微生物を導入して浄化する方法である。バイオレメディエーションのプロセスを図１に示す。まず汚染の状況を正確に把握した上で浄化対策技術を検討する必要がある。すなわち汚染物質の種類と濃度，汚染の広がり，汚染土壌の物理化学的性質，地下水の水理学的特性などを調べる。ついでフラスコ,カラム,ライシメータなどを用いて汚染物質の生分解性を明らかにし，分解が困難な場合には，汚染物質を分解する微生物を分離する。分解能が低い場合には分解菌を育種し分解能を強化する。次に汚染の状況に合わせて処理プロセスを選択する。すなわち固体処理（Solid phase bioremedi- ation,バイオパイル),スラリー処理(Slurry phase bioremediation),原位置処理(In situ bioremediation,ランドファーミング,バイオベンティング,バイオスパージング，地下水循環方式，ファイトレメディエーション,ナチュラルアテニュエーション),バイオリアクター (Bioreactor)等についてバイロットスケール規模での浄化試験を実施した上で現場への適用が可能となる。最近は，建物が建っているところでも浄化の可能な原位置処理が注目されている。
3.2 原位置バイオレメディエーション技術の種類
以下に現在使用されている主な原位置バイオレメディエーション技術を紹介する。 1）直接注入方式徵生物，窒素，リン等の栄養塩類，空気，過酸化水素等の酸素供給物質，メタン，トルエン等の有機物を，地下水あるいは土壌中に垂直井戸や，水平井戸を用いて直接注入する。注入物質の制御が困難なことから，汚染物質や分解生産物の消長をモニタリングし，影響範囲を常に把握することが必要である。 2）地下水循環方式辻入井戸と揚水井戸の２本の井戸を用いる場合は，一般に，下流側の井戸から汚染した地下水を汲み上げ，汚染物質を除去した後に分解促進物質を加え，汚染の上流側の井戸から注入する（図２）。１本の井戸で行う場合は，上部と下部に汲み上げ及び注入ポンプを設置し垂直混合を行う。汚染物質や注入物質の制御が可能となる
(図3 )。
3）分解バリャ壁方式(Permeable Reactive Barriers)栄養塩類，酸化物質，還元物質等で活性な微生物壁を作り，地下水が通過する際に浄化される方式。微生物壁への栄養物質の常時注入や，徴生物壁を厚くする等の検討がなされている。撰発性有機塩素化合物に関しては検討が開始された段階である。 4)バイオベンティング土壌の不飽和帯に空気の流れを作り現場に生息する微生物活性を高め，有機物質の分解を促進する技術である。空気注入と真空抽出を同時に行うが，さらに窒素やリン等の栄養塩類を添加すると効果が増大する。一般に浄化に６ヶ月～２年を要し，透過性の低い土壌や粘土質土壌には不向きである（図４）。 5)バイオスパーシング空気あるいは酸素および栄養物質を水飽和帯に注入し，微生物活性を増大させ汚染物質を分解除去する技術である。ディーゼル油,ジェット燃料,ガソリン等の石油汚染の浄化に有効であり，同時に，水不飽和帯の土壌に吸着している物質の除去にも有用である。汚染物質が揮発性の場合は特に効果が高い。しばしば真空抽出やバイオペンディングと併用される（図5 )。 6)ファイトレメディエーション最近，土壌の浄化に植物を活用するファイトレメディエーション(Phytoremediation)の研究が注目されている。汚染した土壌に浄化植物を植え，根圏による浄化あるいは植物の根が汚染物質を吸収し，体内で分解し，大気へ放出する現象を活用するもので，植物の浄化力が次々と報告されているり。地下水が1,1,2,2–テトラクロロニタンとトリクロロニチレンで汚染した表層土壌4000 m²に183本のポプラの木を植え，汚染した地下水の拡散を止めると共に分解除去することを目的とした研究がたされた。揮発性有機塩素化合物の濃度は最大で260 mg/lで地下水位は0.9〜1.2 mであった。この場所は地下水位が高く，土壌洗浄，揚水，真空抽出などの技術が適さないため，新しい技術が検討された。植栽により地下水中に含まれていた260 mg/lの揮発性有機塩素化合物は検出限界以下となり，ファイトレメディエーションの効果が確認されたが。 7）ナチュラルアテニュエーション31ナチュラルアテニュエーション(Natural attenuation)は土壌や地下水の自然の浄化力を利用する，受身的な浄化技術である。石油汚染の浄化に有効であるが，浄化能は生物分解，拡散，揮発，吸着等の作用に基づいている。石油系炭化水素の浄化には，生物分解が最も重要な作用である。環境中にはわずかではあるが常に栄養物質が存在しているため，そこで土質が多孔質の場合は酸素が大気中より供給され好気分解が進行するが，粘土質のように透過性の低い場合は酵素の供給が少ないため嫌気的となり，嫌気分解が重要な作用となる。バイオレメディエーション技術の長所は，1）生物を活用するため，常温，常圧で反応が進むため省エネルギー的技術である。2）薬品を使用しないため二次汚染が少ない。3）原位置での汚染の修復が可能である。4）低濃度，広範囲の汚染の浄化に適応できる。5）他の処理法と比較しコストが安いなどがあげられる。また，短所としては，1）種々の物質で汚染されている場合は，技術開発が必要である。2）物理化学的処理に比べ浄化に長期間を要する。3）生分解されない物質には適応できない。4）有害な中間分解生成物の有無を調べる必要があるなどがあげられる。
4. 揮発性有機塩素化合物の原位置における分解機構
1）好気的分解（直接分解）好気的直接分解は，汚染物質が微生物の増殖物質として利用されると共に電子を放出する反応である。発生した電子は，電子受容体を必要とする。現場における電子受容体は，酸茶，硝酸，マンガン（４価）,鉄(３価),就實，二酸化炭素である。塩素数の少ない化合物シクロロエチレン(DCE),ジクロロエタン(DCA),ビニルク¤リド(VC),シクロロメタン(MC),クロロメタン(CM)は好気的に分解され，ニネルギー源として利用されると同時に二酸化炭素，水，塩化物イオンが生成されヴ9,10 (図6 )。 2）好気的分解（共役分解）好気的共役分解は，対象外物質の代謝により生成された酵素や補酵素により対象物質が分解される反応である(図7 )。エネルギーの生成が認められないため，分解微生物の増殖には役に立たないが，電子供与体としてメタン,エタン,ブロバン,エチレン,ブタン,芳香族放化水素(トルエン,フェノール),アンモニア等が利用されて分解酵素が生成されることにより, TCE, DCE, VC, TCA, DCA, CF, MCの好気的分解が可能となる。一般に，塩素化脂肪族炭化水素はオキシゲナーゼによりニポキシドが生皮され，ニポキシドは，不安定のため直ちにアルコール，脂肪酸に変化する（図8 )。 3）嫌気還元的脱塩素化分解（直接分解）嫌気還元的直接脱塩素化分解は，塩素イオンが水素と置換する反応であり，微生物はエネルギーを獲得し増殖できる。この反応で塩素化合物は電子受容体として働き，水素は電子供与体として働く。有機物の分解により生成される水素も利用される。この反応はハロ呼吸あるいはデハロ呼吸と呼ばれる。すなわち，PCE，TCE，DCE，VC，DCAが電子受容体として働き，水素が塩素と置換して外れる。この反応は，塩素数の多い物質ほど容易に進行する。VCは，嫌気よりも好気的のほうが分解され易いが，嫌気条件下で3価の鉄が存在すると二酸化炭素に分解されること，フミン酸が存在する湿元状態でDCEがVCに，さらにVCが二酸化炭素に変換する反応も知られている。嫌気還元的脱塩素化反応において，水素は重要な電子供与体である。脱塩蒸化微生物はメタン生成菌の増殖する10分の1以下の低い水素濃度でも生育できるが，硝酸還元菌や硫酸湿元菌により増殖が阻害されることが報告されている。翌元的脱塩素化分解は，乳酸，酪酸，メタノール，エタノール，安息香酸等の存在で促進される。 4）嫌気湿元的脱塩茶化分解（共役分解）嫌気湿元的共役脱塩素化分解は，共役的化合物の代謝により生産される酵素や補酵素により進行する。これらの酵素は水素受容反応に関与するもので，PCE，TCE， DCE, VC, DCA, CTを嫌気条件下で脱ハロゲン化するが，この反応でのユネルギーの発生は認められない（図9）。一般に，直接的か共役的かを区別することは大変困難である。 5）嫌気的脱塩茶化分解と好気的分解の併用嫌気還元的共役脱ハロゲン化分解と好気的分解の両者を利用する併用分解が注目されている。嫌気湿元的共役分解微生物は，分解対象物質の100〜1,000倍量の有機物を必要とすることがあるので，嫌気還元的共役分解徴生物の持つ低塩素化反応を利用した後に，好気的分解微生物を活用することが検討されている。
5. 塩素化脂族族炭化水素(Chlorinated Aliphatic
Hydrocarbon, CAH)で汚染した土壌・地下
水浄化のためのバイオレメディエーション技荷の開発
1）米国EPA（環境保護庁）によるバイオレメディエー
ション実施例11
米国EPAは, CAHによる土壌・地下水汚染に対して種々のバイオレメディエーション技術の開発に取り組んでいる。これまでに取り組んだ９ヶ所のバイオレメディエーション実施例を表２にまとめた。いずれの場所において，汚染の経緯，汚染物質，地質学的・水理学的特性，実施された浄化技術，浄化の結果，費用等について報告がなされているが，その概要を紹介する。3カ所は現場の浄化を目的にしたものでいずれも嫌気的処理法である。残りの６カ所はいずれも実証試験であり，２カ所は，嫌気的還元反応を利用したもの，４カ所は，好気的分解法に関するものである。 (1) Moffett Naval Air Stationサンフランシスコの南35マイルのところにあり，1933年から1994年まで空軍基地として使用された。石油, TCEやPCE等のCAHで汚染されたため，1986年9月から1998年11月にかけメタン,トルニン,フェノールの添加によるバイオスティミュレーションによるTCE, PCEの浄化が試みられた。汚染した地下水は，4～6 m
と比較的浅く，砂質とレキ層のため地下水流速は1.5～3 m/dと速く，透水係数は0.11 cm/secであった。注入井戸より有機栄養物質を含んだ地下水が注入され，６ｍ離れた揚水井戸を用いて循環方式による実証試験が実施された（図2参照）。メタンを炭素源として用いた場合,メタン5～6 mg/l,酸素15～25 mg/lを溶解した地下水を1〜1.5 l/minで注入し，10 l/minで揚水した。現場でのTCEとPCE濃度が低かったため，両物質を添加した系で実施された。電子供与体として添加したメタン,フェノール,トルエン濃度は平均で6.6, 12.5, 9 mg/lであったが，フェノール，トルニンを用いた場合は93〜94%, メタンでは19%のTCEが分解された。添加したTCE濃度は0.048～.097 mg/lの範囲であった。メタンを使用した場合は浄化効果が低かったが，いずれも浄化の効果が確認された。 (2) Edwards Air Force Baseロスアンゼルスから60 km増れたところに位置し, 1958～1967年の間空軍基地として使用された。ニンジンの洗浄にTCEが使用され, TCEは地下を通して3,200フィート先まで汚染が広がった。帯水層は二層あり上層が地下より9～17m,その下2ｍの間隔をおいて5ｍの第二帯水層が存在した。TCE濃度は500～1,200 μg/lであり，平均濃度は，上層が680 μg/1，下層が750 μg/1であった。土質は砂質シルトであった。透水係数は, 1.5～5.5 × 10−3/sec,地下水流速は6.9 cm/dであった。 TCEで汚染した地下水に,トルエンと酸素および過酸化水素を含んだ水を注入すると共に深さを変えて揚水し，地下水を１本の井戸で循環させることによる浄化が試みられた（図３参照）。直径８インチの24 mの深さの井戸２本を10ｍの間隔に設置した。それぞれの井戸には10 mと15 mのところにスクリーンがあり38 l/minで水を循環した。一本の井戸は，下層に注入し上層で吸引し，他方は上層に注入し，下層で吸引した（図10)。トルニン0.67 mg/l,過酸化水素47 mg/l (DO44 mg/l)を含む地下水を注入した。開始後0 ～136日までは分解菌を増殖させ，定常状態となった142～271日，317～444日についてTCEの分解が調べられた。井戸の周辺480 m²に20本のモニタリング井戸を設けた。7.5 m 離れたモニタリング井戸の調査結果では1,150 μg/lのTCEが97%被少し，トルエンの効果が確認された。コストについても検討がなされた。 (3) Savannah River Site 300平方マイルの広さに米国ニネルギー省の核関連物質の研究施設と製造部門がある。1950-1980年代にかけ排水が処分池に行く途中で漏れ，TCE及びPCEの高濃度汚染が生じた。1985年から揚水処理が開始された。汚染は1,200ニーカーに及び，地下水はTCE 10～1,031 µg/l, PCE 2~124 µg/l,土壌はTCE 0.67~6.29 mg/kg, PCE 0.44〜1.05 mg/kgであった。メタンの注入による浄化試験が実施された(図11)。地下水位は，120〜135フィートの深さであり，土質は比較的水の通りやすい砂質であった。上層，下層に２本の水平井戸を設置し，下層にメタンを含んだ空気を注入した。下層の井戸は，深き175フィートのところに長さ310フィートの注入水平井戸を，上層は深さ80フォートのところに205フォートの空気吸入水平井戸を設置した。メタン１％を含む空気を240立方フィート/minで384日間注入した結果，土壌中のTCE, PCEは5 ppb以下となりほとんどが除去された。除去された量は，真空抽出由来が12096ボンド，微生物による分解は，4,838ポンドであった。1％メタンの注入で105 MPN/mlのメタン菌が増殖し，50%のメタンが消費された。メタン注入の効果が確認された。 (4)  Texas Gulf Coast Siteヒューストン市の近くにあり，多くの製造工場が1952〜85年まで稼動していた。1986年にTCE汚染が見出され，以後モニタリングが実施された。TCE濃度は1986年には50 mg/1であったが，1995年には22 mg/1に減少し，DCEの生成が認められた。このことから現場ではナチュラルアテニュエーションが進行しているものと考えられた。1995年からバイオレメディエーションが開始された。汚染面積は，600×700フィート，深さは12〜20フィートのところであった。帯水層は２層あり，上層が汚染されていた。上層と下層との間に厚いレキ層があり，このため下層は汚染されていなかった。このレキ層に吸引井戸を４本，深さ10フォートのところに注入井戸を４本それぞれ交互に100フィートの間隔で設置した。トレンチの長さは総計で吸引井戸1,800フォート,注入井戸は1,100フォートとなった。注入井戸よりメタール500 mg/l, N 9 mg/l, P 9 mg/lを添加したものを注入し，12ガャン/mlの水を循環した。1995年64月から1998年12月まで実施され，除去率はTCE 99% (11.8 →0.12 mg/l),  DCE  87%  (1.28→0.165 mg/l0),  VC  30% (0.078→0.054 mg/l)であった。栄養塩のみの添加での分解速度は2 %/monthであったがメタノール添加により10%/monthに上昇した。嫌気的分解の効果が確認された。 (5) Avco Lycoming Superfund Siteベンシルバニア州にあり，自転車製造，ミシン製造など，多くの工場が1929年から稼動しているが，1980年代に水道水源地下水がTCE, DEC, 6価クロム,カドミウムで汚染されていることが判明し，揚水処理が開始された。1995年5月に糖蜜注入，エアースパシング（図5参照）及び土壌ガス抽出によるバイオレメディエーションが計画され，1995年10月から1996年6月まではバイロット試験，1997年1月から現場浄化が開始された。現場は砂質シルト土壌であり，地下水の汚染はTCE 0.7 mg/l, 6価クロム3 mg/l,カドミウム0.8 mg/lであった。本実験での糖蜜は，20ヶ所の直径４インチの井戸より毎日２回注入された。1998年7月の結果では，多くの井戸が嫌気的となり脱塩素化反応が進行した。六価クロムは1,950 μg/lが10 μg/lとなり99％が除去された。またTCEは90% (67→6.7 µg/I), DCEは開始10ヶ月後7→100 µg/lと増加したがその後19 µg/lに演少した。糖蜜の注入はTCE及び6価クロムの除去に有効であることが明らかとなった。 (6) Emeryville 1952年から1995年までニッケルメッキを中心とする金風メッキ工場が稼動していたが，有機溶媒と油による地下水の汚染が見出された。1977年から1985年にかけて地下水のモニタリングがなされ６価クロムとTCEの汚染の進行が確認された。1995年より糟蜜を直接注入し，脱ハロゲン化による浄化と６価カクロムの還元浄化が開始された。現場はクレイ土壌で地下水位は3.5～8フィートの深さで，地下水流速は60フィート/yrであった。バイロット試験は，1995年8月～1996年2月まで実施された。土壌中を嫌気にするため糖蜜が水道水で希釈し注入された。TCEは1995年４月には10 mg/lであったが, 1996年２月には4.2 mg/1に低下した。
(7) Watertown
1800年代の後半から石炭ガス，金属製品等の製造が行なわれていたが，現在は，電子部品製造工場が稼動している。過去の汚染や工場からの不適切な廃棄物処分によりTCE, PCEの土壌，地下水汚染が生じた。地下水位は８フィートと浅く，土壌は砂質クレイからなっていた。PCE, TCEを除去するため嫌気及び好気の両者の方式が検討された。初めは地下水循環方式嫌気条件下でPCE, TCEをDCE, VCにし，ついで好気条件下でDCEと VC を分解する方式であった（図２参照）。３本の注入井戸と３本の吸引井戸が設置された（図２参照）。浄化面積は10×20フィートであり，井戸の13～20フィートにスクリーンが設けられ，乳酸と栄養塩類が注入されth嫌気的脱塩表化を促進するため，アンモニア25 mg/l,トリポリリン酸カリウム25 mg/l,乳酸100 mg/l,酵母エキス5 mg/lがpH 7の条件化で1996年11月～1997年6月まで問欠的に添加され，６月には地下水中の乳酸が350 mg/lに増加した。この間地下水は循環された。 1997年7月から酸素発生物質(ORC)が添加された。好気的になるのに１月を要した。ORCと同時にメタンが週１回の頻度で２ヶ月間注入された。嫌気条件の最初の４ヶ月間は，PCE，TCE，DCE，VCの分解はほとんど認められなかったが，その後DCEの濃度が増加した。メタン濃度は初め0.2～0.3 mg/lであったものが0.05〜0.1 mg/1に減少し，硫酸湿元菌が増殖し分解に寄与したと考えられた。好気条件下の1997年7月にはTCE濃度は12 mg/lから1 mg/l以下に低下し，VOCの80％の分解が確認された。VCの半減期は45日であったが，好気条件の後半では22日となった。フィールド試験に15万ドルを要した。 (8) Dover AFB 1941年から使用されていたが1951～70年の間23万立方フィートの溶剤，廃燃料，油等が廃棄され1989年TCE, PCE,重金属,硫素による土壌,地下水汚染が見出された。PCE, TCE, cis-DCE, VCの濃度は46, 7,500, 1,200, 34 μg/lであった。砂質土壌であり，地下水は，10〜12フィートで浅かった。地下水循環方式による嫌気的脱塩茶化反応とバイオオーグメンテーションが検討された(図12)。40×60フィートの浄化対象地域に3本の注入井戸と３本の抽出井戸を設置し3.06ガロン/minの速度で地下水を循環した。乳酸ナトリウムは炭素として100 mg/lの濃度で注入され，3.75日は乳酸を，その後の2.75日はアンモニアとリン酸を含む栄養塩溶液が交互に注入された。バイロット試験は，1996年９月から1998年３月まで18ヶ月間実施され，100 mg/lの乳酸ナトリウムが注入され，最初の５ヶ月間はTCEが徐々に減少し，cis-DCEがわずかながら増大した。VC,エタンの変化が認められなかったため，1997年１月に乳酸濃度を200 mg/lに増やした。５月にDCEが生成されたが，その後減少しなかったため６月に180Lと171Lの微生物が注入された。90日後，VC,エタンの生成が確認され, 1998年3月にはTCE, DCEの75～80％がエタンに分解された。無処理の対照区ではTCEからDCEの生成は認められなかったことから浄化の効果が確認された。50日後の1996年10月に注入井戸の目詰まりが発生したため新たな井戸を用いて継続したが，1997年３月に再び目詰まりが発生した。乳酸ナトリウムを乳酸に換えてみたが目詰まり防止効果は認められたかった。目詰まりの洗浄に過酸化水薬が有効であった。 (9) Dower AFB Building 1941年から航空基地として利用されていたが，TCE 250 mg/kg, TCA 10~1,000 mg/kg, DCE 1~20 mg/kgによる土壌汚染，TCE 19 mg/1による地下水汚染が見出された。ベンゼン,トルエン,エチルベンゼン,キシレン(BTEX)でも汚染されていた。浄化試験区は20×30フィート，深さ10フィートであり，ここに３本の井戸を設置しプロパンを注入するバイオベンティングを実施した。80箇所ヶ所の土壌を採取し調査を行ったところ26ポンドの揮発性有機塩素化合物とBTEXの存在が確認された。1,1,1-TCAが70%以上を占めていた。1997年12月から1998年４月までブロパンを注入。 1998年３月から1999年6月までバイオベンティングが実施され，80ヶ所の土壌分析がなされた。TCEの場合，0.25～10 mg/kg以上汚染していた土壌はすべて0.25 mg/kg以下なり， TCAの場合，0.5～100 mg/kg以上の汚染箇所はすべて0.5 mg/kg以下ととなり, cis-DCEの場合0.25〜20 mg/kgの汚染箇所すべてが0.25 mg/kg以下となった。また，土壌中の塩化物イオンが増加し，共役的バイオベンティングの効果が確認された。
2）わが国での原位置実証試験
(1)バイオスティミュレーション技術を活用した実証試条揚水した地下水に，酸茶，メタンガス，窒茶，リンを溶解して，汚染地層中に注入し，汚染地下水中にいるメタン資化性菌を増殖・活性化させて，原位置地下水循環方式でトリクロロエチレン汚染地下水を浄化する現場実証試験が，バイオレメディエーション・コンソーシアムと環境庁との共同で1994〜95年度にかけて実施された。汚染場所は，工場敷地内の地表から14～23 mの第一帯水層上部で，5～7 mg/lのTCEで汚染されていた。現場では，地下水の浄化を目的として，揚水井戸が設置され，１日に１００トンの汚染地下水が揚水曝気処理された後に放流されている。この放流水50トンに，酸素204mg/l，メタン10 mg/l，さらに窒素とリンを添加し，上流側の注入井戸３から１カ月間注入し，その後注入を学止した。注入井戸から3.5 m下流の観測井戸1及び7 m下流の観測井戸２より地下水を採水し，TCE濃度，メタン資化性菌数を測定した。7 mg/lあったTCEが注入停止後40日以上経過しても飲料水基準の0.03 mg/l以下であった。顕著なバイオレメディエーションの効果が確認された12,13)。地下水中にはメタン資化性菌数は1 ml中に10¹〜10²存在していたが，10日後には10°のレベルに増加した。 (2)バイオオーグメンテーション技術を活用した実証試&通産省のプロジェクトとして，1996〜2000年度にかけTCE汚染地下水のバイオオーグメンテーションが実施された。TCE分解菌を井戸より注入し同じ井戸より揚水する方式であった。すなわち，TCEが0.789 mg/lで汚染されている地下水に，現場から分離したトルニン資化性TCE分解菌Ralstonia eutropha KT-1株の培養休止菌体OD=1を10 L/分で11時間注入し，さらにKT-1株を地中内部に押し込むため脱塩茶水道水を６時間注入した。その後，3 L/分で揚水を開始しTCE濃度の変化を調べた。KT-1株を添加しない系では，揚水と同時にTCEが検出され，24時間後にはTCEが0.03 mg/lとなったが，添加系では50時間後でもTCEは検出されず300時間まで0.03 mg/l以下であった。オーグメンテーションの効果が確認された。わが国で初めての試みであった-14)。
6.パイオレメディエーション技術の最近の動向
2000年7月に京都で第5回国際環境バイオテクノロジーシンボジュウムが開催され，世界約40ヶ国，500人以上が参加し，400件の発表がなされた。微生物による塩素系化合物及び油のバイオレメディエーションに関してはそれぞれ40件以上の発表があった。塩素系化合物については特にTCE, PCE,ダイオキシン, γ-BHC, PCB,ベンソエート等に関する数々の新規な分解菌，分子育種による新機能の獲得，脱ハロゲン機構の解明等新しい多くの知見が報告された。油についてはクウェートの油汚染，油汚染の浄化促進を目的とする長鎖炭化水素及び芳香族化合物分解菌の開発，エマルション化への促進技術等多くの基礎技術の紹介がたされた。重金属除去，N, P除去，廃棄物処理のセッションもそれぞれ30件以上の発表がなされた。藻類，細菌，植物による亜鉛，水銀，銅，クロム，ヒ素，鉛，アルミニウムの除去，またリン除去に関与するキナーゼの活用，リン蓄積システム，硝化脱窒機構,メタン発酵の効率化,コンポストの分子生鹿学等多くの実用化を目指した研究成果が発表された。米国においてはバイオレメディエーションの技術開発が精力的になされている。2001年６月に第６回バイオレメディエーション国際シンポジウムがサンディエゴで開催された。本シンポジウムは，２年に一回来国で開催されるが，約30カ国1500人が参加し，約600件の発表がなされた。本シンポジウムでは汚染現場の浄化に関する発表が多くなされ，新しいアイディアが次々と報告された。浄化の対象物質として，トリクロロエチレン, MTBE, ＝トッ芳香族化合物, PCB,多環芳香族化合物,石油，農薬，クレオソート等であった。ダイオキシン,テトラクロロエチレン,高塩素化PCBのような難分解性物質でも，嫌気条件下では脱ハ¤ゲン反応が容易に生じ，分解することが見出された。最近，鉄触媒や水素やボリ乳酸の添加により嫌気条件を作り，脱ハロゲン反応を促進させる方法や，嫌気的処理の後に好気的微生物で分解する化学的な手法と生物的手法を組み合わせた技術が実用化され，注目されていろか。
7.おわりに
わが国において，化学物質の湿元能や紫外線を利用して，脱ハロゲン化した後に，生物処理を併用するPCEやPCBのハイブリッド分解技術やバイオバイルによる油汚染土壌の浄化技術が実用化される等，バイオレメディエーション技術が急速に進展している。しかしながら，バイオオーグメンテーション技術の安全性については微生物を導入することから研究例が少ない。1998年の5月に通産省から，組換え微生物等の野外利用のための指針が定められた。また1999年3月に環境省より単一微生物を地下に注入し，汚染地下水を浄化するための安全性に関する指針が定められた。安全性の考え方が明らかとなったため，今後は多くの研究例が報告されるものと期待される。生物修復技術は，環境ホルモンのように低濃度，広範囲な土壌・地下水汚染の浄化に最も適した技術と考えられ，今後の発展が期待される²~5.15)。
敢
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