"塩化カリウム溶液を電気分解して作製した酸性電解水で重金属に汚染された土壌を洗浄することを特徴とする汚染土壌の浄化方法。前記酸性電解水のpHが2~7である請求項1に記載の汚染土壌の浄化方法。洗浄後の土壌のpHを、塩化カリウム溶液を電気分解して作製したアルカリ性電解水を用いて調整することを特徴とする請求項1または2に記載の汚染土壌の浄化方法。前記重金属が鉛、クロム、カドミウム、亜鉛、銅から選ばれる少なくとも1種である請求項1~3のいずれか1項に記載の汚染土壌の浄化方法。したがって本発明は、環境に優しく安全であり、より細かい粒径まで洗浄できる、汚染土壌の浄化方法を提供することを目的とする。上記の課題は以下の手段により達成された。1塩化カリウム溶液を電気分解して作製した酸性電解水で重金属に汚染された土壌を洗浄する汚染土壌の浄化方法。2前記酸性電解水のpHが2~7である1項に記載の汚染土壌の浄化方法。3洗浄後の土壌のpHを、塩化カリウム溶液を電気分解して作製したアルカリ性電解水を用いて調整することを特徴とする1または2項に記載の汚染土壌の浄化方法。4前記重金属が鉛、クロム、カドミウム、亜鉛、銅から選ばれる少なくとも1種である1~3項のいずれか1項に記載の汚染土壌の浄化方法。本発明の浄化方法では、塩化カリウムを用いるため、環境に優しい。カリウムは肥料としても用いられているため、土壌に残存しても塩害の心配がない。また、電気分解により生成される低pH酸性電解水を用いることにより重金属の溶脱が促され、かつ、より細かい粒径の土壌まで洗浄が可能である。さらに、洗浄後、アルカリ性電解水で土壌のpHを調整することもでき、環境に与える影響をより抑えることができる。本発明の土壌の浄化方法は、塩化カリウム溶液を電気分解した酸性電解水を用いることを特徴とする。酸性電解水のpHは電解質の種類、電解質濃度、電気分解時間によって決まるが、浄化する土壌の汚染状態、重金属の種類などに応じて、適宜調整される。通常pH2~7の間で調整するのが好ましい。酸性電解水が汚染土壌の溶出特性に寄与する理由は明らかではないが、イオン交換やpH低下に伴う重金属化合物の溶解度の増加などによって溶出量が増すと推定される。また、酸性水溶液の粘性が低いため、細かい粒まで洗浄が可能となる。具体的には粒径0.004~2mmの土壌の浄化に好適である。塩化カリウムの濃度も適宜調整されるが、0.01~0.2wtが好ましく、0.05~0.1wtがより好ましい。上記下限値以上であることにより十分な溶出効果を得ることができ、上記上限値以下であることにより環境負荷が低い。最適pHは浄化対象土壌からの溶出量が最大となるように決定する。また、塩濃度は電気分解時間が所定のpHに達成できるように決定する。通常15分以内である。汚染土壌の重金属の種類は、水素イオンやカリウムイオンとのイオン交換ができ、あるいは、pHの低下による化合物の溶解度が増加するものであればよく、例えば鉛、クロム、カドミウム、亜鉛、銅などがあげられる。浄化方法は特に限定されないが、そのひとつとしてはドラム洗浄がある。掘削した汚染土壌をドラム洗浄機内で洗浄するものである。これに先立ち溶出試験を行い、適切な酸性電解水のpHや塩化カリウム濃度を決定する。浄化の時間や回数も汚染状態に応じて適宜決定されるが、1回のドラム洗浄は5~40分であることが好ましい。回数は1~3回であるのが実際的である。なお、酸性電解水を作るとき、アルカリ性電解水も生成する。酸性電解水で洗浄した土壌を、最後にこのアルカリ性電解水で洗浄処理すると、土壌のpHが調整されるので好ましい。以下に、本発明を実施例に基づいてさらに詳細に説明するが、本発明はこれにより限定して解釈されるものではない。実施例1下記の汚染土壌S-1~S-3を用いて、鉛の溶出試験を行った。試験はイオン交換水と下記に示す塩化カリウムの酸性電解水を用いて行った。鉛汚染土壌土壌試料には模擬汚染土壌S-1と自然汚染土壌S-2およびS-3を使用した。模擬汚染土壌は、篩で粒径2mm以下に分級した非汚染土壌に硝酸鉛水溶液を添加して良く混合した後、攪拌しながら風乾させて作製した。鉛濃度は約450mg/kg環境基準値の約3倍になるように調整した。自然汚染土壌は実汚染土壌から採取した後、模擬汚染土壌と同様に分級および風乾を行った。酸性電解水塩化カリウム濃度が0.01wtと0.1wtとなるようにイオン交換水と混合して希薄溶液を作製し、電解水生成器NKD-700、ポータブル強酸性水生成器、アルテック社製で10分間電気分解した。得られた酸性電解水のpHをpHメーターD-55、商品名、HORIBA社製で測定した。塩化カリウム0.01wtのときpHは3.50、0.1wtのときpH2.30であった。鉛含有量試験及び溶出試験汚染土壌からの鉛溶出特性を調べるために、昭48年環告13号および平3環告46号試験を参考にして含有量及び溶出試験を行った。含有量試験では、土壌1gに対し1N塩酸33mL固液比約3:100を加えて室温で2時間振盪した。振盪後、3000rpmで20分間遠心分離を行い、上澄み液を孔径0.45μmのフィルターでろ過して、検液とした。検液中の鉛濃度をICP発光分析装置ICPS-7000、高周波プラズマ発光分析装置、SHIMADZU社製にて測定し、単位土壌当りの鉛含有量mg/kgに換算した。溶出試験では、土壌3gに対し溶媒30mL固液比1:10を加えて室温で6時間振盪した。含有量試験と同様に遠心分離とろ過を行い、検液中の鉛濃度mg/Lを測定した。溶出試験の溶媒にはイオン交換水と上記酸性電解水を使用した。各試験は同じ条件で3回行った。含有量試験結果を図1に示す。いずれも土壌環境基準値150mg/kgを大きく超える値であった。模擬汚染土壌S-1からの鉛溶出量を図2に、自然土壌S-2からの鉛溶出量を図3に、自然土壌S-3からの鉛溶出量を図4に示す。図中、IEWはイオン交換水を示す。溶媒に酸性電解水を使用した試験では、塩化カリウム濃度が高い酸性電解水のほうが低い酸性電解水より鉛溶出量が多い。塩化カリウム濃度が高いほうが低pHであるためと考えられる。自然土壌に対し塩化カリウム濃度が0.01wtの酸性電解水を使用したときの試験結果は、イオン交換水と同程度S-2かそれ以下S-3となった。溶媒の初期pHが低いにもかかわらず鉛溶出量が増加しなかったのは、溶液pHだけでなく鉛の形態や溶液中の共存元素に影響を受け、含まれる鉛化合物が多様であるために複雑な挙動を示したものと考えられる。したがって、処理対象土壌に対し、予め予備試験を行い、個々に塩化カリウム濃度やpHを設定する必要があることがわかる。汚染土壌からの鉛溶出率は表1の通りである。鉛溶出率は、鉛溶出量mg/kgに換算を鉛含有量mg/kgで除した値に100を乗じて求めた。模擬汚染土壌S-1からの鉛の溶出率は、イオン交換水を用いた試験では15、酸性電解水を用いた試験では32、76であり、特に塩化カリウム濃度の高い酸性電解水は汚染土壌からの鉛溶出に対して効果的であると認められる。塩化カリウム濃度の高い酸性電解水の自然土壌からの鉛溶出率は、S-2,S-3それぞれで11と3.9であり、限定的ではある。繰り返し洗浄により更に濃度を低減させることが可能と考えられる。"