Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## c）熱処理による土壌からのCs溶出特性変化の分析

## （1） 実験方法

平成25年11月19日岩手県滝沢市の滝沢演習林より採取してきた針葉樹林A₁層の土壌を磁皿に各20gずつ電子天秤を用いて、正確に量りとった。これを21サンプル用意し、それぞれに安定Cs溶液10mg/Lを1mlずつ添加した。そして、そこに蒸留水約10mlを加え、約1分間ガラス棒を用いて、よく攪拌した。その後、45℃に設定した乾燥機に20時間入れ、乾燥させた。20時間後、それを取り出して、そのうちの3サンプルをマッフル炉を用いて、100℃、1時間で熱処理を行った。これと同様の作業を200℃、300℃、400℃、500℃、600℃と各温度3サンプルずつ行い、またマッフル炉による熱処理を行わずに常温のまま溶出試験を行うサンプルも3つ用意した。十分に室温まで冷ました後、1つずつ電子天秤を用いて質量を計測した。質量が均等になるように2つに分けた後、そのうちの1つに関してはそのまま100mlのポリボトルに入れ、もう1つに関しては、蒸留水約5gを加えて、再び45℃に設定した乾燥機に20時間入れて、乾燥させた後、100mlのポリボトルに移し替えた。先ほど計測した質量を用いて、固液比が土壌(g):水(g)=1:10になるように蒸留水を加え、振とう機にて毎分200回転で6時間振とうさせた。6時間後、振とう機からサンプルを取り出し、50ml遠沈管または15mlの遠沈管に液体部分だけを注いで、遠心分離器を用いて、毎分3000回転で10分間遠心分離を行った。その後10ml用のロックタイプのシリンジに0.45μmのフィルターをセットし、ろ過を行った。ろ過後の各サンプルから10ml取り出し、それぞれに有害金属測定用の硝酸を1滴(20μl)加えた。また、それと並行して、検量線作成用に蒸留水10mlと、安定Csの濃度が1ppb、5ppb、10ppb、50ppb、100ppbになるように標準液を各10mlずつ作成し、サンプルと同様に硝酸を加えた。そして、ICP-MS(YOKOGAWA HP6500またはThermo SCIENTIFIC ELEMENT 2)を用いて、Cs-133について測定を行った。測定したデータは絶対検量線法を用いて、濃度に換算した。また、上記の測定を、それぞれのサンプルについて、熱処理後に乾湿サイクルを1回施したもの（本研究ではこれを便宜上「元素名（乾湿2回）」とする）についても実施した。ここで乾湿サイクルとは試料を一度、十分な水で濡らした後、45℃の環境に20時間放置して近似的に風乾状態にしたものであり、大量の汚染土壌を熱処理した後、一度、雨などに濡れた状態を想定しており、このような水に濡れて、再び乾燥するというようなプロセスが試料の溶出特性に影響を及ぼすかどうかを調べるために行っている。

## （２）安定 Cs と針葉樹林 A_{1} 層の土壌を用いた実験結果

ICP-MS による測定結果と溶媒として加えた蒸留水の体積から溶液中に溶出している Cs-133 の量を求めた。サンプル作成時に添加した Cs-133 の質量を 100 として、溶出率を導いた。以下に溶出率と熱処理温度の関係を示す。
図3-9 A_{1} 土壤層の $ ^{133}Cs $ の溶出率変化

図3-10 A_{1}層土壌の $ ^{133}Cs $ （乾湿2回）の溶出率変化

以上のように、Cs-133 については、熱処理温度を上げるほど溶出率が低下する傾向が得られた（図3-9 参照）。また、乾湿を2度行ったサンプルはそうでないサンプルと比べ、溶出率と熱処理温度の関係は傾向が似ているが、溶出率が全体的に低かった（図3-10 参照）。

## （３）針葉樹林 $ A_{0} $ 層の土壌を用いた実験の結果

平成25年11月19日岩手県滝沢市の滝沢演習林より採取してきた、針葉樹林 $ A_{0} $ 層の土壌に対しても（2）と同じ実験を行った。その結果を図3-11，3-12に示す。
図3-11 A_{0}層土壌を用いた^{133}Csの溶出率変化

図3-12 $ A_{0} $ 層土壤を用いた $ ^{133}Cs $ (乾湿2回)の溶出率変化

以上のように、Cs-133は200℃付近までは穏やかに溶出率が低下したが、200℃から300℃にかけて急激に溶出率が低下した。300℃以降は溶出率は微減しているもののほとんど変化は見られなかった（図3-11）。この傾向は乾湿を2度行ったサンプルでも見られた（図3-12）。

## （４）Cs−134と針葉樹林 $ A_{1} $ 層の土壌を用いた熱処理による溶出特性変化の分析

Cs−134の半減期は約2.06年であり、崩壊方式としてはベータ線を放出して $ ^{134}Ba $ となり(99.9997%)、軌道電子を捕獲して $ ^{134}Xe $ にもなり(0.0003%)、多くのガンマ線を放出する。

上記と同様の A_{1} 層の土壌を電子天秤を用いて磁皿にそれぞれ 10g ずつとり、計 30 サンプル用意した。そのうちの 28 サンプルについては、Cs-134 の溶液 10,000Bq/10mL を、1.25mL ずつ添加した。残りの 2 サンプルについては放射性物質を添加せず、コールドランとした。Cs-133 を用いた場合と同様に実験を行うが、サンプルの溶出溶液中 Cs-134 の濃度はゲルマニウム半導体検出器 (ORTEC GMX-30190) によって測定した。以下に結果を示す。
図3-13 $ {}^{134} $ Csの溶出率変化

図3-14 $ {}^{134} $ Cs（乾湿2回）の溶出率変化

Cs-134 については、400℃ までは熱処理温度が上がるつれて、溶出率は減少した（図 3-13 参照）。これは乾湿を 2 度行ったサンプルでも同様の傾向が得られた（図 3-14 参照）。なお、この傾向が認められるのは 400℃ 付近までであり、それ以上の温度に対しては若干、溶出率が増加に転じた。

#### 2.3.5 考察

安定同位体である Cs-133 と放射性同位元素である Cs-134 の溶出率の違いについて、図 3-15 に比較した結果を示す。図 3-15 より、溶出率の温度変化には、あまりはっきりした差はないことがわかる。これより、溶出率の熱処理による変化に関しては、添加する Cs の量はあまり影響しないことがわかる。

次に熱処理後に乾湿サイクルを回すか否かでの溶出率変化について、図3-16に示す。これについても乾湿サイクルの有無によって、溶出率の熱処理による変化にはっきりした差はなく、これより、溶出率に対し、乾湿サイクルはあまり重要ではないことがわかる。
図 3-15 Cs-133 と Cs-134 による実験結果の比較

図 3-16 乾湿サイクルの回数を変えた場合の実験結果の比較

#### 2.3.6 研究課題3の結論

本実験で得られた結論を以下に示す。

1) Cs 汚染土壌を熱処理した場合、500℃程度までは、Cs の溶出率が低下する。また、この傾向に関しては、安定 Cs と放射性 Cs で添加量が $ 10^{5} $ 倍異なっても、ほぼ同じ結果が得られた。

2）乾湿サイクルは溶出特性に関し、あまり大きな影響を及ぼさなかった。

これらのことから、除染作業などで出る汚染土壌を $ 500^{\circ}C $ 程度の温度で熱処理することにより、有機物の灰化による除染廃棄物の減容化と放射性Csの土壌への吸着の安定化を同時に行うことができると推測される。
#### 2.3.7 研究課題3の参考文献

3-1）舟川，田川，奥田：植物が混入した放射性セシウム汚染土壌の多段階土壌洗浄処理試験，日本原子力学会和文論文誌，No.11（4），pp.272-280，2012.

3-2）福岡県森林林業技術センター：http://ffrec.pref.fukuoka.lg.jp/learn/120126.html.（2013年12月アクセス）
### 2.4 研究課題4：「労働者の被曝リスク評価と安全作業マニュアルの策定」

#### 2.4.1 研究方法

## a) 测定場所

本研究課題では、A環境センターとB清掃工場の2箇所のごみ処理施設における作業者を対象とした。2012年12月28日に文部科学省により発表された空間線量率の航空機モニタリングの結果において、A環境センターは0.2~0.5 μSv/h、B清掃工場は、0.1~0.2 μSv/hの範囲に位置している。A環境センターは焼却炉と灰溶融炉の両方を備えた施設（図4-1）であり、周辺の焼却炉からの灰も搬入される。B清掃工場は焼却炉のみの機能を持った施設である。

外部被曝は、あらゆる場所での影響を考慮するため、ごみ処理施設全域において調査を行った。内部被曝については、作業者が粒子状物質に曝露される可能性が高い単位作業場所であるごみピット、灰ピット、飛灰処理設備において調査を行った。ただし、A環境センターではごみピット内での測定が困難であったため、ごみ搬入口での測定を行った。

## b) 施設全域についての調査

## （１）サーベイメータによる汚染ポイントの調査

高濃度汚染ポイントの有無について、デジタル式サーベイメータ（Model 2241-2、Ludlum Measurements社製）を用いて、ごみ処理施設全域について調査を行った。検出器にはシンチレーションγ線検出器（Model 44-2、Liudlum Measurements社製）を用いてγ線の線量測定を行った。

## （２）個人線量計による空間線量率の測定

個人線量計（マイドーズミニ PDM-112、日立アロカメディカル）34個を焼却施設の各作業地点に2週間設置し、各々の地点における2週間の空間積算線量の積算値を測定した。A環境センター、B清掃工場における各作業地点の選定に関しては、作業員が点検や業務等で作業をする場所を選出した（図4-1,4-2）。個人線量計の設置については、高さが約1 mになる位置に設置した。

また、A環境センターにおいて作業員による1日の作業スケジュールの調査を行った。調査した作業員の作業スケジュール、および、各地点における線量率から、作業員1人あたりの焼却施設での1日の空間積算線量を算出した。この算出に関して、作業時間外の作業者は中央制御室付近で業務を行っていることから、作業時間外の勤務時間については、中央制御室での被曝量と同等の被曝量を作業者が受けているものとみなした。また、B清掃工場の作業スケジュールは、A環境センターの作業スケジュールを参考にして、1箇所の作業場につき2分、1日にその作業場で2回の作業を行うと仮定して、B清掃工場の作業員の1日当たりの空間積算線量を算出した。
図4-1 A環境センターにおけるごみおよび灰のフロー図と個人線量計の設置個所見取り図

図4-2 B 清掃工場におけるごみおよび灰のフロー図と個人線量計の設置個所見取り図

## c) 单位作業場所についての調査

## （１）サーベイメータによる線量率測定

サーベイメータによって焼却施設入口、および、各々の焼却施設での作業場それぞれ3点で線量率（μSv/h）を計測した。計測方法は「放射線測定に関するガイドライン 第Ⅰ章 2.空間線量率の計測時の注意点」 $ ^{4-1)} $ に従った。サーベイメータで測定した作業場について、A環境センターでは飛灰処理室、灰受入室、プラットホームの3箇所で、B清掃工場では廃液処理場、灰ピット、ゴミピットの3箇所を選定し空間線量率（μSv/h）を測定した。測定時、時定数をSLOW（線量率により4~60秒の間で自動設定）に設定し、1箇所につき、20分間計測し続け、安定した代表値を採用して測定値とした。
## （２）各単位作業場所における粒子数濃度および粒度分布測定

各単位作業場所における粒子数濃度と粒度分布を NanoScan SMPS（以下 SMPS、Model 3910、TSI 社製）および Optical Particle Sizer（以下 OPS、Model 3330、TSI 社製）を用いて測定した（図 4-3）。SMPS と OPS の測定可能粒径範囲は、それぞれ、10~420 nm、0.3~10 μm であり、これらの装置を同時に利用することにより広範囲の粒度分布を得ることが可能である。これらの装置は、測定範囲の粒子をそれぞれ 13 および 16 分割して個数濃度を求め、1 分毎粒度分布を測定することができる。今回の測定では、各作業場所で約 20 分間測定を行い、その平均値から粒度分布を求めた。

## （3） 粒子捕集实验

大気中の粒子に含まれる Cs の量を調べるために、ハイボリュームエアサンプラー（以下 HVS、HV-500R 型、柴田科学社製）により粒子のフィルター捕集を行った。また、粒径毎の Cs の吸着量を調べるため、ロープレッシャーインパクター（以下 LPI、LP-20、東京ダイレック社製）により 0.06~12 μm の粒径範囲で粒子の分級捕集を行った。それぞれの測定時間は HVS が 24 時間、LPI が 2 週間とした。

図 4-3 粒度分布測定裝置

捕集したフィルターについては、重量濃度あ

たりの Cs 量がわかるよう捕集前後に秤量を行った。秤量時の条件として、温度 21.5°C、相対湿度 35% の条件下で 24 時間以上維持した後、秤量した。これらの捕集フィルターに含まれる Cs の定量を、京都大学原子炉実験所のゲルマニウム半導体検出器（GX3018、CANBERRA 社製）により行った。図 4-4 にこれらの操作で用いた装置の写真を示す。

LPIによる分級捕集

図 4-4 粒子捕集実験で用いた装置
#### 2.4.2 結果と考察

## a) サーベイメータによる空間線量率の測定

サーベイメータにより、施設全域について高濃度汚染ポイントの有無の調査を行ったが、A環境センター、B清掃工場いずれの施設においても特定の場所で値が大きく変動することは無く、高濃度汚染ポイントは発見されなかった。

単位作業場について、A環境センター、B清掃工場のどちらにおいても、焼却施設内の3作業場より焼却施設入口の方が約2～3倍高い空間線量率が測定された（図4-5）。またA環境センターのプラットホームでは、日中はゴミ収集車等が入ってくるため常時出入り口が開いている。このことより、飛灰処理室のような屋内に比べて、プラットホームのような外に開かれた空間で空間線量率が高くなることが考えられる。B清掃工場においても、測定された空間線量率は、屋外に位置する焼却施設出入り口の方が、約1.5～2倍だけ屋内に位置する他の施設よりも高かった。

図 4-5 サーベイメータによる各地点での空間線量率測定

## b) 個人線量計による空間線量率の測定および外部被曝線量の推算

A 環境センターの各作業地点での空間積算線量の2週間の積算値について、各地点で比較すると最も高い値は52μSv/2週であった（表4-1）。また、B清掃工場の各作業地点については、最も高い値は37μSv/2週であった（表4-1）。各々の焼却施設について、各フロアごとの算術平均値を算出すると、B清掃工場で4階の平均積算線量が低くなっているものの、A環境センター、B清掃工場のどちらでも各フロアでの平均積算線量に顕著な差はみられなかった。さらに、A環境センターについて、ゴミピット、焼却炉、灰ピット、溶融炉、飛灰処理室の5箇所のエリアに、B清掃工場について、ゴミピット、焼却炉、灰ピット、飛灰処理室の4箇所のエリアに各焼却施設の作業場を区分した。区分けしたエリアごとに、各作業場での積算線量の算術平均値を算出したところ、A環境センターではゴミピット、灰ピットでの値が、B清掃工場では灰ピットの値が他のエリアに比べ若干高かったものの、各エリアの顕著な差は見られなかった（図4-6,4-7）。
## c) SMPS、OPSによる各単位作業場所における粒子数濃度および粒度分布の測定

A環境センターの施設屋外および3箇所の単位作業場所における個数基準の粒度分布の測定結果を図4-8に示した。ごみ搬入口の粒子数濃度は施設屋外以下のレベルであり、飛灰処理装置においても20 nm以下の粒径範囲が屋外に比べて若干高いものの数倍程度の差であった。灰ピットの粒子数濃度は100 nm以下の範囲で屋外の10倍程度の粒子数が測定されており、吸入曝露によるリスクは他の2箇所に比べて高いことが予想される。

同様にB清掃工場についての粒度分布の測定結果を図4-9に示した。A環境センターの場合と異なり、灰ピットの粒子数濃度は屋外とあまり変わらず、ごみピットと飛灰処理装置前がかなり高い値となった。特に、飛灰処理装置前では約30 nmを中心として高濃度の粒子が発生しておりピークの位置では屋外の約30倍の粒子数濃度となっている。

SMPS、OPSでのA環境センター、B清掃工場の2箇所での粒度分布測定から、同様の施設でも必ずしもナノレベルの粒子数濃度が高い場所は一様ではなく、また、同一施設内でも作業箇所により粒子数濃度は大きく変わることが判明した。
表4-1 各焼却施設での各個人線量計の2週間の積算値

(a) A環境センター

No	測定場所	線量(μSv)
1	中央制御室	2F	28
2	焼却师室	1F	23
3	32
4	20
5	2F	22
6	44
7	3F	27
8	29
9	29
10	4F	36
11	39
12	溶融师室	1F	24
13	23
14	2F	N.D.
15	19
16	28
17	3F	33
18	4F	29
19	前处理室	2F	26
20	3F	27
21	飛灰处理室	3F	29
22	4F	29
23	燃料製造設備室	2F	28
24	1F	29
25	ブラットホーム	1F	42
26	排水处理室	1F	32
27	灰受入室	1F	42
28	コンクルッサー室	1F	31
29	コンデンサ室	3F	52
30	地下ポンプ室	地下	29
31	地下灰涝水室	地下	30
32	スラグバンカ室	1F	31
33	飛灰固化物バンカ室	1F	31
34	クレーン階	最上階	34

(b) B清掃工場

No.	測定場所	線量(μSv)
18	焼却炉室	B	28
21	32
22	25
4	1F	27
11	24
26	27
33	2F	27
16	27
7	33
13	24
10	26
20	3F	25
23	29
27	4F	22
24	19
6	15
19	フラン室	B	30
25	油压装置室	28
3	灰ビット	1	28
12	誘引送風機室	33
29	電気室	26
32	ダービン発電機室	37
34	ディーゼル発電機室	26
1	灰クーン電気室	2	28
8	熱交換器室	30
14	薬剤处理設備室	28
17	中央制御室	27
31	ごみ汚水处理室	27
2	廃液处理場(飛灰貯留槽室)	3	22
15	復水器置場	29
28	押し込み送風機室	30
30	バグフィルター室南側	27
5	脱気器室	25
9	ごみビット	4	23

図 4-6 A 環境センターおける各フロアおよびエリアでの積算線量の平均値
図 4-7 B 清掃工場における各フロアおよびエリアでの積算線量の平均値

(a) 施設屋外

(b) ごみ搬入口

(c) 灰ピット

(d) 飛灰処理裝置

図4-8 A環境センターにおける各単位作業場所の粒度分布
(c) 灰ピット

(b) ごみピット

(d) 飛灰処理裝置

図4-9 B清掃工場における各単位作業場所の粒度分布

## d）捕集粒子の放射能測定および内部被曝量の推算

HVSはA、Bそれぞれ3箇所、LPIはA環境センターではごみ搬入口と灰ピット、B清掃工場ではごみピットと飛灰処理装置前のそれぞれ2箇所の単位作業場所で捕集を行った。A環境センターの灰ピットで捕集した粒子によるフィルターの重量変化を表4-2に示した。LPIの吸引流量は20 L/minで、捕集期間が2週間であり、約403.2 m³中に含まれる各粒径の粒子重量となる。

ゲルマニウム半導体検出器によるCsの測定では、検出時間を2週間として測定を行った。A環境センターの灰ピットにおけるHVSの捕集フィルターのガンマスペクトルを図4-9に、B清掃工場の飛灰処理装置前におけるHVSの捕集フィルターのガンマスペクトルを図4-10に示した。A環境センターの灰ピットにおいては、2週間の測定ではCs-134およびCs-137のピークは検出されなかった。B清掃工場の飛灰処理装置前は、Cs-134およびCs-137のピークが検出され、Cs-137のカウント値から換算すると、その放射能は0.26 Bqであった。それ以外のHVSおよびLPIの捕集フィルターにおいては2週間の測定では検出されなかった。
図4-9 A環境センターの灰ピットにおけるHVSの捕集フィルターのガンマスペクトル

図4-10 B清掃工場の飛灰処理装置前におけるHVSの捕集フィルターのガンマスペクトル
以下に内部被曝量の推算方法について示す。ここでは、Cs-137に着目して実効線量を算出した。吸入粒子の放射能 $ I_{0} $ は以下の式 $ ^{4-2)} $ により計算される。

$$ I_{0}=C_{A}\;t\;B $$

ここで、 $ C_{4} $ は空気中の放射性物質濃度（Bq/m³）、tは曝露時間（h）、Bは呼吸率（m³/h）である。ICRP 勧告（1990年）の放射線作業に従事する作業者に対する線量限度は100 mSv/5年であり $ ^{4-3} $ 、この値と比較するために、5年間この濃度の粒子を吸引し続けたと仮定する。成人男性の軽い労働時の呼吸率 $ B=1.5\ 4^{-2} $ を用いて計算を行うと $ I_{0} $ は約23.7 Bqとなる。さらにCs-137を吸入摂取した場合の実効線量係数 $ 6.7\times10^{-6} $ （mSv/Bq） $ ^{4-4} $ を乗じると実効線量は約 $ 1.6\times10^{-4}\ mSv $ となり、線量限度よりもはるかに低い値となった。

表4-2 A環境センターの灰ピットでLPIによるい捕集した粒子によるフィルターの重量変化

50%カットオフ径（μm）	重量変化（mg）
12 μm 以上	79.07
8.5	59.56
5.7	37.21
3.9	16.58
2.5	4.06
1.25	0.30
0.76	0.00
0.52	-0.16
0.33	5.60
0.22	3.66
0.13	2.27
0.06	7.27
0.06 μm 以下	31.44

#### 2.4.3 研究課題4の結論

本研究課題での結論を以下に示す。

1）A環境センター、B清掃工場いずれの施設においても、特定の場所で空間線量の値が大きく変動することは無く、高濃度汚染ポイントは発見されなかった。また、むしろ屋外に比べて施設屋内の空間線量の方が低濃度であった。

2）屋内の各作業場所における空間線量による被曝量を比較した場合でも、灰ピットなどで値が他の作業場所に比べ若干高かったものの、作業場所による顕著な差は見られなかった。
3) 各単位作業場所における粒子数濃度と粒度分布を比較したところ、ごみピットや飛灰処理装置、灰ピットなどにおいて、環境センターによっては、屋外に比べ高いナノ粒子濃度が観測された。同様の施設でも必ずしもナノレベルの粒子数濃度が高い場所は一様ではなく、また、同一施設内でも作業箇所により粒子数濃度は大きく変わることが判明した。

4) 施設内におけるサーベイメータによる測定で、最も高い空間線量は0.354 μSv/hであったが、5年間この環境にいたとしても、15.5 mSvであり、ICRP勧告の線量限度100 mSv/5年を下回る値であった。また、内部被ばくによる5年間の実効線量は約1.6×10⁻⁴ mSvであり外部被ばくと比較してもはるかに低い値であった。

今回の測定により、現状の被災地のごみ処理施設における作業者の放射線被ばくのリスクは外部被ばく、内部被ばくともに低いことが予想される結果となった。高濃度の除染廃棄物の減容処理を行う際にも、本研究課題で示したような方法により、作業者の放射線被ばくのリスク評価を継続していくことが重要であると考える。また、今回の測定結果から、ごみ焼却施設で働く労働者に対する、呼吸器を通じた放射性物質からの内部被ばくリスクは低くいと考えられた。一方で、粒子状物質やこの他の有害物質からのばく露防止の観点からも、「廃棄物焼却施設内作業におけるダイオキシン類ばく露防止対策について」（環廃対183号）に示されている、レベル一に相当する防じんマスク、粉じんの付着しにくい作業着、保護手袋などを着用し、作業に従事することが望まれる。今回調査対象として選定したA、B施設においては、ダイオキシン類と同等の安全作業マニュアルにより、労働者に対する内部被ばくは充分に防止できると考えられた。

#### 2.4.4 研究課題4の参考文献

4−1）文部科学省：日本原子力研究開発機構：放射線測定に関するガイドライン，2011.

4–2) ICRP: Human Respiratory Tract Model for Radio-logical Protection. ICRP Publication 66. Ann. ICRP 24 (1–3), 1994.

4–3) ICRP: Recommendations of the International Commission on Radiological Protection. ICRP Publication 60. Ann. ICRP 21 (1–3), 1991.

4-4）厚生労働省：電離放射線障害防止規則，告示別表第12001.
### 3. まとめ

広域処理や福島県内の処理で、処分物の量や放射性Cs濃度を推定する数値モデルを作成した。処分までの総合的費用で評価した結果、既存の焼却処理システムを使用して処理を進めることがもっとも効果的であった。また、放射性Cs汚染廃棄物の処分が環境省のガイドライン通りに実施されるなら、高濃度の廃棄物をなるべく発生させない処理方法が有効であった。

廃棄物熱処理排ガス中安定 Cs はバグフィルターを主とする排ガス処理プロセスにより 99.7%以上除去できることが確認された。また廃棄物中の Cs は、安定 Cs も放射性 Cs も概ね同様の挙動を示し、燃焼時の燃焼温度、および空気比が高いほど、主灰への残留割合が減少することがわかった。灰中の安定 Cs は、NaCl 等の塩素源の存在により、溶融により高度に揮発除去できることが明らかとなった。ただし Cl が存在しても、MgO、 $ Fe_{2}O_{3} $ 、 $ P_{2}O_{5} $ 等の存在により揮発や、溶融後のスラグからの溶出が抑制される可能性がある。 $ Al_{2}(SO_{4})_{3} $ の Cs に対する高周波溶融スラグへの固定化効果は Cl 共存下では限定的であった。

放射性 Cs 汚染土壌を加熱した場合、600℃程度までは、むしろ放射性 Cs が大きな粒子の方へ分配され、また、500℃程度までは溶出量自体も減少する傾向があった。よって、除染などで発生する大量の土壌を 500～600℃程度で加熱することにより、有機物を灰化して汚染土壌を減量し、なおかつ安定化できる可能性があり、この性質は有効な汚染土壌の処理方法として利用できる。

焼却施設内の空間線量はゴミピット、灰ピットなどで比較的值が高かったものの、周辺大気より低かった。粒子濃度は飛灰処理装置前で高い値を示したものの、γ線の検出は困難なレベルであった。今回調査対象とした施設においては、ダイオキシン類と同等の安全作業マニュアルにより、労働者に対する内部被ばくは充分に防止できると考えられた。
### 4. 研究発表

山口真弥，大下和徹，藤森崇，塩田憲司，高岡昌輝：模擬廃棄物焼却残渣を用いた溶融処理におけるCsの挙動に関する研究，第24回廃棄物資源循環学会研究発表講演論文集，pp.467-468，2013.

米田稔，山岡文洋，島田洋子，松井康人：放射性セシウム汚染災害廃棄物を処理するための代替案選択手法，ポスター発表，第2回環境放射能除染学会，東京，2013.6.

小山陽介，松井康人，塩賀淳平，西岡和久，島田洋子，高岡昌輝，米田稔：電子式線量計を用いた焼却施設における作業者の外部被曝評価，ポスター発表，第2回環境放射能除染学会，東京，2013.6.

小山陽介，松井康人，塩賀淳平，西岡和久，島田洋子，高岡昌輝，米田稔：被災地のごみ焼却施設における作業者の被曝リスク評価，ポスター発表，第2回環境放射能除染学会，東京，2013.6.

松井康人，小山陽介，西岡和久，塩賀淳平，島田洋子，高岡昌輝，米田稔：被災地周辺焼却施設における作業者に対する粒子状物質の曝露評価，ポスター発表，第2回環境放射能除染学会，東京，2013.6.

Yosuke Koyama, Yasuto Matsui, Yoko Shimada, Minoru Yoneda: Assessment of Radiation Exposure from Inhaled Particles in Waste Incineration Plants, Research and Education Center for the Risk Based Asian Oriented Integrated Watershed Management 3rd Comprehensive Symposium, Uji, 2013.10.

Yosuke Koyama, Yasuto Matsui, Junpei Shioga, Kazuhisa Nishioka, Yoko Shimada, Masaki Takaoka, Minoru Yoneda: Assessment of Radiation Exposure from Inhaled Particles in Waste Incineration Plants, Oral presentation, The 6th International Symposium on Nanotechnology, Occupational and Environmental Health, Nagoya, 2013.10.

小山陽介，松井康人，塩賀淳平，西岡和久，島田洋子，高岡昌輝，米田稔：電子式線量計を用いた焼却施設における作業者の外部被曝評価法の検討,環境放射能除染学会誌,Vol.2,No.1,pp.39-43,2014.

### 5. 知的財産権の取得状況

該当無し
### 6. 研究概要図
課題名 5B-1201 1,4-ジオキサン汚染地下水の生物浄化可能性の評価診断ツールの開発と浄化戦略の実証

課題代表者名 池道彦 （国立大学法人大阪大学大学院工学研究科環境・エネルギー工学専攻生物圈環境工学領域 教授）

研究实施期间 平成24～26年度

累計予算額 115,601 千円（うち26年度40,460 千円）

予算額は、間接経費を含む。

本研究のキーワード1,4-ジオキサン、バイオレメディエーション、地下水揚水処理、バイオオーグメンテーション、バイオスティミュレーション、1,4-ジオキサン分解菌、ゲノム解析、定量的モニタリングツール

## 研究体制

(1)1,4-ジオキサン分解菌の分解活性化因子の特定と浄化戦略の策定(国立大学法人大阪大学)

(2)1,4-ジオキサン汚染サイトの生物浄化可能性評価診断ツールの開発(学校法人北里研究所北里大学)

(3)1,4-ジオキサン汚染サイトにおける1,4-ジオキサン浄化実証試験（大成建設株式会社技術センター）

## 研究概要

### 1. はじめに(研究背景等)

1,4-ジオキサンは各種化学・医薬品工業、繊維工業等で汎用されており、PRTR届出データによると日本では年間約60tが公共用水域に排出されている。また、ポリエチレンテレフタラートや界面活性剤製造時の副生成物として非意図的にも排出されている。1,4-ジオキサンは水に任意に混和するが、揮発性、固相への吸着性、光分解性、加水分解性、生分解性がいずれも低く、環境中へ放出されると長期間水環境中に残留しやすい。一方、1,4-ジオキサンは急性、慢性毒性を有する上、発がん性を有する可能性も指摘されており、水環境中での高い残存性から人体への悪影響が懸念されている。

そのため、WHOにより1,4-ジオキサンに係る飲料水水質ガイドライン（2003年：0.05mg/L）が、日本でも水道水質基準（2004年：0.05mg/L）、水環境基準（2009年：0.05mg/L）、排水基準（2012年：0.5mg/L）が定められている。しかし、現実には1,4-ジオキサンは各地の河川水や地下水から数十〜数百μg/Lの濃度で検出されており、埋め立て処分場周辺の地下水からは数mg/Lでの検出も報告されている。これらの汚染環境の浄化は喫緊の課題であるが、現状では1,4-ジオキサンは、高エネルギー消費・高コストとなるオゾンと紫外線による促進酸化法（AOP）以外では十分に処理できないことが明らかとなっており、広範囲に渡る土壌や地下水汚染の浄化には現実的な方法はない。

### 2. 研究開発目的

我々は1,4-ジオキサンの生物分解に関する研究を実施し、多様な環境試料から1,4-ジオキサン分解菌の分離に成功してきた。また、その活用により、低コストの1,4-ジオキサン含有排水処理が可能であることも示してきた。このことから、汚染環境の浄化についても、土着の1,4-ジオキサン分解菌、あるいは我々が単離した高性能の分解菌を活用したバイオスティミュレーション、バイオオーグメンテーション、オンサイト浄化等の技術を確立することは可能であると想起した。一方で、汚染環境における分解菌の存在やその分解能力の情報を収集、診断し、汚染環境の状態に合わせた最も適切な浄化対策技術を選択する必要がある。そこで本研究では、1,4-ジオキサン分解菌を用いた1,4-ジオキサン汚染環境の浄化技術を確立するとともに、1,4-ジオキサン汚染現場の浄化戦略の策定に有用な、浄化促進手法を診断するツールを開発することで、包括的な1,4-ジオキサン浄化技術パッケージを提案することを目的とした。
### 3. 研究開発の方法

## (1) 1,4-ジオキサン分解菌の分解活性化因子の特定と浄化戦略の策定

## 1 )1,4-ジオキサン分解菌の生理学的・遺伝学的特徴付け

D1株、D6株、D11株、D17株、T1株、T5株の計6株の1,4-ジオキサン分解細菌ついて、形態観察や炭素源資化能、系統分類などの基本特性の解析、1,4-ジオキサン分解特性の解析、ドラフトゲノム配列の決定などを行い、バイオレメディエーション技術開発の基礎情報を得た。ドラフトゲノム配列の解析は北海道システム・サイエンス社に委託した。

## 2 ) バイオリアクターを用いたモデル汚染地下水の浄化試験

1250mL容の完全混合式リアクターを用い、ウォータージャケットにより水温を28±1℃に調整した。pHコントローラーによりpH7.5を維持した。また、エアポンプにより曝気しDO値が4mg/L以上となるように保つとともに、攪拌を行った。包括固定化したPseudonocardia sp. D17株を充填率が約13％となるように加え、同様のリアクターに固定化したD17株を加えない実験系を対照とした。無機塩培地F(1g/L K₂HPO₄、1g/L (NH₄)₂SO₄、50mg/L NaCl、200mg/L MgSO₄·7H₂O、10mg/L FeCl₃、50mg/L CaCl₂、pH7.5)の組成を基準として窒素及びリン濃度を様々に調整し、10mg/Lの1,4-ジオキサンを添加したものを模擬汚染地下水として用いた。これを、水理学的滞留時間(HRT)が2～12hとなるように連続的にリアクターに流入させた。原水及び各槽内の1,4-ジオキサン濃度、溶解性有機炭素濃度(DOC)を経日的に測定した。また、固定化担体に含まれるPseudonocardia sp. D17株の生菌数を適宜測定した。

## 3 ) バイオリアクターを用いた実済地下水の浄化試験

青森・岩手県境不法投棄現場において採取した1,4-ジオキサン汚染地下水について、上記と同様のバイオリアクターを用いて処理を試みた。運転開始後0-7日目(Phase R-I)及び7-14日目(Phase R-II)にはそれぞれ1,4-ジオキサン添加無機塩培地及び模擬汚染地下水を、またPhase R-III(14-19日目)には実汚染地下水に10mg/Lの1,4-ジオキサンを添加し、リアクターに連続的に供給した。Phase R-I～R-IIIを通じて、HRTは6hに設定した。水温28±1℃、pH7.5、DO 4mg/L以上となるように制御した。原水及び各槽内の1,4-ジオキサン濃度及びDOCを経日的に測定した。また、固定化担体に含まれるPseudonocardia sp. D17株生菌数を適宜測定した。

## (2) 1,4-ジオキサン汚染サイトの生物浄化可能性評価診断ツールの開発

## 1 ) 既存1,4-ジオキサン分解菌の近縁種の1,4-ジオキサン分解能の評価

既知の1,4-ジオキサン分解菌の系統分類学的位置に着目すると、特にPseudonocardia属とRhodococcus属に分類されるものが多いことが明らかになった。そこで、1,4-ジオキサン分解能が両属の細菌に共通の特性であるのか、あるいは一部の種またはグループに特異的な特性であるのかを明らかにするため、Pseudonocardia属から13種、Rhodococcus属から12種を代表種として選定し、1,4-ジオキサン資化能およびテトラヒドロフランを一次基質とした共代謝能を調査した。

## 2 ) 既存1,4-ジオキサン分解菌のマイクロアレイ発現解析

Mycobacterium sp. D6株およびPseudonocardia sp. D17株のドラフトゲノムデータに基づき、全ゲノムを対象としたマイクロアレイを作製した。また、Pseudonocardia sp. D17株について、作製したマイクロアレイを用いた発現解析を行い、1,4-ジオキサン分解に関与する遺伝子群の特定を試みた。

## 3 )1,4-ジオキサン分解菌の定量的モニタリングツールの開発

浄化実証試験で使用するPseudonocardia sp. D17株の挙動をモニタリングするため、同菌株のドラフトゲノムデータおよびマイクロアレイ発現解析の成果を元にして、特異的に定量検出できるreal-time PCRシステムの開発を行った。1,4-ジオキサン分解に関与すると推定された遺伝子群を検出するためのPCRプライマーを設計し、特異性が高いことが確認されたプライマーを対象として、Pseudonocardia sp. D17株のゲノムDNAを用いた検出感度の評価を行い、高感度検出が可能なプライマーについて、real-time PCR反応条件の最適化を行った。他方、環境中の1,4-ジオキサン生分解ポテンシャルを評価するツールを開発するため、文献調査と実験的検討を実施した。

## (3) 1,4-ジオキサン汚染サイトにおける1,4-ジオキサン浄化実証試験

## 1 )1,4-ジオキサンの汚染サイトの調査

文献及び公開されている資料等を基に国内外の1,4-ジオキサン汚染について整理した。
図1 実証設備のフロー図

## 2 )1,4-ジオキサン净化実証試験

図1に示した実証試験装置を設計し、岩手・青森県境不法投棄現場の水処理施設建屋内に設置した。既設の原水槽へ揚水した地下水は、一旦原水タンクで貯留された後、生物净化槽へ送液される。生物净化槽では、Pseudonocardia sp. D17株によって1,4-ジオキサンの分解がなされた後、膜分離ユニットによって地下水のみを処理水タンクに移送し、最終的には水処理施設に返送する。尚、処理水タンクでは、Pseudonocardia sp. D17株の漏えい対策として次亜塩素酸ナトリウムによる殺菌処理設備を設けている。ヒーターにより水温を20～25℃に保つとともに、ブロワにより曝気を行った。

### 4. 結果及び考察

## (1) 1,4-ジオキサン分解菌の分解活性化因子の特定と浄化戦略の策定

## 1 )1,4-ジオキサン分解菌の生理学的・遺伝学的特徴付け

我々が単離した1,4-ジオキサン分解菌の生理学的特徴を解析した。系統解析の結果、Afipia sp. D1株、Mycobacterium sp. D6株、Mycobacterium sp. D11株、Pseudonocardia sp. D17株、Rhodococcus sp. T1株、Rhodococcus sp. T5株であるとそれぞれ同定された。つまり、Afipia sp. D1株を除く5株全てがActinobacteria綱に分類され、環境中においてActinobacteria綱細菌は1,4-ジオキサン分解に大きな役割を果たしている可能性が推測された。また、1,4-ジオキサン分解様式として、1,4-ジオキサンの存在によって分解活性が誘導される株（誘導型：Afipia sp. D1株、Mycobacterium sp. D6株）、1,4-ジオキサンの存在に関わらず分解活性を持つ株（構成型：Mycobacterium sp. D11株、Pseudonocardia sp. D17株）、テトラヒドロフランの存在によって1,4-ジオキサンの分解活性が誘導される株（共代謝型：Rhodococcus sp. T1株、Rhodococcus sp. T5株）の3種が存在することが明らかとなった。

また、ドラフトゲノム解析を行い、Mycobacterium sp. D6株、Mycobacterium sp. D11株、Pseudonocardia sp. D17株、Rhodococcus sp. T1株、Rhodococcus sp. T5株の遺伝学的特徴を調べた。Pseudonocardia sp. D17株及びRhodococcus sp. T5株は、既報の分解菌の持つ1,4-ジオキサン分解酵素遺伝子であるthmA 遺伝子と相同性の高い遺伝子を持つ一方で、Mycobacterium sp. D6株、Mycobacterium sp. D11株、及びRhodococcus sp. T1株はthmA遺伝子とは配列が異なる1,4-ジオキサン分解酵素遺伝子を持つことが示唆された。

## 2 ) バイオリアクターを用いたモデル汚染地下水の浄化試験

固定化したPseudonocardia sp. D17株を用いてバイオリアクターを構築し、10mg/Lの1,4-ジオキサンを含むモデル汚染地下水の処理を試みた（図2）。その結果、水理学的滞留時間（HRT）を12時間に設定した期間（Phase I～II）において、検出限界以下までの1,4-ジオキサン除去を達成した。その後、HRTを6時間から2時間まで段階的に下げたところ、HRT3時間までの範囲（Phase III～V）で、安定して処理を達成した。HRTを2時間
図2 Pseudonocardia sp. D17株を用いたバイオリアクターによる1,4-ジオキサン分解

にしたところ処理性能は悪化し、1,4-ジオキサンは約5.8mg/L残存したが(Phase VI)、HRTを6時間として負荷を落とすと1,4-ジオキサン処理性能は回復した(Phase VII)。以上より、本リアクターは高速で大量の汚染水を処理可能であり、さらには運転条件を調整することで環境基準値を達成しうる高性能を発揮することが明らかとなった。

## 3 )模擬汚染土壤－地下水カラムを用いたオーグメンテーション試験

Pseudonocardia sp. D17株を用いたバイオオーグメンテーション法の有効性をスケールアップした実験系で確認するため、模擬汚染土壤一地下水カラムを用いて試験を行った。Pseudonocardia sp. D17株を添加した試験系では、1,4-ジオキサン濃度は約5日で検出限界以下にまで減少した。対照系においても1,4-ジオキサン濃度の緩やかな減少が確認されたが、これは揮発によるものと考えられた。従って、本実験系において

Pseudonocardia sp. D17株は有効に働き、模擬汚染土壤一地下水系に含まれる1,4-ジオキサンを浄化できたものと考えられる。今回のラボスケールの試験系では1,4-ジオキサンの分解が良好に進行したが、実際の汚染現場に適用する際には、酸素の供給不足により1,4-ジオキサン分解の阻害が生じる可能性があると推測されるため、エアスパージング法等との組み合わせなど、適切な酸素供給方法の検討が、実用化に向けての課題であると考えられる。

## (2) 1,4-ジオキサン汚染サイトの生物浄化可能性評価診断ツールの開発

## 1 ) 既存1,4-ジオキサン分解菌の近縁種の1,4-ジオキサン分解能の評価

既存の1,4-ジオキサン分解菌の多くが分類されるPseudonocardia属およびRhodococcus属における1,4-ジオキサン分解能について網羅的に調査するため、Pseudonocardia属の13種、Rhodococcus属の12種に対して、1,4-ジオキサン資化能と、テトラヒドロフランを一次基質とした1,4-ジオキサン共代謝能を調査した。その結果、25種の内でP. dioxiivorans JCM 13855 $ ^{T} $ とR. aetherivorans JCM 14343 $ ^{T} $ においてのみ、1,4-ジオキサンの資化が観察された。P. dioxiivorans JCM 13855 $ ^{T} $ は元々1,4-ジオキサン資化菌として分離された菌株であるが、R. aetherivorans JCM 14343 $ ^{T} $ についてはメチルtert-ブチルエーテルを分解することが知られているものの、1,4-ジオキサン分解能は本研究で初めて確認された。また、これら2種に加えて、P. acaciae JCM 16707 $ ^{T} $ およびP. asaccharolytica JCM 10410 $ ^{T} $ においては、テトラヒドロフランと1,4-ジオキサンを同時に添加した場合において、テトラヒドロフラン分解に続く1,4-ジオキサンの分解が観察され、テトラヒドロフランを一次基質に利用して1,4-ジオキサンを共代謝分解することが明らかになった。一方、Pseudonocardia属の8種ではTHF分解は観察されたものの、試験期間中に1,4-ジオキサンの分解は確認されなかった。以上の結果から、①1,4-ジオキサン資化能はPseudonocardia属、Rhodococcus属に共通の特性ではなく、限られた種または株の特性であること、
② Pseudonocardia属の多くの種がテトラヒドロフラン分解能を保有しており、その一部は1,4-ジオキサンの共代謝分解も可能であること、③ Rhodococcus属では、テトラヒドロフラン分解能も一部の種あるいは株に特異的な特性であることが示唆された。従って、1,4-ジオキサン分解微生物の検出ツールを開発するためには、16S rRNA遺伝子ではなく、1,4-ジオキサン分解に関与する遺伝子を指標として利用すべきであると考えられた。

## 2 ) 既存1,4-ジオキサン分解菌のマイクロアレイ発現解析

Mycobacterium sp. D6株およびPseudonocardia sp. D17株の全ゲノムの発現状況を評価するため、それぞれ8211種および7571種のDNAプローブを登載したマイクロアレイを設計した。また、1,4-ジオキサン汚染地下水の浄化への適用が有望なPseudonocardia sp. D17株について、マイクロアレイ発現解析を行った。その結果、Pseudonocardia sp. D17株による1,4-ジオキサンの初発酸化にthm遺伝子群が関与していることが示唆され、また、同菌株による1,4-ジオキサン分解が構成的に生じることを遺伝子発現レベルで確認することができた。

## 3 )1,4-ジオキサン分解菌の定量的モニタリングツールの開発

Pseudonocardia sp. D17株のthmC遺伝子をターゲットとして、定量モニタリングツール(real-time PCRシステム)を開発した。本ツールの増幅効率は94.6%～104.7%、検量線のダイナミックレンジは6オーダー、相関係数 $ r^{2} $ は0.994～0.999であった(n=4)。また、本ツールによる定量値は濁度および直接検鏡法による定量値と高い相関を有することが示された。これらの結果から、本ツールは浄化過程における定量モニタリングツールとして十分な性能を有すると考えられた。さらに、本ツールの浄化実証試験への適用により、1,4-ジオキサン汚染地下水の安定した浄化に必要な菌数が推定された。

他方、環境中の1,4-ジオキサン分解ポテンシャルを評価し得るモニタリングツールとして、1,4-ジオキサン分解に関与するthm遺伝子等が含まれるsoluble di-iron monooxygenase(SDIMO)遺伝子群を網羅的に検出するPCRシステムが有効であることが明らかになった。

## (3) 1,4-ジオキサン汚染サイトにおける1,4-ジオキサン浄化実証試験

## 1 )1,4-ジオキサンの汚染サイトの調査

諸外国における1,4-ジオキサンの汚染事例について、文献調査を行ったところ、米国やカナダ、スウェーデンにおける事例では、廃棄物や工場排水を汚染源としており、多くの場合、1,4-ジオキサンに加えて、VOCによる複合汚染がみられた。一方、ドイツ、ポーランド及びニュージーランドの事例では、濃度は低いものの河川や表層水から1,4-ジオキサンが検出されている。

一方、日本で公表されている主な1,4-ジオキサンによる地下水汚染サイトは4件あり、いずれも不法投棄を汚染源とする。検出された1,4-ジオキサン最大濃度は環境基準値（0.05mg/L）と比較して高く（0.78～44mg/L）、諸外国における事例と同様に、1,2-ジクロロエタンやベンゼン等の複合汚染がみられた。従って、開発すべき浄化技術は、共存物質による阻害を受けずに、環境基準値付近の濃度から高濃度までの幅広い1,4-ジオキサン汚染に対応できるものであることが望ましいと考えられた。

## 2 )1,4-ジオキサン净化実証試験

1,4-ジオキサン净化実証試験の実施場所として、岩手・青森県境不法投棄現場を選定した。本サイトでは、平成21年に1,4-ジオキサンによる地下水汚染が確認されたため、場内の地下水を揚水することで汚染の拡散防止を図っている。さらに、揚水した地下水は、一旦、既設の原水槽に貯留され、促進酸化処理などの水処理施設にて浄化されている(240m³／日)。

この現場の水処理施設建屋内に、実証試験として、D17株を用いたバイオリアクターを設置し、汚染地下水の処理を試みた。まず、約6mg/Lとなるように1,4-ジオキサンを添加した汚染地下水を、回分式で処理したところ、約40時間で全量の1,4-ジオキサンを浄化することができた。これは、ラボスケールリアクターと同等の結果であり、スケールアップによる著しい净化性能の低下はないものと考えられた。続いて、バイオリアクターの立ち上げ操作の後、汚染地下水の連続処理を試みた。約0.3mg/Lの1,4-ジオキサンを含む実浄染地下水を流入させたところ、滞留時間12時間または24時間の条件において、4日間の試験期間中1,4-ジオキサン濃度は常に環境基準値以下に保たれた。以上より、実証試験装置として設置したバイオリアクターは、1,4-ジオキサン汚染地下水の浄化に高い効果を示すことが明らかとなった。

続いて、長期的な連続運転における1,4-ジオキサン汚染地下水の浄化を試みた（図3）。運転開始から32日目までは、滞留時間を12時間、それ以降は18時間で実施した。運転開始から15日目までは、処理水中の1,4-ジオキサン濃度は、環境基準値以下を示し、その値は定量限界値以下（＜0.005mg/L）であった。そこで、運転15日目以降は、試薬の1,4-ジオキサンを地下水に添加したものを原水として試験に用いた。その結果、処理水の1,4-ジオキサン濃度は、日数の経過とともに上昇する傾向が確認された。この1,4-ジオキサン濃度の上昇は、
HRTを12時間から18時間に変更しても改善する傾向が確認できなかったため、新たにD17株の植菌液を生物净化槽に添加した。これにより、処理水中の1,4-ジオキサン濃度は、速やかに低下し、0.05mg/L以下を示した。処理水中の1,4-ジオキサン濃度が上昇した原因は不明であるが、地下水中の微量元素の不足や過曝気による自己酸化等の要因により、分解菌の活性が低下したものと考えられる。一方、新たな植菌液を追加することで、処理水中の1,4-ジオキサン濃度を0.05mg/L未満に維持できることが確認できた。以上のことから、本生物净化手法を用いることで、およそ3か月間、環境基準値を達成できることが明らかとなった。

図3 長期運転における流入水及び処理水の1,4-ジオキサン濃度と

### 5. 本研究により得られた主な成果

## (1) 科学的意義

これまで1,4-ジオキサン分解菌の報告はわずかであったが、本研究において誘導型分解菌1菌株、構成型分解菌2菌株、共代謝型分解菌2菌株の特徴付けが完了した。これらの菌株は、これまでの報告において最も優れた1,4-ジオキサン分解菌であったCB1190株を上回る能力を持ち、汚染地下水の浄化への適用が有望であることが明らかとなった。また、D17株を用いて構築したバイオリアクターは模擬汚染地下水に対して優れた浄化性能を発揮し、10mg/Lという高濃度の1,4-ジオキサン汚染水を環境基準値以下である0.05mg/L以下にまで浄化することが可能であった。これをスケールアップして構築した実証試験設備において、連続バッチ方式、及び連続方式の両方式にて、環境基準値以下の濃度までの1,4-ジオキサン除去を達成した。1,4-ジオキサンに汚染された実環境水の浄化を、低コストでの運転が可能な生物学的処理法で達成したという報告はこれまでになく、本研究はこの分野をリードする成果を挙げていると言える。

また、本研究で考案したジェチレングリコールを用いた培養は、開放系にてPseudonocardia sp. D17を培養できる手法として、バイオレメディエーションを実行する上で画期的なツールである。さらにジェチレングリコールは、Pseudonocardia sp. D17だけでなく、環境中の1,4-ジオキサン分解菌を特異的に増殖させることができる基質としての可能性をも有しており、これまでに報告が全くないバイオスティミュレーションを実現する活性化剤としても期待できるものである。

さらに本研究では、我々の取得した5菌株の持つ1,4-ジオキサン分解への関与が推測される遺伝子群を発見し、マイクロアレイ発現解析によりD17株においてthm遺伝子群が1,4-ジオキサン分解に関わることを強く示唆する結果を得た。また、この知見を利用して開発したthmC遺伝子をターゲットとするreal-time PCRシステムによりD17株を特異的かつ高感度に検出することに成功し、実証試験設備に用いたD17株の定量モニタリングツールが開発されたものと言える。さらには、thm遺伝子を含むSDIMO遺伝子を標的としたPCRシステムにより、1,4-ジオキサン分解ポテンシャル評価を評価可能であることを見いだした。以上のことから、本研究では、今後のバイオレメディエーション技術の開発ならびに実施において大いに貢献する1,4-ジオキサン分解菌モニタリング技術の基盤が構築できたものと言える。