非水相液体
水に溶けない、または水と容易に混ざらない液体溶液汚染物質

非水相液体（NAPL）は、水と比較的混和しない性質を持つ有機 液体 汚染物質です。NAPLの一般的な例としては、石油製品、コールタール、塩素系溶剤、農薬などが挙げられます。地下環境からこれらを除去するための戦略は、20世紀後半以降、拡大してきました。[1] [2]

NAPLは、不適切な化学物質廃棄、地下貯蔵タンクの漏洩、浄化槽からの排水、流出物や埋立地からの浸透など、様々な発生源から環境に放出される可能性があります。地下環境におけるNAPLの動きは複雑で、その特性を明らかにすることは困難です。しかしながら、適切な浄化戦略を策定するためには、その動きを規定する様々なパラメータを理解することが重要です。これらの戦略では、NAPLの物理的、化学的、生物学的特性を利用して、地下におけるNAPLの存在を最小限に抑えます。

地上に設置された地下燃料貯蔵タンク。地下貯蔵タンク（LUST）からの漏洩は、NAPL汚染の一般的な発生源です。

歴史

1978年以前の地下水汚染に関する考え方

地下水は、公共水道、個人所有の井戸、そして農業システムにとって、歴史的に重要な水源として何世代にもわたって利用されてきました。水は土壌を通過する際に不純物が除去されてから地下水貯留層に流入すると考えられていたため、地下環境の汚染に対する懸念は一般的にあまりありませんでした。[3]

1960年代、石油炭化水素、コールタール誘導体、合成洗剤、農薬などの有機汚染物質が、地下水汚染に関する広範な文献調査で指摘され、地下にNAPLが存在することが初めて示唆されました。[4] 1970年代初頭には、ガスクロマトグラフィーの技術開発により、人間の感覚では感知できない地下水汚染物質を検出する新たな手法が開発されました。この開発は、NAPLの中でも最も有害な形態の一つである塩素系溶剤の発見と分析につながりました。[2] NAPLは、地下からの検出と除去の両方が困難であることが認識されるようになりました。[1] NAPLは生物学的分解連鎖に関与するため、人体への深刻な危険をもたらす中間化学物質を生成します。[2]

未知の化合物を発見するために使用される高性能液体クロマトグラフィー装置。このタイプの装置は、地下汚染物質の検出に革命をもたらしました。

1978年以降の地下水汚染研究の拡大

こうした健康への懸念は、1976年にナイアガラ・フォールズ・ガゼット紙がラブ・カナル付近の土壌汚染を報じた後、世間の注目を集めるようになりました。汚染物質の大量発生、広範囲にわたる地理的広がり、そして危険な健康影響の発見は、最終的に包括的環境対応・補償・責任法（CERCLA）とスーパーファンドの成立につながりました。地下水汚染への関心の高まりは研究資金の拡大につながり、その後の研究でアメリカ合衆国における広範な地下水汚染が明らかになりました。その後、NAPLを含む有機汚染物質の移動メカニズムの理解と修復戦略の開発が進展しました。[2]

米国のスーパーファンド対象地域の地図。赤色は国家優先リストに掲載されている地域、黄色は提案中の地域、緑は削除された地域（通常は浄化済み）。データは米国環境保護庁（EPA） CERCLISデータベースより。2015年2月12日取得、最終更新日は2013年10月25日。

初期の修復戦略は、地下水を汲み上げて処理するための井戸を建設して帯水層の水質を回復することに重点を置いていました（揚水処理戦略）。しかし、汲み上げて処理する水の量が膨大で実現不可能であることがすぐに明らかになりました。[2]さらに、井戸の建設は地下環境に侵襲的であり、NAPL の深部浸透を引き起こす可能性があり、逆効果です。[3]地下環境から NAPL を完全に除去することは不可能だと主張する専門家がいる一方で、この課題を修復技術の拡張と革新の機会と捉える専門家もいます。[2]その結果、1980 年代から 2000 年代半ばにかけて、NAPL を検出して軽減するためのさまざまな革新が開発され、揚水処理戦略の代替手段が提供されました。[5]

輸送メカニズム

地下環境の描写。通気帯と飽和帯は液体の水の相対的な豊富さによって区別され、毛細管現象によって区切られています。

地下におけるNAPLの挙動は、地下物質の組成とNAPLの様々な特性の両方によって左右されます。地下は主に2つの層に分類できます。1つは不飽和帯（通気帯）で、薄い水膜に囲まれた小さな粒子または微粒子を含みます。もう1つは飽和帯（地下水帯）で、帯水層と呼ばれる重要な地下水貯留層を含みます。

NAPLは点源汚染物質であり、不適切な化学物質廃棄、地下貯蔵タンクの漏洩、浄化槽からの排水、流出物や埋立地からの浸透など、様々な発生源から排出される可能性があります。降水量が多い場合、液体は不飽和層に浸透します。十分な量の液体があれば、飽和層に浸透します。地下環境の多孔性によって、飽和層に浸透する量が決まります。[3]

NAPLの物理的特性

NAPLの微視的特性は、圃場における挙動を決定する。[1]飽和帯に入ると、水に対する密度によって挙動が決まる。そのため、NAPLは相対密度に基づいて、軽質非水相液体（LNAPL）と高濃度非水相液体（DNAPL）の2つの主要なタイプに分類される。LNAPLは地下水面に浮く傾向があるのに対し、DNAPLは沈降する傾向があり、場合によっては底に溜まる。LNAPLと比較して、DNAPLは毒性が高く、生分解性が低い。[3]

NAPL挙動の定量モデルにおいて考慮すべき重要な、地下環境に特有の様々なパラメータがあります。これらのパラメータには、土壌の透水性、水分、粒度分布、毛細管力、濡れ性、地下水流速などが含まれます。[1] [3]これらのデータの収集は、本質的に不均一かつ複雑です。[3]

多相モデル

LNAPLとDNAPLは、地下環境に入ると複数の異なる相で同時に存在する可能性があります。NAPLの組成は、通常、粘度、溶解度、揮発性など、複雑かつ相互に関連する様々なパラメータに依存する多相モデルを用いて記述されます。NAPLの相としては、気体、固体、水、非混和性炭化水素などが挙げられます。[1] [3]

NAPLの液相は、水の液相と物理的に分離する表面を持つという特徴があり、NAPLの有機構造により混和性がないことを示しています。しかしながら、NAPLに含まれる一部の化合物は水に溶解するため、NAPLの2つの液相（混和しない炭化水素と水溶性溶質）が同時に存在する可能性があります。NAPLの気相も地下水や土壌の汚染の原因となるため、汚染の範囲を評価し、適切な修復戦略を決定するためには、各相間のNAPLの分布を定量化することが重要です。[1]

不飽和ゾーンにおけるNAPLの動き

不飽和帯は、小さな粒子からなる多孔質媒体を含み、その周囲には膜として機能する薄い水膜が存在する。これらの粒子間の残りの空間は空気で構成されている。したがって、NAPLは非混和性の炭化水素として残留するか、水に溶解するか、固体の多孔質材料に吸着するか、あるいは気体として蒸発する。 [3]

この4相モデルは非常に変動性が高く、サイト修復の段階によって、特定のサイト内でも変化する可能性があります。そのため、ケースバイケースで相分布を継続的に監視することが重要です。各相は、その移動性と利用可能な修復技術が異なります。NAPLの移動性が最も高い相は、揮発相/気相と可溶化相/水相であり、移動性が最も低い相は、吸着相/固相と非混和性液相です。[1]これらの複雑さのため、不飽和帯での流量測定は飽和帯での流量測定よりも困難です。[3]

不飽和帯の汚染は、帯水層を含む飽和帯への浸透の可能性と、生態系への悪影響の両方から危険です。[3] NAPLが飽和帯に到達するかどうかは、残留飽和度と呼ばれるパラメータによって決まります。残留飽和は毛細管現象によって引き起こされ、NAPLを固定化し、飽和帯への浸透を制限します。[1]

飽和ゾーンにおけるNAPLの動き

飽和帯では、粒子間の空間は水で満たされています。そのため、この帯では気相を除いた三相NAPL相分布モデルが用いられます。[3] NAPLが飽和帯の地下水位に達すると、LNAPLは浮上し、DNAPLは沈降します。LNAPLとDNAPLはどちらも地下水位に長期間留まり、ゆっくりと溶解して有害な化学物質のプルームを形成します。そのため、飽和帯における浄化は科学者にとって特に重要です。[3] [5]

飽和帯におけるDNAPLの挙動

DNAPLの液相は、残留飽和によって体積が枯渇するか、低透水性層によって経路が遮断されるまで、飽和帯を垂直下方に移動し続けます。その時点でDNAPLは水平方向に移動し始めます。透水性の低い境界がボウル型の場合、DNAPLは池のような貯留層を形成する可能性があります。[1]対照的に、残留飽和したDNAPL相と吸着したDNAPL相はどちらも比較的移動性が低く、除去が困難です。飽和帯におけるDNAPLの移動は、密閉されていないボーリング孔や、適切に密閉されていないサンプリング孔やモニタリング井戸など、人為的活動によっても影響を受ける可能性があります。 [3]

修復戦略

比較的少量のNAPLでも地下水に有害な環境を作り出し、地下に残留して数十年、あるいは数世紀にもわたって地下水を汚染し続ける可能性があります。[3] [6]さらに、NAPLは多相挙動を示すため、特に検出が困難です。そのため、環境からNAPLを除去するためには、修復戦略に加えて検出戦略も重要です。この意味で、NAPLの地理的分布と相分布、そしてそれらがどこに存在し、今後どこへ移動する可能性があるかを定量化することが重要です。[3]

土壌物質や地下水位パラメータなど、サイト固有の特性を明らかにするために、掘削カッティングスやコアを使用することができます。土壌ガス調査は、揮発性成分による汚染の範囲を特定するための予備的なスクリーニング手順として使用できます。NAPLの存在を検出および分析するための現在の戦略には、ガスクロマトグラフィー、高圧液体クロマトグラフィー、時間領域反射率測定法などがあります。とはいえ、この分野ではさらなる研究が必要です。[3] [5]

DNAPLの修復

LNAPLの緩和は比較的複雑ではなく、よりシンプルな工学戦略で済む傾向があります。一方、DNAPLは地下の母材の亀裂に浸透する可能性があり、その移動と緩和に必要な技術の両方を複雑化させます。 [3]最良のシナリオでは、DNAPLは連続しており、不透水性層の上に貯留層として蓄積されています。このシナリオでは、回収井を掘削して設置することができます。DNAPLの浄化に関しては、早期に除去するほど良い結果が得られます。[6]

物理的な戦略

井戸掘り

井戸掘削の目的には、個人使用、水頭測定、帯水層試験、各種汚染物質の浄化などが含まれます。[要説明] 「揚水処理」は、地下水面上に浮遊するLNAPLの除去に特に効果的です。[3]井戸掘削中は、DNAPLの地下への浸透を引き起こす可能性のある撹乱を最小限に抑えるよう配慮する必要があります。DNAPLプールを知らずに掘削してしまい、プールから帯水層への排水がさらに進む可能性があります。[3] [5]

西オーストラリア州リッチモンド湖の監視井戸。湖岸に点在する数多くの監視井戸のうちの 1 つ。

井戸掘削によって地下水の流れの方向と動きを調べることは可能ですが、NAPLはさまざまな方向に流れる可能性があるため、この方法は必ずしもNAPLの動きを特定するのに効果的ではありません。[1] NAPLの存在の水平方向と垂直方向の範囲を決定するためのいくつかの関連戦略では、NAPLの相対的な電気誘電率を使用する時間領域反射率測定法など、 NAPLの化学的特性を利用します。[5]

揚水浄化戦略は非現実的なほど大量の地下水を取り込むため、全体的な考え方は「完全捕捉」から、水相プルームの動きを制御するための物理的構造物の使用を伴う封じ込め戦略へと移行しました。[6] NAPLは非常に腐食性が高いため、これらの物理的構造物に関連するメンテナンスの問題が増大する可能性があります。[1]これらの構造物の例としては、スラリーバリア、振動ビームバリア、ジェットグラウト壁、ジオメンブレンライナーなどがあります。[6]

界面活性剤

界面活性剤の目的は、NAPLの粘度と界面張力を低下させることで、NAPLの様々な成分を移動させることです。可溶化剤はNAPLの溶解度を高め、水相に移行させることで、抽出・処理を可能にします。移動化剤はNAPLの残留飽和成分を標的とし、連続浸水によって置換することを可能にします。[6]界面活性剤は非常に効果的であり、事例研究では元のDNAPLの94%を回収する結果が出ていますが、高価で費用がかかり、地下環境のpHに悪影響を及ぼす可能性もあります。[1]

土壌真空抽出

この浄化方法は、不飽和帯におけるNAPL除去のための現場技術として、おそらく最も広く受け入れられている技術です。土壌真空抽出（SVE）は、空気の流れを誘発する真空を用いてNAPLの揮発性を高めます。このプロセスにより、NAPLは気相に変換され、その後、それらの気相成分が地下から除去され、抽出・処理が可能になります。揮発性の低い化合物は、加熱処理によって揮発性を高め、その後SVE処理を行います。多相抽出では、18～26インチ水銀柱の真空を用いて、NAPLの気相、水相、および非混和相を同時に抽出することができます。[6]さらに、SVEはNAPLの好気性分解を促進し、地上処理の必要量を削減することで費用対効果を向上させると考えられています。[1]

化学戦略

化学的修復戦略は典型的には酸化還元反応を伴い、最も一般的なものとしては、直接化学酸化、直接化学還元、二次酸化還元、および金属促進脱塩素化が挙げられる。適切な処理は、汚染物質の種類によって大きく異なる。化学的戦略は、最も一般的なNAPLの一つである塩素系溶剤を修復するための最も直接的かつ迅速な方法である。[6]

化学戦略における課題の一つは、処理効果を制限する競合反応の存在です。もう一つの課題は、標的汚染物質の拡散につながる可能性のある副産物の存在です。[6]

適用技術としては、井戸からの注入や固体処理マトリックスの設置などが挙げられる。最終的に、化学処理アプローチの実現可能性を決定する最も重要な要素は、地下の状態が効果的な適用を可能にするかどうかである。[6]

生物学的戦略

地下環境におけるNAPLの存在を最小限に抑えるために、天然の好気性、嫌気性、および好気性および/または嫌気性の連続的な生物学的プロセスを加速することが可能になりました。ほとんどのバイオレメディエーション戦略は、特定の細菌/微生物集団の存在と、生分解を促進するための有機炭素の添加に依存しています。この有機炭素は、乳酸、アルコール、チーズホエーなどの可溶性有機炭素源の注入、および植物油や大豆油エマルジョンなどの徐放性電子供与体の配置によって供給できます。[6]

好気性生分解には十分な溶存酸素が必要であり、これはエアースパージングやSVEなどの戦略によって供給できます。しかしながら、十分な酸素を供給できるかどうかは、この種の修復戦略の成功を左右する制限要因となります。また、多くの場合、メタン、プロパン、アンモニア、トルエンなどの誘導物質の存在が求められますが、これらはそれ自体が地下環境に有害な汚染物質です。[6]

もう一つの課題は、在来細菌との競争やその他の外的圧力に直面しながら、十分な数の細菌／微生物を維持することです。また、遺伝子組み換え細菌の使用に対する規制上の抵抗もあります。さらに、NAPLは容易に生物学的に利用可能ではない可能性があり、生分解戦略の有効性を制限します。この意味で、生分解は単独の解決策としては適切ではないかもしれませんが、他の戦略と組み合わせて使用​​することは確かに可能です。[6]

参考文献

  1. ^ abcdefghijklm ヒューリング、スコット G.;ウィーバー、ジェームス W.「高密度非水相液体」。nepis.epa.gov 。2023 年10 月 28 日に取得。
  2. ^ abcdef McCarty, Perry L. (2010), Stroo, HF; Ward, CH (eds.), 「塩素化溶剤による地下水汚染：歴史、修復技術、戦略」、塩素化溶剤プルームの原位置修復、SERDP/ESTCP Environmental Remediation Technology、ニューヨーク、NY：Springer、pp.  1– 28、doi：10.1007/978-1-4419-1401-9_1、ISBN 978-1-4419-1401-9
  3. ^ abcdefghijklmnopqrs ヘモンド、ハロルド・F.; フェヒナー、エリザベス・J. (2023年1月1日)、ヘモンド、ハロルド・F.; フェヒナー、エリザベス・J. (編)、「第3章 地下環境」、環境における化学物質の運命と輸送（第4版）、ボストン：アカデミック・プレス、pp.  223– 316、ISBN 978-0-12-822252-2、 2023年10月28日閲覧
  4. ^ スタンレー、ウィリアム・E.；エリアッセン、ロルフ（1960）「地下水汚染物質に関する知識の現状」マサチューセッツ工科大学土木衛生工学科。
  5. ^ abcde Comegna, Alessandro; Severino, Gerardo; Coppola, Antonio (2022年10月1日). 「土壌中の非水相液体（NAPL）測定のための新しいTDRアプリケーションのレビュー」Environmental Advances . 9 100296. doi : 10.1016/j.envadv.2022.100296 . hdl : 11563/160106 . ISSN  2666-7657.
  6. ^ abcdefghijkl Henry, Susan M.; Hardcastle, Calvin H.; Warner, Scott D. (2002年11月10日)、「塩素化溶媒とDNAPLの修復：物理的、化学的、生物学的プロセスの概要」、ACSシンポジウムシリーズ、ワシントンD.C.：アメリカ化学会、pp.  1– 20、doi :10.1021/bk-2002-0837.ch001、ISBN 978-0-8412-3793-3
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