透過性反応性バリア
地下水浄化技術

透水性反応性バリア（PRB）は、透水性反応性処理帯（PRTZ）とも呼ばれ、原位置（現場）地下水浄化のための費用対効果の高い技術として認識されている開発中の技術です。PRBは、一部の物質（すべてではない）を通過させるバリアです。PRBの定義の1つは、汚染物質のプルームを受動的に捕捉し、汚染物質を除去または分解して、汚染されていない水を放出する原位置処理帯です。 [1]主な除去方法には、（1）吸着と沈殿、（2）化学反応、（3）生物学的メカニズムを伴う反応があります。[2]

反応型プロセス

浸透性反応膜は、地下水浄化に様々な方法で活用できます。主なプロセスは、固定化（別名、隔離）と変換の2つです。

固定

汚染物質の固定化は、バリア材への吸着、または溶解状態からの沈殿によって起こる可能性があります。有機化合物は、周囲の水からの疎水性排除によって吸着される傾向があります。一方、金属は静電気による引力または表面錯体形成反応によって吸着される傾向があります。吸着と沈殿は可逆的な可能性があるため、浄化を継続するためには、反応媒体と凝集した生成物の除去が必要になる場合があります。[3]

変換

変換とは、汚染物質を、より有害性の低い、あるいは無毒な形態に変換することです。変換の主な利点の一つは、反応媒体の除去が必ずしも必要ではないことです（ただし、反応媒体の有効性が低下したり、目詰まりが発生したりして交換する必要がある場合は除きます）。変換は、一般的に不可逆的な酸化還元反応の形で行われます。媒体は、還元反応に必要な電子を直接供給したり、微生物を刺激して電子伝達を促進したりすることがあります。[3]

反応性材料

さらに、使用できる素材はいくつかあります。代表的なものを以下に示します。

ゼロ価鉄

ゼロ価鉄は、地下水浄化のためのPRBに最初に使用された材料であり、現在もこれらのバリアの建設に主に使用される材料です。[3]従来のスケールの鉄に加えて、ナノスケールの鉄も使用される場合があります。

生物学的障壁

地下水浄化を促進する微生物の増殖を促すために、地中に物質を投入することがあります。多くの環境汚染物質は高度に還元されているため、これらの汚染物質を無害な化合物に酸化することは熱力学的に可能です。一方、塩素系溶剤などの汚染物質は高度に酸化されているため、容易に還元されます。微生物は一般的にこのような酸化還元反応を促進し、汚染物質の分解を利用してエネルギーや細胞合成のための材料を得ています。[3]

酸化的生分解には、微生物が標的汚染物質から除去した電子を「呼吸」するために用いる電子受容体が必要です。この電子の移動によってエネルギーが放出され、微生物の生命活動を駆動します。好気条件下では、分子状酸素がこの目的に用いられます。酸素が存在しない場合には、様々な他の分子が電子受容体として機能します。酸素は嫌気性電子受容体よりも優先的に利用されます。なぜなら、酸素の使用によりより多くのエネルギーが得られ、さらに汚染物質の酸化速度が速まるという利点があるからです。しかしながら、高度に汚染された地域では、利用可能な酸素が汚染物質に対して十分でないことが多く、結果として嫌気性電子受容体を利用する必要があります。酸素放出化合物を含む反応性バリアは、モノ芳香族炭化水素の好気性生分解を促進するために効果的に用いられてきました。[3]

界面活性剤改質ゼオライト

粘土、ゼオライト、その他の天然素材は、陽イオン交換能力が高い。これは、鉱物構造内で低価陽イオン（Al 3+など）を高価陽イオン（Si 4+など）に置換して正味の負電荷を生成することによって行われる。 [4]吸着 界面活性剤を加えると、陰イオンおよび非極性有機化合物に対する親和性を変えることができる。[3]表面に蓄積した界面活性剤は、非極性有機化合物の吸着を促進する疎水性有機コーティングを生成する。界面活性剤修飾ゼオライト（SMZ）は、非極性有機汚染物質の処理に有望である。しかし、粘土は浸透性が低いため、流通式PRBに使用できないが、[3]スラリー壁、埋立地ライナー、封じ込めバリアに使用することが提案されている。 [5]しかし、ゼオライトには透水係数を維持するための空洞があり、PRBに使用できる。

ピートモス

ピートモスは比表面積が大きく（>200 m 2 /g）、多孔度が高い。[6]金属はイオン交換反応によってピートに吸収される。この反応では、pHが低い場合は金属が陽子を置換し、 pHが高い場合は陰イオン官能基から既存の金属を置換する。 [7] CrOなどの陰イオン2−4
​およびMnO2−4
​表面官能基へのプロトンの付加によって表面が正に帯電するため、pH < 3でより効果的に除去されるが、 UOなどの陽イオンは、2+
2、ニ2歳以上
、銅2歳以上
は、 pH値が高いほど効果的に除去されます。[8]ピートモスは、重金属や一部の陰イオンを除去するのに効果的なイオン交換材料であると考えられます。陽イオンの除去効率は低pHで100%に近づきますが、pHと初期の金属イオン濃度に強く依存することを考慮する必要があります。

地下水モデリング

地下水流動のモデリングは、PRBの設計を最適化する上で重要です。最も重要なのは、流動をモデリングすることで、水力捕捉帯幅（HCZW）と滞留時間を決定できることです。HCZWとは、反応セルまたはゲート（ファンネルゲート構成の場合）を通過する地下水帯の幅です。滞留時間とは、汚染された地下水が除染処理ゾーン内で過ごす時間です。捕捉ゾーン外の汚染物質、または滞留時間が十分に長くない汚染物質は、適切に除染されません。地下水モデリングは、以下の目的にも使用できます。

  1. PRBの位置を特定する
  2. 適切な構成の決定
  3. 反応セルの幅（およびファンネルアンドゲートのファンネル）を決定する
  4. 地下流出、越流、または帯水層を横切る流れの可能性を評価する
  5. 設計に用いる地下水流変動（速度と方向）に関する知識の提供
  6. 帯水層の導電率に一致するように反応性媒体の選択（透水係数に基づく）を決定する
  7. 多孔性の低下による流れのバイパスの可能性を評価する
  8. 監視井戸の位置と監視頻度の決定を支援する[9]

構成

鉄の障壁

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添付の図は、地下水浄化における鉄粒子の適用方法の2つの例を示しています。図Aは、ミリメートルサイズの粒状鉄で作られた従来のPRB（プライミングバリア）です。図Bは、ナノサイズの鉄を連続的に注入することで形成される「反応処理ゾーン」です。このゾーンでは、天然帯水層物質の粒子に吸収された粒子の重なり合う領域が形成されます。図Aでは、地下水がバリアを通過して浄化されます。図Bでは、鉄ナノ粒子が黒い点で示されています。ナノ粒子は多孔質媒体内でほとんど移動しません。反応は、地下水に溶解した汚染物質、またはDNAPLとして存在する汚染物質が鉄表面に接触した場合にのみ発生することに注意してください。[10]

漏斗とゲート

ファンネル・ゲートシステムは、汚染物質のプルームを反応性物質を含むゲートに導くために使用されます。ファンネルは非透過性であり、最もシンプルな設計は、両側に壁が伸びる単一のゲートで構成されます。ファンネル・ゲートシステムの主な利点は、プルーム処理に使用できる反応領域が小さく、コストが低いことです。さらに、反応性物質の交換が必要な場合でも、ゲートが小さいため、交換が非常に容易です。[11]

実装

PRBは通常、汚染された地下水の流れに沿って長い溝を掘って設置されます。その後、溝は反応性物質（通常は鉄、炭素、または石灰岩）で埋められます。反応性物質に砂を混ぜることで、水が物質を通り抜けやすくなります。場合によっては、地下水をバリアの反応性部分に導く壁が設置されることもあります。溝が反応性物質で埋められた後、通常は土壌でPRBを覆い、地表からの視界を遮断します。[12]

シートパイルと掘削

初期のPRB設置には、シートパイルと掘削工法が用いられました。この工法では、まずシートパイルを用いて掘削範囲を囲い込み、その後、トラックホーを用いて掘削を行います。この工法は時間がかかる（したがって費用もかかる）場合があり、深さ35フィート（約10メートル）未満のプルームにしか適用できません。[13]

連続トレンチャー

連続溝掘りは、大型の切削チェーン掘削機システムを使用し、その後、トレンチボックスとホッパーを用いて反応性媒体で溝を連続的に埋め戻す作業です。連続溝掘りは高速で低コストですが、深さ50フィート（約15メートル）未満の溝にしか適用できません。また、この技術に使用される機械は、大きな玉石を含む土壌には効果的に使用できません。[13]

メンドレルの定置

メンドレル工法は、長い中空の梁を地中深く垂直に打ち込む工法です。梁は打ち込まれる際にカバーで覆われ、梁が設置されるとカバーが取り外されます。次に、中空部分を鉄粉で埋めます。メンドレルを振動させながら取り外すことで、鉄粉が地中深くまで流れ込み、地中埋設層（PRB）を形成します。その後、メンドレルを一幅分移動させ、この工程を繰り返し、連続したPRBを形成します。[13]

水圧破砕

この方法では、制御された高圧下で形成された地表下の亀裂に、細粒鉄を注入します。水流によって亀裂が削り取られ、その亀裂はグアーガムと鉄で満たされます。グアーガムは鉄を分解する前にその場に保持し、鉄の透過層（PRB）を残します。[13]

深層土壌混合

深層土壌混合は、地中の土壌に鉄分を添加し、大型オーガーで混合するプロセスです。このプロセスにより、柱状の処理ゾーンが連続して形成され、これらを並べるとPRB（地中埋立地）を形成します。この方法では深さ100フィートまでのプルームを処理できますが、処理ゾーン内の鉄分含有量は比較的低くなります。[13]

パフォーマンス評価

PRBの成功を評価する上で重要な要素は、汚染物質が十分に除去されているかどうかです。これは、PRBのすぐ下流の水質を監視することで確認できます。水質が最大汚染物質濃度を下回っている場合、PRBは機能を果たしたと判断されます。

失敗

PRBの解析では、反応井における反応性と浸透性の損失に重点が置かれてきましたが、報告されている少数のPRBの破損の水理学的特性には欠陥があります。酸化還元電位、流入水のpH、流入水の濃度[ア​​ルカリ度]、[硝酸塩NO−
3]、および[塩化物Cl - ]は、PRBの性能低下の可能性を最も強く予測する因子です。現場でのPRBの寿命を制限する要因は、透水性の低下ではなく、媒体の反応性である可能性が高いです。この技術は比較的新しいため、サイトの寿命を予測することは依然として困難です。制御要因の仮定によっては、寿命の推定値は桁違いに異なる場合があります（例：10～100年）。[14]

ケーススタディ

「鉄壁」の例

地下水浄化におけるPRBの現場規模適用は、シートパイルで隔離された区域を掘削し、その掘削孔を粒状鉄と砂の混合物で埋め戻し、シートパイルを撤去して、透水性で鉄を含む原位置処理区を残すことで、処理区を形成した。汚染物質である塩素化エチレン（PCEおよびTCE）は除去され、大部分が完全に脱塩素化された地下水が得られた（塩化ビニルはほとんど認められなかった）。

カリフォルニア州サニーベール

カリフォルニア州サニーベールでのPRB設置中（クリックして拡大）

PRBの最初の現場規模での導入は、カリフォルニア州サニーベールの、以前稼働していた半導体工場の跡地で行われた。当時、利用可能な最良の浄化技術は揚水浄化技術であった。PRBは、受動的に地下水を浄化できるため、当面の問題に対するより費用対効果の高い解決策を提示した。敷地内の汚染水を用いた実験室試験の後、粒状金属が反応媒体として選択された。設置後、汚染物質は目標レベルまで低減された。その結果、揚水浄化機械を撤去することができ、地上部分を商業目的で使用することが可能になった。揚水浄化ではなくPRBを使用することで節約された費用は、約3年で設置費用を回収することができた。[13]

エリザベスシティ、ノースカロライナ州

1996年、ノースカロライナ州エリザベスシティ近郊の沿岸警備隊施設に、長さ46メートル、深さ7.3メートル、厚さ0.6メートルのPRBが設置されました。このPRBの目的は、トリクロロエチレン（TCE）と六価クロム（Cr (VI)）の汚染プルームを浄化することでした。PRBの設置には、既存の堆積物を除去すると同時に反応媒体（粒状鉄）を導入する連続トレンチング技術を用いることで、わずか6時間しかかかりませんでした。PRBは、漏斗とゲート式ではなく連続壁式で構成しました。これは、3Dコンピュータシミュレーションでは両者の効果が同等であると示唆されたためです。しかし、コスト分析の結果、連続壁式の方が設置費用が安価であることが示されました。設置費用は約100万ドルでしたが、米国沿岸警備隊は、ポンプ・アンド・トリート方式と比較して、20年間で400万ドルの節約になると予測しています。[15]

モフェットフィールド、カリフォルニア州

カリフォルニア州モフェットフィールドでのPRB設置中（クリックして拡大）

カリフォルニア州モフェット飛行場には、1995年に米海軍が開始したパイロット規模のPRB（汚染除去施設）が設置されました。モフェット飛行場PRBは、漏斗とゲートを組み合わせた設計で、漏斗は連結した鋼矢板で構成され、ゲートは粒状のゼロ価鉄で構成されていました。主な汚染物質は、トリクロロエチレン（TCE）、シス-1,2-ジクロロエチレン（cDCE）、およびパークロロエチレン（PCE）でした。四半期ごとのモニタリング、トレーサー検査、鉄セルコアリングのデータを用いて、この施設の有効性を確認しました。1996年6月の最初のサンプリング以来、すべての塩素化合物の濃度は、検出限界以下、または最大汚染物質濃度以下にまで低減されています。[16]

フライキャニオン、ユタ州

フライキャニオンサイトは、1996年にPRBによるウラン除去能力を評価するためのフィールド実証サイトとして選定された。ウラン除去効率と水文学的特性を明らかにするため、3種類のPRB候補物質（リン酸、ゼロ価鉄、および三価鉄）を用いて室内実験が行われた。各クラスから1種類のPRB物質が実証実験に選ばれた。選ばれた物質は、良好な透水係数、高いウラン除去効率、そして高い圧縮強度を有していた。漏斗とゲートの設計が採用された。漏斗は地下水をPRBゲートに導いた。初年度、ゼロ価鉄はウラン濃度を99.9%以上低下させ、リン酸と三価鉄の両方で除去された量は、行われた測定のほとんどにおいて70%を超えた。ウラン除去のメカニズムは他の無機汚染物質の除去メカニズムと類似しているため、この研究は幅広い適用性を持つ。[17]

技術の現状

1994年、アナリストは米国における地下水浄化費用の総額が5000億ドルから1兆ドルに上ると推定した。[18] 2000年頃までは、地下水浄化の大部分は「従来型技術」（例えば、揚水浄化システム）を用いて行われていたが、浄化基準を満たすにはコストがかかることが判明していた。[19]

注記

  1. ^ Gillham, R.; Vogan, J.; Gui, L.; Duchene M.; Son J. (2010). 塩素系溶剤の浄化のための鉄製バリア壁. Stroo, HF; Ward, CH (編),塩素系溶剤プルームの原位置浄化. Springer Science+Business Media, New York, NY, p. 537. doi :10.1007/978-1-4419-1401-9
  2. ^ Tratnyek, PG; MM Scherer; TJ Johnson; Matheson, LJ (2003). 鉄およびその他のゼロ価金属の透過性反応性バリア．Tarr MA (編)，廃棄物および汚染物質の化学的分解法；環境および産業用途．Environmental Science and Pollution Control，Marcel Dekker，ニューヨーク，pp 371-421．doi : 10.1201/9780203912553.ch9
  3. ^ abcdefg Scherer, MM ; Richter, S.; Valentine, RL; Alvarez PJJ (2000). 「原位置地下水浄化のための透過性反応性バリアの化学と微生物学」 Critical Reviews in Environmental Science and Technology. 30(3): 363-411. doi :10.1080/10643380091184219
  4. ^ Bohn, HL; McNeal, BL; O'Connor, GA (1985). 土壌化学. Wiley Interscience, John Wiley & Sons, Inc.
  5. ^ Sheng, G.; Xu, S.; Boyd, S. (1996). 界面活性剤由来および天然有機物による中性有機汚染物質の吸着を制御するメカニズム. 環境科学技術. 30(5): 1553-1557. doi :10.1021/es9505208
  6. ^ マクレラン、JK; ロック、カリフォルニア州 (1988). 埋立地浸出液のピート前処理による金属除去. 水・大気・土壌汚染. 37(1-2): 203-215. doi :10.1007/BF00226492
  7. ^ Crist, RH; Martin, JR; Chonko, J. (1996). ピートモスへの金属の吸収：イオン交換プロセス. 環境科学技術. 30(8): 2456-2461. doi :10.1021/es950569d
  8. ^ Morrison, SJ; Spangler, RR (1992). 水溶液からのウランおよびモリブデンの抽出：ウラン精錬所尾鉱浄化のための化学バリアとして使用される工業材料の調査. 環境科学技術. 12(3): 1922-1931. doi :10.1021/es00034a007
  9. ^ Fox, TC; Gupta, Neeraj. (1999). 透水性反応性バリアのための水文地質学的モデリング. Journal of Hazardous Materials . 68(1-2): 19-39. doi :10.1016/S0304-3894(99)00030-8
  10. ^ Tratnyek, PG; Johnson, R. 「鉄金属による修復」地下水研究センター、オレゴン健康科学大学、2005年2月4日。
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  13. ^ abcdef Tratnyek, Paul G.; BA Balko; その他 (2002). Metals in Environmental Remediation and Learning (MERL). 環境技術開発のストーリーを通して化学を学べるマルチメディアCD-ROM。参照：MERLウェブサイト（2011年7月20日アーカイブ、Wayback Machine）
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  15. ^ Bain, JG; Bennett, TA; Blowes, DW; Gillham, RW; Hanton-Fong, CJ; O'Hannesin, SF; Ptacek, CJ; Puls, RW (1999). 地下水中の六価クロムおよびトリクロロエチレンの処理のための原位置浸透性反応性バリア：第1巻、設計および設置. 米国環境保護庁, EPA/600/R-99/095a.
  16. ^ Reeter, C.; Gavaskar, A.; Sass, B.; Gupta, N.; Hicks, J. (1998) カリフォルニア州マウンテンビューの旧海軍航空基地モフェットフィールドにおけるパイロット規模の透過性反応性バリアの性能評価：第1巻。[1]
  17. ^ Naftz, DL; Feltcorn, EM; Fuller, CC; Wilhelm, RG; Davis, JA; Morrison, SJ; Freethey, GW; Piana, MJ; Rowland, RC; Blue, JE (1997-1998). ユタ州フライキャニオンにおける地下水からの溶存ウラン除去のための透過性反応性バリアのフィールド実証. EPA. [2]
  18. ^ 全米研究会議. 1994. 地下水浄化代替案委員会. 『地下水浄化の代替案』 . 全米科学アカデミー出版局, ワシントンD.C.
  19. ^ Mackay, DM; Cherry, J. A (1989). 地下水汚染; 揚水浄化. 環境科学技術. 23(6): 630-636. doi :10.1021/es00064a001

このトピックに関する追加情報は、次のサイトにあります。

  1. パウエル・アンド・アソシエイツ PRB ノートブック
  2. 修復技術開発フォーラムPRBアクションチーム
  3. 連邦修復技術円卓会議
  4. 米国EPA汚染地浄化情報
  5. 「ルビン」（ドイツのPRBネットワーク）
  6. OHSU地下水研究センター、ゼロ価鉄
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