Die vorliegende Erfindung bezieht sich auf ein Verfahren zur Sanierung von verschmutztem Boden. Genauer bezieht sich diese Erfindung auf ein Verfahren zur Sanierung von verschmutztem Boden, in welchem der Schadstoff in dem verschmutzten Bereich durch mikrobielle Aktivitäten abgebaut wird.

Die jüngsten raschen Entwicklungen in der Wissenschaft und der Technologie haben eine große Menge an Chemikalien und chemischen Produkten erzeugt. Diese Substanzen verschmutzen die Natur, wobei sie langsam in der Umwelt akkumulieren. Umweltverschmutzung ist ein ernsthaftes Problem, welches sich über die gesamte Welt ausbreitet, da Wasser und Luft in der Umwelt zirkulieren. Beispiele für bisher bekannte Schadstoffe sind chlorierte organische Verbindungen (wie etwa Dichlorethylene (DCE), Trichlorethylene (TCE), Tetrachlorethylen (PCE) und Dioxin), aromatische Verbindungen (wie etwa Toluol, Xylol und Benzol) und Kraftstoffe, wie etwa Benzin. Chlorierte aliphatische Kohlenwasserstoffverbindungen (wie etwa Dichlorethylen, Trichlorethylen und Tetrachlorethylen) werden spezifisch in einer großen Menge als ein Lösungsmittel zur Reinigung von Elementen von Präzisionsmaschinen und zur Trockenreinigung verwendet, und die Verschmutzung von Boden und Grundwasser durch diese Lösungsmittel wurde aufgedeckt. Zusätzlich sind diese organischen Verbindungen so flüchtig, dass sie Luftverschmutzung verursachen können. Es hat sich ebenfalls herausgestellt, dass diese organischen Verbindungen teratogen und karzinogen sind, so dass es offensichtlich wird, dass sie ernsthaft Lebewesen beeinträchtigen können. Demgemäß ist ein eiliges Thema nicht nur die Verschmutzungsquellen zu verschließen, sondern ebenfalls den mit diesen organischen Verbindungen verschmutzten Boden und das Grundwasser zu reinigen.

Eines der herkömmlichen Verfahren zur Sanierung des mit chlorierten organischen Verbindungen verschmutzten Bodens ist zum Beispiel das Ausheben des verschmutzten Bodens und das Unterziehen davon mit einer Wärmebehandlung. Obwohl dieses Verfahren die vollständige Entfernung von Schadstoffen aus dem ausgehobenen Boden ermöglicht, erfordert es große Aufwendungen und eine lange Arbeitsdauer um den Boden aufzubereiten. Es ist praktisch unmöglich tief unter der Oberfläche befindlichen Boden herauszunehmen, was den Anwendungsbereich des Verfahrens begrenzt. Zusätzlich sollten die von dem ausgehobenen verschmutzten Boden abgegebenen, chlorierten organischen Verbindungen durch Adsorption an ein Adsorbens, wie etwa Aktivkohle, aufgefangen werden, um eine sekundäre Luftverschmutzung zu vermeiden, und die verwendete Aktivkohle erfordert weitere Verarbeitung. Falls zum Beispiel die verwendete Aktivkohle mit adsorbierten chlorierten Verbindungen, wie etwa DCE, TCE und PCE verascht wird, können giftigere Nebenprodukte, wie etwa Phosgen erzeugt werden.

Demgemäß wird vorhergesagt, dass die Endverarbeitungskosten aufgrund der notwendigen zusätzlichen Schritte enorm sind, um die aufgefangenen Schadstoffe unschädlich zu machen.

Die Vakuumextraktion der Schadstoffe aus dem verschmutzten Boden oder die Verwendung eines Mikroorganismus mit Schadstoffabbaufähigkeit kann eines der vorher erwähnten Probleme lösen, d. h. die Begrenzungen des Behandlungsbereichs. Diese Verfahren erfordern das Ausheben des Bodens nicht und können den Boden an der Stelle wo er ist reinigen (hiernach als „in situ" bezeichnet). Tatsächlich sind diese Verfahren verglichen mit dem vorhergehenden Aushubverfahren billig und einfach; nur geringfügige Arbeit ist erforderlich, wie etwa das Bohren eines Loches zum Einbringen eines Vakuumextraktionsrohres oder von schadstoffabbauenden Mikroorganismen in den verschmutzten Boden. Das Vakuumextraktionsverfahren hat Probleme, dass es chlorierte organische Verbindungen in einer geringen Konzentration von einigen ppm oder weniger nicht wirksam entfernen kann, und das die weitere Behandlung der aufgefangenen chlorierten Verbindungen wie in dem vorher erwähnten Verfahren erforderlich ist.

Auf der anderen Seite können die Schadstoffe im Boden durch das mikrobielle Sanierungsverfahren unter Verwendung von vorhandenen oder fremden Mikroorganismen in dem Boden in harmlose Substanzen abgebaut werden. Folglich macht das mikrobielle Verfahren die Entgiftungsbehandlung der aufgefangenen Schadstoffe überflüssig, das in den vorhergehenden zwei Verfahren unentbehrlich ist. Zusätzlich ist dieses Verfahren hochwirksam beim Abbau von Schadstoffen mit einer relativ niedrigen Konzentration.

Demgemäß zog nun das mikrobielle Sanierungsverfahren die Aufmerksamkeit auf sich.

Falls die vorhandenen Mikroorganismen (in dem zu sanierenden Bereich einheimisch lebende) in dem Sanierungsverfahren verwendet werden, ist es notwendig die zu behandelnde Bodenregion mit Aktivierungsmitteln, wie etwa Induktoren, zu behandeln, um die Abbauaktivität der vorhandenen Mikroorganismen zu induzieren, Nährstoffe, um die mikrobielle Abbauaktivität zu verstärken, Sauerstoff und wachstumsstimulierende Mittel. Falls ein fremder Mikroorganismus mit einer Schadstoffabbaufähigkeit verwendet wird, ist es notwendig den Mikroorganismus in den Boden einzubringen und falls notwendig, Aktivierungsmittel für diesen Mikroorganismus.

In beiden Fällen ist es bevorzugt, den Mikroorganismus oder das Aktivierungsmittel in den Boden so gleichmäßig wie möglich einzubringen. Normalerweise ist die Bodenstruktur nicht so gleichmäßig, dass eine gleichmäßige Diffusion einer dem Mikroorganismus enthaltenen Flüssigkeit und des Aktivierungsmittels in den Boden ermöglicht wird. Für den Zweck der Lösung dieser technischen Probleme haben die Erfinder der vorliegenden Erfindung eine Technik zur gleichmäßigen Verteilung der eingespritzten, einen Mikroorganismus und ein mikrobielles Aktivierungsmittel enthaltenen Flüssigkeit in den Boden offenbart. Die offengelegte japanische Patentanmeldung Nummer 8-224566.

Die Erfinder der vorliegenden Erfindung haben gefunden, dass, falls eine Flüssigkeit, die einen Mikroorganismus und ein Aktivierungsmittel enthält, in den Boden eingespritzt wird, ein Anteil des in den Hohlräumen (Poren) des Bodens vorhandener Schadstoff gemäß dem Einspritzen herausgedrückt wird, und sich entlang der Diffusion der Flüssigkeit bewegt, so dass die verschmutzte Region durch das Einspritzen der Flüssigkeit ausgedehnt werden kann. Diese Tendenz ist mit flüchtigen Schadstoffen, wie etwas DCE, TCE und PCE offenkundiger. Daher sollte eine Vergrößerung des verschmutzten Bereiches aufgrund des Einspritzens der Flüssigkeit ungeachtet der Schadstoffkonzentrationen so stark wie möglich verhindert werden, insbesondere bei der in situ-Sanierung des Bodens. Als eine Konsequenz war eine technische Entwicklung zur Lösung dieses Problems erforderlich.

Bei weiterer Untersuchung, wie das bisher beschriebene technische Problem gelöst werden kann, haben die Erfinder der vorliegenden Erfindung ein Verfahren zu Sanierung des Bodens gefunden, welches die Sanierung des Bodens in einem geschlossenen Raum durch Isolation des verschmutzten Bereiches in situ von dem umgebenden Boden durchführt, oder im Wesentlichen den Boden in einem geschlossenen Raum umfasst.

Wie ebenfalls in der internationalen Anmeldung WO/96/00624 offenbart, wird hierin ein in situ-Sanierungsverfahren zur Behandlung eines Bereiches zur Verfügung gestellt, in welchem ein flüchtiger Schadstoff in einem Bodenhohlraum zurückgehalten wird, mit den Schritten von:

• (i) Vorsehen von wenigstens einen (a) einer Flüssigkeit, welche einen Mikroorganismus mit einer Aktivität zum Abbau des Schadstoffes enthält, oder (b) einer Flüssigkeit, welche einen Mikroorganismus mit der Fähigkeit zum Abbau des Schadstoffes und ein Aktivierungsmittel für den Mikroorganismus enthält;
• (ii) Isolierung des Bereiches von seiner umgebenden Umwelt mit einer Barriere, welche verhindert, dass der Schadstoff, der Mikroorganismus, das Aktivierungsmittel und Wasser dadurch dringt;
• (iii) Einspritzen der Flüssigkeit in den in dem Schritt (ii) isolierten Bereich, so dass der Bodenhohlraum mit der Flüssigkeit gefüllt wird, und der in dem Bodenhohlraum zurückgehaltene, flüchtige Schadstoff sich vom Boden zu der Oberfläche des Bereiches hin bewegt,
• (iv) Abbau jedes in dem Bodenhohlraum verbleibenden Schadstoffes mit dem Mikroorganismus in der Flüssigkeit eingespritzt in Schritt (iii);

In dem Fall von WO/96/00624 kann die Flüssigkeit eingespritzt werden, und Flüssigkeit, Wasser und Schadstoff können mittels einer horizontalen Röhre oder Röhren entfernt werden. Alternativ dazu können Einlass- und Auslassrohre an niedrigeren und höheren Bodenniveaus vorgesehen werden. Das Wasser und der Schadstoff können nachfolgend behandelt werden, um die Entfernung des Schadstoffes aus dem Wasser unter Verwendung einer Vorrichtung an der Verschmutzungsstelle zu vollziehen. Im Gegensatz dazu, ist das vorher definierte Verfahren gemäß der vorliegenden Erfindung dadurch gekennzeichnet, dass:

Der Schritt (iii) des Einspritzens der Flüssigkeit fortgesetzt wird, so dass der flüssige Schadstoff schließlich von der Oberfläche des Bereiches ausgestoßen wird; und

ein weiterer Schritt (v) durchgeführt wird von:

• v) Einführen des von der (Oberfläche des Bereiches in Schritt (iii) abgegebenen Schadstoffes in eine Schadstoffabbauvorrichtung und Abbau des Schadstoffes.

Die 1 ist eine schematische Zeichnung eines Behandlungssystems.

Die 2 ist eine erläuternde Zeichnung des Verfahrens zur Härtung des Bodens.

Die 3 ist eine erläuternde Zeichnung der in dem Beispiel 1 verwendeten Testvorrichtung.

Die 4 ist eine schematische Zeichnung, die ein Beispiel eines Systems zur Durchführung der vorliegenden Erfindung zeigt.

Die 5 ist eine grafische Darstellung, die den TCE-Abbau in Beispiel 1 und den Vergleichsbeispielen 1 und 2 zeigt.

Die 6 ist eine grafische Darstellung, die den TCE-Abbau in Beispiel 1 und den Vergleichsbeispielen 1 und 2 zeigt.

Die 7 ist eine grafische Darstellung, die den TCE-Abbau in Beispiel 1 und Vergleichsbeispielen 1 und 2 zeigt.

Die 8 ist eine grafische Darstellung, welche die TCE-Konzentrationen in der aus dem Probenloch 34 in Beispiel 2 genommenen Probe zeigt.

Die 9 ist eine grafische Darstellung, welche die TCE-Konzentrationen in der aus der Probenöffnung 35 in Beispiel 2 genommenen Probe zeigt.

Mit Bezug auf die schematische Zeichnung der 1 wird ein Sanierungssystem für den verschmutzten Boden erläutert. Das Behandlungsgefäß 8 für den Schadstoffabbau, aufgestellt an einem Ort der Bodenverschmutzung, besteht aus einer Seitenwand 1, einem Unterteil 7 und einem Deckel 2. Das Behandlungsgefäß 8 enthält den verschmutzten Boden, um den Boden von dem umgebenden Boden zu isolieren. Der Deckel 2 ist mit zwei Öffnungen 3 und 4 versehen, und ein Flüssigkeitseinspritzrohr 5 ist in das Gefäß 8 durch die Öffnung 3 eingesetzt, um einen Mikroorganismus oder eine Flüssigkeit, die einen Mikroorganismus und ein Aktivierungsmittel enthält, in den Boden zur Bodensanierung einzuspritzen. Ein Ende des Flüssigkeitseinspritzrohres 5 ist in den Boden 9 in dem Behandlungsgefäß 8 eingesetzt, um die Flüssigkeit darin einzuspritzen. Das andere Ende des Rohres 5 ist mit einem die Flüssigkeit enthaltenden Behälter 11 verbunden. Die Flüssigkeit wird in den Boden 9 mit einer im Verlauf des Rohres 5 angeordneten Pumpe 10 eingespritzt.

Ein Auslassrohr 6 wird in den Behandlungsbehälter 8 durch eine Öffnung 4 eingesetzt, um den Schadstoff oder die überfließende Flüssigkeit in eine Schadstoffabbauvorrichtung 12 zu führen, wo der in dem Bodenhohlraum vorhandene Schadstoff durch einen angelegten Druck aufgrund der Flüssigkeitseinspritzung aus dem Einspritzrohr 5 herausgedrückt wird. Eine Falle 13 wird vorgesehen, um die Abgabe des Schadstoffes aus der Schadstoffabbauvorrichtung 12 in die Luft zu verhindern.

Es ist bevorzugt das Schadstoffabbaubehandlungsgefäß 8 so aufzubauen, um die Verschmutzungsquelle oder den stark verschmutzten Boden in situ zu umfassen (wo der zu behandelnde Boden vorhanden ist). Dies ermöglicht nicht nur die wirkungsvolle Sanierung des Bodens, sondern ebenfalls die Verhinderung der Diffusion der Verschmutzung. Falls es einen Grundwasserstrom gibt, ist es für die Verhinderung des Ausbreitens der Verschmutzung wirksam, das Behandlungsgefäß soweit wie möglich stromabwärts aufzustellen. Die Form und das Konstruktionsverfahren der Seitenwand 1 ist nicht beschränkt, solange die Wand aus einem für Wasser, Mikroorganismen und Schadstoffe nicht durchgängigen Material hergestellt wird. Zum Beispiel kann ein Eisenrohr in den verschmutzten Boden getrieben werden, um eine Eisenrohrseitenwand 1 zu bilden, oder die Seitenwand 1 kann durch das Treiben von vier Eisenplatten in den Boden als die Seitenwände gebildet werden.

Das Unterteil 7 kann zum Beispiel durch Einspritzen eines Boden härtenden Mittels zum Härten des Bodens an dem Unterteil gebildet werden. Um das Unterteil zu bilden, nachdem das Stahlrohr in die Behandlungsstelle getrieben wird, oder nachdem 4 Stahlplatten in die Stelle getrieben wurden, wird ein Bodenverhärtungsmittel in das Unterteil der Region in dem Rohr oder umgeben durch die Stahlplatten eingespritzt. Beispiele für Bodenverhärtungsmittel sind Wasserglas, schnell härtender Zement, normaler Zement und Spezialzement, welche gemäß den Bedingungen der Stelle oder dem Zweck geeigneterweise ausgewählt werden können. Beimischungen, wie etwa Montmorillonit, Kalzium, ein anionisches polymeroberflächenaktives Mittel und/oder einem die Fluidität verstärkenden Mittel, kann dem Bodenverhärtungsmittel zugegeben werden. Falls der Schadstoff eine flüchtige Verbindung ist, wie etwa eine chlorierte aliphatische Kohlenwasserstoffverbindung (zum Beispiel Dichloridethylen, Trichlorethylen oder Tetrachlorethylen), ist es bevorzugt ein Bodenverhärtungsmittel vom Wasserglastyp zu verwenden, was für diese Verbindungen nicht durchlässig ist.

Beispiele des Einspritzverfahrens des Verhärtungsmittels in den Boden sind das CCP-Verfahren, das Jet-Grout-Verfahren und das Gruben-Jet-Pile-Verfahren. Obwohl diese Verfahren geeigneterweise in Abhängigkeit von dem Bereich des verschmutzten Bodens und den Bodenbedingungen ausgewählt werden, ist das CCP-Verfahren bevorzugt, da dieses Verfahren das Einspritzen des Bodenverhärtungsmittels ohne Ausfluss des verschmutzten Bodens ermöglicht, folglich die Behandlung des Ausflusses überflüssig macht.

Das CCP-Verfahren der Bildung des Unterteils des zu behandelnden verschmutzten Bodens durch Einspritzen des Verhärtungsmittels bei einem hohen Druck wird mit Bezug auf die 2 beschrieben. Ein Stab 57, an dem eine spezielle Düsenausstattung an eine Bohrmaschine 56 montiert ist, das andere Ende der speziellen Düsenausstattung mit einem Umlaufwasserbehälter 60 über eine Überhochdruckimpulspumpe 58 und einem Ventil 59 verbunden ist. Der Grund wird zu einer Tiefe einer Einspritzposition mit einer für die Bodenbedingungen geeigneten Rotationsgeschwindigkeit und Hubanzahl gebohrt, während kontinuierlich das Umlaufwasser durch Halten des Pumpenauslassdruckes bei zum Beispiel 30 Kgf/cm² oder weniger gesendet wird. Bei Erreichen einer erwünschten Tiefe, wird der Stab von dem Umlaufwasserbehälter abgehängt und zu dem Bodenverhärtungsmittelbehälter 61 durch ein Ventilvorgang verbunden, um das Bodenverhärtungsmittel zum Beispiel bei einer Rotationsgeschwindigkeit von 10 bis 20 U/min und einem Ausstoßdruck von 200 bis 400 Kgf/cm² einzuspritzen. Der schadstoffabbauende Mikroorganismus kann zum Beispiel von dem zum dem Mikroorganismus Speichertank 62 und der Pumpe verbundenen Stab eingespritzt werden, oder kann durch Betreiben eines getrennten Einspritzrohres in der Behandlungsregion eingespritzt werden.

Falls die Baustelle eine wasserundurchlässige Schicht wie etwa ein Felsbett hat, kann diese Schicht selbst als das Unterteil 7 verwendet werden.

Es ist bevorzugt, dass das Oberteil des Behandlungsgefäßes eine durch Vorsehen eines Deckels, hergestellt aus dem gleichen für den Schadstoff nicht durchgängigen Material wie die Seitenwand, versiegelte Struktur ist, um den von der Erdoberfläche aufsteigenden Schadstoff getrieben durch die ansteigende Front der eingespritzten Flüssigkeit nicht in die Luft entweichen zu lassen. Die Diffusion des Schadstoffes in die Umgebung aus dem Behandlungsgefäß 8 aufgrund des Einspritzens der Flüssigkeit, kann nahezu vollständig durch Aufbau eines derartigen Behandlungsgefäßes an der Verschmutzungsstelle verhindert werden. Es kann ebenfalls verhindert werden, dass der schadstoffabbauende Mikroorganismus und das Aktivierungsmittel, wie etwa ein Nährstoff oder ein Induktor für den Mikroorganismus, in die Umwelt diffundiert.

Beispiele der Abbauvorrichtung 12 zum Abbau des aus dem Boden 9 extrudierten Schadstoffes, sind ein Bioreaktor gefüllt mit einem auf einem Träger immobilisierten, schadstoffabbauenden Mikroorganismus, ein Bioreaktor, der eine Flüssigkeit enthält, die einen schadstoffabbauenden Mikroorganismus enthält, zu welchem verschmutztes Gas oder verschmutztes Bodenwasser eingebracht wird, oder eine chemische Abbauvorrichtung unter Verwendung von ultraviolettem Licht oder Eisen.

Die Anwendung des Verfahrens gemäß einem Ausführungsbeispiel der vorliegenden Erfindung als ein Sanierungsverfahren, in welchem ein Mikroorganismus in den schadstoffhaltigen Boden eingebracht wird, wird hiernach erläutert.

Der in dem Fermentationsbehälter 11 zusammen mit einem Flüssigmedium gewachsene schadstoffabbauende Mikroorganismus, wird in das Schadstoffabbaubehandlungsgefäß 8 durch das Einspritzrohr 5 eingebracht. Die Einspritzposition und das Einspritzverfahren können geeigneterweise in Abhängigkeit von der Bodentextur und -verfestigung ausgewählt werden. Zum Beispiel kann das flüssige Medium von dem Unterteil des Behandlungsgefäßes unter Verwendung einer Pumpe gesendet werden, oder es kann von dem oberen Teil des Behandlungsgefäßes durch hydrostatischen Druck hinunterfließen. Das in den Boden einzuspritzende flüssige Medium kann ein Aktivierungsmittel für die Mikroorganismen enthalten. Als das Aktivierungsmittel gibt es ein Wachstumsmedium, welches Nährstoffe für den Mikroorganismus oder einen Induktor für die mikrobielle Expression der schadstoffabbauenden Aktivität enthält.

Falls der Schadstoff eine flüchtige Verbindung, wie etwa DCE, TCE oder PCE ist, ist es bevorzugt, das Behandlungsgefäß mit dem Mikroorganismen enthaltenden, flüssigen Medium zu füllen, in dem es von dem Unterteil des Behandlungsgefäßes eingespritzt wird, um so eine wirkungsvollere Bodensanierung zu erzielen. Der in dem Bodenhohlraum zurückgehaltene flüchtige Schadstoff wird durch die Flüssigkeitsfront hochgedrückt, und Teile des Schadstoffes bewegen sich zu der Erdoberfläche hin, um schließlich von der Oberfläche als ein Gas oder mit der Flüssigkeit gemischt durchzusickern. Gemäß dem Ausführungsbeispiel der vorliegenden Erfindung wird jedoch der extrudierte Schadstoff aus dem Boden durch die eingespritzte Flüssigkeit zu der schadstoffabbauenden Vorrichtung 12 durch das Rohr 6 geführt, um dort abgebaut zu werden. Der in dem Bodenhohlraum verbleibende nicht durch die eingespritzte Flüssigkeit ausgeschlossene Schadstoff wird durch den in den Boden eingespritzten Mikroorganismus abgebaut. Folglich wird eine viel höhere Sanierung des Bodens gemäß dem Ausführungsbeispiel der vorliegenden Erfindung erreicht. Die Anzahl der Einspritzöffnungen ist nicht auf eine begrenzt, solange der Mikroorganismus in dem Gefäß so gleichmäßig wie möglich verteilt werden kann. Falls mehrere Einspritzöffnungen verwendet wird, es ist jedoch bevorzugt, dass die Öffnungen zum Beispiel aufwärts zu der Erdoberfläche angeordnet sind, so dass der durch die Einspritzfront getriebene Schadstoff sicher aufgefangen werden kann. Es ist ebenfalls wünschenswert, dass die Position und die Form der Abflussöffnung für den Überlauf, in Abhängigkeit von dem Einspritzverfahren angemessen gestaltet ist.

Der in das Behandlungsgefäß einzuspritzende Mikroorganismus hat eine Aktivität zum Abbau des Schadstoffes. Falls zum Beispiel der Schadstoff eine aromatische Verbindung, wie etwa Phenol oder eine halogenierte Kohlenwasserstoffverbindung, wie etwa DCE, TCE oder PCE ist, kann ein Bakterienstamm wie etwa Pseudomonas cepacia Stamm KK01 (FERM BP-4235), Stamm J1 (FERM BP-5102), Stamm JM1 (FERM BP-5352), Stamm JMC1 (FERM BP-5960), Stamm JM2N (FERM BP-5961), Stamm JM6U (FERM BP-5962) und Stamm JM7 (FERM BP-5963) verwendet werden. Falls der Schadstoff ein Petroleum-Kraftstoff ist, kann die vorliegende Erfindung zum Beispiel unter Verwendung einer Alcaligenes-Art, Stamm SM8-4L (FERM P-13801) durchgeführt werden.

Es ist bevorzugt, dass der Mikroorganismus für die Einspritzungen in einem Zustand mit hoher schadstoffabbauender Aktivität durch Kultivierung ist. Da der Mikroorganismus normalerweise die höchste Abbauaktivität gegenüber dem Schadstoff in seiner logarithmischen Wachstumsphase zeigt, ist es bevorzugt, den Mikroorganismus in der logarithmischen Wachstumsphase in den schadstoffenthaltenden Boden einzubringen.

Beim Abbau chlorierter aliphatischer Kohlenwasserstoffe wird der Mikroorganismus oftmals durch die Zwischenprodukte geschädigt. In einem derartigen Fall wird, je höher die Konzentration des Schadstoffes ist, der Mikroorganismus ernsthafter geschädigt, begleitet von einem Abfall der Abbauaktivität. Man kann ein derartiges Problem gemäß dem Verfahren der hervorliegenden Erfindung lösen, dass heißt falls der zu behandelnde Boden eine hohe Konzentration eines Schadstoffes in einem Behandlungsgefäß enthält, wird eine überschüssige Menge eines den Schadstoffabbau enthaltenen Mikroorganismus enthaltenen flüssigen Mediums in das Gefäß durch das Einspritzrohr 5 eingespritzt, um den gesamten Hohlraum in dem Boden mit dem Medium zu füllen, wodurch das inhärente Bodenwasser von dem Boden in das Gefäß extrudiert wird. Da das in den Boden eingespritzte flüssige Medium durch den Boden wandert während es teilweise mit dem inhärenten Bodenwasser verdünnt wird, falls das flüssige Medium in das Behandlungsgefäß in einem Volumen größer als das Gesamtbodenhohlraumvolumen in dem Behandlungsgefäß eingespritzt wird, drückt es das inhärente Hohlraumwasser aus dem Bodenhohlraum und drückt ferner das mit dem flüssigen Medium verdünnte Hohlraumwasser heraus. Folglich wird den Schadstoff enthaltenes Wasser in einer hohen Konzentration von dem zu behandelnden Boden extrudiert werden, was die Konzentration des Schadstoffes in dem Boden senkt, und folglich die Schädigung der Mikroorganismen vermindert. Dies ermöglicht ebenfalls die gleichmäßige Verteilung des flüssigen Mediums in den Boden in dem Behandlungsgefäß.

Die optimale Einspritzmenge des die Mikroorganismen enthaltenen flüssigen Mediums hängt von den Bodeneigenschaften ab, z. B. Feuchtigkeitsgehalt des Bodens, es ist bevorzugt dass das Einspritzvolumen das 1,1-fache oder mehr, bevorzugter das 1,2-fache oder mehr des Gesamtvolumens des Bodenhohlraumes ist. Falls das Einspritzvolumen wie vorher beschrieben bestimmt wird, wird ein Teil des in einer hohen Konzentration in dem Boden vorhandenen Schadstoffes zusammen mit dem Überlauf des eingespritzten Mediums ausgewaschen, wodurch die Schadstoffkonzentration in dem Boden gesenkt wird. Dieses Verfahren vermindert die Beschädigung der Mikroorganismen aufgrund des Schadstoffes selbst oder seiner Zwischenprodukte beim Abbau, wobei die Behandlung eines Bereiches ermöglicht wird, welche den Schadstoff in einer hohen Konzentration enthält.

Das Volumen des Bodenhohlraumes (Vv) in einem gegebenen Bereich kann durch die folgende Gleichung (1) bestimmt werden: Vv = V – 100·W/((100 + &ohgr;)·&ggr;s) (1)

In der Gleichung (1) ist V das Gesamtvolumen des Bodens, W ist das Gesamtgewicht des Bodens, &ohgr; ist der Feuchtigkeitsgehalt des Bodens und &ggr;s ist die spezifische Dichte der Bodenpartikel (der Feststoffe). Das Gesamtgewicht des Bodens kann durch Multiplikation des Gewichts einer Volumeneinheit mit dem Volumen des Bodens des Bereiches bestimmt werden, wobei das erstere durch ein herkömmliches Verfahren bestimmt wird (zum Beispiel ein direktes Messverfahren oder ein Austauschmessverfahren).

Der Feuchtigkeitsgehalt des Bodens wird zum Beispiel wie folgt bestimmt. Eine vorbeschriebene Menge an Boden wird aus dem Boden genommen und in einem Uhrenglas platziert, um das Gesamtgewicht (Wt) auszuwiegen (die Summe der Gewichte des Uhrenglases (Wp), der Bodenpartikel (Trockengewicht) (Ws) und in der Bodenprobe enthaltene Feuchtigkeit (Ww)). Nach Trocknen der Bodenprobe bei etwa 110°C für 24 Stunden wird sie wieder gewogen, das Gewicht ist Wa = Wp + Ws. Folglich wird der Feuchtigkeitsgehalt der Bodenprobe (&ohgr;) wie folgt berechnet: &ohgr; = 100 Ww/Ws = 100(Wt – Wa)/(Wa – Wp)

Die spezifische Dichte der Bodenpartikel wird zum Beispiel wie folgt bestimmt. Ein Pyknometer mit einem inneren Volumen Vp und einem Gewicht Wp wird mit destilliertem Wasser gefüllt und sein Gewicht (Wc) wird gemessen, wobei Wc = Wp + &ggr;_wYp ist (&ggr;_w stellt das Gewicht einer Volumeneinheit Wasser dar). Dann wird dieses Pyknometer mit einer Bodenprobe und Wasser gefüllt. Nach gründlicher Entlüftung wird das Gesamtgewicht (Wt) durch die folgende Gleichung (2) ausgedrückt: Wt = Wp + (Vp – Vs)&ggr;_w + Ws (2), wobei Vs das Volumen der Bodenpartikel (fest) in der Bodenprobe und Ws das Trockengewicht der Bodenprobe ist. Die spezifische Dichte (Gs), bestimmt durch Teilen des Gewichtes der Volumeneinheit der Bodenprobe &ggr;s (= Ws/ Vs) durch das Gewicht der Volumeneinheit Wasser wird allgemein als die spezifische Dichte des Bodens verwendet. Demgemäß kann die vorherige Gleichung (2) umgewandelt werden zu:

Folglich kann nachdem die Bodenprobe aus dem Pyknometer genommen und getrocknet wurde, um das Trockengewicht Ws zu bestimmen, die spezifische Dichte der Bodenprobe unter Verwendung der folgenden Gleichung (4) bestimmt werden. Gs = Ws/(Ws + Wc – Wt) (4)

Es ist erwünscht, Bodenproben von mehreren Stellen zur Bestimmung des Hohlraumvolumens des isolierten Bodenbereiches zu nehmen, da der Aufbau des durch die Barriere isolierten Bodens nicht immer gleichmäßig ist. Der Durchschnitt der Bodenhohlraumvolumina der von mehreren Stellen von Plätzen genommenen Proben kann als das Hohlraumvolumen des isolierten Bodens verwendet werden. Falls der Wert des Bodenhohlraumvolumens stark zwischen den Proben schwankt, ist es bevorzugt, die Probennummer zu erhöhen. Falls die Anwesenheit von Bodenschichten, welche Bodenpartikel verschiedener Art enthält, vorhergesagt wird oder in dem isoliertem Bodenbereich bekannt ist, kann man den Bodenschichtaufbau vorher untersuchen, um das entsprechende Bodenhohlraumvolumen zu bestimmen und die Summe der Hohlraumvolumina der Bodenschichten als das Gesamtbodenhohlraumvolumen zu verwenden.

Falls ein Mikroorganismus, der die höchste Aktivität zeigt und in seiner logarithmischen Wachstumsphase verwendet wird, verbrauchen die Zellen in dem Boden des Behandlungsgefäßes eine große Menge an Sauerstoff. Demgemäß kann die Sauerstoffkonzentration in dem Boden unmittelbar nach dem Einbringen des Mikroorganismus rasch abnehmen. Eine derartige Abnahme der Sauerstoffkonzentration kann eine Abnahme in der Schadstoffabbauaktivität des Mikroorganismus verursachen. Daher ist es zur wirkungsvollen Sanierung des Bodens bevorzugt, das in das Behandlungsgefäß einzuspritzende flüssige Medium mit dem Mikroorganismus mit einer ausreichenden Menge an Sauerstoff oder Luft zu begasen. Andererseits, falls das in den Boden einzuspritzende flüssige Medium einige Nährstoffe als ein Aktivierungsmittel für das Wachstum des Mikroorganismus enthält, ist es bei der Bodensanierung wirkungsvoll, die Nährstoffkonzentration zu senken, um das mikrobielle Wachstum in dem Boden zu unterdrücken, oder die Kohlenstoffquelle des Mikroorganismus zu entfernen, um das Wachstum des Mikroorganismus in dem Boden im Wesentlichen anzuhalten.

Wie bisher beschrieben, kann gemäß einem Ausführungsbeispiel der vorliegenden Erfindung eine Umwelt verschmutzt mit einer hohen Konzentration eines Schadstoffes wirkungsvoll unter Verwendung eines Mikroorganismus saniert werden. Es kann ebenfalls der Ausfluss des Schadstoffes, des Mikroorganismus und des Aktivierungsmittels für den Mikroorganismus außerhalb der zu sanierenden Umwelt unterdrückt werden. Gemäß dem anderen Ausführungsbeispiel der vorliegenden Erfindung wird eine verbesserte Sanierung der verschmutzten Umwelt zusätzlich zu den vorhergehenden Vorteilen möglich.

Obwohl die vorliegende Erfindung ausführlich mit Bezugnahme auf die Beispiele beschrieben wird, ist sie keineswegs darauf begrenzt.

Eine wie in der 3 gezeigte Experimentalvorrichtung wurde für dieses Beispiel zusammengebaut. Ein 2-Liter-Gefäß 14 aus rostfreiem Stahl mit einem Deckel wurde vorbereitet. Die Kontaktflächen des Gefäßes 14 und des Deckels 15 wurden spiegelglatt poliert und ein Teflon O-Ring 20 wurde zur Versiegelung des Gefäßes verwendet. Eine Einspritzöffnung 16 für das Einbringen des Mikroorganismus, eine Auslassöffnung 17 und eine Öffnung 18 zur Probenahme wurden in dem Deckel 15 vorgesehen, und eine Teflonröhre wurde an der Auslassöffnung 17 angebracht und mittels eines Teflon Siegels fixiert. Teflon beschichteter Gummi wurde an der Probenahmeöffnung angebracht.

Kies mit einem mittleren Durchmesser von 1 cm wurde in das rostfreie Gefäß in einer Dicke von etwa 4 cm getan. Die Kiesschicht 22 wurde so ausgebildet, dass ihr Feuchtigkeitsgehalt und die Porosität (Hohlraumverhältnis) null bzw. 53% waren. Dann wurde das Mikroorganismuseinspritzrohr 19 in die Kiesschicht 22 getrieben. Als Nächstes wurden 2932 g feiner Sand mit einer spezifischen Dichte von 2,7 eingefüllt, so dass der Feuchtigkeitsgehalt und das Hohlraumverhältnis der Sandschicht 14% bzw. 40% waren. Eine Kiesschicht mit einem mittleren Durchmesser von 1 cm wurde weiterhin auf der Sandschicht bis zu der oberen Fläche des rostfreien Stahlgefäß gebildet. Die Kiesschicht hatte ebenfalls einen Feuchtigkeitsgehalt von null und ein Hohlraumverhältnis von 53%. Das Hohlraumvolumen des Bodens in dem rostfreiem Stahlgefäß wurde wie folgt bestimmt

Für die Sandschicht 21 kann die folgende Gleichung angewendet werden, worin ihr Feuchtigkeitsgehalt von 14% und 2932 g Sand mit einer spezifischen Dichte von 2,7 verwendet wurden.

Gewicht des feinen Sandes (Ws) + Gewicht der Feuchtigkeit in der feinen Sandschicht (Ww) = 2932 g

Feuchtigkeitsgehalt (&ohgr; = 100 Ww/Ws) = 14

Spezifische Dichte (Ws/Vs) = 2,7

Aus dem Vorherigen wird das Volumen (Vs) der feinen Sandpartikel in der feinen Sandschicht berechnet: Vs = 2932 × 100/(2,7(100 + 14)) = 952, 57 (cm³)

Das Hohlraumverhältnis wird ausgedrückt durch: Gesamtvolumen der feinen Sandschicht (V – Vs)/ Gesamtvolumen der feinen Sandschicht und (V – Vs)/V = 0,4, dann: V = Vs/0,6 = 952,57/0,6 = 1587,6 (cm³) und

Das Hohlraumvolumen (Vv) der Sandschicht = 0,4 V = 0,4 × 1587,6 = 635 (cm³)

Da das Volumen der Kiesschicht durch den Unterschied zwischen dem Volumen des rostfreien Stahlgefäßes und dem Volumen der feinen Sandschicht ausgedrückt wird, wird das Volumen berechnet als: 2000 – 1587,6 = 412,4 (cm³).

Da das Hohlraumverhältnis der Kiesschicht 53% ist, wird das Hohlraumvolumen berechnet als: 412,4 × 0,53 = 218,5 (cm³). Folglich ist das gesamte Hohlraumvolumen in dem Boden in dem rostfreien Stahlgefäß: 635 + 218,5 = 853,5 (cm³).

Der Deckel 15 wurde dann auf das rostfreie Stahlgefäß 14 gesetzt. Das Mikroorganismuseinspritzrohr 19 wurde durch die Mikroorganismuseinspritzöffnung 16 in dem Deckel 15 geführt, und das Verbindungsstück wurde mit einem Teflonsiegel versiegelt. Der Deckel wurde mit Schraubstöcken fixiert, um die Versiegelung des Gefäßes sicher zu stellen.

Ein Reservoir 25 mit 500 ml einer wässrigen Lösung mit 50 ppm TCE 26 und eine Pumpe 24 wurden vorbereitet. Nach Verbindung einer sich von der Auslassöffnung 17 durch das Reservoir 25 zu der Mikroorganismuseinspritzöffnung 17 erstreckenden Teflonröhre mittels einer Rohrverbindung 27, wie in der 3 gezeigt, wurde der feine Sand in dem Gefäß 14 mit einem TCE-Dampf von dem Reservoir mittels der Pumpe 24 gesendet in einer Rate von ein Liter/min. für 25 Stunden verunreinigt. Nach Abklemmen des TCE-Reservoirs wurde ein Kultivierungsbehälter (nicht gezeigt) eines schadstoffabbauenden Stamms JM1 (FERM BP-5352) mit dem Mikroorganismuseinspritzrohr 19 verbunden und die Flüssigkultur des Stammes JM1 wurde langsam mittels komprimierter Luft eingespritzt. Das Einspritzvolumen (938,9 ml) wurde so eingestellt, dass es 1,1-fach soviel wie das Gesamthohlraumvolumen des Sandes ist, und das Einspritzen wurde bis zu einem Überlauf von 445,4 ml fortgesetzt (das vermutete inhärente Bodenwasser vorhanden in dem Hohlraum des Sandes: Ww = 0,14 Ws = 0,14 × 2,7 Vs = 360 ml) + der überflüssigen Menge des flüssigen Kulturmediums (0,1 Vv = 85,3 ml) aus der Auslassöffnung 18 floss. Der JM1 Kultivierungsbehälter wurde nach dem Einspritzen entfernt, und die Einspritzöffnung und die Auslassöffnung wurden versiegelt. Der gesamte Überlauf wurde gesammelt.

Unmittelbar nach dem Einspritzen und alle 3 Stunden danach wurden 0,5 ml flüssige Probe von jeder der drei Probenahmeöffnungen durch Einführen einer Spritze genommen. Die Probepunkte waren das Unterteil (1 cm über der unteren Kiesschicht) die Mitte (5 cm über dem Grundteilprobenpunkt) und der obere Teil (5 cm über dem mittleren Probenpunkt) der Sandschicht. Jede flüssige Probe wurde unmittelbar in einer Probe mit 5 ml n-Hexan gebracht und nach Rühren für 3 Minuten wurde die n-Hexan-Schicht gesammelt, um die TCE-Konzentration durch ECD Gaschromatographie zu bestimmen. Die Ergebnisse werden in den 5 bis 7 (5: oberer Teil, 6: mittlerer Teil, 7: unterer Teil der Sandschicht) gezeigt. Die Kulturbedingungen des schadstoffabbauenden Mikroorganismus waren wie folgt: Eine 3-Tage-Kultur des Stammes JM1 (4,8 × 10⁸ Zellen/ml) wurde zweifach mit M9-Medium verdünnt und für das Einspritzen verwendet. M9-Medium Na₂HPO₄ 6,2 g/l KH₂PO₄ 3,0 g/l NaCl 0,5 g/l NH₄Cl 1,0 g/l Natrium-L-glutamat 20 g/l

Die TCE-Konzentration des aufgefangenen Überlaufes, gemessen durch das gleiche Verfahren wie vorher beschrieben, war 20 ppm, was anzeigt, dass der Überlauf TCE enthielt.

Ein rostfreies Stahlgefäß mit dem TCE verschmutzten Boden wurde wie in Beispiel 1 vorbereitet. Das Experiment wurde in der gleichen Art und Weise wie in Beispiel 1 durchgeführt, außer das M9-Medium anstelle der JM1-Kultur verwendet wurde. Die Ergebnisse sind ebenfalls in den 5 bis 7 gezeigt.

Ein rostfreies Stahlgefäß mit dem TCE verschmutzten Boden wurde wie in Beispiel 1 gezeigt vorbereitet, und das Experiment wurde in der gleichen Art und Weise wie in Beispiel 1 durchgeführt, außer dass das Einspritzen der JM1-Kulturflüssigkeit gestoppt wurde wenn die Flüssigkeit gerade aus der Auslassöffnung herauskam, um Überlauf zu verhindern, das heißt, die eingespritzte Menge der Kultur war 493 ml (das Bodenhohlraumvolumen (853,5 cm²) subtrahiert mit dem Hohlraumwasser (360 ml)). Die TCE-Konzentrationen in der Sandschicht in dem rostfreien Stahlgefäß wurden ebenfalls durch das gleiche Verfahren wie in Beispiel 1 gemessen. Die Ergebnisse sind in den 5 bis 7 gezeigt.

Bildung eines schadstoffabbauenden Systems in einem simulierten verschmutzten Boden – Abbau von TCE

Ein Vorlaufexperiment wurde durchgeführt, um das Hohlraumvolumen des zu verwendenden Bodens in dem in der 4 gezeigten experimentellen System zu bestimmen. Ein 36,6 Liter rostfreies Stahlgefäß 28 mit einem Deckel wurde vorbereitet. Die Kontaktflächen des Gefäßes 28 und des Deckels 29 wurden spiegelglatt poliert und ein Teflon O-Ring 30 wurde zur Versiegelung des Gefäßes verwendet. Eine Bodenverhärtungsmitteleinspritzöffnung 31, eine Mikroorganismuseinspritzöffnung 32 und eine TCE-Einbringöffnung 33 und zwei Auslassöffnungen 34 und 35 wurden auf dem Deckel 29 vorgesehen. Eine Teflonröhre wurde an jeder Auslassöffnung mit einem Teflonsiegel fixiert. Ein rostfreies Stahlrohr mit 13 mm Durchmesser, zugespitzt und mit vielen Löchern von 1 mm Durchmesser an seinem unteren Ende versehen, wurde als das Bodenverhärtungsmitteleinspritzrohr 36 verwendet. Ein L-förmiges rostfreies Stahlrohr mit 14 mm Durchmesser, an dem Ende zugespitzt, wurde als das TCE-Einbringrohr 37 verwendet, wobei einige Löcher mit etwa 1 mm Durchmesser in dem unteren Teil vorgesehen waren, um so TCE von dem Boden des rostfreien Stahlgefäßes einzuspritzen. Ein rostfreies Stahlrohr mit einem Durchmesser von 13 mm wurde ebenfalls als das Mikroorganismuseinbringrohr 38 vorgesehen.

Kies wurde auf dem Boden des rostfreien Stahlgefäßes in einer Höhe von etwa 4 cm ausgebreitet, um eine Kiesschicht 39 zu bilden. Nach Einsetzen des TCE-Einbringrohres 37 in die Schicht, wurde feiner Sand 40 in das rostfreie Stahlgefäß 28 bis zu 200 mm von dem oberen Teil des rostfreien Stahlgefäßes 28 getan, und ein Eisenrohr 41 mit 112 mm Durchmesser und 200 mm Länge wurde in die Sandschicht getrieben. In die gleiche Tiefe wie das Eisenrohr 41 wurde ein Bodenverhärtungsmitteleinspritzrohr 36 in die Sandschicht getrieben. Nach einer weiteren Befüllung des Gefäßes mit Sand zu einer Höhe von 180 mm von dem Oberteil des rostfreien Stahlgefäßes 28, wurde ein Mikroorganismuseinbringrohr 38 in die Sandschicht parallel zu dem Bodenverhärtungsmitteleinspritzrohr 26 getrieben. Schließlich wurde das Gefäß mit Sand bis zum Rand gefüllt. Gips 43 wurde um das Bodenverhärtungsmitteleinspritzrohr 36, das Mikroorganismuseinbringrohr 38 und das TCE-Einbringrohr 37 herum eingespritzt, um sie zu fixieren und keinen Raum zwischen dem Sand und den Rohren zurückzulassen. Ein Eisendeckel 42 wurde auf das Eisenrohr 41 gesetzt, so dass das Bodenverhärtungsmitteleinspritzrohr 36 und das Mikroorganismuseinspritzrohr 38 durch den Deckel kamen, und die Verbindungen wurden mit Gips fixiert. Jedes Rohr wurde durch die auf dem Deckel 29 des rostfreien Stahlgefäßes vorgesehenen Öffnungen eingebracht und mit einem Teflonsiegel versiegelt. Der Deckel wurde mit Schraubzwingen fixiert und die Dichtigkeit der Versiegelung wurde überprüft. Das Bodenverhärtungsmitteleinspritzrohr 36 wurde dann mit dem Bodenverhärtungsmittelbehälter 50 über ein Ventil 47 und eine Zwischenpumpe 46 verbunden. Ein Bodenverhärtungsmittel vom Wasserglas-Typ (hergestellt von Nitto Kagaku Co.) wurde als ein Bodenverhärtungsmittel verwendet. Nach Einspritzen von 400 ml des Bodenverhärtungsmittels von dem Bodenverhärtungsmittelbehälter 50 betrieben durch die Zwischenpumpe 46 bei einem Druck von 5 kg/cm², wurde das Ventil geschlossen und das rostfreie Stahlgefäß für 24 Stunden stehen gelassen. Dann wurde der Deckel 29 entfernt und das Eisenrohr 41 herausgezogen, um zu finden, dass der Boden des Eisenrohres mit einem verhärteten Produkt des Verhärtungsmittels vom Wasserglas-Typ versiegelt war. Es wurde ebenfalls bestätigt, dass weder gasförmiges TCE, das den Mikroorganismus enthaltene in diesem Beispiel zu verwendende flüssige Medium, noch Wasser aus dem Eisenrohr 41 lecken würde.

Das Hohlraumvolumen der von der umgebenden Umwelt durch das Eisenrohr 51 isolierten Bodenregion wurde zunächst bestimmt. Das Bodenvolumen wurde wie folgt berechnet: (11,2/2)² × 3,14 × 20 = 1969 cm³. Die spezifische Dichte, der Feuchtigkeitsgehalt und das Gewicht der Volumeneinheit des Bodens wurden ebenfalls unter Verwendung von zufällig gesammelten Proben an drei Stellen im dem isolierten Bodenbereich bestimmt. Die Ergebnisse waren eine spezifische Dichte von 2,7, ein Feuchtigkeitsgehalt von 14% und ein Gewicht der Volumeneinheit von 1,86 g/cm³. Es gab keinen signifikanten Unterschied zwischen diesen Werten aufgrund des Unterschiedes der Probenpunkte. Daher wurde das gesamte Bodenhohlraumvolumen des isolierten Bodenbereiches als 779,1 cm³ mit der vorhergehenden Gleichung (1) berechnet.

Das in der 4 gezeigte Testsystem wurde durch dasselbe Verfahren wie vorher beschrieben zusammengebaut. 500 ml einer wässrigen Lösung mit 400 ppm TCE wurden in ein Reservoir 44 gegeben, und dieses Reservoir 44 wurde zu der TCE-Einbringöffnung 33 über eine Pumpe 45 unter Verwendung einer Teflonröhre verbunden. Das Reservoir 44 wurde ebenfalls zu den Auslassöffnungen 34 und 35 unter Verwendung von Teflonröhren verbunden. Dann wurde die Pumpe 45 betrieben, um gasförmiges TCE in einer Rate von ein Liter/min für 24 Stunden zu zirkulieren, um den Sand in dem Gefäß zu verunreinigen. Danach wurden die mit den zwei Auslassöffnungen verbundenen Teflonröhren entfernt, und eine Luftprobe wurde durch Einführen einer Spritze durch jede Auslassöffnung in die Sandschicht in einer Tiefe von 100 mm genommen. Die TCE-Gaskonzentration wurde durch FID-Gaschromatographie (Handelsname: GC-14B, hergestellt durch Schimadzu Co.) analysiert. Das Ergebnis zeigte, dass die Gaskonzentrationen 985 ppm bzw. 950 ppm an den Auslassöffnungen 34 bzw. 35 waren.

Nach Schließen der Ventile 48 und 49 an der TCE-Einbringöffnung 33 und der Mikroorganismuseinbringöffnung 32, wurde das Bodenverhärtungsmitteleinspritzrohr 36 mit dem Bodenverhärtungsmittelbehälter 50 über das Ventil 47 und die Zwischenpumpe 46 verbunden. Ein Bodenverhärtungsmittel vom Wasserglas-Typ (hergestellt von Nitto Kagaku Co.) wurde als das Bodenverhärtungsmittel verwendet. Nachdem 400 ml des Bodenverhärtungsmittels von dem Bodenverhärtungsmittelbehälter 50 mit einer Zwischenpumpe 46 bei 5 kg/cm² geschickt wurden, wurde das Ventil geschlossen. Das Gefäß wurde für 24 Stunden stehen gelassen. Dann wurden die Teflonröhren, welche die Auslassöffnungen 34 und 35 und das Reservoir 44 verbinden, von dem Reservoirbehälter 44 durch umschalten des Ventils 56 und 57 getrennt. Die sich von der Auslassöffnung 34 erstreckende Teflonröhre wurde mit einer Abbauvorrichtung 53 mit 500 ml der flüssigen Kultur des Stammes JM1 (FERM BP-5352) verbunden. Der in der Abbauvorrichtung verwendete Stamm JM1 wurde durch dasselbe Verfahren, wie für das Bodeneinspritzen verwendet, wachsen gelassen. Die mit der Auslassöffnung 35 verbundene Teflonröhre wurde mit der Aktivkohlesäule 52 verbunden.

Dann wurde die Flüssigkultur des Stammes JM1 (FERM BP-5352) in dem Tank 51, in der gleichen Art und Weise gewachsen wie in Beispiel 1, in der von dem Rohr 38 isolierten Region eingespritzt. Das Einspritzvolumen war 934,9 ml was das 1,2-fache des Bodenhohlraumvolumens ist. Bei Erblicken des Überlaufes der Flüssigkeit von der Auslassöffnung 34, wurde das Einspritzen der Flüssigkeit beendet. Das von der Abbauvorrichtung während des Einspritzens abgegebene Gas wurde von der Probeöffnung 55 gesammelt; und die TCE-Konzentration in dem Gas wurde unter Verwendung eines FID-Gaschromatographen (Handelsname: GC 14B, hergestellt von Shimadzu Co.) analysiert, welche eine Konzentration unterhalb der Nachweisgrenze zeigt. Nach Beenden des Einspritzens der Kulturflüssigkeit wurde das Ventil 48 des Mikroorganismuseinspritzrohres geschlossen, und die zu der Aktivkohlesäule verbundene Teflonröhre wurde entfernt und Teflon-Gummistopfen wurden an die Öffnungen 34 und 35 befestigt, um aus ihnen Probenahmeöffnungen zu machen.

Ein Aliquot von 0,5 ml des Bodenwassers wurde alle 3 Stunden nach dem Kultureinspritzen durch Einführen einer Spritze aus der Probenöffnung 34 in einer Tiefe von 100 mm genommen, und die TCE-Konzentration wurde durch dasselbe Verfahren wie in Beispiel 1 analysiert. Gasförmige Proben wurden ebenfalls aus der Probenöffnung 34 alle 3 Stunden für die TCE-Analyse durch FID-Gaschromatographie genommen. Die Ergebnisse sind in den 8 und 9 gezeigt.

Am Ende des Experimentes wurde ein Aliquot von 0,5 ml der Flüssigkultur 54 in der Abbauvorrichtung 53 genommen und nach Extraktion mit n-Hexan wurde die TCE-Konzentration durch Gaschromatographie bestimmt. Die TCE-Konzentration war 0,01 ppm.

Zwei Sätze von simulierten, mit TCE-verschmutztem Boden wurden in der gleichen Art und Weise wie in Beispiel 1 vorbereitet.

Eine Kolonie des Stammes JM1 (FERM BP-5352) gewachsen auf M9-Agarmedium mit 1 Gew.-% Äpfelsäure wurde in M9-Flüssigmedium mit 1 Gew.-% Natriumglutamat überführt und unter Schütteln bei 15°C für zwei Tage kultiviert. Die Zellkonzentration der Flüssigkultur nach zwei Tagen Schüttelkultur war 6 × 10⁸ KWE/ml. Diese Kultur wurde 2- und 4-fach mit M9-Medium ohne Kohlenstoffquelle verdünnt, und die Verdünnungen wurden mit Sauerstoffgas für 10 Minuten begast. Die Verdünnungen wurden in den Boden in den vorher vorbereiteten zwei Gefäßen entsprechend eingespritzt, durch das gleiche Verfahren wie in Beispiel 1 beschrieben.

Nach dem Einspritzen wurden die Einspxitz- und Auslassöffnungen versiegelt, und das Gefäß für 48 Stunden bei 20°C stehen gelassen. Unter Verwendung einer Spritze wurden 0,5 ml Bodenwasser von drei Probepunkten genommen, jeder 1 cm über der unteren Kiesschicht, 5 cm über dem Bodenprobenpunkt und 5 cm über dem mittleren Probenpunkt vorgesehen. Jede dieser Proben wurde unmittelbar in Gefäßen mit 5 ml n-Hexan getan und für 3 Minuten gerührt. Dann wurde die Hexanschicht gesammelt, um den TCE-Gehalt durch ECD Gaschromatographie (Handelsname: GC 14B, hergestellt von Shimadzu Co.) zu bestimmen. Die Ergebnisse sind in der Tabelle 1 und der Tabelle 2 gezeigt.

Zwei Sätze von simulierten mit TCE-Verschmutzten Boden wurden wie in Beispiel 3 vorbereitet. Das flüssige Kulturmedium des Stamms JM1, kultiviert unter der gleichen Bedingung wie in Beispiel 3, wurde 2- und 4-fach mit M9-Kulturmedium ohne Kohlenstoffquelle verdünnt, und mit Luft für zehn Minuten begast. Diese Verdünnungen wurde in die Gefäße mit dem TCE verschmutzten Boden eingespritzt und die TCE-Konzentration wurde in dem Boden durch das gleiche Verfahren wie in Beispiel 3 beschrieben gemessen. Die Ergebnisse sind in der Tabelle 1 und der Tabelle 2 gezeigt.

Ein Experiment wurde durch das gleiche Verfahren wie in Beispiel 4 durchgeführt, außer das die einzuspritzenden Kulturverdünnungen nicht begast wurden. Die Ergebnisse sind in der Tabelle 1 und der Tabelle 2 gezeigt.

Ein Experiment wurde durch dasselbe Verfahren wie in Beispiel 4 durchgeführt, außer das die eingespritzten Kulturverdünnungen von JM1 nicht aus der Auslassöffnung überliefen, und das Einspritzen an dem Punkt unterbrochen wurde, wenn die eingespritzte Flüssigkeit an der Auslassöffnung erschien. Die Ergebnisse sind in der Tabelle 1 und in der Tabelle 2 gezeigt.

Es wurde mit den Ergebnissen in der Tabelle 1 und in der Tabelle 2 bestätigt, dass ein hoher Grad an Bodensanierung durch vorheriges Begasen der in den Boden einzuspritzenden Bakteriensuspension mit Sauerstoff oder Luft erzielt werden kann. Überdies kann, durch vorheriges Begasen der Kulturflüssigkeit mit Sauerstoff oder Luft und Einspritzen der Kulturflüssigkeit in einem 1,2-fachen Volumen des Hohlraumvolumens des zu sanierenden Bodens, wobei die Oberschicht davon oftmals schwer zu sanieren ist, wirkungsvoller gereinigt werden.