フジタ技術研究報告第 51 号 2015 年

木質廃棄物由来焼却灰の塩類等の溶出挙動

概繁泉

恒河

久保田洋

山田裕己

野口 俊太郎要

木質バイオマス発電は全国で計画・建設が進み、施設の稼動に伴って発生する焼却灰の安全な処分や有効利用の促進が求められている。そこで、本報では、木質廃棄物由来の焼却飛灰の安定化・資源化を目的として、液固比 0.5程度の少量の水量を間欠的に散水する洗浄処理（間欠散水法）を用いた際の、木質廃棄物由来の焼却灰からの塩類および重金属の溶出挙動を検討した。
試験の結果、塩化物イオンおよび鉛は水に溶けやすく、少ない散水量で洗い出すことができ、洗浄後の飛灰からの溶出が抑えられることが分かった。カルシウムイオンは散水期間が 50 日程度では炭酸化が生じ溶出が抑えられることが分かった。また、塩化カルシウムの供給による鉛の溶出の促進が確認され、塩化カルシウムの供給による木質廃棄物由来の焼却飛灰中の鉛溶出低減処理の可能性が示唆された。

Elution Behavior of Salts and Heavy Metals from Woody Biomass Ash
Abstract
Planning and construction of Woody biomass power generation plants are proceeding around Japan. As aresult safe options for the disposal and recycling if woody biomass ash are required. In this study, in order toassess the stabilization and recycling of woody biomass ash using low-flow intermittent water-sprinkling
method, we examined elution behavior of salts and heavy metals from woody biomass ash.
The results showed Cl and Pb are highly soluble in water and can be washed out from the ash with a small
amount of water. Elution of Ca from washed ash is inhibited by carbonation during about 50 days ofwater-sprinkling. Furthermore, in this study, acceleration of the elution of Pb in the presence of CaCl2 wasconfirmed. This result indicated the possibility of Pb elution reduction treatment by the supply of CaCl2.

キーワード： 焼却灰、散水、重金属、塩類、溶出－79－フジタ技術研究報告 第 51 号

§１．はじめに重金属含有量は減少すると推測される。一方で、シリア
ルバッチ試験での溶出値は飛灰Ⅱの方が高かった。これ

木質バイオマス発電は、2012 年に FIT が導入されて以は、土砂の付着が多い生木の利用割合も減少したため、降、全国で計画が進行し、福井、岩手や宮崎などで実際に土砂による希釈効果が低減し、飛灰Ⅰと飛灰Ⅱで Pb のプラントの建設が行われてきた。平成 26 年 11 月時点では含有に大きな差が生じなかったためと考えられた。

FIT 設備認定を受けた設備は 43 件に上り、今後も計画の2.3 試験方法
試 験 装 置 は 円 筒 型 の 透 明 塩 ビ 製 カ ラ ム （ φ 104 ×

進展が見込まれている 1)。
通常、焼却後に燃料として投入したバイオマスの 1 割程400mm）を用い、充填高さは 300mm とし有姿で 2.5kg を度が灰として残存する。したがって、木質バイオマス発電の充填した。充填後、チュービングポンプを用いてカラム上部利用拡大に伴って発生する焼却灰の大幅な増加が見込まから間欠的に散水した。散水前に浸出水が得られるまで給れ、安全な処分や有効利用の促進が求められている 2)。

水し、その時点を試験開始（累積浸出水量 0ml）とした。

しかしながら、焼却灰の安全な処分や有効利用を進める

本実験の試験条件を表 1 に示す。実験は恒温室内（温上で問題となる塩類や重金属類などの化学成分の溶出性度：25℃、湿度 61%）で行った。本実験では、散水期間のは十分に明らかにされておらず、また、焼却灰を安定化し、影響を検討するため処理区①および②を、散水強度の影処分や資源化する処理技術に関する知見は乏しいのが現響を検討するため処理区③および④を設定した。また、高状である。

塩濃度下で Ca が Pb の溶出促進に寄与するとの報告 3)か筆者らはこれまで一般廃棄物由来の焼却灰に対して、液ら、Ca 添加の影響を検討するため処理区⑤を設定した。

固比 0.5 程度の少量の水量を間欠的に散水する洗浄処理

本実験では、浸出水の累積量（累積浸出水量）を飛灰の（以下、間欠散水法）による有機物、塩類および重金属の有姿重量で除したものを液固比と定義し、処理区①、②、低減および溶出抑制を検討してきた。

③で液固比約 0.5、④、⑤で液固比約 1.0 となるよう散水強

そこで、本報では、木質廃棄物由来の焼却飛灰の安定度および散水期間を設定した。

化・資源化を目的として、間欠散水法を用いた際の焼却灰浸出開始時点から、処理区①は 0.2、3、7、13、20、27、からの塩類および重金属の溶出挙動を検討した。

35、42、51 日後、処理区②は 9、15、21、24 時間後、処理区③、④では 3、6、12、24 時間後、処理区⑤では 3、6、12、§2．実験材料および方法

24、35、48、69 時間後に浸出水を採水した。

2.1 供試材料供試材料として木質廃棄物由来の焼却飛灰（写真 1）を用いた。焼却炉の形式は流動床炉であった。焼却飛灰（以下、飛灰）の含水率は<0.1%であった。
飛灰の採取は 2 回の日程で行った（以下、1 回目：飛灰Ⅰ、2 回目：飛灰Ⅱ）。
2.2 飛灰の燃料および焼却残渣

写真 1 飛灰有姿図 1 に燃料受入量を、図 2 に焼却残渣量を示す。

900
不燃分

飛灰Ⅰは FIT 導入前、飛灰Ⅱは導入後であるため、
焼却残渣量(t‐wet/月)BA(砂)飛灰Ⅱは燃料として一般および未利用木材が利用され、建設廃棄物および土木工事等で発生する生木の利用割合は減少した。一般および未利用木材はリサイクル材の生木と異なり付着した土砂量が少ないため、焼却残渣は飛灰Ⅱで FA(灰)、BA(砂)が減少した。
Pb などの重金属は建設廃棄物由来と考えられるため、

FA(灰)

600

300

0
飛灰Ⅰ

重金属含有量の少ない一般および未利用木材の燃料での利用割合が増加し、建設廃棄物が減少すれば、灰中の－80－

図1

燃料受入量

図2

飛灰Ⅱ

焼却残渣量

木質廃棄物由来焼却灰の塩類等の溶出挙動

試験終了後、カラム内の洗浄済み飛灰は 3 等分に分割し、どの従来行われてきた液固比が大きい洗浄方法の溶出特それぞれ、上、中、下層として採取した。

性を評価する目的で行った。本試験によって溶出した成分

2.4 分析項目

は水に容易に溶解する性質を持つ成分（易溶出性）と考え分析項目は以下とした。

られる。

(1)飛灰

試験方法は、環告 13 号に準拠し、液固比 10 で 6 時間振粒度分布、蛍光 x 線による組成分析、含水率、熱しゃく減とう後静置を行い、それぞれの回数で得られた試料を 1.0

量、Pb 含有量、溶出試験（環告 13 号）、全塩素分μm メンブレンでろ過し、分析試料とした。

(2)浸出水および溶出水(2) 溶出試験

水素イオン濃度（pH）、電気伝導率（EC）、各種イオン洗浄済み飛灰からの各種物質の溶出ポテンシャルを評価(Na,K,Ca,Cl,SO4,Pb）

する目的で行った。

粒度分布は 1mm 以上を乾式法､1mm 未満はレーザ回

試験方法は、環告 13 号に準拠し、液固比 10 で 6 時間振折式粒度分布測定装置（SALD-2300、島津製作所）、組とう後静置を 3 回繰り返し行い、得られた試料を 1.0μm メ

成分析は波長分散型蛍光 x 線により測定した。含水率及びンブレンでろ過し、分析試料とした。

熱しゃく減量は環整第 95 号別紙 2 、Pb 含有量は環境省(3)累積洗出し量

告示第 19 号、溶出量は環境庁告示第 13 号（以下、環告各処理区の総洗出し量として、各サンプリングで得られた13 号）に準拠した。また、pH、EC は電極法、各種イオン濃浸出水の水量に、その浸出水中の各種物質濃度を乗じ、度はイオンクロマトグラフ法、Pb 濃度は ICP 質量分析法、その累積で算出した。

全塩素分は燃焼-イオンクロマトグラフ法により測定した。

§3.焼却灰の物性・化学性

定量下限値は、Pb は 0.01、Na は 0.02、K および Ca は0.05、Cl は 0.1、SO4 は 0.4mg/L であった。定量下限値未満は定量下限値×1/2 を測定値とした。

3.1 粒度分布

2.5 評価方法

飛灰Ⅱの粒度分布を図 3 に示す。粒度の 80%が 0.02～

供試飛灰、洗浄済み飛灰および各処理区の評価のため0.2mm の間にあった。に以下の方法および値を評価に用いた。

3.2 物性・組成(1)シリアルバッチ試験

飛灰Ⅱの物性および組成を表 2 に示す。

供試飛灰の水による最大溶出量および機械撹拌洗浄な通過質量百分率（%）

100

表 1 実験条件
処理区焼却灰散水期間 散水強度 充填密度 充填高さ
日

①②51

飛灰Ⅰ

③④

飛灰Ⅱ

⑤g/cm3mm/日

添加薬剤液固比cm4-1.41481.0160-1.0320-2.9160

CaCl2 5%

0.5-301.080604020

飛灰（有姿）

00.001

1.00.01

図3表2飛灰Ⅱ0.11
粒径（mm）10

飛灰Ⅱの粒径加積曲線

飛灰Ⅱの物性および組成

含水率%

熱灼減量
%

Na2Owt%-dry

MgOwt%-dry

Al2O 3wt%-dry

SiO 2wt%-dry

P2O5wt%-dry

SO 3wt%-dry

Clwt%-dry

K2Owt%-dry

CaO
wt%-dry

TiO2wt%-dry

Fe 2O3wt%-dry

0.0

0.6

2.8

2.7

18

47

1.2

1.4

0.6

4.7

13

1.2

6.2

表3
pH
mg/L
1回目
溶出試験

2回目
3回目

100Pｂ
mg/kg

全塩素分
wt%-dry220

0.33

シリアルバッチ試験結果

EC
mg/L

Ca
mg/L

Cl
mg/L

Pb
mg/L

全塩素Ⅰ

ⅡⅠⅡⅠⅡⅠⅡⅠ

Ⅱ

12.4
11.7
11.312.612.011.7

0.620.130.070.740.130.07690
1408077013080280203.2300303.20.71<0.01-

1.50.04-－81－

wt%-dry0.02-

フジタ技術研究報告 第 51 号

§4.浸出水の挙動

3.3 シリアルバッチ試験
供試飛灰に対して溶出試験を 3 回繰り返し行って得られた溶出水中の各種物質濃度を表 3 に示す。

4.1 水収支

飛灰Ⅰおよび飛灰Ⅱともに、pH、EC、Ca、Cl および Pb

各処理区における水収支を表 4 に示す。の全てで、溶出試験の回数を重ねると溶出値は減少し、低全ての処理区において 90%以上と良好な結果であった。

減の傾向は飛灰Ⅰと飛灰Ⅱでほぼ同じであった。

処理区①は他の処理区と比較して収支が低いが、これは散

全塩素分は飛灰Ⅱのみ分析した。溶出試験を行う前に対水期間が 51 日間と他の処理区よりも長く、蒸発の影響がよして溶出試験 1 回目で低減率 94%と大きく減少した。

り大きかったためと考えられた。散水強度が他の処理区より全塩素分も含めた Cl および Pb は、1 回ごとに濃度がも高い処理区④ではカラム上部に滞水が見られた。本実験

1/10 以下に低減したことから、水に対する高い溶解度を持より広い面積で散水を行った場合、滞水に分布が生じ、洗った易溶出性の状態で存在していることが示唆された。

出しの効率が低下することが考えられる。すなわち、散水処

Pb は飛灰Ⅱでの溶出量は飛灰Ⅰの 2 倍以上と、2 つの理に最適な散水強度があり、散水処理における洗出しの効間で大きな差があった。同一の焼却炉から日時を変えて採率に影響を及ぼす可能性が示唆された。

取したことから、ごみ質に変化があったと考えられた。

4.2 pH および EC
各処理区における pH の挙動を図 4 に示す。

表 4 各処理区における水収支a)給水量

pH

処理区

処理区②、③、④では実験期間中ほぼ一定であったが、給水量b)試験後含水量c)浸出水量

事前含水量

収支(a+b/c)

mlmlmlml%①1,500

1,530

1,280

1,46090%1000ml を超えてから低減した。処理区①は散水期間が 51

②

1,500

1,520

1,260

1,57094%

日と長く、散水に伴う空気の連行があったと考えられること

③

1,410

1,270

1,330

1,21095%

から、炭酸化による中和が生じたと考えられた。処理区⑤は

④

1,420

2,370

1,400

2,14093%

事前に含水させた水量が約 1400ml であることから、浸出

⑤

1,410

2,260

1,370

2,02092%

水が水から CaCl2 水溶液に変わり、CaCl2 水溶液の pH

処理区①では実験初期に、処理区⑤は累積浸出水量が14（pH：11.4）が浸出水の pH となったために低減したと考え13られた。

12各処理区における EC の挙動を図 5 に示す。

11全ての処理区において累積浸出水量が 500ml 程度の時点で 1～2S/m まで低減した。実験開始時の EC は飛灰由

10処理区①処理区②処理区③処理区④処理区⑤98

来の Ca や Na によるものと考えられた。CaCl2 水溶液を散水した処理区⑤では累積浸出水量が約 1400ml までは他の処理区と同様に 1～2S/m を示したが、その後 16S/m 程

70500

1000
1500
累積浸出水量（ml）

2000

2500度まで上昇し、約 1700ml から実験終了まではほぼ一定となった。EC の上昇が始まった時点の累積浸出水量と事前図 4 各処理区における浸出水の pH の挙動に含水させた水量がほぼ等しいこと、その際散水した水の2015EC(S/m)

EC はほぼ 0S/m であったことから、累積浸出水量が約処理区①処理区②処理区③処理区④処理区⑤1400ml までは事前に含水させた水が浸出水となり、希釈によって EC が低減したと考えられた。また、CaCl2 水溶液の EC は約 16S/m であったことから、その後の浸出水は10CaCl2 水溶液によるものと考えられた。したがって、浸出水の EC が散水した順番および散水量と一致することから、カ5ラム内では押し出し流れが生じたことが明らかになった。押00500

10001500
累積浸出水量（ml）

20002500

図 5 各処理区における浸出水の EC の挙動

し出し流れの形成によって、カラム内で断面に対して一様に水が通過していると考えられることから、本実験における散水方法は均一な洗浄が可能であることが示唆された。

－82－

木質廃棄物由来焼却灰の塩類等の溶出挙動

4.3 Ca

期間が大気による炭酸化の反応時間として短く、十分に反各処理区の Ca の累積洗出し量を図 6 に示す。

応が進行しなかったと推察された。したがって、散水強度が処理区①以外の全ての処理区で右肩上がりの直線的な大きいほど炭酸化されずに浸出水中へ溶出する Ca が増加増加傾向を示した。直線の傾きはほぼ同じであるものの、する可能性が考えられた。

液固比が大きい処理区④は処理区②および③よりも累積以上から、Ca は、炭酸化の反応が進行するのに十分な洗出し量が多いことから、Ca の溶出は液固比に比例して継散水期間を設けた場合には、洗浄よりもむしろ炭酸化によ続的に溶出する可能性が示唆された。って溶出が抑制されると考えられた。

処理区①は累積浸出水量が約 300ml まで増加傾向で、処理区⑤では累積浸出水量が 1200ml 以降で急激な上それ以降は一定となり溶出が抑制されていた。これは pH と昇が見られたが、これは EC と同様に散水した CaCl2 水溶同様に、Ca が大気中の CO2 と反応して炭酸化し溶解度の液由来の Ca が測定されたためと考えられる。

低い CaCO3 となり不溶化されたためと考えられた。他の処

4.4 Cl理区では、焼却灰の炭酸化は灰中の浸出水への CO2 の吸各処理区の Cl の累積洗出し量を図 7 に示す。

収後に遅れて生じると考えられること 4)から、設定した散水

Cl は Ca とは異なり、全ての処理区において、実験初期で増加しその後すぐに一定となった。通常、塩化物イオンと金440

属の塩は水への溶解度が大きく、また、Pb との塩は水に難

3302522015

処理区①処理区②110

処理区③処理区④

累積Ca洗出し量(g)

累積Ca洗出し量(g)

35

50500

1000
1500
累積浸出水量(ml)

図62000

シリアルバッチ試験においても供試飛灰に存在する Cl は水に溶けやすい形態であることが示唆されている。以上より、
飛灰中の Cl は実験初期で水に溶けやすい易溶出性の形
態のものはほとんどが溶出し、水に対する溶解度の低い形態ものだけが残存することで累積洗出し量が増加しなかっ処理区⑤（第2軸）0溶性であるものの炭酸塩等よりも比較的溶解性が高く、また、02500

たと考えられた。すなわち、Cl は Ca と比較して水による洗浄効率が高く、少ない水量で洗い出しが可能なイオンであ

各処理区での累積 Ca 洗出し量
901280701060850640
処理区①430

処理区②20

処理区③2処理区④処理区⑤（第2軸）

00500

1000
1500
累積浸出水量(ml)

図72000

また、処理区⑤における累積洗出し量の急激な上昇は、累積Cｌ洗出し量(g)累積Cｌ洗出し量(g)ることが分かった。
1410EC と同様に、CaCl2 水溶液由来の Cl が測定されたためと考えられた。
4.5 Pb
各処理区での累積 Pb 洗出し量を図 8 に示す。
処理区①～④では実験期間中継続して一定となった。これは、Cl と同様、シリアルバッチ試験の結果から示唆された

02500

ように、飛灰中 Pb の中で水に溶けやすい易溶出性のものが散水開始直後に溶出し、水に溶解しにくい形態のものが各処理区での累積 Cl 洗出し量
100169080147060

12105086

処理区①4処理区③2処理区④4030

処理区②処理区⑤（第2軸）00500

図810001500
累積浸出水量(ml)2000

各処理区での累積 Pb 洗出し量

201002500

処理区⑤での累積洗出し量は 34mg/kg-飛灰と他の処理累積Pb洗出し量(mg)

累積Pb洗出し量(mg)残存したためと考えられた。
18区の 5 倍以上であり、Pb 含有量の 16%が溶出した。また、累積浸出水量が約 600ml 以降で累積洗出し量が増加した。
これらは高塩濃度下で Ca が Pb の溶出の増加に寄与する
3)ことから、CaCl2 の添加によって易溶出性以外の Pb の溶出が促進されたためと考えられ、Ca の Pb 溶出促進効果が確かめられた。
処理区①は処理区②～④よりも比較的、累積洗出し量が多かった。これは処理区①は、散水強度が小さいため浸出－83－

フジタ技術研究報告 第 51 号

水中の各種物質濃度が他の処理区よりも高くなると考えら対する低減率はそれぞれ 95%、95%、99%であった。

れることから、飛灰由来の Ca が浸出水中で他の処理区より処理区①、②と③～⑤で溶出値に差が生じたが、低減率も高濃度化し Pb の溶出を促進したと推察された。に大きな差はないことから、洗出しの効果に差はほとんどなく、むしろ各飛灰中 Pb の溶出性が影響したと考えられた。

§5.洗浄済み飛灰の評価§6.まとめ
各処理区の洗浄済み飛灰の溶出試験を表 5 に示す。
5.1 Ca・本実験において、間欠散水法で飛灰洗浄を実施した際に、全ての処理区で表 3 の 1 回目の溶出値よりも低い値とな飛灰を充填したカラム内で押し出し流れが形成され、均一った。特に、炭酸化による累積洗出し量の抑制が見られたな洗浄が可能であることが示唆された。

処理区①では表 3 の 3 回目よりも低く、Ca の不溶化に伴っ・間欠散水法は、本実験において、Cl および Pb の溶出値て EC が他の処理区よりも減少したと考えられた。処理区⑤を洗浄前から 90%以上低減でき、従来の液固比が高い洗では他の処理区の 2 倍以上高かったことから、散水した浄方法と同程度以上の洗浄効果であった。Ca は、散水期CaCl2 水溶液が飛灰に残存していた可能性が示唆された。

間が 1～2 日では溶出値の低減率が 30～50%であったが、5.2 Cl および全塩素分散水期間が 50 日程度と比較的長期間では炭酸化によって処理区①～④は表 3 の 2 回目の溶出値よりも低かった。

90%以上低減することができた。

処理区⑤では Ca と同様 CaCl2 水溶液が飛灰に残存したた・木質廃棄物由来の飛灰中 Cl および Pb は水に対して易め、高い溶出値を示したと考えられた。

溶出性であり、液固比 0.2 程度で溶出量が頭打ちとなること

全塩素分は、処理区①～④は表 3 の 1 回目とほぼ同程度が分かった。一方で、Ca は、散水量に比例して溶出が継続の値となった。したがって、全塩素分として測定される Cl のすることが分かった。

溶出に散水強度、散水期間が与える影響はなく、液固比・CaCl2 の供給によって Pb の溶出を促進し、洗浄後の焼却0.5 程度の少ない水量でも液固比 10 と同じ洗い出し効果が灰からの Pb の溶出を抑制できることが明らかとなった。供得られることが分かった。これは焼却灰中 Cl のほとんどが給した Ca および Cl は飛灰に残存し洗浄後に溶出する課

易溶出性であり、散水開始直後にほとんどが水によって洗題はあるものの、CaCl2 の供給による飛灰中 Pb の溶出低い出されたと推察されたシリアルバッチ試験および累積洗減処理の可能性が示唆された。
参考文献

出し量の結果と一致した。

1）経済産業省：小規模な木質バイオマス発電の推進について、

5.3 Pb
飛灰Ⅰを用いた処理区①、②における溶出値は、処理調達価格等算定委員会（第 18 回）配布資料 2、2015.

区①で表 3 の 2 回目と同程度まで低減した。表 3 の 1 回目

2）地方独立行政法人北海道立総合研究機構森林研究本部

に対する低減率はそれぞれ 99%および 97%と、溶出値は林産試験場：木質系バイオマス燃焼灰の有効利用に関する研大きく低減した。

究、平成 18 年度年報、2006.

飛灰Ⅱを用いた処理区③～⑤では、CaCl2 水溶液を散

3）宮脇健太郎ら：焼却飛灰からの重金属（Pb）溶出に及ぼす

水した処理区⑤で最も溶出値が低く、表 3 の 2 回目を下回

影響因子、第 11 回廃棄物資源循環学会研究発表会講演論ったことから、Ca によって飛灰中 Pb の溶出が促進され、水文集、pp.1280-1281、2000.

のみで洗浄を行った処理区よりも飛灰中 Pb の含有が低減

4）李政準ら：焼却灰の炭酸化処理に関する基礎的研究、土木されたため溶出が抑制されたと考えられた。表 3 の 1 回目に学会第 58 回年次学術講演会、pp.257-258、2003.

表5処理区①処理区②処理区③処理区④処理区⑤各処理区の溶出試験結果

pHEC
S/m

11.4
12.1
12.1
12.1
11.6

0.07
0.28
0.26
0.26
0.36

Camg/L

50
230
170170470Clmg/Lひ と こ と

Pbmg/L

全塩素wt%-dry

2.8 <0.01
5.9 0.02
5.6 0.07
7.6 0.08
860 0.02

0.01
0.02
0.020.020.83－84－

低エネルギー・低コストの焼却灰安定化・資源化技術の確立と焼却灰リサイクルの実現化に向けて開発を進めてまいります。
繁泉 恒河