2023.9.1

1

技術開発研究所報No.

掲載内容
酸化マグネシウム混合土のフッ素除去能の時間変化
森 裕樹・和田 信一郎

技術開発研究所 発行

アステック技術開発研究所報 第 1 号 (2023)

酸化マグネシウム混合⼟のフッ素除去能の時間変化
森 裕樹 1・和⽥ 信⼀郎 21

九州⼤学⼤学院農学研究院 環境農学部⾨（福岡県福岡市⻄区元岡 744）2

株式会社アステック 技術開発研究所（兵庫県姫路市実法寺 105）

質量⽐ 10%の酸化マグネシウムを含む混合⼟を作成し，湿潤状態で養⽣しながらフッ素吸着能を測定した．フッ素吸着能は 16 ⽇間の養⽣期間内に急速に低下し，その後 156 ⽇の養⽣期間内にも徐々に低下した．156 ⽇後には，
フッ素濃度 0.8 mg/L および 8 mg/L のときのフッ素除去能は混合⼟作成に⽤いた⼟の吸着能に近づいた．養⽣ 16⽇までに酸化マグネシウムはほとんど消失し，代わりに⽔酸化マグネシウムが⽣成し，その後⽔酸化マグネシウ
ム量は若⼲減少傾向であった．湿潤状態での養⽣によるフッ素除去能の低下は，⽔酸化マグネシウムへの転換と，⽔酸化マグネシウムへのケイ酸の吸着によると推定した．

Key words: adsorption layer, fluoride, magnesium oxide

1.

まえがき

酸化マグネシウムは鉱床から得られるマグネサイ
トや海⽔から沈殿させた⽔酸化マグネシウムを焼成することにより製造される．焼成温度によって得られる酸化マグネシウムの性質は⼤きく異なるが，
600 ℃~1100 ℃で焼成されたものは軽焼マグネシアとよばれ，酸や⽔との反応性が⾼い 1)．本報告の研究で⽤いた酸化マグネシウムも軽焼マグネシアに相当するものであり，引⽤する研究で⽤いられた酸化マグネシウムもほぼ例外なく軽焼マグネシアである．
そのため，以下では単に酸化マグネシウムと称する．
酸化マグネシウムが⽔からフッ素を除去する機能を持つことは前世紀半ばから知られている 2, 3)．フッ⼯法とは，有害物質を含む掘削ずりなどを盛り⼟利⽤するとき，吸着層を設置して有害物質の地下浸透を防⽌する⼯法のことである．
酸化マグネシウムを吸着層⼯法における吸着材として利⽤する場合，フッ素の主要な除去機構が，⽔和時に⽔酸化物イオンの代わりにフッ化物イオンを取り込むというものであるのなら，吸着層構築後フッ素の除去能⼒は次第に低下する可能性がある．な
ぜなら，吸着層に混⼊された酸化マグネシウムの⼤部分は，盛り⼟層からフッ素が到達する前に⽔和して⽔酸化マグネシウムになると考えられるからである．また，酸化マグネシウムはケイ酸鉱物との反応性が⾼く，⼟壌中のセキエイなどのケイ酸鉱物と反素の除去機構としては難溶性のフッ化マグネシウムの⽣成という機構も考えられるが，初期フッ素濃度

応してケイ酸マグネシウムを形成する可能性もある
8)．

が 200 mg/L 以下の場合にはフッ化マグネシウムは⽣成しないことが報告されている 4)．フッ素との反この研究ではこれらの可能性について検討するた
め，酸化マグネシウムを⼟と混合して湿潤状態を保

応⽣成物の X 線光電⼦分光などを⽤いた研究では，主要なフッ素の除去機構は酸化マグネシウムから⽔

ち，継時的に酸化マグネシウムの変化を追跡するとともにフッ素除去能を測定した．

酸化マグネシウムへの転換時に，⽔酸化物イオンの代わりにフッ化物イオンが取り込まれることである

2.

4,5)

試料と実験⽅法という研究結果が報告されている ．
酸化マグネシウムはフッ素以外の重⾦属類の除去

2.1. 試料
酸化マグネシウムとしては市販の，⽐較的粒度の能⼒もあるので，それを吸着層⼯法における吸着資
材として利⽤とするための研究が⾏われている 6,7)．

⼩さいものを⽤いた．酸化マグネシウムの性質は粉末 X 線回折と⽰差熱-熱重量分析によって調べた．

吸着層とは，有害物質を含む掘削ズリを盛り⼟材料等として利⽤する場合，盛り⼟から溶出した有害物質を吸着して地下浸透させないために盛り⼟層の下部に設置する吸着剤層のことである．また，吸着層

酸化マグネシウムと混合する⼟としては，佐賀県下で採取した花崗岩由来⼟の次表層を⽤いた．⼟試料は採取後⾵乾し，2 mm の篩を通過した部分を⽤いた．使⽤した⼟の pH は 5.9，有機態炭素含量は 1.5-2-アステック技術開発研究所報 第 1 号 (2023)

g/kg であった．また粘⼟（< 2 µm）含量は 53 g/kg，
シルト(2 µm~20 µm)含量は 67 g/kg，細砂（20 µm~200µm）含量は 243 g/kg，粗砂（200 µm~2000 µm）含量は 637 g/kg，であった．
粉末 X 線回折によれば，粘⼟画分の主要鉱物はカ
オリン鉱物とスメクタイト，シルト画分および砂画分の主要鉱物はセキエイとチョウ⽯であった．
2.2. 実験⽅法
養⽣実験
40 mL 容のポリプロピレン製遠⼼分離管に，⼟試料 2.00 g と酸化マグネシウム 0.2 g をとり，振り混
ぜたり，斜めに傾けて回転させたりすることによりよく混合した．全体が均⼀に混合されたことは，混合物の⾊調から判断した．次に，混合物に 0.5 mL の脱イオン⽔を滴下して全体を均⼀に湿潤化させた．
遠⼼分離管を密栓し，2 本ずつをひとまとめにして，
ナイロン-ポリエチレン積層袋に⼊れ，熱シールした（図 1）．⽔の添加量は，供試⼟の含⽔⽐を⾃然含⽔⽐にするのに必要な量と酸化マグネシウムが⽔酸化
マグネシウムに転換するときに消費される⽔の合計量とした．

を混合し，脱イオン⽔ 7.2 mL を滴下して均⼀に湿らせた試料 15 点を作成した．⽔の添加量は，供試⼟の含⽔⽐を⾃然含⽔⽐にするのに必要な量と酸化マグ
ネシウムが⽔酸化マグネシウムに転換するときに消費される⽔の合計量とした．この試料はそのまま，
ナイロン-ポリエチレン積層袋に⼊れ，熱シールした（図 2）．これらの試料は実験室で所定の期間養⽣した後酸化マグネシウムの形態変化測定のために⽤いた．
フッ素除去量
所定時間実験室内で養⽣した後，6 本ずつ開封して取り出し，フッ素濃度 25 mg/L，50 mg/L，100 mg/L，
175 mg/L，250 mg/L および 500 mg/L の標準フッ化ナトリウム溶液 40 mL を添加した．⼟-酸化マグネシ
ウムの混合物がほぐれるまで，⼿による強振とうとボルテックスによる撹拌を繰り返した．その後，往復振とうしながら 24 時間反応させた．3000 rpm で
20 分間遠⼼分離した後の上澄みを 0.45 µm のメンブ
ランフィルターでろ過し，ろ液のフッ化物イオン濃度を測定した．メンブランフィルターによるろ過を⾏ったのは，添加フッ素濃度が 25 mg/L と 50 mg/Lの試料では，遠⼼分離後にわずかな濁りが認められることがあったからである．
フッ化物イオン濃度の測定はフッ化物イオン選択性電極（堀場製作所製 8010-10C）によって⾏った．
測定⼿順は肥料分析 8)に従い，⼲渉防⽌剤として pH
5.5 のクエン酸ナトリウム緩衝液を添加した．フッ素
濃度 0 mg/L~8 mg/L の範囲のデータが得られなかった場合には，この濃度範囲のデータを少なくとも 2
点得るため，25 mg/L 以下のフッ化ナトリウム溶液を⽤いて追加の実験を⾏った．実験は 2 連ないし 3
連で⾏い，平均を取った．
酸化マグネシウムの形態変化
所定時間養⽣した試料は，プラスチック⽫の上に取り出して⾵乾した．⾵乾後，5.00 g を乳鉢にとり，⽫の上でシリコンゴム栓を⽤いて⼟塊を解きほぐし，全体を均⼀化した．

図 1．酸化マグネシウム混合⼟の養⽣の様⼦．

図 3．集合体の解きほぐしと篩分け．
図 2.

そのうちの 5.00 g をとり，メノウ乳鉢中でさらに⼟塊を解きほぐし，⽬開き 105 µm の篩で篩別した（図 3）．篩上に残った試料は再度乳鉢に移し解きほ

形態変化測定⽤混合物の養⽣の様⼦．

別途，⼟試料 30.0 g に 3.00 g の酸化マグネシウム-3-アステック技術開発研究所報 第 1 号 (2023)

ぐしを⾏った．この操作を，篩を通過する部分がほ
とんどなくなるまで（数回）繰り返した．篩を通過した試料について粉末 X 線回折および⽰差熱-熱重量分析（DTA-TG）を⾏った．

3.

め，得られたパラメータを⽤いて平衡フッ素濃度が0.8 mg/L および 8 mg/L の場合のフッ素除去能を計算し図 5，6 に⽰した．0.8 mg/L は⽔道⽔質基準および⼟壌溶出量基準に相当し，8 mg/L は⼀律排⽔基準に相当する．また，混合⼟作成に⽤いた⼟の 0.8 mg/L
および 8 mg/L におけるフッ素除去量はそれぞれ 15.3
mg/kg および 74.5 mg/kg であった．
平衡濃度 0.8 mg/L に対するフッ素除去量は，仮に
この酸化マグネシウム混合⼟を⽤いて吸着層を構築した場合，吸着層を通過した浸透⽔のフッ素濃度が0.8 mg/L に達するまでに除去できるフッ素量の⽬安になる．8 mg/L に対する除去量についても同様である．図 5 および図 6 は，フッ素濃度 0.8 mg/L，8 mg/Lのいずれの濃度においても酸化マグネシウムと⼟を混合して⽔を添加した後急速にフッ素除去能は低下
し，少なくとも 92 ⽇以降は，混合⼟作成に⽤いた⼟⾃体のフッ素除去能に近づいた．

実験結果

3.1. フッ素除去量の時間変化
図 3 に混合物のフッ素除去能の時間変化を⽰す．
この図の横軸は除去実験における平衡フッ素濃度であり，縦軸は混合⼟ 1 kg あたりのフッ素除去量である．これはいわゆる吸着等温線に相当するものであるが，酸化マグネシウムによるフッ素除去は吸着によるものだけではないのでここでは吸着という⽤語は⽤いず除去という⽤語を⽤いた．図中の数値は養⽣⽇数を⽰す．0 ⽇は，⼟と酸化マグネシウムを混合した直後にフッ化ナトリウムを添加して測定したものである．養⽣⽇数 1 ⽇以上のものは，混合⼟に⽔を加えてその期間密閉して放置し，フッ化ナトリ
ウム溶液を加えて除去実験を⾏ったものである．

図 5．平衡フッ素濃度 0.8 mg/L におけるフッ素除去量．
図 4．混合物および供試⼟のフッ素除去能．

いずれの養⽣⽇数でも，平衡フッ素濃度とフッ素除去量の関係は直線的ではなかった．近似曲線の傾
きはフッ素濃度が低いところで⼤きく，フッ素濃度が⾼くなるとともに⼩さくなった．また，養⽣時間が⻑くなるとともにプロットは次第に下⽅に移動した．これは，混合⼟のフッ素除去能が時間とともに低下することを⽰している．
これらのデータを近似するため，ラングミュア式とフロンドリッヒ式のあてはめを⾏ったところ，フロインドリッヒ式

q = aC b

図 6．平衡フッ素濃度 8 mg/L におけるフッ素除去量．

3.2. 酸化マグネシウムの形態変化
この実験で⽤いた酸化マグネシウムの性質を粉末
X 線回折と DTA-TG 分析によって調べたところ，
粉末 X 線回折では酸化マグネシウムの回折ピークの他に微弱な⽔酸化マグネシウムのピークが認められた．また，DTA-TG 分析では，440 ℃に吸熱ピー(1)の⽅が良く適合した．ここで q はフッ素除去量，Cは平衡フッ素濃度，a と b はモデルパラメータである．
各養⽣⽇数のデータにフロンドリッヒ式をあては-4-アステック技術開発研究所報 第 1 号 (2023)

クが認められ，それに対応する減量が認められた．
この減量は⽔酸化マグネシウムからの脱⽔反応
Mg(OH)2 = MgO + H2O(2)によると考えられる．減量から推定した⽔酸化マグ
ネシウム含量は約 15%であった．これは実験室での保存中に⼤気中の⽔蒸気を吸収して⽔和したことによると考えられた．
表 1 には養⽣後⾵乾した試料 5.00 g を解きほぐしながら篩分けして得られる<105 µm 画分の量を⽰す．
原⼟から得られた<105 µm 画分の量は 34.6%であり，粒度分布から予想される量よりもやや多かった．酸化マグネシウム混合⼟では<105 µm 画分の割合は原⼟よりも多かった．これは原⼟に 10%の割合で添加された酸化マグネシウムの⽔和物やそれと原⼟の⼟粒⼦との反応⽣成物の⼤部分が篩を通過したことによると考えられる．<105 µm 画分の割合と養⽣⽇数の間に系統的な関係はなく，38.6%から 42.4%の⽐較
的狭い範囲にあった．

図 8 に DTA-TG 分析の結果を⽰す．上から順に 0⽇，1 ⽇，5 ⽇および 16 ⽇間養⽣後の結果である．
横軸は温度，⻘線は熱重量分析曲線，⾚線は⽰差熱分析曲線である．熱重量分析に対する縦軸は右側，
⽰差熱分析に対するのは左側である．

表 1．5.00 g から得られた<105 µm 画分の量．
養⽣⽇数/⽇
原⼟

０

1

5

16

92

156

質量/g

1.73

2.12

1.95

1.93

2.05

2.09

2.01

割合/%

34.6

42.4

39.0

38.6

41.0

41.8

40.2

図 7 には，<105 µm 画分の粉末 X 線回折図形の，
回折⾓ 36º ~ 44º の領域を⽰す．酸化マグネシウムの
この領域の回折線は最強線ではないが，⽔酸化マグ
ネシウムの回折線と同時に⾒ることができるのでこの領域を⽰した．0 ⽇，つまり混合⼟作成直後の回折図形では，酸化マグネシウムの回折線が明瞭に認められ，⽔酸化マグネシウムの回折線は痕跡程度であった．この⽔酸化マグネシウムは混合⼟作成に⽤いた酸化マグネシウムに含まれていたものによると考えられる．
養⽣ 1 ⽇後には酸化マグネシウムの回折線強度は未養⽣の混合⼟の半分以下に低下した．しかし，⽔酸化マグネシウムの回折線強度は未養⽣の混合⼟のものとほとんど変わらず痕跡程度であった．養⽣ 5⽇後には酸化マグネシウムの回折強度はさらに半減し，⽔酸化マグネシウム由来の回折線が認められるようになった．養⽣ 16 ⽇以降は酸化マグネシウム由
来の回折線は認められなくなった．⽔酸化マグネシ
ウム由来の回折線の強度は，16 ⽇以降はほぼ⼀定であった．養⽣ 1 ⽇後および 5 ⽇後の試料における酸化マグネシウムの回折線の極⼤位置がやや⾼⾓度側に移動していたがその理由は不明である．

-5-

図 7. <105 µm 画分の粉末 X 線回折図形.

差熱分析ではどの養⽣期間のものでも 389 ℃に
吸熱ピークが認められ，熱重量分析ではそれに対する減量が認められた．これは⽔酸化マグネシウムの脱⽔（反応式(2)）によるものである．室温から 150 ℃の間にも吸熱ピークと減量が認められるが，これは吸着⽔の脱着によると考えられる．このほか，500 ℃に微弱な吸熱ピークがあり，それに伴う減量もあったが，これは供試⼟に含まれるカオリン鉱物の熱分解に伴う脱⽔と考えられる．
養⽣ 0 ⽇の試料でも吸熱ピークと減量が認められるが，これは混合⼟作成に⽤いた⽔酸化マグネシウ
ムの脱⽔によると考えられる．養⽣ 1 ⽇後には脱⽔アステック技術開発研究所報 第 1 号 (2023)

による減量はやや⼤きくなり，5 ⽇後にはさらに⼤きくなった．しかし，5 ⽇後の減量と 16 ⽇後の減量には⼤きな差はなく，92 ⽇後および 156 ⽇後の減量も 5 ⽇後の減量と⼤きな差はなかった．

グネシウムによる回折線の強度増加は認められなかった．また，5 ⽇後には 1 ⽇後よりも回折強度が増加し，16 ⽇後にはさらに増加した．しかし，熱重量分析では 5 ⽇後と 16 ⽇後の，⽔酸化マグネシウムの脱⽔による減量はほぼ同じであった．
粉末 X 線回折の結果と熱分析結果を対⽐するため，
図 9 に，2q = 38°におけるピークの強度（⾚丸）と300 ℃〜400 ℃における減量率 (％)（⻘丸）の養⽣⽇数に伴う変化をプロットした．⽣成した⽔酸化マ
グネシウムの 300 ℃〜400 ℃における減量率は養⽣開始とともに急増し，5 ⽇後に最⼤になり，それ以後は徐々に減少した．⼀⽅⽔酸化マグネシウム由
来の回折線の強度は養⽣ 16 ⽇まで急増し，それ以後は徐々に減少した．このことは，酸化マグネシウムの⽔和は養⽣ 5 ⽇⽬にはほぼ完了するが，それまでの間に⽣成した⽔酸化マグネシウムの結晶度は低い
ことを⽰唆している．

図 9．2q = 38°におけるピークの強度（⾚丸）と 300 ℃〜
400 ℃における減量率 (％)（⻘丸）の養⽣⽇数に伴
う変化．

4.

考察

図 4 において，0 ⽇のプロットは，⼟と酸化マグ
ネシウム粉末を混合した後にフッ化ナトリウム溶液を添加してフッ素除去実験を⾏った結果を⽰す．除
去曲線は低フッ素濃度のところで急に⽴ち上がっており，平衡濃度が 0.8 mg/L のときの混合⼟ 1 kg あたりのフッ素除去量は約 1000 mg/kg に達した．この濃度での⼟単独でのフッ素除去量は⼩さかったので，混合⼟中の酸化マグネシウムによるフッ素除去量は10000 mg/kg に達する．この値は，粒径 3-7 nm の超
微粒⼦酸化マグネシウム 4)による同濃度におけるフッ素除去量の 55%に相当する除去量である．今回の実験で⽤いた酸化マグネシウムは，実験に使⽤する

図 8． 上から 0 ⽇，1 ⽇，5 ⽇，16 ⽇後の熱分析結果．

この結果は，粉末 X 線回折における⽔酸化マグネ
シウムの回折線の変化とは対応していない．粉末 X
線回折においては，0 ⽇から 1 ⽇の間での⽔酸化マ-6-アステック技術開発研究所報 第 1 号 (2023)

前に⼀部が⽔和していたにもかかわらず⾮常に⾼いフッ素除去能⼒を⽰した．
しかし⼟と共存させて養⽣する過程でフッ素除去能は急速に失われた．その原因の 1 つとして，酸化マグネシウムが養⽣中に⽔酸化マグネシウムに転換したことが考えられる．酸化マグネシウムによるフッ素除去は，単に酸化マグネシウム粒⼦表⾯へのフッ化物イオンの吸着（表⾯錯形成）ではなく，酸化マグネシウムが⽔酸化マグネシウムに転換するとき，⽔酸化物イオンの代わりにフッ化物イオンが取り込まれることによると考えられている 4,5)．それに加えて，⽣成した⽔酸化マグネシウム表⾯における表⾯
錯形成反応も寄与すると考えられる 9)．⼀⽅，⽔酸化マグネシウムによるフッ素除去は，⽔酸化マグネ
シウム結晶表⾯における表⾯錯形成のみによると考えられる．その結果，⼟と混合した酸化マグネシウ
ムがフッ素と遭遇する前に⽔酸化物に転換すればフッ素除去能は低下すると考えられる．実際，⽔酸化マグネシウムによるフッ素除去実験の結果 9)と，それを再現するために採⽤されたモデルを⽤いて計算すると，平衡フッ素濃度 0.8 mg/L の時のフッ素除去能は約 1000 mg/kg，フッ素濃度 8 mg/L のときの除去量は約 5500 mg/kg となった．これらの値は先に引⽤した研究 4)で報告された酸化マグネシウムのフッ素除去能の 1/10 に過ぎない．これらの研究 4,9)で⽤いられた酸化マグネシウムや⽔酸化マグネシウムは同⼀のものではないので⽐較・推論には限界があるが，⽔酸化マグネシウムのフッ素除去能は酸化マグネシ
ウムのものと⽐較するとはるかに⼩さいと考えることは妥当であろう．

粉末 X 線回折によって酸化マグネシウムが検出できなくなった 16 ⽇以降（図 7）もフッ素除去能は継続して低下した（図 4，図 5，図 6）．この結果は，⽔酸化マグネシウムへの転換以外にもフッ素除去能を低下させる第 2 の要因があることを⽰唆する．
その第 2 の要因として考えられるのは酸化マグネ
シウムや⽔酸化マグネシウムのマグネシウムケイ酸塩への転換である 10)．⾮晶質シリカと酸化マグネシ
ウムを質量⽐ 2:1 の割合で混合し，温度 37 ℃，相対湿度 100%の環境に放置した実験 11)では，2.5 時間後には酸化マグネシウムは粉末 X 線回折によって検出できない程度に減少し，マグネシウムケイ酸塩が⽣成した．また，⾮晶質シリカではなくセキエイを⽤いた場合にも類似のマグネシウムケイ酸塩が⽣成することが報告されている 11)．別の研究者によって⾏われた類似の実験 12)でも同様の現象が確認されており，⽣成したのは結晶度の低い層状ケイ酸塩鉱物であると推定されている．
この実験で混合⼟作成に⽤いた⼟の，シルトより
粗粒な画分の主要鉱物はセキエイであった．セキエ
イの酸化マグネシウムとの反応性は⾮晶質シリカより⼩さいため 12)，⽔和によりいったん⽔酸化マグネ
シウムが⽣成し，その後⽔酸化マグネシウムがセキ
エイと反応してマグネシウムケイ酸塩に転換したのかもしれない．図 9 に⽰された，養⽣ 16 ⽇以降の⽔
酸化マグネシウム量の減少傾向はこの反応の進⾏を⽰していると考えることができる．
さらに，酸化マグネシウムや⽔酸化マグネシウムのままでもフッ素除去能が低下する機構が存在しうる．それは酸化マグネシウムや⽔酸化マグネシウム

吸着層⼯法における吸着材として酸化マグネシウ
ムを使⽤した場合，おそらく⼤部分の酸化マグネシ

結晶表⾯におけるケイ酸の表⾯錯形成である．⽔酸
化マグネシウムによるフッ素除去は⽔酸化マグネシ

ウムは盛り⼟からの有害物質が浸透してくる以前に⽔和して⽔酸化マグネシウムに転換すると考えられ
る．吸着すべき汚染物質がフッ素である場合には，この実験で⽰されたように，時間とともに吸着能は低下すると考えられる．その速度は酸化マグネシウ
ムの焼成温度や結晶の⼤きさによって異なると考えられる．酸化マグネシウム資材単独でのフッ素除去能ではなく，混合⼟作成に使⽤する予定の⼟と混合した後養⽣試験を⾏い，除去能の低下度合いを評価したうえで混合率を決定すべきであると考えられる．
酸化マグネシウムの⽔酸化マグネシウムへの転換
が，フッ素除去能低下の唯⼀の原因であるとすれば，作成した混合⼟中の酸化マグネシウムのすべてが⽔酸化マグネシウムに転換してしまった後にはフッ素除去能はそれ以上低下しないはずである．しかし，ウム結晶表⾯のヒドロキシ基におけるフッ化物イオ
ンの表⾯錯形成（この場合は表⾯ヒドロキシ基とフッ化物イオンの配位⼦交換と同義）である．表⾯ヒ
ドロキシ基にケイ酸イオンが結合するとこの反応は阻害されると考えられる．養⽣ 16 ⽇から 156 ⽇の間のフッ素除去能の低下かは，⽔酸化マグネシウムの減少と，残存する⽔酸化マグネシウム結晶表⾯の変質の両⽅が寄与したと考えられる．
酸化マグネシウムや⽔酸化マグネシウムへのケイ酸の吸着に関する研究報告を⾒出すことはできなかったので，参考のために追加の実験を⾏った．プラ
スチック製遠⼼分離管に 0.100 g の酸化マグネシウ
ムを取り，約 2 mmol/L のケイ酸溶液を加えて⼀定時
間ごとに残留ケイ酸濃度を測定した．その結果を図10 に⽰す．

-7-アステック技術開発研究所報 第 1 号 (2023)

引⽤⽂献
1)

図 10．酸化マグネシウムによるケイ酸吸着．

添加溶液のケイ酸濃度は約 55 mg/L であったが，添加 6 分後には 34 mg/L まで低下した．その後も徐々に低下し，24 時間後には検出できなくなった．
この時点での酸化マグネシウムによるケイ酸吸着量は 27 500 mg/kg であった．この結果は，仮に酸化マ
グネシウムの⽔和反応が起こらない場合でも，⼟から溶出したケイ酸の吸着によりフッ素吸着能⼒が次第に低下することを⽰唆する．
酸化マグネシウムの⽔和速度は製造時の焼成温度
や結晶の⼤きさによって⼤きく異なる 1)．また，ケイ酸の供給速度は混合⼟作成に⽤いた⼟の種類によって異なると考えられる．したがって，別種の酸化マグネシウムや⼟を⽤いたときには，定量的には異なる結果が得られると考えるべきである．この実験で⽤いた酸化マグネシウムは，⽔和速度が⽐較的早いものであるので，⽔和速度の遅いものを試⽤して同様の実験を⾏う場合には，フッ素除去能の低下の程度は相対的には⼩さくなると考えられる．ただ，
酸化マグネシウムを⼟と混合して湿潤条件においたときには，フッ素除去能が次第に低下することは確かと考えられる．このような使⽤法を計画する場合には，その程度について試験による事前評価を⾏うべきと考える．

謝辞
本研究報告は，九州⼤学農学研究院と株式会社アステックの共同研究の⼀部を取りまとめたものである．
共同研究実施のために便宜を図っていただいた平舘俊太郎教授に謝意を表する．

-8-

Aral H, Hill BD, Sparrow GS (2004) Value adding salts
recovered from saline waters in disposal basins in the
Murray-Darling Basin. CSIRO Minerals Report DMR2378C.
2) Zettlemoyer AC, Zettlemoyer EA, Walker WC. (1947)
Active magnesia. II. Adsorption of fluoride from aqueous
solution. Journal of American Chemical Society 69, 1312–
1315.
3) Fair GM, Geyer JC (1954) Water supply and waste-waterdisposal. New York: John Wiley & Sons, New York.
4) Shihabudheen M., Maliyekkal, Anshup, K.R. Antony, T.
Pradeep (2010) High yield combustion synthesis ofnanomagnesia and its application for fluoride removal.
Science of the Total Environment 408, 2273-2282.
5) Booster JL, Van Sandwijk A, Reuter MA.(2003)
Conversion of magnesium fluoride to magnesiumhydroxide. Mineral Engineering 16, 273–81.
6) 菊池定⼈・國⻄健史・⽊⻁智⼦・板⾕裕輝 (2012) カ
ルシウム/マグネシウム系複合材料の吸着層⼯法への適⽤に関する基礎的検討. ⼟⽊学会第 67 回年次学術講演会 III-059.
7) Gathuka LW, Katsumi T, Takai A, Flores G, Inui T (2019)
Enhanced sorption of attenuation layer underlying
excavated soils with natural contamination. Regional
Conferences on Soil Mechanics and GeotechnicalEngineering - 17th African Regional Conference on Soil
Mechanics and Geotechnical Engineering, 379-384.
8) 農林⽔産消費安全技術センター (2023，Jan. 10) 肥料
分析法.
http://www.famic.go.jp/ffis/fert/sub6_data/sub6_analyze.
html.
9) Tsuchiya K, Fuchida S, Tokoro C (2020) Experimental
study and surface complexation modeling of fluoride
removal by magnesium hydroxide in adsorption andcoprecipitation process. Journal of Environmental
Chemical Engineering 8, 104514.
10) 和⽥信⼀郎, 森下智貴 (2013) 酸化マグネシウムによる重⾦属類汚染⼟の不溶化処理と⼟壌中での鉱物
化学反応. 粘⼟科学 51, 107-117.
11) Hast N (1955) A reaction between silica and somemagnesium compounds at room temperature and at +37
25 ℃. Arkiv för Kemi 9, 343-360.
12) Ono H, Wada SI. (2007) Properties of layer silicates
formed from MgO-SiO2-H2O mixtures at 25 ℃. Journalof the Faculty of Agriculture Kyushu University 52, 159162.

〒671-2244 兵庫県姫路市実法寺 105
TEL：079-267-5575 HP：https://www.astec-geo.co.jp/index.html