Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
焼却主灰の洗浄液(試料C-1,C-2,C-3,D-1)についてはNa, K, Caが多く含まれており、アルカリ金属およびアルカリ土類金属の溶解性塩類が水洗液に移行していることが確認できた。また、Na, K, Caのイオン濃度とClのイオン濃度から計算するとDS(溶解性物質)量にほぼ一致することから、これらの金属の多くが塩化物として存在していることが類推されるほか、水洗によってこれらの塩化物が水洗液に移行していることが確認できる。なお、いずれの場合もpHが高くなっており、アルカリ塩であるNa, K, Caなどの酸化物も焼却灰中に含有され、これらが水洗液に移行したものと考えられる。また、試料A-1およびB-1については、灰と共に搬出される水分のみを補給する湿式灰冷却水槽の冷却液であり、これらの塩化物が濃縮されていることが分かる。

重金属に関してはCu, Pbの含有量が若干多く、Ba, Cd, Cr, Znはほとんど含まれていないと考えられる。Pbについては下水放流基準を上回る場合もあり、水洗脱塩クローズドシステムにおいては、凝集沈殿度等の処理を必要に応じて付加する必要があるが、焼却主灰のみを洗浄対象とする場合には、基本的に重金属処理は不要と考えられる。例えば、脱塩洗浄廃水の一部をピット廃水と共に炉内噴射水として消費することにより、濃縮する重金属類を最終的に飛灰に移行させ、洗浄灰の重金属濃度を継続的に一定レベル以下に保つことが可能である。

表 4-11 に焼却飛灰の水洗液化学組成分析結果を示す。いずれの焼却飛灰についても、塩素濃度は焼却主灰に比べて一桁程高くなっており、焼却炉排ガス処理過程で石灰の吹き込みで塩素が固定化されていることがわかる。これは、Ca の割合が高くなっていることからもわかる。また、溶融飛灰は、Na, K, Ca が同様に高くなっているのが確認できる。特に、K と Na は他の焼却飛灰と比しても際立っている。一般に都市ごみの焼却処理における焼却主灰への移行率は 9%、飛灰への移行率は 2% 程度であり、塩素濃度が一桁高くても発生量が少ないため、焼却飛灰を処理対象とする場合、水洗脱塩クローズドシステムで求められる Cl 除去能力は、ほぼ焼却主灰の場合と同程度となる。また、焼却主灰と焼却飛灰を処理対象とする場合は、その処理能力は 2 倍程度必要となる。

重金属に関しては、焼却主灰とは異なり、Pb, Cu, Zn 等の重金属成分濃度が高く、焼却飛灰にはより多くの重金属が付着していることがわかる。したがって、焼却飛灰を処理対象とする場合、これらの重金属成分の分離除去が必要となる。その詳細については、4.4 凝集沈殿による重金属除去において述べる。

表 4-11 飛灰水洗液化学組成

单位：mg/L

Sample	Ba	Ca	Cd	Cr	Cu	K	Mg
飛灰	焼却飛灰 E	3.7	10000	0.1	1.0	0.5	10100	0.1
焼却飛灰 C	3.3	8700	0.2	1.6	0.3	13500	1.4
焼却飛灰 F	3.2	14100	0.1	1.3	0.6	8800	0.2
焼却飛灰 G	1.0	4200	0.1	2.4	0.3	11800	2.1
溶融飛灰 C	2.3	4800	0.1	0.8	1.1	33700	0.1

Sample	Na	Pb	Sr	Zn	pH	Cl	DS
飛灰	焼却飛灰 E	7400	2.1	13.2	1.9	11.8	44000	78600
焼却飛灰 C	9900	1.0	7.8	0.2	7.3	62200	91200
焼却飛灰 F	4900	-	29.6	3.2	11.7	57400	104400
焼却飛灰 G	7400	6.2	7.5	0.1	7.6	43700	54000
溶融飛灰 C	32500	11.9	9.4	0.5	7.3	123000	156500
### 4.4 凝集沈殿による重金属除去

乾燥した焼却灰中に含まれる重金属をホットプレート酸分解法により溶出させ、含有する重金属を全て溶液化した後にICP-AESにより元素分析を行なった。表4-12に重金属含有率を示す。表4-12より、焼却主灰および焼却飛灰に含まれる重金属ではPb, Znが多く含まれていることがわかる。また、試料によって重金属の含有率が異なっており、焼却施設による差の他に、各試料で採取時期が異なることに起因していると考えられる。

焼却灰に含まれる重金属成分が水洗浄により洗浄液に移行するため，これら重金属成分を凝集剤である塩化第二鉄による凝集沈殿除去を試みた。洗浄液には時間と共に沈降する固形物成分も含まれているので、上澄み液を処理対象とし、凝集剤である塩化第二鉄を添加する前に試料をpH2以下に調整する場合とpH7に調整する場合の2通りについて実験を行った。条件1のpH2以下に調整した場合の、塩化第二鉄の添加によるpH変化も含めて実験結果を表4-13，図4-18に示す。

表 4-12 重金属含有率

单位：%

Cd	Cr	Cu	Mn	Pb	Zn
主灰	烧却主灰 C-2	0.001	0.02	0.5	0.24	0.05	0.3
飛灰	烧却飛灰 C	0.02	0.03	0.07	0.05	0.2	1.5
烧却飛灰 E	0.01	0.01	0.09	0.04	0.2	1.5
烧却飛灰 F	0.01	0.03	0.1	0.07	0.2	1
烧却飛灰 G	0.01	0.02	0.04	0.04	0.1	0.7
溶融飛灰 C	0.03	0.01	0.1	0.01	0.4	2.5

表 4-13 重金属除去効果（pH2 以下に調整した場合）

单位：mg/L

試 料	Cd	Cr	Cu	Fe	Mn	Pb	Zn
上澄及液	0.04	0.31	0.13	0.04	0	0.10	0.07
HC1 添加(pH2 以下)	0.13	0.97	6.5	-	2.3	3.3	14.0
pH6	0.09	0.16	0.32	0.12	1.5	0.45	4.5
pH7	0.06	0.15	0.24	0.11	0.81	0.42	0.15
pH8	0.05	0.15	0.22	0.08	0.22	0.39	0.09
pH10	0.05	0.13	0.19	0.06	0	0.31	0.08

図 4-18 pH の違いによる重金属除去効果（pH2 以下に調整）
上澄み液に比べて、HClでpH2以下に調整したものでは、重金属成分濃度が高くなっているのがわかる。これは、pHを下げたことで浮遊物質(SS)に含まれる重金属が溶解したため、上澄み液そのものより濃度が高くなったものと考えられる。Table 3.2-15に示すように、塩化第二鉄を添加することでpHは増加していくが、pH6でCrが十分減少しているのが確認できる。また、図4-18から、pH7でZn、pH8でMn濃度が減少し、pH8以上では溶液中の重金属の濃度が十分低くなっているのが確認できる。このことから、pHがこの付近で比較的良好な凝集沈殿ができると考えられる。また、Cr、Zn、Mnなどの重金属が不溶化するpH範囲が重金属の種類により異なることがわかった。

次に実験条件 2 の pH 7 に調整した場合の実験結果を表 4-14，図 4-19 に示す。実験条件 2 においても Cr を効率良く除去できることが確認できた。また，Zn と Mn については同様に pH の値により濃度が大きく変化しているのが確認できる。pH 2 以下に調整する場合と pH 7 に調整する場合，処理後の重金属濃度に顕著な差は認められなかった。したがって、塩化第二鉄を添加する前に処理液を pH 2 以下するメリットは確認されず、逆に、浮遊物質に重金属が含まれる場合は pH 2 以下にすることで、再溶解を促進することになるため、添加前の pH 調整は 7 で十分であることが分かった。焼却飛灰の洗浄廃液の塩化第二鉄による重金属凝集沈殿処理では Cr をはじめほとんどの元素を除去できたが、Pb に関しては下水放流排水基準（一般的に 0.1mg/L）を満たすことができなかった。ただ、凝集剤の種類を変更するなどして，洗浄廃液に含まれる Pb 濃度を排水基準まで落とすことは既存技術で十分対応可能であり、焼却飛灰の洗浄脱塩システムの実用化の障害とはならない。

表 4-14 重金属除去效果（pH7 に調整）

試 料	Cd	Cr	Cu	Fe	Mn	Pb	Zn
上澄及液	0.02	0.31	0.15	0.03	0	0.14	0.06
pH 6	0.05	0.12	0.22	0.05	0.65	0.34	0.89
pH 7	0.03	0.12	0.16	0.04	0.31	0.30	0.08
pH 8	0.03	0.12	0.16	0.04	0.04	0.28	0.07
pH10	0.03	0.11	0.14	0.03	0	0.26	0.06

单位：mg/L

図 4-19 重金属除去効果（pH7 に調整した場合）
### 4.5 炭酸ガス吹き込みによるカルシウムの沈殿除去

焼却灰洗浄液にはカルシウムイオンが含まれ、特に飛灰の洗浄廃液にはカルシウムイオンだけでなくカルシウム化合物が存在する。CDI処理においてこれらが電極表面に析出することで、電極の劣化や処理性能の低下を招く可能性がある。図4-20は試料A-1（表4-10参照、ストーカ炉、湿式灰冷却装置の灰冷却水）のCDI処理による電極の状態を示しており、充放電サイクル前後の写真である。試料A-1のCaイオン濃度は1900mg/Lであり、飛灰洗浄液よりは低いものの、主灰洗浄液よりかなり高濃度である。図から、処理後の負極電極表面が白っぽくなっており、堆積物があることが類推された。図4-21は電極表面のEDAX分析結果で、負極の堆積物がCaであることが確認された。ただ、図4-21に示す状態でも、イオン除去性能の低下は認められなかったが、サイクルを重ねることでスケールが成長し、電極の劣化や性能の低下劣化に繋がるので、その対策として、炭酸ガスの吹き込みによる洗浄液中のCaの沈殿除去について検討した。

処理前

充放電後(正極)

充放電後(負極)

図 4-20 活性炭電極表面の変化

図 4-21 電極表面の EDAX(エネルギー分散型 X 線分光法) 分析結果
水溶液中でカルシウムが水酸化カルシウムとして存在している場合，二酸化炭素を吹き込むと、反応(4-6)のにより炭酸カルシウムの沈殿が生成し、水溶液は白濁する。さらに過剰の二酸化炭素を吹込むと炭酸水素カルシウムとなり，白色沈殿が溶解する(4-7)。また、二酸化炭素と水が反応することで炭酸分子に変化するが(4-8)、炭酸分子はそのままでは安定な形を維持することができないため、炭酸分子は水素イオンと炭酸水素イオンに分解した状態で存在することになる(4-9)。よって、二酸化炭素の吹込みによるpHは弱酸性領域に変化する。

$$ \mathrm{Ca}\big(\mathrm{OH}\big)_{2}+\mathrm{CO}_{2}\Rightarrow\mathrm{CaCO}_{3}+\mathrm{H}_{2}\mathrm{O} $$

$$ CaCO_{3}+CO_{2}+H_{2}O\rightleftharpoons Ca\left(HCO_{3}\right)_{2} $$

$$ CO_{2}+H_{2}O\rightarrow H_{2}CO_{3} $$

$$ H_{2}CO_{3}\rightarrow H^{+}+HCO_{3}^{-} $$

実験に使用した炭酸ガス希釈システム全体図を図4-22に示す。実験に用いた試料は、C-3とした。これらの試料を定量用ろ紙5Bでろ過し，各試料を50mLメスシリンダーに取り、炭酸ガスの吹き込み時間を変えて実験を行った。なお、気泡と溶液の界面をより大きくするため、細かい泡を発生させる目的で、多孔質体のボールフィルターを先端に取り付けてCO₂を吹き込んだ。炭酸ガス吹込みの様子を図4-23に示す。実験後、定量用ろ紙5Bを用いてろ過を行った。炭酸ガス吹込み後の実験写真を図4-24、ろ過後に乾燥させた白色沈殿物を図4-25に示す。白色沈殿物(試料A-1)についてはEDAX分析を行った。その後，ICP発光分光分析で標準添加法を適用しカルシウムイオンの定量を行った。

$$ N_{2} $$

図 4-22 炭酸ガス希釈システム全体図
図 4-23 メスシリンダー内の試料への炭酸ガス吹込みの様子

図 4-24 炭酸ガス吹き込み後 実験写真

図4-25 白色沈殿物

試料 C−3 の洗浄液を用いて、炭酸ガスの吹込みによるカルシウム沈殿除去について実験を実施した。吹込みは 5% 炭酸ガスと 10% 炭酸ガス (いずれも N₂ バランス) を用いて行った。表 4−15 に炭酸ガスの吹込み条件、表 4−16 に吹き込み時間と吹き込み量の関係を示す。図 4−26 に炭酸ガス吹き込み量に対するカルシウム除去率の変化、図 4−27 に炭酸ガス吹き込み量に対する pH の変化を示す。

表 4-15 炭酸ガスの吹き込み条件

5%炭酸ガス	10%炭酸ガス
種類	流量[ml/min]	割合[%]	流量[ml/min]	割合[%]
混合ガス	130	-	130	-
炭酸ガス	6.5	5	13	10
窒素ガス	123.5	95	117	90
表 4-16 吹き込み時間と吹込み量の関係

5%炭酸ガス	10%炭酸ガス
時間[s]	炭酸ガス吹き込み量[ml]	時間[s]	炭酸ガス吹き込み量[ml]
0	0	0	0
30	3	30	7
60	7	60	13
90	10	90	20
120	14	120	26
150	17	130	28
210	24	150	33
360	41	180	39
300	65

図 4-26 炭酸ガス吹き込み量に対するカルシウム除去率

図 4-27 炭酸ガス吹き込み量に対する pH
図4-26より10％炭酸ガスの場合、吹き込み量20mlで除去率は72%であった。CO₂濃度が5％と10％のいずれの場合も、カルシウム除去率が吹き込み直後に急激に上昇している。この時、当量比ではそれぞれ5および10程度であり、この時点で、反応(4-7)の反応がすでに起こっている可能性があり、当量比5以下の少量の炭酸ガス吹き込み量での挙動を精査する必要があるものの、CO₂の吹き込みにより、Caを効率的に沈殿除去できることが分かった。また、炭酸ガスの濃度によって違いがみられるが、これは炭酸ガスの供給が反応を律速しているのではなく、気液接触界面の面積が反応(4-6)の律速段階であることを示唆している。そのため、マイクロバブルのような更に細かいバブルで接触面積を増やすことで除去率が改善できるものと考えられる。なお、吹き込む炭酸ガスの濃度を5％と10％としたのは、同程度のCO₂濃度を有する燃焼排ガスの吹き込みを想定して選定したためである。

炭酸ガスを吹き込むことで除去できるカルシウムは水酸化物として存在している水酸化カルシウムである。そのため，今回 C−3 の試料で除去できた約 7 割が水酸化カルシウムであり，塩化カルシウムなど水酸化カルシウム以外の形態で存在する Ca は除去できない可能性が懸念される。ただ、この点については、CDI で Cl イオンを除去する過程で、塩化カルシウムは水酸化カルシウムに推移すると推定され、CDI システムと並列させて処理することで、効率良く Ca を除去できると類推される。また、水酸化ナトリウムなどを添加し pH を上げたうえで，炭酸ガスを吹き込むことも有効な手段であると考えられる。

次に、EDAX(エネルギー分散型 X 線分光法)を用いて元素分析を行った。分析を行った試料は上記とは別に白色沈殿量が最大と思われる時に炭酸ガスの吹き込みを終了したものである。炭酸ガス吹き込み前 DS の EDAX 分析結果を図 4-27 に、炭酸ガス吹き込み後 DS (白色沈殿除去後) の EDAX 分析結果を図 4-28 に、白色沈殿物の EDAX 分析結果を図 4-29 に示す。

図 4-27 炭酸ガス吹き込み前 DS(original) EDAX 分析結果

図 4-28 炭酸ガス吹き込み後 DS(白色沈殿除去後) EDAX 分析結果
図 4-29 白色沈殿物 EDAX 分析結果

図 4-27 と図 4-28 の炭酸ガス吹き込み前と吹き込み後の DS を比較すると Ca が低下しているが、未除去のカルシウムイオンも一部存在していると考えられる。図 4-29 の白色沈殿物の分析結果から Ca, C, O の割合が高いことから炭酸カルシウムとして析出していると考えられる。
### 5. クローズド脱塩洗浄システム

焼却灰のセメント原料化の更なる促進を目的に、焼却灰の水洗による脱塩およびその洗浄廃液の電気二重層による塩素イオン除去を骨子としたクローズド処理システムの適用について検討を行った。また、水洗処理を行い、セメント原料化の対象として焼却主灰のみ、および焼却主灰と飛灰とする二つのケースについて検討を行った。なお、焼却主灰と飛灰を対象とする場合は、飛灰のみを対象とする場合も含めて検討を行った。

### 5.1 焼却主灰を対象とする場合

ストーカ式廃棄物焼却施設では焼却炉内で焼却されて残った灰は灰搬出装置へと導かれる。灰搬出装置は湿式、半湿式、乾式があり、灰溶融炉を併設している場合は乾式が多く採用されるが、それ以外の場合は湿式、半湿式が採用され、近年はそのコンパクト性と灰中の含水率を低く保つことが可能なことから、半湿式(灰押し出し式)が多く採用されている。本研究では過去に多くの採用事例があった湿式灰搬出装置の構造に着目し、傾斜部に洗浄水を噴射することにより積極的な洗浄効果が得られると考え、湿式灰搬出装置を採用したストーカ式焼却炉を前提に検討を行った。

湿式灰冷却方式では図5-1に示すように、ストーカの間および末端から排出される灼熱した灰を含む焼却灰を安全かつ連続的に排出するために、スクレーパコンベヤのトラフ(とい)に水を張り、焼却灰を水没させて消火・冷却するシステムである。この冷却水槽は脱塩洗浄槽を兼ねることが可能であり、本システムの適用例として取り上げた。なお、検討した廃棄物処理施設の諸元を表5-1に示す。

図 5-1 一般的湿式灰冷却システム

表 5-1 檢討対象廃棄物処理施設諸元

焼却炉形式	ストーカ式
排ガス冷却方式	水噴射式
焼却能力	37 t/日×2 炉 (74 t/日)
灰搬出方式	湿式
図 5-2 湿式灰冷却水槽の塩素濃度変化

図 5-3 平衡状態における物質収支

湿式灰冷却システムでは、一般に焼却灰とともに搬出される水分を補給するだけで、水槽のレベルが一定に保たれている。したがって、灰に含まれる塩素や重金属成分は濃縮され、やがて平衡に達すると水槽内に入る塩素や重金属の質量と、灰に含まれて出て行く質量がバランスする。図5-2は表5-1に示す諸元の焼却炉について、水槽内の塩素濃度変化をシミュレートした結果で、焼却灰中の水溶性Cl濃度が1%および1.5%、水槽出口の含水率が30%、水槽の容積を10m³とした場合の計算結果である。図から、時間が経過するにつれて水槽内の塩素濃度は平衡状態になることがわかる。平衡状態における水槽内の塩素濃度は灰の塩素含有率に比例することが分かる。また、このときのマテリアルバランスを図5-3に示す。同図からも明らかなように、平衡状態では灰に含まれる塩素の濃度は水槽に入る前と後では変わらない。なお、このことは重金属成分についても同様であるが、水槽内で重金属成分が沈降する場合は、この限りではない。

図 5-4 は水槽内から一定量を電気二重層イオン除去システムに送り込み、冷却水から一定量の塩素を除去する場合の水槽内の塩素濃度の変化を示しており、灰の水溶性塩素含有量を 1%、塩素除去量を 36kg/day（1000mol/日）とした場合の結果である。これにより、平衡濃度は塩素除去を行わない場合に比べてほぼ 1/3 に低下することが分かる。図 5-5 は平衡時の物質収支を示しており、洗浄後搬出される灰には水溶性塩素が 0.2% 含まれる。非水溶性塩素の濃度を 0.4% とすると、全塩素 0.6% となる。また、洗浄槽での塩素濃度は 0.7% 程度となる。
図 5-4 塩素除去を行った場合の冷却水槽の塩素濃度変化

C I 除去量 36 kg/day

図 5-3 塩素除去時の物質収支
上述の74t/日の焼却施設へCDIシステムを適用した場合のマテリアルバランスの詳細を図5-4に示す。焼却炉より排出された主灰は湿式灰搬出装置に落下し、当該装置の保有水にて冷却される。そこで水分を含有し約30～40%の含水率となった焼却主灰は直接またはコンベヤを経由して灰ピットへ導かれる。この湿式灰搬出装置内の冷却水を抜き出しスクリーンにてSSを除去した後、電気二重槽式塩類除去装置へ導き、所定量の塩類を除去した後、湿式灰搬出装置傾斜部へ洗浄水として戻すフローとする。焼却主灰は焼却炉1炉あたり37t/日の廃棄物を焼却した場合、2.5t/日(Dry)であり、焼却主灰洗浄水量はラボ実験の結果、4倍量程度が適切であったため、洗浄水は10t/日とした。2.5t/日(Dry)の灰が湿式灰搬出装置で水分を含有し含水率30%として排出されるときの含水量は1.1t/日となる。従って、その1.1t/日分の補給が必要であり、洗浄水量10t/日のうち1.1t/日分を補給水、残り8.9t/日分を電気二重槽式塩類除去装置へ循環させる水量とした。また、塩素イオン濃縮液は、下水の滅菌用の次亜塩素の原料として利用する予定で、その詳細については3.4節で検討を行った。

焼却主灰中の水溶性塩素含有量が1%であるとき、湿式灰搬出装置冷却水中塩素濃度を0.7%に保つことで洗浄した焼却主灰中の塩素含有率が0.2%となることから、日量約1000mol/日の塩素を除去可能な電気二重槽式塩類除去装置を設ける計画とした。

次に導入費用および用役費用について試算した。結果を表 5-2 に示す。

表 5-2 導入費用および用役費用の試算

費用	備考
導入費	20,000 千円	機器、配管、据付工事一式
用役費	140 千円/年	電力、薬品

注) メンテナンスおよび人件費は焼却施設と兼用するものとして除いた。

本洗浄、塩素除去技術により焼却灰中塩素濃度を低減し、セメント原料としての焼却主灰引き取り費用を仮に25,000円/トンから15,000円/トンとできた場合、年間20,160千円程度の処理費用削減となり、ほぼ1年で導入および用役費を回収可能であることがわかった。

### 5.2 焼却主灰および飛灰を対象とする場合

上述の74t/日の施設から排出される焼却主灰と飛灰の両方を洗浄脱塩処理の対象とする場合について検討する。主灰については湿式灰冷却槽を使って水洗脱塩を兼ねるが、飛灰については新たに洗浄槽を付加することとし、主灰と飛灰は個別に洗浄する。薬剤を含んだ飛灰発生量はこの場合1.8t/日であり、飛灰中の塩素量を10％とすると、1塩素量は $ 1.8t/d \times 10\% = 180kg/日 $ となる。主灰に比べて飛灰の塩素濃度は1桁高いことから水洗装置内の塩素濃度を1.1％とし、水洗飛灰の含水率を50％とすると、飛灰とともに搬出される塩素量は $ 1.8t/0.5 \times 0.5 \times 0.011 = 0.02t = 20kg $ となる。したがって、飛灰洗浄槽から除去すべき塩素量は180-20=160kg/日、160/35.5×1000=4507mol/日(188mol/h)となる。また、洗浄後の主灰と飛灰は同じセメント工場へ搬出することとすると、主灰と飛灰の塩素含有率は同程度であることが経済的に望ましく、湿式灰冷却槽の塩素濃度を飛灰の場合と同じ1.1％とすると、湿式灰冷却槽での塩素除去量は26kg/日、26/35.5×1000=732mol/日(30.5mol/h)となる。図5-5にマテリアルバランスの詳細を示す。なお、飛灰の洗浄廃液については、洗浄槽の設置の他に凝縮沈殿処理などによる重金属処理が必要となる。また、導入費用および用役費用については、塩素除去量に比例するとして概算すると、それぞれ100,000千円および700千円程度と推定される。以上は、水噴射式廃棄物焼却施設での検討であるが、ボイラー式廃棄物焼却施設への適用も可能であり、その場合は電気二重槽式塩類除去装置からの廃液を減温塔へ噴射する、もしくは既存排水処理設備で合流処理して下水道放流する計画とする。
Note 3

再生洗净水量＝洗浄水量－補給水量

=10−1.1=8.9 t/日

2 炉分として 17.8t/日

図 5-4 廃棄物焼却処理施設（水噴射炉，37 t/日×2 炉）焼却主灰洗浄への適用例
図5-5 廃棄物焼却処理施設（水噴射炉，37t/日×2炉）焼却主灰および飛灰洗浄への適用例
### 6. 焼却灰のセメント原料化の現状と展望

### 6.1 はじめに

本章では、本研究開発成果の利活用者である、地方自治体(大阪、福岡県、福岡市、横浜市、東京都23区、愛知県、名古屋市、三重県、三重県企業庁、滋賀県、鹿児島県、広島県、山口県、島根県、松江市、出雲市)およびセメント大手4社を行脚し、廃棄物のセメント原料化の現状とその展望について実地調査を行った。また、本研究開発は、応用範囲が広く、焼却灰洗浄水の脱塩・リサイクルという用途以外にも、クーリングタワー循環水の保全、製塩業、硬水軟水化、海水淡水化等諸分野での応用が期待できるので、新たな用途開発や技術開発の次のステージを見据えて、水ing(株)やレックインダストリー、ダイヤソルト(株)を往訪した。ただ、それには新たなアライアンスを構築する必要があり、その詳細の報告は別の機会に譲り、本章ではあくまで、本論である焼却灰洗浄水の脱塩・リサイクルという用途に限り、報告する。

### 6.2 セメント原料化への広がり

言うまでもなく、本研究はセメント原料化に資する焼却灰の前処理洗浄としての水洗水の脱塩・リサイクル装置をイオン吸着・除去/イオン付加という電気化学的手法で構成しようとするものであり、その性能に付いては、上述のとおりである。一方、本技術の実用化に向けて、セメント会社や地方自治体からどのような形や程度で必要とされ、またそれが経済的にセメント原料化プロセスの手法として定着するにはどのような隘路が懸念されるのだろうか、現実に展開されている「セメント原料化」の実態を小生の往訪記録や環境省発表の「平成24年度一般廃棄物実態調査」(以下「調査」という)をベースに明らかにして、今後活発化が予想される「セメント原料化」の一助としたい。「調査」では、平成24年度の一般廃棄物の実態の全国集計を次のように報じている。

総排出量：45,219,625トン

焼却総量：35,407,496トン

焼却残渣量：4,554,869トン(本研究による独自試算)

焼却残渣埋立量：3,456,573トン

セメント原料化量：276,128トン

セメント原料化のサイズは焼却残渣量:4,554,869トンの6%であり焼却残渣量から焼却残渣埋立量を差し引いた焼却残渣資源化量1,098,296トンの約25%である。圧倒的に埋め立て処分されており、同じ焼却残渣資源化の中では溶融スラグ等にも及ばない状況である。この数字的実態は今後変化するにしても出発点としてよく記憶に留めて置く必要がある。セメント原料化は埋め立て処分と他の焼却灰資源化という代替的手段を凌駕して、数字的に優位にたてるものなのだろうか。今後の展望こそが問題である。

本調研究では、上記の数字を都道府県別にブレークダウンした一覧表を3月27日に発表されたばかりの平成24年度版「調査」をベースに作成した。
表 7-1 自治体別全国セメント原料化の実態

都道府県名	自治体数	施設数	一般廃棄物総排出量(t)	焼却量(t)	焼却施設の種類	灰溶融設備	焼却残渣量(t)	セメント原料化量(t)	焼却残渣最終処分量(t)
焼却	ガス可溶融	炭化その他
北海道	179	70	2,012,588	1,226,252	64	5	1	8	145,883	1,550	131,212
青森	40	17	539,977	435,515	15	2	0	3	58,024	3,979	45,647
岩手	33	20	455,074	364,638	16	4	0	1	54,090	0	43,385
宮城	35	19	865,357	704,553	18	1	0	1	99,625	0	96,345
秋田	25	16	395,654	327,848	14	2	0	3	45,967	0	27,619
山形	35	9	386,775	313,763	9	0	0	2	36,208	0	34,274
福島	59	26	790,574	656,809	25	0	1	3	70,949	0	68,877
茨城	44	33	1,094,671	844,931	32	1	0	4	113,839	0	85,907
栃木	26	18	706,129	552,444	16	2	0	5	58,461	0	53,571
群馬	26	24	785,528	649,858	23	0	1	2	84,985	2,873	78,913
埼玉	63	55	2,424,962	1,902,281	52	3	0	5	224,934	62,389	92,776
千葉	54	52	2,189,258	1,709,031	47	4	1	7	215,169	19,755	137,964
東京	63	52	4,581,633	3,582,552	51	1	0	23	399,085	72,992	269,750
神奈川	33	37	3,056,604	2,308,054	36	1	0	2	289,379	1,545	254,396
新潟	30	38	903,998	678,717	33	3	2	3	74,940	3,046	62,664
富山	15	7	408,872	312,493	7	0	0	1	31,780	0	27,757
石川	19	11	422,349	304,049	10	1	0	1	38,373	404	34,979
福井	17	11	289,940	236,335	9	2	0	0	26,120	0	23,914
山梨	27	11	314,192	254,473	10	1	0	3	28,766	0	24,899
長野	77	27	681,315	495,436	26	1	0	1	54,912	1,396	46,949
岐阜	42	30	702,404	545,535	21	9	0	9	59,622	243	39,191
静岡	35	42	1,318,353	1,053,533	37	5	0	5	116,783	9,327	64,908
愛知	54	44	2,578,918	2,027,063	36	7	1	11	277,596	1,211	192,015
三重	29	27	659,502	425,746	27	2	0	0	57,017	10,857	10,422
滋賀	19	14	454,032	353,675	12	2	0	3	40,533	0	37,282
京都	26	22	889,215	734,523	22	0	0	0	103,087	0	101,759
大阪	43	47	3,406,284	2,999,172	44	3	9	3	478,714	0	458,723
兵庫	41	48	2,031,443	1,654,773	45	3	0	2	232,457	1,553	211,352
奈良	39	26	470,054	388,027	25	1	0	2	56,405	400	55,241
和歌山	30	21	381,019	312,301	21	0	0	1	43,605	425	38,881
鳥取	19	14	217,879	155,142	13	0	1	1	17,902	0	14,920
島根	19	12	245,755	178,057	10	2	0	3	20,942	582	10,321
岡山	27	29	674,221	571,495	28	0	1	0	112,029	9,167	25,318
広島	23	32	941,541	631,647	31	0	1	2	79,421	6,444	70,297
山口	19	14	550,495	424,850	13	1	0	1	78,225	25,325	28,185
表 7-1 自治体別全国セメント原料化の実態(つづき)

都道府県名	自治体数	施設数	一般廃棄物総排出量(t)	焼却量(t)	焼却施設の種類	灰溶融設備	焼却残渣量(t)	セメント原料化量(t)	焼却残渣最終処分量(t)
焼却	ガス可溶融	炭化その他
徳島	24	20	277,243	219,612	18	2	0	2	25,859	0	22,494
香川	17	8	329,914	258,734	6	1	1	1	33,099	794	25,795
愛媛	20	26	483,104	376,624	26	0	0	2	37,902	620	31,125
高知	34	11	262,736	213,434	9	2	0	0	25,941	8,130	7,407
福岡	60	28	1,845,634	1,457,044	20	8	0	3	213,374	11,632	156,479
佐賀	20	13	272,874	230,502	12	1	0	3	26,386	716	14,145
長崎	21	29	493,013	407,748	23	4	2	6	43,770	724	30,167
熊本	45	21	565,102	429,350	19	2	0	3	51,003	1,623	48,394
大分	18	14	416,670	334,937	12	1	1	0	46,037	11,990	21,875
宮崎	26	11	412,855	312,936	11	0	0	0	33,532	1,975	30,086
鹿児島	43	39	586,394	463,775	36	3	0	6	54,191	1,164	46,323
沖縄	41	26	447,521	387,229	22	2	2	6	37,948	1,297	21,670
集計	1,734	1,221	45,219,625	35,407,496	1,112	95	25	153	4,554,869	276,128	3,456,573
全体	45,219,625	3,456,573

表7-1から以下の点が注目される。

① セメント原料化が活発な都道府県は埼玉県、三重県、高知県、山口県、大分県であるが、これらの地域には、それぞれ、太平洋セメント(株)熊谷工場(埼玉県)、太平洋セメント(株)藤原工場(三重県)、住友大阪セメント(株)高知工場(高知県)、宇部興産(株)宇部工場他(山口県)、太平洋セメント(株)大分工場(大分県)などセメント会社のセメント工場が立地している。焼却灰の物理的重量からして、近傍にセメント会社があることは極めて重要である。

② 北海道。(太平洋セメント(株)上磯工場)、兵庫県(住友大阪セメント(株)赤穂工場)は数字的に低調だが、平成25年度からはセメント会社の営業努力が反映して、少なくとも1万～2万トンの大台に乗ると想定されている。

③ 千葉、東京に付いては、一部は太平洋セメント(株)熊谷工場に流れているが、多摩や市原のエコセメントに大部分は流れている(ヒアリングによる)。

④ 焼却施設の種類は、「焼却」が主流であるが、ガス化溶融が都道府県によっては広がりを見せている。

⑤ 灰の減容化に効果のある灰溶融だが、ガス化溶融導入県に多く、施設によっては同時導入の施設が多い。

⑥ 東北地区は今まで災害廃棄物の処理に手一杯で beyond ability であったが、太平洋セメント株の気仙沼工場あたりを中心に奮起を期待したい。

### 6.3 セメント原料化を阻む障害とセメント原料化を促進する事情

地方自治体(大阪、福岡県、福岡市、横浜市、東京都23区、愛知県、名古屋市、三重県、三重県企業庁、滋賀県、鹿児島県、広島県、山口県、島根県、松江市、出雲市)およびセメント大手4社を来訪し、セメント原料化を阻む障害とセメント原料化を促進する事情についてヒアリングを実施した結果を以下に列挙する。

① 廃棄物対策法上は、廃棄物の処理権限は基礎自治体である市町村にある。処理工場の建設、焼却の種類、炉型式、焼却灰処理の方法、最終処分場の運営等全ては市町村の手に委ねられる。国や都道府県はリサイクル率や資源化率を示して誘導するように努めるが、事業主体になりえない以上、その指
導には限界がある。一方、規模の小さい市町村は財政力や人材力のボトルネックから着想力や実行力にどうしても欠ける。卓越した環境技術が浸透しない背景は、自治体側のこうした事情にあると言えよう。稀に、自治体に情熱と情報収集力と胆力のある仁が存在した場合に限り、急速に進展する場合がある。ごみ処理のような事業規模の大きい事業は、法律がどうであれ、国、都道府県、市町村の綿密で緻密な共同作業が必要である。

② セメント原料化進捗は、上記のような事情もあって、その進展はセメント会社側の営業努力に委ねられる。そういう意味で、特筆すべきは(公財)ひょうご環境創造協会の赤穂水洗プラントや山口エコテック(株)の山口水洗プラントであり、セメント会社側の営業努力が奏効して、セメント原料化前処理の水洗プラントが官民協力のスキームで建設された。廃棄物対策法の壁を打ち破り、県と市町村、セメント会社の協力体制が構築されたのも、セメント会社が触媒になったればこそであろう。

③ セメント原料化を阻む障害というか、代替的手段である埋め立て処分であるが、広域臨海環境整備センター法に基づいて推進されている大阪湾広域臨海環境整備センター（大阪湾フェニックスセンター）のフェニックス計画に代表されるような海面埋め立ても海洋環境保全や跡地利用の面で決してオールマイティーではない。フェニックス以外にも北港処分場という太い OUTLET を持つ大阪市ですら、赤穂の水洗プラントを将来のことを考えて視察して勉強している。北の大地という広大な OUTLET 空間のある北海道庁が、太平洋セメント(株)上磯工場のセメント原料化に熱心に動いているのも驚いたが、何れ最終処分場は枯渇するという危機意識に突き動かされてのことであった。西部ガスの LNG 受け入れ基地として生まれ変わった北九州市の海面埋め立てのような跡地利用の成功例は珍しく、むやみな海洋埋め立てによる夢の島乱造は今後問題になるだろう。

④もう一つの代替的手段である、灰そのものを出さない、ゴミを溶融するガス化溶融炉はエネルギーコスト等運転コストの高さで全国的にも退潮傾向にあり、また、灰を溶融する灰溶融も穿孔事故(ex:広島市中工場)が相次ぎ、今後低調になるだろう。焼却灰の処分に真剣に取り組まざるを得ない環境が醸成されつつある。一つのゴミの変形利用方法であった三重県のRDF事業も爆発事故の教訓もあり、平成29年頃に事業終了を宣言しており、このRDF焼却灰の水洗設備も太平洋セメント(株)が買い取る計画である。太平洋セメント(株)藤原工場はこの変化を受けて、中京地区と南近江の一大焼却灰受け入れセンターに変貌しようと、すでに名古屋市等に営業活動を展開している。

⑤一方、今までセメント会社の受け入れ処理料は高止まりしており、セメント原料化推進のネックであったが、最近はセメント会社の自治体焼却灰の獲得競争もあって、例えば、名古屋—北九州、運賃込み20,000円という数字が出てくるぐらいダンピング受注に動いており、セメント原料化推進の立場から見ればいい傾向と言える。セメント会社も激しい受注競争を展開しており、小型炉や遠隔地の灰も積極的に獲得に動いている。

### 6.4 終わりに

1年半に亘る、本研究開発に関わるセメント会社や地方自治体を往訪しての本研究の評価やニーズ調査については、意外なくらい高い関心を示して頂いた。実験データを急かされた自治体やセメント会社もあったぐらいである。今後、他地域での赤穂や山口のような大掛かりな仕掛けや中小型炉のBuilt-Inされた洗浄装置の開発等本研究開発を深化させるような事情が現出することに期待したい。
### 7. 参考文献

1. Joseph C. Farmer $ ^{1} $ , David V. Fix $ ^{1} $ , Gregory V. Mack $ ^{1} $ , Richard W. Pekala $ ^{1} $ and John F. Poco, “Capacitive Deionization of NaCl and NaNO $ _{3} $ Solutions with Carbon Aerogel Electrodes,” J. Electrochem. Soc. 143 (1996), pp.159–169

2. T.J. Welgemoeda, C.F. Schutte, “Capacitive Deionization Technology: An alternative desalination solution,” Desalination, 183 (2005), pp.327-340

3. 小田廣和，合田学，箕浦晋作，山下曜，「活性炭素電極を用いた水処理技術およびキャパシタ用電極への応用」，粉体および粉末冶金, 52-8 (2005), pp.611-618

4. 棚橋正和，棚橋正治，「活性炭を利用した電気二重層形成による水溶液のイオン除去法」，化学工学論文集, Vol. 35 (2009), pp.364-369

5. Park, K.K., Lee B.H., Park, P.Y., Yoon, S.W., Moon, J.S., Eum H.M. & Lee, C.W., “Development of carbon sheet electrode for electrosorption desalination”, Desalination 206 (2007), pp.86–91.

6. Nadakatti, S., Tenduklar, M. & Kadar, M. “Use of mesoporous conductive carbon black to enhance performance of activated carbon electrode in capacitive deionization technology”, Desalination, 268 (2011), pp.182–188.

7. 棚橋正和，田島巌，「電気二重層コンデンサに関する研究 1」，電気通信学会，CPM85-32（1985），pp.1-6

8. 棚橋正和, 松村正子, 米田一, 梅田純一郎, 「電気二重層コンデンサに関する研究 4」, 電気通信学会, CPM85-99 (1985), pp.19-24

9. 矢野伸幸, 高松憲史, 吉原福全, 向井明, 「水洗浄による都市ごみ焼却灰の塩素除去に関する研究」, 廃棄物学会講演論文集, B5-2(2012)pp.257-258

10. 牛越健一, 花島正孝, 樋口壯太郎, 平角貴明, 横山睦正, 平野悟, 原金房, 「廃棄物処理プロセスより発生する副生塩を用いたエコ次亜塩素酸ソーダ生成に関する研究 II」, 廃棄物学会講演論文集, B5-3(2012)pp.259-260

11. 「廃棄物ハンドブック」，廃棄物学会編, オーム社, (1996 年), pp394-395
### 8. 研究発表

## 論文

1. 吉原, “水洗净による都市ごみ焼却灰の塩素除去”, ケミカルエンジニアリング, 58-1(2013) pp.1-7

2. Ginno L. Andres, Yuki Shiyoukei, Yoshinobu Yoshihara and Masakazu Tanahashi, "Development of an Ion Removal Technique Based on Capacitive Deionization for Treatment of Rinse Water from Incineration Ash", Journal of Water and Environment Technology (in press)

## 学会発表

1. 矢野伸幸, 高松憲史, 吉原福全, 向井明, “水洗浄による都市ごみ焼却灰の塩素除去に関する研究”, 第 23 回廃棄物資源循環学会研究発表会講演論文集, (2012-10), pp.257-258.

2. Ginno L. Andres, Yuki Shokei, Yoshinobu Yoshihara, "Development of Carbon Electrode for the Desalination of Seawater by means of Capacitive Deionization (CDI)", The 4th IWA Asia-Pacific YWPC, (2012–12), pp.185–188.

3. Ginno L. Andres, Yuki Shiyoukei, Yoshinobu Yoshihara and Masakazu Tanahashi, “Development of Carbon Electrode for the Desalination of Seawater by means of Capacitive Deionization (CDI)”, Water Philippines 2013 Conference, (2013), pp.98–104.

4. 庄慶優輝, Ginno A. Lizano, 安藤吉昌, 吉原福全, 向井明, "電気二重層イオン除去による焼却灰洗浄のクローズド化について", 全国都市清掃会議, (2013-2), pp.105-107

5. Ginno L. Andres, Yuki Shiyoukei, Yoshinobu Yoshihara and Masakazu Tanahashi, "Development of an Ion Removal Technique Based on Capacitive Deionization for Treatment of Rinse Water from Incineration Ash", The 5th IWA-ASPIRE Conference and Exhibition

6. 安藤吉昌, Ginno L. Andres, 奥田忠, 吉原福全, 向井明, “電気二重層イオン除去による焼却灰洗净のクローズド化に向けての電極開発”, 第 24 回廃棄物資源循環学会研究発表会講演論文集, (2013-11), pp,255-256.

7. 矢野伸幸, 中嶋崇人, Ginno Andres Lizano, 安藤吉昌, 吉原福全, 向井明, “セメント原料化に向けた焼却灰洗净処理システムの開発, 第35回全国都市清掃会議, (2014-2), pp.148-150.

### 9. 知的財產権取得状況

名称：「系に保持されている水性液体のイオン濃度を低減する装置および方法、ならびにその装置を備える装置」

出願番号: PCT/JP2014/60366

出願日: 平成26年4月10日

出願人: 有限会社ターナープロセス
【研究の概要】焼却灰の水洗净によるセメント原料化を目的とし、電気二重層イオン除去装置(CDI)を用いた洗浄廃液のクローズド再生処理システム開発を行った。
課題名 5−1307 風力発電等による低周波音・騒音の長期健康影響に関する疫学研究

課題代表者名 石竹 達也 （学校法人久留米大学医学部 環境医学講座 教授）

研究实施期间 平成25～27年度

累計予算額 69,496 千円（うち平成27年度：20,699 千円）

予算額は、間接経費を含む。

本研究のキーワード 風力発電、超低周波音・騒音、健康影響、疫学研究、睡眠障害、環境影響評価、Health Impact Assessment（HIA：健康影響予測評価）

## 研究体制

（1）健康リスクの事前評価法（Health Impact Assessment）の検討（学校法人久留米大学）

（２）低周波音・騒音の疫学調査（学校法人産業医科大学）

（３）風力発電施設近隣居住宅の環境評価（学校法人帝京大学）

（4）関連情報の収集分析（学校法人産業医科大学）

## 研究協力機関

学校法人産業医科大学、学校法人帝京大学

## 研究概要

### 1. はじめに（研究背景等）

東日本大震災による原発事故問題や地球温暖化対策のため、再生可能エネルギーの導入促進・利用への国民の関心は高い。国も再生可能エネルギーの普及を促進するため「電気事業者による再生可能エネルギー電気の調達に関する特別措置法（平成24年7月）」を施行するなど、法的整備を進めている。

一方で、風力発電施設の導入に伴い、超低周波音・騒音に関連する苦情が発生しているが、健康影響については明らかにされていない。これまでの疫学研究では、風力発電施設からの騒音によりアノイアンスの増大、睡眠妨害、生活の質の低下などが報告されているが、睡眠障害との関連については、一致した結論が得られていない。一般の道路交通騒音や航空機騒音の健康影響においても、睡眠障害が主要な健康影響指標とされており、今回の風力発電による騒音の健康影響の指標として妥当であると考える。睡眠障害は、肥満や糖尿病、高血圧など生活習慣病の発症要因となり、重篤な心臓血管系疾患発症のリスクを高めるとの指摘がなされており、風車騒音の健康影響として睡眠障害に着目する意義は高く、風力発電等による超低周波音・騒音へのばく露が長期健康影響（睡眠障害）のリスクファクターである可能性を明らかにすることは、今後の風車騒音に対する行政的対応の指針作成において不可欠である。

新たな風力発電施設を設置する際は、人への影響以外に、動植物及び生態系、景観等の環境への影響が危惧される場合があるので、環境影響評価(環境アセスメント)の実施が望まれていたが、これまでは法的環境アセスメントの対象事業ではなかった。そこで国は平成23年4月、風力発電施設の開発も法的な環境影響評価の対象事業とし、計画段階における環境配慮手続きを新設した環境影響評価法の改正を行った。しかし、通常の環境影響評価では、人への健康影響を十分考慮した行政的対応は現在なされていない。欧州では1990年代より環境影響評価に加えて、開発事業開始前に人への健康影響を予測するHIA(Health Impact Assessment)の必要性が指摘され、行政の政策・施策・事業において既に実施され一定の効果をあげている。これに関連する研究は、風力発電施設導入時の環境影響評価に健康影響の視点を組み入れた事前評価手法(HIA)の実現可能性について有用な情報提供が期待できる。

### 2. 研究開発目的

（１） 健康リスクの事前評価法（HIA）の検討：

わが国および海外における風力発電施設に係る環境影響評価の現状と課題を調査する。そ
の調査結果を踏まえ、新規風力発電施設の設置が予定されている地区において、人への健康影響に配慮した評価法（HIA）を導入する際に必要な手続きや当該事業者や地域住民への説明の方法などについての知見を得るために調査を行う。

## (２) 低周波音・騒音の疫学調査：

風力発電施設から発生する超低周波音・騒音と睡眠障害有訴率との関連性を検討するため、風力発電施設が既に導入されている鹿児島県出水郡長島町にて疫学調査を実施する。最近接風車からの距離、超低周波音・騒音の推定騒音レベル、視界等の環境要因および音への感受性について、睡眠障害の有訴率との関連性を検討し、超低周波音・騒音ばく露が長期健康影響（睡眠障害）のリスクファクターである可能性を明らかにする。また、風車より一定距離にある地区の住民で、「風車の音が聞こえない」と回答した住民を対象に、睡眠障害の有無で症例対照研究を行う。同一対象者に対して、時計型睡眠センサー（アクチグラフ）を用いて、主観的睡眠障害と客観的睡眠評価との関連性を明らかにする。

## （３）風力発電施設近隣居住宅の環境評価：

風力発電施設が島の中心部に位置する鹿児島県出水郡長島町内において、総合騒音、残留騒音および風力発電施設が発する風車騒音を調査し、風力発電施設近隣居住宅における超低周波音・騒音のばく露量を推計する。調査結果は、サブテーマ(2)の超低周波音・騒音のばく露データとして用いた。風力発電施設から約1,000m離れたN地区で行った症例対照研究について、被験者居住宅の屋内外における夜間の超低周波音・騒音を調査し、超低周波音・騒音のばく露量を求める。

## （４）関連情報の収集分析：

風力発電施設等をばく露源とする近隣地域住民への健康影響に関する疫学研究の論文や報告書を幅広く抽出し、アノイアンスを含めてどのような健康影響が報告されているかを明らかにする。風力発電の普及が進んでいる欧州等における風力発電施設等による超低周波音・騒音の健康への影響について、専門家に現地で聞き取り調査を行い、調査国での健康被害の状況や苦情等への行政の対応に関する情報を蓄積する。

### 3. 研究開発の方法

（１）健康リスクの事前評価法（HIA）の検討：

1）わが国の環境影響評価に関する情報については、経済産業省や環境省のデータベースにアクセスし、風力発電所の環境アセスメントの申請状況や受理状況、意見書内容等に関する情報を収集した。

2）海外での現地情報収集（インタビュー）：

風力発電の健康影響の実態や風力発電への HIA の状況に関して

a デンマーク国（平成26年2月17日～19日）

i. 対象者 : Jesper Mogensen 氏（環境庁環境技術工学担当官）、Hilde Balling（保健庁医長 環境と健康に関する科学諮問委員会委員）、Aslak Harbo Poulsen 氏（デンマークガン協会研究センター生物統計学及び疫学課）、Jakob Hjort Bønløkke 氏（オーフス大学公衆衛生研究所准教授 労働環境リーダー）、Vivi Schlünssen 氏（オーフス大学公衆衛生研究所准教授 産業医学専門家）、Skjold Fink（全国組織「巨大風車の隣人」会長）、Gabriel Gulis 氏（南デンマーク大学ヘルスプロモーション研究ユニット副研究部長）の6名である。

b 英国（スコットランド、ウェールズ、イングランド）（平成26年12月8日～12日）

i. 対象者：Dr. Sarah Taylor（NHS Shetland シェットランド島公衆衛生所 所長/医学博士）、Mr. Ben Cave（英国 HIA コンサルタント）、Professor Ian Matthews（カーディフ大学公衆衛生部教授）、Dr. Liz Green（Wales Health Impact Assessment Support Unit、Principal Health Impact Assessment Development Officer）、Dr. Phil MacKie（スコットランド公衆衛生ネットワーク主任コンサルタント）

## (2) 低周波音・騒音の疫学調査

1）横断研究：

対象：鹿児島県出水郡長島町に居住する20歳以上の者（約9,000人）を対象に実施

調査時期：2014年12月～2015年2月末

配布方法：長島町内の公民館区（57）の館長の協力の下、回覧板配付時に併せて各世帯に調