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## （２）塩化揮発処理の予備試験

平成26年度までの実証試験の結果については、巻末に資料集としてまとめた。平成26年度には、ファンネルガラスの塩化揮発処理について実証試験を行ったが、Cl/Pb=10、Ca(OH) $ _{2} $ /Cl=0.25、焼成温度1,100℃で処理を行ったが、処理物の含有量（環告19号試験）は基準値を超過した。投入試料のペレット化、焼成温度の上昇（1,150℃）について試験を行ったが十分に改善されなかった。しかし、配合をCl/Pb=12、Ca(OH) $ _{2} $ =0.20とした試験では、含有量（環告19号試験）の基準値への適合が確認された。

すなわちファンネルガラスの塩化揮発条件として、塩化剤（CaCl₂·2H₂O）、添加剤（Ca(OH)₂）の添加量はPbの揮発率に大きく影響を与える。そこで平成27年度はファンネルガラスに対するCaCl₂·2H₂O及びCa(OH)₂の詳細な添加条件について、実験室内でのバッチ試験により予備試験を行って最適条件を決定することとした。

## 1 ）材料

ブラウン管ファンネルガラスを粉砕し、目開き $ 45\mu m $ の篩を通過させて試料を作成した。用いたファンネルガラスの Pb 含有量は $ 20.1wt\% $ であった。

## 2 ）実験方法

ファンネルガラス 0.4 g、塩化剤として $ CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $ （和光純薬工業社製、特級）、及び $ \mathrm{Ca(OH)_{2}} $ （和光純薬工業社製、特級）を所定の重量を計量し、メノウ乳鉢で十分に混合した後、アルミナるつぼに移し入れた。1,100℃に加熱した管状電気炉に試料を入れ、炉内に 0.4L/min の流速で、純空気を流しながら、2 時間加熱して、Pb を揮発除去した。るつぼを室温に取り出して冷却し、焼成された試料とるつぼの質量と事前に計量したるつぼの質量から、焼成後の試料の重量を算出した。

図 28 管状電気加熱炉

## 3 ）分析方法

焼成した試料をるつぼごと 200mL の PTFE 製容器に入れた。純水 80mL、フッ化水素酸 10mL、硝酸 10mL を加え、容器を密閉し、2 時間、超音波洗浄機により、超音波を照射して、試料を分
解した。次に、分解液を PTFE 製の 500mL メスフラスコに移し入れ、るつぼ及び分解容器を硝酸 15mL で洗い込んだのち、純水で希釈して 500mL に定容した。ICP 発光分光分析装置（セイコーインスツルメンツ社、SPS3500）で分解液中の Pb の濃度を分析し、ガラス中に残留する Pb 含有量及び Pb 揮発率を算出した。

## 4 ）結果

図 29、30 にファンネルガラスに $ CaCl_{2} \cdot 2H_{2}O $ 及び $ \mathrm{Ca(OH)_{2}} $ を添加して揮発試験を行った結果を示す。ここで、揮発率は次式により算出した値を示す。

A=B/C×100

A : Pb の揮発率 (\%)

B：るつぼに計量したファンネルガラス中の Pb の量（mg）

C: 熱処理後のるつぼ内に残留した Pb の量 (mg)

この実験で用いたファンネルガラス微粉砕試料中のPb含有量は20.1wt%であった。 $ CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $ の添加量は、ファンネルガラス中のPbと $ CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $ として添加したClのモル比Cl/Pb=12または14とし、 $ \mathrm{Ca(OH)_{2}} $ の添加量を、添加したClに対するモル比として、 $ \mathrm{Ca(OH)_{2}/Cl=0\sim0.356} $ まで変化させた。

$\mathrm{CaCl_{2}\cdot2H_{2}O}$ の添加量を $\mathrm{Cl/Pb}=12$ とした図 29 の結果からは、$\mathrm{Ca(OH)_{2}}$ の添加量が増加すると、Pb 揮発率は向上し、残留 Pb 濃度は低減するが、$\mathrm{Ca(OH)_{2}/Cl}=0.2$ 以上では、Pb の揮発率は減少し、残留 Pb 濃度も上昇する結果となった。最適の条件は、$\mathrm{Ca(OH)_{2}/Cl}=0.175$ であり、この時の Pb の揮発率は 99.9% 以上、残留する Pb 濃度は 110mg/kg であった。

図 29 塩化揮発によるファンネルガラスの Pb 揮発試験結果、温度 1,100℃、焼成時間 2 時間、ファンネルガラス 0.4g、CaCl₂·2H₂O 添加量 Cl/Pb=12
図 30 に $ CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $ の添加量を $ Cl/Pb=14 $ とした時の結果を示す。同様に、 $ \mathrm{Ca(OH)_{2}} $ の添加量の増加とともに Pb 揮発率は向上し、残留 Pb 濃度は低減したが、 $ \mathrm{Ca(OH)_{2}/Cl}=0.2 $ 以上では Pb の揮発率は減少し、残留 Pb 濃度も上昇する結果となった。 $ Cl/Pb=12 $ の結果と比較し、さらに残留 Pb 濃度を低減することができ、 $ \mathrm{Ca(OH)_{2}/Cl}=0.15 $ 、0.175 付近が最適と考えられた。Pb の揮発率は 99.9% 以上であり、残留する Pb 濃度はそれぞれ 53、42mg/kg であった。

図 30 塩化揮発によるファンネルガラスの Pb 揮発試験結果、温度 1,100℃、焼成時間 2 時間、ファンネルガラス 0.4g、CaCl₂·2H₂O 添加量 Cl/Pb=14

すなわち $ \mathrm{Ca(OH)_2} $ の添加により Pb の除去率は向上するが、過剰な添加は逆に Pb の揮発を阻害することに留意が必要である。以上の結果から、ファンネルガラスに対する $ CaCl_2\cdot2H_2O $ の添加量は Cl/Pb=14 とした。また、 $ \mathrm{Ca(OH)_2} $ の添加量は $ \mathrm{Ca(OH)_2/Cl=0.15\sim0.2} $ の間で大きな差がないため薬品代の削減も考慮し、 $ \mathrm{Ca(OH)_2/Cl} $ として 0.15 として実証試験を行うこととした。

## 5 ）廃バランサーの利用について

廃洗濯機から回収される廃バランサー液から $ CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $ を回収し再利用することを検討するために、廃バランサー液の晶析と回収物の XRD 分析を行った。しかし、本実験において廃バランサーの晶析から回収された析出物は NaCl が主成分であったため、廃バランサーを利用した塩化揮発試験は実施しなかった。
## （３）ファンネルガラスからのPb除去の実証試験

ここでは予備試験の結果を踏まえた上で、平成27年度に実施した実証施設による塩化揮発処理の結果について報告する。

## 1 ）第1回実証試験

## a 試料調整方法

CRT ファンネルガラスは、まずジョークラッシャーにより粗破砕した後、アルミナ製ボールミルにより微粉砕した。粉砕したガラスを目開き $ 45\mu m $ のふるいを通過させふるい上は再度微粉砕し、ふるい下をファンネルガラスの微粉砕試料とした。微粉砕した試料に $ CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $ 、（和光純薬工業社製、特級）、 $ \mathrm{Ca(OH)_{2}} $ （和光純薬工業社製、特級）を混合し、焼成用の試料とした。図31に試料調整のフローを示す。また、図32に調整した試料の外観を示す。

## b 分析方法

ファンネルガラス中の Pb の含有量の分析は次の手順で行った。微粉砕したファンネルガラス 0.2g を 100mL のポリ製容器に入れた。フッ化水素酸 10mL、硝酸 10mL を純水で 100mL まで希釈した混酸 50mL を加え、容器を密閉し、超音波洗浄機により、2 時間超音波を照射して、試料を分解した。次に、分解液を PTFE 製の 500mL メスフラスコに移し入れ、るつぼ及び分解容器を硝酸 15mL で洗い込んだのち、純水で希釈して 500mL に定容した。

ICP 発光分光分析装置（セイコーインスツルメンツ社、SPS3500）で分解液中の Pb の濃度を分析した。

第 1 回実証試験で用いたファンネルガラス中の Pb 含有量は、21.2%であった。

## c 実験方法

実証機のスクラバー水は、水を循環水として注入した。スクラバーA、B、Cの水量はあらかじめ計量した。スクラバーAの水にはあらかじめNaOHを添加し、pHを12以上のアルカリ性とした。スクラバーAについては、pH及び水温センターを設置し、連続的に測定した。実験中はpH10以上のアルカリ性を維持するために、pH値が低下したら適宜NaOHを添加した。

炉床の回転速度は、投入口から排出口までの移動時間が1時間となるように設定した。焼成処理の間、炉内圧はアナログ圧力計で、-5～-3Paに維持した。

焼成炉の温度を $ 1,100^{\circ}C $ に昇温させた後、混合試料の投入を行った。投入は試料をあらかじめ $ 30~g $ に小分けし、投入用の円筒に充填して、10分毎に焼成炉内に投入した。図 33 に試料投入の様子を示す。

本実験での試料投入量は 0.18kg/時間となる。表 1～3 に実験条件の一覧を示す。
図 31 試料調整の手順

図 32 調整した試料の外観
図 33 試料の投入の様子

表 1 ファンネルガラス

粒度	<45 $ \mu $ m
Pb 含有量	212,000 mg/kg

表 2 調整試料

項目	値
ファンネルガラス中含有量	Pb	212,000 mg/kg
混合割合	ファンネルガラス	0.452 kg
CaCl2·2H2O	0.476 kg
Ca(OH)2	0.720 kg
合計	1.0 kg
調整試料中の含有量	Pb	95.7 mg/kg
462 mmol/kg
Cl	229 mg/kg
6,470 mmol/kg
Ca(OH)2	972 mmol/kg
モル比	Cl/Pb	14
Ca(OH)2/Cl	0.15

* Pb 含有量分析条件: PbG 微粉砕試料 0.2g に 10% フッ化水素・硝酸溶液 50ml を加えて超音波分解 2 時間、溶液中の Pb を ICP-AES で定量

** 混合方法：試料調整方法を参照
表 3 烧成条件

烧成温度	1,100	℃
烧成時間*	1	時間
試料投入方法	30	g/10 分
試料投入量	0.18	kg/時間
投入回数	26	回
Pb 投入量	2.9	g/10 分
(Pb 換算)	17.2	g/時間
吸引压	-5～-3	Pa

$ ^{*} $ 焼成時間：投入口から排出口までの炉床の

移動時間が1時間

## d 塩化揮発の実証試験結果

表4～8に実証試験の結果の一覧を示す。

本実験では、ファンネルガラスの連続投入を行い、炉床上に載ったガラスが炉床の回転と共に移動し、連続的な熱処理が行えることが確認された。しかし、投入量が少なく、炉内の排出口位置に取り付けられている遮蔽板には接触せず、炉内から排出されるものは確認されなかった。このため処理した物は、焼成炉を停止させ、炉内温度を低下させた後、焼成炉の点検口から回収した。（炉内残留物）

炉内残留物の分析結果では、Pbの含有量は、660mg/kgであった。また、土壌汚染対策法に規定される含有量試験（環告19号法）の結果は135mg/kgであり、基準値（150mg/kg）に適合した。環告示46号法の結果は、0.011mg/Lであり、わずかに土壌環境基準（0.01mg/L）を超過する結果となった。

揮発分離された Pb は排ガス冷却工程とスクラバーにより回収される。このうち石英冷却管内に付着した回収物について Pb 含有量を分析した結果を表 6 に示す。Pb の含有量は 55.7% であった。

排ガスとしての Pb の排出量は排ガス中の Pb 濃度測定値に時間を乗じることで推計した。しかし、排ガスの排出時間が不明であるために、各実験日の投入時間に 10 分間を足した時間を排出時間と仮定した

排ガスの測定結果は、 $ 0.77mg/m^{3} $ と低い値であった。これは、平成26年度までの結果と比較して低い値（「8資料」参照）となった。平成27年度には、ガス冷却工程に石英冷却管を追加した結果、スクラバーの入口温度を約120℃程度まで低下させることができるようになった。このことが要因の一つと予測されるが、具体的なPbの除去メカニズムについては不明であり、今後の課題である。
表 4 処理物の分析結果

全含有量	含有量	溶出試験
環告19号	環告46号	環告13号
Pb	Pb	pH	EC	Pb	pH	EC
mg/kg	mg/kg	mg/kg	S/m	mg/kg	S/m
排出物	-	-	-	-	-	-	-	-
炉内残留物(排出口)	-	-	-	-	-	-	-	-
炉内残留物(炉床)	660	135	0.011	11.91	91.6	0.017	11.83	89.1
基准值	-	150	0.01	-	-	0.3	-	-

* 環告 19 号法：試料 6g に 1N HCl200ml を加えて 2 時間振とう、20 分間静置、0.45μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-AES で定量

** 環告 46 号法：試料 5g に超純水 50ml を加えて 6 時間振とう、3,000rpm で 20 分間遠心分離、0.45μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-MS で定量

*** 環告 13 号法: 試料 5g に超純水 50ml を加えて 6 時間振とう、3,000G で 20 分間遠心分離、1μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-MS で定量

表 5 処理物中の Pb 残留量

投入量	0.18 kg/時間	Pb 含有量	Pb 残留量
総投入量	0.78 kg	mg/kg	mg
処理物の発生量の推計	417.3 g
排出物	- g	-	-
排出口残留物	- g	-	-
炉床残留物	168 g	660	111
(炉内損失)	249.3 g	660	165
合計	275

* 炉内損失：回収できずに、炉内で損失した重量。含有量は、炉内残留物の値を準用

表 6 ガス冷却管（石英冷却管）回收物

重量/g	水量/L	Pb含有量	Pb質量/mg	Pb回收量/mg
石英管	回收物	5.74	—	557,000	mg/kg	3,200	3,200
水(洗净液)	—	—	—	mg/L	—
表 7 スクラバー水分析結果

重量/g	水量/L	Pb含有量	Pb質量/mg	実験開始時/mg	Pb回収量/mg
スクラバーA	沈殿物	25.5	-	56,7000 mg/kg	1,4500	865	13,700
水(ろ液)	-	60	2.12 mg/L	127
スクラバーB	水	-	198	5.25 mg/L	1040	86.3	953
スクラバーC	水	-	80	0.818 mg/L	65.4	37.8	27.7

表 8 排ガス分析結果

平均風速	8.46	m/s
断面積	0.0177	m²
運転時間の合計	4	時間
排ガス排出時間	260	分
排ガス量	0.149	Nm³/s
排ガス中のPb濃度	0.77	mg/m³
Pb排出量	1,800	mg

* 排ガス排出時間：各試験日の連続運転時間に 10 分間を足したもの

## e 物質收支

図 35 にファンネルガラスの処理過程における Pb の物質収支の分析結果を示す。

投入したファンネルガラス中の Pb の量に対して、約 0.37%がガラス中に残留したと推計された。この結果から Pb の除去率は 99.6%であった。揮発した Pb は、ガス冷却工程で排ガス中から回収された後、スクラバーA、B、C で処理される。

スクラバーAでの回収量は、13.7 g（18%）に対して、スクラバーB及びスクラバーCでは、それぞれ1.0 g（1.3%）と0.03 g（0.04%）であった。スクラバーAと比較してスクラバーB、スクラバーCの回収量は低い値となったが、これは、スクラバーにより回収が容易な形態のPbは1段目で除去されるためと考えられた。

石英冷却管での回収量は、3.2 g（4.3%）であった。排ガス冷却工程全体での回収量は実測できなかったため、以上のデータと排ガスの測定結果から算出すると、排ガス冷却工程全体で、57.9 g（77%）が除去回収されていると推計された。
図 34 ガスの平均温度と平均流量

図 35 Pb の物質収支
## 回収物の XRD 分析結果

石英冷却管で回収された付着物についての XRD 分析結果を図 36 に示す。この結果から冷却工程において Pb は塩素化物として回収されることが確認された。

図 36 石英製冷却管の付着回収物の XRD

処理した後のガラスの XRD 分析結果を図 37 に示す。ファンネルガラスを処理した後の処理物の主成分は珪酸カルシウムであることが確認された。

図 37 炉内残留物の XRD 分析結果
## 2 ）第2回実証試験

## a 試料調整

試料調整は第1回と同様に調整した。ファンネルガラスを再粉砕して、再度分析を行った。この時のファンネルガラスのPb含有量は20.6%であった。

## b 方法

第1回目の実証試験の結果が良好であったため、試料の投入量を増やして1.08kg/時間として実証試験を行うこととした。$\mathrm{CaCl_{2}\cdot2H_{2}O}$ 及び $\mathrm{Ca(OH)_{2}}$ の配合条件は第1回目の実証試験と同様に $\mathrm{Cl/Pb}$ として14、$\mathrm{Ca(OH)_{2}/Cl}$ として0.15として試験を行った。

表 9～11 に実験条件の一覧を示す。

表 9 ファンネルガラス

粒度	<45 $ \mu $ m
Pb 含有量	206000 mg/kg

表 10 調整試料

項目	値
ファンネルガラス中含有量	Pb	206000 mg/kg
混合割合	ファンネルガラス	0.460 kg
CaCl₂·2H₂O	0.469 kg
Ca(OH)₂	0.710 kg
合計	1.0 kg
調整試料中の含有量	Pb	95 mg/kg
456 mmol/kg
Cl	226 mg/kg
6386 mmol/kg
Ca(OH)₂	958 mmol/kg
モル比	Cl/Pb	14
Ca(OH)₂/Cl	0.15

* Pb 含有量分析条件: PbG 微粉砕試料 0.2g に 10% フッ化水素・硝酸溶液 50ml を加えて超音波分解 2 時間、溶液中の Pb を ICP-AES で定量

** 混合方法：試料調整方法を参照
表 11 烧成条件

烧成温度	1,100	℃
烧成時間*	1	時間
試料投入方法	90	g/10 分
試料投入量	1.08	kg/時間
投入回数	50	回
Pb 投入量	8.5	g/10 分
(Pb 換算)	102	g/時間
吸引压	-5～-3	Pa

$ ^{*} $ 焼成時間：投入口から排出口までの炉床の

移動時間が1時間

第1回と同様にスクラバーには水を循環水として注入し、スクラバーA、B、Cの水量はあらかじめ計量した。スクラバーAの水にはあらかじめNaOHを添加し、pHを12以上のアルカリ性とした。スクラバーAについては、pH及び水温センターを設置し、連続的に測定した。実験中はpH10以上のアルカリ性を維持するために、pH値が低下したら適宜NaOHを添加した。

炉床の回転速度は、投入口から排出口までの移動時間が1時間となるように設定した。焼成処理の間、炉内圧はアナログ圧力計で、-5～-3Paに維持した。

焼成炉の温度を $ 1,100^{\circ}C $ に昇温させた後、混合試料の投入を行った。投入は試料をあらかじめ $ 90~g $ に小分けし、投入用の円筒に充填して、5分毎に焼成炉内に投入した。この時の投入量は $ 1.08~kg/時間 $ となる。

## d 塩化揮発の実証試験結果

表 12～16 に実証試験の結果の一覧を示す。

本実験においても、ファンネルガラスの連続投入を行い、連続的な熱処理が行えることが確認された。また、投入量を増加させたために、炉内の排出口位置に取り付けられている遮蔽板により投入物の一部が炉床から剥ぎ取られ炉内から連続的に排出されるもの（「排出物」）を確認した。

また、炉内に残留した処理物は、焼成炉を停止させ炉内温度を低下させた後、焼成炉の点検口から回収した。炉床上に残留していた処理物を「炉内残留物（炉床上）」とした。炉内には遮蔽板により炉床から落とされているが排出口に入らずに排出口付近に残留していた処理物もあったため、これを「炉内残留物（排出口）」とした。

排出物の分析結果では、Pbの全含有量は160mg/kg、土壤汚染対策法に規定される含有量試験（環告19号法）は59mg/kgとなり、基準値（150mg/kg）に適合した。

環告示 46 号法による溶出試験の結果は、0.003mg/L であり、土壤環境基準（0.01mg/L）にも適合した。

炉内残留物（排出口）の分析結果では、Pbの全含有量は180mg/kg、土壤汚染対策法に規定される含有量試験（環告19号法）は50mg/kgとなり、基準値（150mg/kg）に適合した。
環告示 46 号法による溶出試験の結果は、0.002mg/L であり、土壤環境基準（0.01mg/L）にも適合した。

しかし、炉内残留物（炉床）の分析結果では、Pbの含有量は880mg/kg、土壤汚染対策法に規定される含有量試験（環告19号法）は175mg/kgであり、基準値（150mg/kg）を超過した。一方、環告46号法の結果は0.007mg/Lであり、土壤環境基準（0.01mg/L）の溶出基準には適合した。炉床から脱落した処理物（排出物、炉内残留物（排出口））に含まれるPb含有量と比較すると、炉床上に接触して残留した処理物（炉内残留物（炉床））は比較的Pbの残留濃度が高い結果となった。

揮発分離した Pb について、石英冷却管からは Pb 含有量が 67.3%（ $ PbCl_{2} $ として 90.3%）の付着回収物として回収された。一方、スクラバーで回収された沈殿物は 56.5%（ $ Pb(OH)_{2} $ として 65.8%）と比較的含有量が低かった。これは、排ガス系統の配管の腐食により配管に由来する Fe 等がスクラバーに混入したためと考えられた。

排ガスとしての Pb の排出量は排ガス中の Pb 濃度測定値に時間を乗じることで推計した。しかし、排ガスの排出時間が不明であるために、各実験日の投入時間に 10 分間を足した時間を排出時間と仮定した。

なお、第2回目の実証試験では排ガスの測定を行わなかった。このため排ガス中のPb排出量の推計には第3回目の測定値を用いた。

表 12 処理物の分析結果

全含有量	含有量	溶出試驗
環告19号	環告46号	環告13号
Pb	Pb	pH	EC	Pb	pH	EC
mg/kg	mg/kg	mg/kg	S/m	mg/kg	S/m
排出物	159	59	0.003	10.81	2.34	0.003	10.7	2.36
炉内残留物(排出口)	179	50	0.002	11.48	1.56	0.002	11.5	1.57
炉内残留物(炉床)	883	172	0.007	11.69	0.246	0.007	11.7	0.246
基准值	-	150	0.01	-	-	0.3	-	-

* 環告 19 号法：試料 6g に 1N HCl200ml を加えて 2 時間振とう、20 分間静置、0.45μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-AES で定量

** 環告 46 号法：試料 5g に超純水 50ml を加えて 6 時間振とう、3,000rpm で 20 分間遠心分離、0.45μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-MS で定量

*** 環告 13 号法: 試料 5g に超純水 50ml を加えて 6 時間振とう、3,000G で 20 分間遠心分離、1μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-MS で定量
表 13 処理物中の Pb 残留量

投入量	1.08 kg/時間	Pb 含有量	Pb 残留量
総投入量	4.5 kg	mg/kg	mg
処理物の発生量の推計	2,410 g
排出物	72 g	159	11.4
排出口残留物	319 g	179	57.1
炉床残留物	668 g	883	590
(炉内損失)	1,350 g	179	241
合計	900

* 炉内損失：回収できずに、炉内で損失した重量。含有量は、炉内残留物の値を準用

表 14 ガス冷却管（石英管）回收物

重量 /g	水量 /L	Pb 含有量	Pb 質量 /mg	Pb 回收量 /mg
石英管	回收物	37.6	—	673,000	mg/kg	25,300	25,500
水(洗净液)	—	0.5	453	mg/L	226

表 15 スクラバー水分析結果

重量/g	水量/L	Pb含有量	Pb質量/mg	実験開始時のPb量	Pb回収量/mg
スクラバーA	沈殿物	229	-	56,5000 mg/kg	130,000	1780	128,000
水(ろ液)	-	45	1.70 mg/L	76.6
スクラバーB	水	-	200	8.54 mg/L	1710	37.2	1.670
スクラバーC	水	-	80	36.8 mg/L	2940	1,670	1,270

表 16 排ガス分析結果

平均風速	7.63	m/s
断面積	0.0177	m²
運転時間の合計	4	時間
排ガス排出時間	270	分
排ガス量	0.133	Nm³/s
排ガス中のPb濃度	8.99	mg/m³
Pb排出量	19,400	mg

* 排ガス排出時間：各試験日の連続運転時間に 10 分間を足したもの

** 排ガス中の Pb 濃度は第 3 回実証試験の結果を準用
## d 物質收支

図 39 に Pb の物質収支の結果を示す。

投入したファンネルガラス中の Pb の量に対して約 0.21%がガラス中に残留したと推計された。この結果から Pb の除去率は 99.8%であった。揮発した Pb は、ガス冷却工程で排ガス中から回収された後、スクラバーA、B、C で処理される。

スクラバーAでの回収量は、130 g（30%）に対して、スクラバーB及びスクラバーCでは、それぞれ1.7 g（0.39%）と1.3 g（0.3%）であった。第1回目の実証試験と同様にスクラバーAと比較してスクラバーB、スクラバーCの回収量は低い値となった。

石英冷却管での回収量は、26 g（6.0%）であった。排ガス冷却工程全体での回収量は実測できなかったため、以上のデータと排ガスの測定結果から算出すると、排ガス冷却工程全体で、270 g（65%）が除去、回収されていると推計された。
図 38 ガスの平均温度と平均流量

図 39 Pb の物質収支
## e 回収物の XRD 分析結果

石英冷却管で回収された付着物についての XRD 分析結果を図 40 に示す。この結果から冷却工程において Pb は塩素化物として回収されることが確認された。

図 40 石英製冷却管の付着回収物の XRD

処理した後のガラスの分析結果を図41に示す。ファンネルガラスを処理した後の処理物の主成分は排出物、炉内残留物（排出口）、炉内残留物（炉床）ともに珪酸カルシウムであることが確認された。

図 41 ファンネルガラス処理物の XRD 分析結果
図 42 ファンネルガラス処理物の XRD 分析結果

図 43 ファンネルガラス処理物の XRD 分析結果
## 3 ）第3回実証試験

## a 試料調整

試料調整は第2回と同じ試料を用いた。この試料調整に用いたファンネルガラスのPb含有量は20.6%であった。$\mathrm{CaCl_{2}\cdot2H_{2}O}$ 及び$\mathrm{Ca(OH)_{2}}$ の配合条件は第1回目の実証試験と同様にCl/Pbとして14、$\mathrm{Ca(OH)_{2}/Cl}$ として0.15とした。

## b 方法

第2回目の実証試験と同じ処理条件で排ガスの計測を行うことを目的として行った。試料の投入量は1.08kg/時間として行った。

表 17～19 に実験条件の一覧を示す。

表 17 ファンネルガラス

粒度	<45 $ \mu $ m
Pb 含有量	206,000 mg/kg

表 18 調整試料

項目	値
ファンネルガラス中含有量	Pb	20,6000 mg/kg
混合割合	ファンネルガラス	0.460 kg
CaCl₂·2H₂O	0.469 kg
Ca(OH)₂	0.710 kg
合計	1.0 kg
調整試料中の含有量	Pb	95 mg/kg
456 mmol/kg
Cl	226 mg/kg
6,390 mmol/kg
Ca(OH)₂	958 mmol/kg
モル比	Cl/Pb	14
Ca(OH)₂/Cl	0.15

* Pb 含有量分析条件：PbG 微粉砕試料 0.2g に 10% フッ化水素・硝酸溶液 50ml を加えて超音波分解 2 時間、溶液中の Pb を ICP-AES で定量

** 混合方法：试料调整方法を参照
表 19 烧成条件

烧成温度	1,100	℃
烧成時間*	1	時間
試料投入方法	90	g/10 分
試料投入量	1.08	kg/時間
投入回数	18	回
Pb 投入量	8.5	g/10 分
(Pb 換算)	102	g/時間
吸引压	-5～-3	Pa

$ ^{*} $ 焼成時間：投入口から排出口までの炉床の

移動時間が1時間

第1回と同様にスクラバーには水を循環水として注入し、スクラバーA、B、Cの水量はあらかじめ計量した。スクラバーAの水にはあらかじめNaOHを添加し、pHを12以上のアルカリ性とした。スクラバーAについては、pH及び水温センターを設置し、連続的に測定した。実験中はpH10以上のアルカリ性を維持するために、pH値が低下したら適宜NaOHを添加した。

炉床の回転速度は、投入口から排出口までの移動時間が1時間となるように設定した。焼成処理の間、炉内圧はアナログ圧力計で、-5～-3Paに維持した。

焼成炉の温度を $ 1,100^{\circ}C $ に昇温させた後、混合試料の投入を行った。投入は試料をあらかじめ $ 90~g $ に小分けし、投入用の円筒に充填して、5分毎に焼成炉内に投入した。この時の投入量は $ 1.08~kg/時間 $ となる。

## c 結果

本試験においても、ファンネルガラスの連続投入を行い、連続的な熱処理が行えることが確認された。しかし、投入量が少なく、炉内の排出口位置に取り付けられている遮蔽板には接触せず、炉内から排出されるものは確認されなかった。このため炉内に残留した処理物は、焼成炉を停止させて炉内温度を低下させた後、焼成炉の点検口から回収した。（炉内残留物）

炉内残留物の分析結果を表20に示す。Pbの全含有量は844mg/kgであった。土壌汚染対策法に規定される含有量試験（環告19号法）は224mg/kgであり、基準値（150mg/kg）を超過した。環告示46号法の結果は0.012mg/Lであり、わずかに土壌環境基準（0.01mg/L）を超過した。

揮発分離した Pb について、石英冷却管からは Pb 含有量が 69.9%（ $ PbCl_{2} $ として 93.8%）の付着回収物として回収された。一方、スクラバーで回収された沈殿物は 57.0%（ $ Pb(OH)_{2} $ として 66.4%）と比較的含有量が低かった。これは、排ガス系統の配管の腐食により配管に由来する Fe 等がスクラバーに混入したためと考えられた。

排ガスとしての Pb 排出量の推計には排ガス中の Pb 濃度の測定値に時間を乗じることで推計した。しかし、排ガスの排出時間が不明であるために、各実験日の投入時間に 10 分間を足した時間を排出時間と仮定した。排ガスの測定結果は、8.99mg/m^{3} と低い値であった。
表 20 処理物の分析結果

全含有量	含有量	溶出試験
環告19号	環告46号	環告13号
Pb	Pb	pH	EC	Pb	pH	EC
mg/kg	mg/kg	mg/kg	S/m	mg/kg	S/m
排出物	-	-	-	-	-	-	-	-
炉内残留物(排出口)	-	-	-	-	-	-	-	-
炉内残留物(炉床)	844	224	0.012	11.74	153	0.016	11.67	140
基准值	-	150	0.01	-	-	0.3	-	-

* 環告 19 号法：試料 6g に 1N HCl200ml を加えて 2 時間振とう、20 分間静置、0.45μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-AES で定量

**環告 46 号法：試料 5g に超純水 50ml を加えて 6 時間振とう、3,000rpm で 20 分間遠心分離、0.45μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-MS で定量

*** 環告 13 号法: 試料 5g に超純水 50ml を加えて 6 時間振とう、3,000G で 20 分間遠心分離、1μm メンブレンフィルターでろ過、ろ液中の Pb を ICP-MS で定量

表 21 処理物中の Pb 残留量

投入量	1.08 kg/時間	Pb含有量	Pb残留量
総投入量	1.62 kg	mg/kg	mg
処理物の発生量の推計	867 g
排出物	- g	-	-
排出口残留物	- g	-	-
炉床残留物	474 g	844	564
(炉内損失)	199 g	844	168
合計	731

* 炉内損失：回収できずに、炉内で損失した重量。含有量は、炉内残留物の値を準用

表 22 ガス冷却管（石英管）回収物

重量/g	水量/L	Pb含有量	Pb質量/mg	Pb回収量/mg
石英管	回收物	11.7	—	699,000	mg/kg	8,180	8,410
水(洗净液)	—	0.5	461	mg/L	230
表 23 スクラバー水分析結果

重量/g	水量/L	Pb含有量	Pb質量/mg	実験開始時のPb量	Pb回収量/mg
スクラバーA	沈殿物	84.7	-	57,0000 mg/kg	48,200	2,270	46,000
水(ろ液)	-	52.5	0.404 mg/L	21.2
スクラバーB	水	-	200	17.0 mg/L	3,400	7.4	3,390
スクラバーC	水	-	80	15.8 mg/L	1,270	312	953

表 24 排ガス分析結果

平均風速	7.67	m/s
断面積	0.0177	m²
運転時間の合計	1.5	時間
排ガス排出時間	100	分
排ガス量	0.131	Nm³/s
排ガス中のPb濃度	8.99	mg/m³
Pb排出量	7,080	mg

* 排ガス排出時間：各試験日の連続運転時間に 10 分間を足したもの

** 排ガス中の Pb 濃度は第 3 回実証試験の結果を準用

## d 物質收支

図 44 にガスの平均温度と平均流量の結果を示す。また、図 45 に Pb の物質収支の結果を示す。投入したファンネルガラス中の Pb の量に対して、ガラス中に残留した Pb は約 0.48% であり、Pb の揮発除去率は 99.5% であった。揮発した Pb は、ガス冷却工程で除去された後、スクラバー A、B、C で処理される。スクラバー A での回収量は 46 g（30%）であり、スクラバー B 及びスクラバー C では、それぞれ 3.4 g（2.2%）と 1.0 g（0.62%）であり、これまでの結果と同様にスクラバー A と比較して B 及び C の回収量は低い値となった。
図 44 ガスの平均温度と平均流量

図 45 Pb の物質収支
石英冷却管での回収量は 8.4 g（5.5%）であった。排ガス冷却管での回収量は実測できないために、以上のデータと排ガスの測定結果から算出すると、95g（62%）が冷却工程で除去されていると推計された。

## （３）処理物を利用した再生製品の試作試験

Pb の揮発分離を行った後の処理物の再生利用方法として、樹脂系の断熱材の添加剤としての有用性を確認するために、実際に処理物を利用して断熱材の試作及び試験を行った。

## 1 ）試料

処理物を $ 80 \mu m $ 以下に粉砕して試作用の材料とした。

## 2 ）断熱材の試作条件

樹脂、炭酸カルシウム等の充填剤と混練して、まず比較体（ファンネルガラス処理物は無使用）を試作した。また、充填剤の一部をファンネルガラス処理物に置き換えて、その添加量を30wt%、40wt%、50wt%の3条件について試作した。

原料を金型に投入して加熱後、水冷により発泡倍率を調整した。金型を除圧し、発泡体を取り出して加工し断熱材を作成した。以下に試作した断熱材の外観写真を示す。

図 46 比較体（ファンネルガラス無使用）

図 47 ファンネルガラス処理物を添加した断熱剤：添加量 30wt%
図 48 ファンネルガラス処理物を添加した断熱剤：添加量 40wt%

図 49 ファンネルガラス処理物を添加した断熱剤：添加量 50wt%

## 3 ）性能評価項目

性能評価項目について表 25 に示す。

表 25 断熱剤試作品の性能評価項目

項目	試験方法
曲げ強度	JIS A 9511
圧縮強度	JIS A 9511
引張強度	JIS K 6767
熱伝導率	非定常法（プローブ法）
吸水量	JIS A 9511 アルコール法
燃焼試験	コーンカロリーメーター
## 4 ）性能評価結果

表 26 に性能試験の評価結果を示す。

表 26 試作した断熱剤の性能評価の結果

項目	比較体	添加量 30wt%	添加量 40wt%	添加量 50wt%
曲げ強度 N/mm²	0.28	0.35	0.37	0.38
圧縮強度 N/mm²	0.18	0.24	0.24	0.23
引張強度 N/mm²	0.30	0.33	0.37	0.38
熱伝導率 W/mK	0.047	0.046	0.045	0.045
吸水量 g/100cm²	0.02	0.02	0.01	0.02
燃焼試験 MJ/m²	4	4	4	4

試作試験の結果、ファンネルガラス処理物の添加量を50wt%まで増加させても断熱剤として発泡・成型が可能であることが確認された。

また、比較体に対して、添加量を増加させると、曲げ強度、圧縮強度、引張強度が向上し、断熱材の機械的な性能の向上が見られた。

熱伝導率及び燃焼試験については、添加量を増加させても、比較体とほぼ同程度の結果となった。この結果から、少なくも処理物の添加量の増加がこれらの性能へ影響しないことが確認された。
## （4） 経済性評価

回転炉床式焼成炉の実証施設の設計及び平成27年度の実証試験の結果等を基礎として、ファンネルガラスの処理コストの試算を試みた。表27～表35に結果を示す。

ここでは、まず基礎的な想定として、10年間でファンネルガラスを90,000t処理すると仮定し、年間必要処理量を9,000t/年とした。実験における薬剤の配合割合から薬剤添加量を決定し、総処理量を算出した。

年間稼働日数を300日/年とし、年間稼働時間7,200時間/年とした。焼成炉設置基数を8基として、2炉を1施設（排ガス処理等の施設を共用）として配置すると仮定し、4施設とした。以上から、1基あたりの処理能力340kg/h・基とした。そして、炉床面積（有効）7.9m²、投入物の積層高さ49mm、かさ比重890kg/m³（実測）とした。

以上の想定から、実証施設の設計を元に施設設置費についてについてメーカーからヒアリングし、償却期間を10年としてイニシャルコストを算出した。また、土木、建築コストについてもメーカーからの概算についてヒアリングした。

ランニングコストについては、電気、水、重油の単価と消費量の推計及び実験結果に基づく薬品費の推計から算出した。

資源売却費としては、処理物の断熱材原料としての売却費とPbの売却費を見込んだ。

以上の結果を、図 50 に示す。費用については約 40% を薬品費が占める結果となった。塩化剤などの薬品費の低減が課題であることが示された。

処理物及び Pb の金属資源としての売却費を見込みファンネルガラスの処理経費を試算した結果、ファンネルガラス 1kg あたりの処理経費は、約 83 円/kg～と推計された。
表 27 基本的な設定値

項目	単位	備考
処理量(ファンネルガラス)	90,000	t
処理年数	10	年
年間処理量	9,000	t/年
薬剤添加割合	ファンネルガラス:CaCl₂·2H₂O:Ca(OH)₂ 46:46.9:7.1
薬剤CaCl₂·2H₂O添加量	9,176	t/年
薬剤Ca(OH)₂添加添加量	1,389	t/年
総処理量(ファンネルガラス+薬剤)	19,565	t/年
年間稼働日数	300	日/年
1日の運転時間	24	時間/日
年間稼働時間	7,200	時間/年
焼成炉設置基数	8	基	4施設(2基/施設)に配置
1基当たりの処理能力	340	kg/h·基

表 28 焼成炉の設計

項目	単位	備考
畑床面積(有効)	7.9	m²	畑床面積計算:中心円 φ4.5m、畑床幅 0.62m、安全率 0.9
積層高さ	49	mm
かさ比重	890	kg/m³
1基当たり最大処理量	345	kg/基

表 29 イニシャルコストの概算

項目	価格	単位	数量	単位	価格	単位
(微粉砕機)*	50,000,000	円/基	2	基	100,000,000	円/施設
焼成炉	100,000,000	円/基	2	基	200,000,000	円/施設
再燃焼炉	30,000,000	円/基	1	基	30,000,000	円/施設
鉛回収装置	20,000,000	円/基	1	基	20,000,000	円/施設
排ガス処理設備	80,000,000	円/基	1	基	80,000,000	円/施設
排水処理設備	60,000,000	円/基	1	基	60,000,000	円/施設
制御管理システム	50,000,000	円/基	1	基	50,000,000	円/施設
工事関係(ダクト・移送設備)	100,000,000	円/基	1	基	100,000,000	円/施設
合計	640,000,000	円/施設
償却年数	10	年
イニシャルコスト(1施設あたり)	64,000,000	円/年
表 30 土木・建築イニシャルコストの概算（1 施設当たり）

項目	単位
(建設費)*	450,000,000	円/施設
イニシャルコスト	15,000,000	円/年 (償却年数 30 年)

表 31 ランニングコスト（1 施設あたり）

項目	使用量	单位	単価	単位	使用価格	単位
電気	500	kwh	14	円/kwh	7,000	円/時間
水	1	m3/h	200	円/m³	100	円/時間
重油	10	L/h	100	円/L	1,000	円/時間
薬品代	17,379	円/時間
塩化カルシウム	2,294	t	30	円/kg	9,584	円/時間
水酸化カルシウム	347	t	18	円/kg	873	円/時間
水酸化ナトリウム	1,069	t	47	円/kg	6,922	円/時間
人件費(オペレータ一)	3	人	1,500	円/h	4,500	円/時間
合計	29,979	円/時間

表 32 年間経費（1 施設あたり）

項目	金額	単位	備考
電気	50,400,000	円/施設
水	720,000	円/施設
重油	7,200,000	円/施設
薬品代	125,130,082	円/施設
オペレータ一（3名）	32,400,000	円/施設
年間メンテナンス（年平均）	5,000,000	円/施設	消耗品込み
一般経費（5%）	11,042,504	円/施設
合計	231,892,586	円/施設

表 33 处理费用

項目	金額	単位	金額	単位
イニシャルコスト(施設・建築)	79,000,000	円/施設	35	円/kg
ランニングコスト
電気・水道・燃料	58,320,000	円/施設	26	円/kg
薬品代	125,130,082	円/施設	56	円/kg
人件費	32,400,000	円/施設	14	円/kg
維持管理・その他経費	16,042,504	円/施設	7	円/kg
処理単価	310,892,586	円/施設	138	円/kg
表 34 処理物の売却費

項目	単位	備考
焼成ガラス生産量	2,617	t/年
単価	30	円/kg	ヒアリング
売却費	78,505,435	円/年
処理単価	-35	円/kg

表 35 回収 Pb の売却費の試算

項目	单位
処理量(Pb)	463	t/年
鉛回收量(スクラバー)	142	t/年
鉛回收量(水酸化鉛換算)	166	t/年
スクラバー沈殿量	252	t/年
鉛回收量(冷却工程)	296	t/年
鉛回收量(塩化鉛換算)	398	t/年
冷却工程回收物総量	440	t/年
売却費	45,132,887	円/年
処理単価	-20	円/kg

* 資源売却費は、回収鉛化合物の売却費から回収物の総量に係る運賃の差として推計

図 50 ファンネルガラスの処理経費の試算結果の例
## （５）焼却残渣（落じん灰）への応用

## 1 ）はじめに

一般廃棄物の焼却量は平成25年度実績 $ ^{4)} $ で約3515万t/年、焼却残渣の埋立量は約333万t/年とされている。鳥取県においては、156千トンが焼却処理され、14千トンの焼却残渣が埋立処分されている。焼却残渣の資源化を進めることができれば、一般廃棄物の再資源化率の向上、最終処分場の延命化に大きく寄与することとなる。

灰溶融処理は焼却残渣等の減容化及びスラグ、メタル分離による金属回収が可能であり、焼却灰の無害化及び資源化技術として普及が図られてきた。しかし近年は、地球温暖化対策として$\mathrm{CO}_{2}$ 排出量削減の必要性や維持管理経費が高いこと等の問題が指摘されている。今後、灰溶融処理の見直しとともに、灰溶融処理以外の資源化方法として、セメント原料化等の土木材料としての利用が進められることが考えられる。しかし、土木材料としての焼却灰の利用では、溶融処理においてメタルとして回収されていた金属資源の再資源化は困難となる。

一方、山本ら $ ^{5)} $ は、一般廃棄物ストーカ式焼却炉から排出される落じん灰について性状を調査し、落じん灰はCu、Zn、Pb等の金属の含有量が高く、貴金属であるAu等も含まれることを報告している。金属濃度が高い落じん灰を焼却灰と分離排出し、落じん灰中の金属を分離回収することができれば、焼却残渣に含まれる金属資源の有効利用を図るとともに、焼却灰中の重金属濃度を低減させ、再資源化に伴う環境影響の低減に寄与することが期待される。

そこで本研究では、一般廃棄物焼却施設から排出される落じん灰に含まれる金属の分離を目的として実験的な検討を行った。

図 51 一般廃棄物焼却施設の構造の例：ここで落じん灰とは燃焼火格子の間隙から落下して灰コンベアにより排出される灰
## 2 ）実験方法

## a 落じん灰

落じん灰は、一般廃棄物焼却施設から排出された落じん灰を採取し、500μmの篩いでふるい分けを行った。篩い下の試料をさらに乳鉢と超遠心粉砕機により<80μmまで粉砕した。

試料中の金属含有量の分析は、まず、粉砕した試料をアルカリ溶融した後、王水で加熱分解した。分解液中のFeはICP発光分光分析装置（セイコーインスツルメンツ社、SPS3500）により、Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Pb、AuはICP質量分析装置（アジレントテクノロジー社、Agilent 7700）によりを分析して各金属の揮発率を算出した。

## b 塩化揮発試験

落じん灰 0.6g 及び塩化剤（Cl 源）として $ CaCl_{2} \cdot 2H_{2}O $ を所定の量を計量し、乳鉢により混合した後、試料をアルミナ製るつぼに移し入れた。ここで、 $ CaCl_{2} \cdot 2H_{2}O $ の添加量は、落じん灰 1g あたりの Cl としての添加量として、0.5～6mmol-Cl/g とした。

1,100℃にあらかじめ昇温した管状式電気炉に入れ、2時間、空気雰囲気下で熱処理した後、室温に取り出して急冷した。

るつぼ中の残渣の分析はアルカリ溶融法により分析した。まず、熱処理したるつぼに融剤を添加してアルカリ溶融した後、ビーカーに移し入れ、王水により加熱分解した。分解液中のFe、Cr、Mn、Ni、Cu、Zn、Pb、Auを分析して各金属の揮発率を算出した。

## c 実験結果

## i 落じん灰の分析結果

表 36 に本研究で使用した落じん灰中の金属含有量を示す。

落じん灰中には有用金属として、Mn、Ni、Cu、Znが含有され、Auも9.2mg/kg含まれていた。また、重金属であるPbは8,200mg/kg含まれており、この落じん灰を土木材料等の環境中で利用させる資材に再利用する場合は、Pbの分離除去による無害化が必要と考えられた。

表 36 落じん灰中の金属含有量

項目	mg/kg
Fe	74,000
Cr	410
Mn	2,700
Ni	290
Cu	10,000
Zn	16,000
Pb	8,200
Au	9.2
## ii 落じん灰の塩化揮発試験結果

図1に塩化剤（$\mathrm{CaCl}_{2}\cdot2\mathrm{H}_{2}\mathrm{O}$）を添加し1,100℃、2時間熱処理した時の各金属の揮発率の結果を示す。ここで揮発率Aとは、次式のより算出した。

$$ A=B\nearrow C\times100 $$

A: 金属 M の揮発率

B：るつぼに計量した試料中の金属 M の量（mg）

C: 熱処理後のるつぼ内に残留した金属 M の量 (mg)

図 52 落じん灰中の Fe 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O

図 53 落じん灰中の Cr 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O
図 54 落じん灰の Mn 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O

図 55 落じん灰の Ni 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O

図 56 落じん灰の Cu 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O
図 57 落じん灰の Zn 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O

図 58 落じん灰の Pb 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O

図 59 落じん灰の Au 揮発率と塩化剤の添加量、熱処理条件、温度：1,100℃、処理時間：2 時間、Cl 源：CaCl_{2}·2H_{2}O
塩化剤として $ CaCl_{2}\cdot2H_{2}O $ を添加して揮発分離処理を行った結果、Cu、Zn、Pb、Au については、塩化剤の添加量の増加と伴に揮発率が上昇し、2mmol-Cl/g で 80%以上、4mmol-Cl/g で、90%以上の揮発率が得られた。Ni、Mn については、Cl の添加量が 4mmol-Cl/g 以上において揮発率の上昇が見られた。Fe、Cr は、ほとんど揮発分離されなかった。この結果から Cl の添加条件によって、落じん灰からの Cu、Zn、Pb、Au の選択的な分離の可能性が示された。

## iii まとめ

一般廃棄物の落じん灰を対象として塩化揮発により、Cu、Zn、Pb、Au の揮発分離が可能であることが確認された。Pb は有害な重金属であり Pb の除去は、落じん灰を土木資材等として利用する上でも重要である。落じん灰を分離排出し、塩化揮発による金属回収を行うことで、溶融処理に替わる焼却灰中の金属資源リサイクル技術としての活用が期待された。
## 4 ．実証施設の設置場所等

鳥取県境港市昭和町5-17 三光(株)敷地内
## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 技術的貢献度

CRT ファンネルガラスの循環利用が不可能な現状をふまえて開発した本技術は、使用済みファンネルガラスガラスから Pb を除去してガラスを無害化し、ガラスの新たなリサイクル方法を提案するものである。

ファンネルガラスからの Pb 除去については、塩化揮発法に関する先行研究の成果により、99.9%以上の極めて高い除去率を達成しており、特許出願中 $ ^{6)} $ である。しかし、バッチ試験で確認された反応が実証スケールでの連続処理により実施可能かどうかは不明であった。特に、ファンネルガラスの連続的な処理には急速加熱が重要と考えられ、炉体との融着による閉塞の問題も想定される。

本実証研究ではこれらの課題に対応するために回転炉床式の焼成炉を用いた。そして回転炉床式焼成炉がファンネルガラスの連続的な処理に適しており、塩化揮発によるPb除去処理を実証することに成功した。Pbの除去率は99%以上で、処理した後のガラス処理物はPbについて土壌汚染対策法の基準に適合し、環境安全性を確認した。また、処理物のリサイクル方法の一つとして断熱剤の添加剤としての有効性を技術的に確認した。

以上の研究成果により、ファンネルガラスからの Pb 除去による無害化技術及び無害化したガラスの新たなリサイクル技術を確立した。

また、本技術は焼却残さ（落じん灰）からの有用金属の回収技術としての応用が可能であることも実験的に確認した。

## （２）得られた成果の実用化

今後、世界的にもブラウン管テレビの需要の減少にともない大量に発生するブラウン管ガラスの適正な処理が必要となると考えられる。特に、Pbを高濃度に含有するファンネルガラスについては環境への影響に留意する必要ある。本研究では、ファンネルガラスからの塩化揮発によるPb除去及びリサイクルが技術的に実施可能であることが確認し、活用が期待される。しかし、処理コストについては、よりいっそうの削減が必要と考えられ、今後の課題である。特に薬品費等の削減が重要と考えられた。

さらに塩化揮発法の応用として、落じん灰中の有用金属の回収技術としての活用について検討した。従来、一般廃棄物焼却灰の溶融処理は焼却残渣等の減容化及びスラグ、メタル分離による金属回収が可能であり、焼却灰の無害化及び資源化技術として普及が図られてきた。しかし $ CO_{2} $ 排出や維持管理経費等の問題も指摘され、今後、灰溶融処理の見直しとともに、灰溶融処理以外の資源化方法が求められる。

本研究の成果により塩化揮発法が落じん灰からの有用金属の分離技術として応用が可能であることを見出した。落じん灰は金属濃度が高く、焼却施設から分離排出し、含有する金属を回収・リサイクルすれば、金属資源の有効利用と焼却灰中の重金属による環境影響の低減に寄与することが期待される。

## （３）社会貢献への見込み

ブラウン管ファンネルガラスについては、今後世界的に発生量が増加すると推測され、Pbを含
むガラスの無害化によるリサイクルの推進に寄与するものと期待される。

また、落じん灰に関する成果は主に国内の一般廃棄物焼却灰を対象ととするものである。溶融処理の見直しにより従来メタルとして回収されていた金属資源がリサイクルされなくなる可能性がある。焼却残渣の全てから金属の回収を行うのではなく、金属の含有量が高い落じん灰を分離して焼却施設から排出し、そこから金属資源を塩化揮発処理により分離回収することで、貴金属を含む有用金属の再資源化に貢献することが考えられる。焼却灰そのもののPb等の重金属の含有量の低減と落じん灰からの重金属の分離による無害化により、環境負荷の削減にも貢献するものと考えられる。