Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
(a) キチンバインダー

B.V. [-]

B.V. [-]

(b) アルミナバインダー(c) シリカバインダー

図 4.2.6 各バインダーで造粒した吸着剤の溶離曲線(流速 0.2 mL/min)

表 4.2.1 各バインダーで造粒した吸着剤の溶離量

流速 0.5 mL/min

造粒バインダーの種類 (バインダー含有量)	Li [mmol/g]	Na [mmol/g]	Mn [mmol/g]
キチンバインダー (1 wt%)	3.07	0.029	0.091
アルミナバインダー (27.4 wt%)	2.86	0.027	0.060
シリカバインダー (4.7 wt%)	2.99	0.031	0.057

流速 0.2 mL/min

造粒バインダーの種類(バインダー含有量)	Li[mmol/g]	Na[mmol/g]	Mn[mmol/g]
キチンバインダー(1 wt%)	2.01	0.040	0.092
アルミナバインダー(27.4 wt%)	1.90	0.021	0.066
シリカバインダー(4.7 wt%)	2.17	0.054	0.071

流速を変化させた場合のリチウム吸着破過曲線を図 4.2.7 に示す。図より、流速を変化させることで、吸着破過曲線が大きく変化することがわかった。特に流速が 0.5 mL/min の場合は、初期段階よりリチウムを吸着せずに流出している領域が多く、リチウムを効率的に吸着していないことが示された。また、各流速で行ったカラム実験の溶離曲線を図 4.2.8(a)～(c)に示し、溶離曲線から算出した各流速での溶離量とリチウム吸着効率(回収率)を求めた結果を表 4.2.2 に示す。リチウム吸着効率は、破過するまでに供給したリチウム量と溶離曲線から算出したリチウム溶離量から求めた。各流速の溶離曲線と溶離量はほとんど変わらなかったものの、リチウム吸着効率は大きく変化し、流速が 0.05 mL/min の場合で最大の吸着効率となり、このことより、流速が吸着効率に大きく関係しており、流速が遅いほど吸着効率が高くなることが明らかとなった [11, 12]。
B.V. [-]

図 4.2.7 流速を変化させた場合のリチウム破過曲線

0.05 mL/min (S.V. = 2 h $ ^{-1} $ )

0.2 mL/min(S.V. = 8 h $ ^{-1} $ )

0.5 mL/min (S.V. = 20 h $ ^{-1} $ )

図 4.2.8 流速を変化させた場合の溶離曲線

表 4.2.2 各流速での金属溶離量とリチウム吸着率

流速	Li [mmol/L]	Na [mmol/L]	Mn [mmol/L]	リチウム吸着効率 [%]
0.05 mL/min	1.88	0.011	0.061	96.8
0.2 mL/min	1.90	0.021	0.064	72.7
0.5 mL/min	1.89	0.018	0.054	47.7
## 参考文献

[1] 吉田弘之、多孔質吸着剤ハンドブック、フジ・テクノンステム、447-455

[2] Hunter, J. C., Journal of Solid State Chemistry, 39, 142 (1981)

[3] 馮旗、加納博文、大井健太、日本イオン交換学会誌、18(2)，20-31(1997)

[4] 大井健太、宮井良孝、加納博文、馮旗、日本イオン交換学会誌、18(4)，14-25 (1997)

[5] 大井健太、日本イオン交換学会誌、12(2-3), 9-18 (2001)

[6] Chitrakar, R., Kanoh, H., Miyai, Y., Ooi, K., Chemical Materials, 12, 3151-3157 (2000)

[7] Chitrakar, R., Kanoh, H., Miyai, Y., Ooi, K., Industrial and Engineering Chemistry Research, 40(9), 2054-2058 (2001)

[8] Kitajou, A., Suzuki, T., Nishihama S., Yoshizuka, K., Ars Separatoria Acta, 2, 97-106 (2003)

[9] 喜多條鮎子、Marek Holba、鈴木拓、西浜章平、吉塚和治、日本イオン交換学会誌、16(1)，49-54 (2005)

[10] 喜多條鮎子、鈴鹿泰宏、西浜章平、鈴木拓、吉塚和治、日本イオン交換学会誌、17(1), 7-13 (2006)

[11] Onishi, K., Nakamura, T., Nishihama, S., Yoshizuka, K., "Synergistic Solvent Impregnated Resin for Adsorptive Separation of Lithium Ion", Industrial and Engineering Chemistry Research, 49, 6554-6558 (2010)

[12] Nishihama, S., Onishi, K., Yoshizuka, K., “Selective Recovery Process of Lithium from Seawater Using Integrated Ion Exchange Methods”, Solvent Extraction and Ion Exchange, 29(3), 421-431 (2011)
#### 4.2.3 脱塩廃液からのリチウム回収

リチウム回収方法には、吉塚共同研究者らが開発した「海水からのリチウム回収技術」¹ を適用した。これまでのバッチ試験での研究から、当該技術が「焼却飛灰の水洗廃液」にも適用できることが明らかにされている。² 本試験では、粉末及び粒状の吸着剤の製造を吉塚共同研究者に依頼し、双方の吸着剤を用いてリチウム吸着試験を行った。図 4.2.9 にカラム吸着実験装置の概要を示す。吸着カラムとして、直径：5mm、全長：100mm のカラムを用いた。

まず初めにカラムに粉末吸着剤 0.67g を充填した。試料液は、焼却飛灰と上水を 1:4（重量）で混合、攪拌（1 時間）し、静置後ろ過（5 種 A）したものを脱塩廃液として用意した。本廃液のリチウム濃度は約 5mg/l であったが、吸着破過の時間を短縮するために、さらに塩化リチウムでリチウム濃度を 54mg/l に調整した。この脱塩廃液を 0.3ml/min の流量で

図4.2.9 カラム実験装置図

カラムに供給し、出口液のリチウムの濃度を測定した。試験結果は表 4.2.3 及び図 4.2.10 に示すとおりである。良好なリチウムの吸着が示されたが、想定していた吸着剤破過時間の半分程度の時間で吸着剤が破過した。主な原因は吸着剤の前処理にあると考えられ、その改善が求められる。

表 4.2.3 粉末剤を用いたリチウムのカラム吸着実験結果

No	通液量(ml)	濃度(mg/l)	No	通液量(ml)	濃度(mg/l)	No	通液量(ml)	濃度(mg/l)
1	0	3.3	21	351	0.3	41	567	37
2	6	1.0	22	369	0.4	42	576	42
3	24	0.5	23	387	1.1	43	585	43
4	39	0.3	24	405	5.7	44	594	46
5	57	0.4	25	423	9.3	45	603	46
6	78	0.3	26	432	10	46	612	42
7	105	0.3	27	441	13	47	621	48
8	123	0.3	28	450	15	48	630	49
9	132	0.3	29	459	18	49	639	49
10	150	0.3	30	468	20	50	648	47
11	171	0.3	31	477	22	51	657	50
12	186	0.5	32	486	24	52	666	51
13	204	0.3	33	495	26	53	675	51
14	219	0.3	34	504	27	54	684	52
15	237	0.3	35	513	29	55	693	54
16	258	0.4	36	522	31	56	702	54
17	285	0.3	37	531	33	57	711	54
18	303	0.3	38	540	35	58	720	54
19	312	0.3	39	549	37	59
20	330	0.4	40	558	39	60
図 4.2.10 粉末剤におけるリチウム吸着曲線

続いて粒状の吸着剤を用いて同様の試験を行った。カラムに粒状吸着剤1.2gを充填し、56mg/lに調整した脱塩廃液を供給し、出口液のリチウム濃度を測定した。流量は0.3mg/minとした。試験結果は表4.2.4及び図4.2.11に示すとおりであり、良好な吸着には至らなかった。

表 4.2.4 粒状剤を用いたリチウムのカラム吸着実験結果

No	通液量(ml)	濃度(mg/l)	No	通液量(ml)	濃度(mg/l)	No	通液量(ml)	濃度(mg/l)
1	0	3	21	315	36	41	495	38
2	18	5	22	324	37	42	504	37
3	36	8	23	333	38	43	513	37
4	54	11	24	342	38	44
5	72	14	25	351	39	45
6	90	15	26	360	39	46
7	108	18	27	369	39	47
8	126	20	28	378	39	48
9	144	23	29	387	40	49
10	162	24	30	396	40	50
11	180	25	31	405	40	51
12	198	27	32	414	40	52
13	216	30	33	423	39	53
14	234	32	34	432	39	54
15	252	32	35	441	38	55
16	270	34	36	450	38	56
17	279	35	37	459	39	57
18	288	36	38	468	37	58
19	297	35	39	477	38	59
20	306	37	40	486	39	60
図 4.2.11 粒状剤におけるリチウム吸着曲線

以上の実験結果から、粉末吸着剤では良好なリチウムの吸着が示されたのに対し、粒状吸着剤ではリチウム吸着は芳しくなかった。一つの原因として、空間速度が大きすぎたことが考えられたため、カラムサイズのスケールアップを行い、次のような実験を行った。

カラムサイズを直径:15mm、全長:300mm にスケールアップし、造粒吸着剤を用いてリチウム吸着の連続通水試験を行った。カラムに粒状吸着剤 18.2g を充填し、リチウムの濃度を 48mg/l に調整した脱塩廃液を SV=7.5(1/hr) となるように供給し、出口液のリチウムの濃度を測定した。試験結果は、表 4.2.5 及び図 4.2.12 に示すとおりである。理想的な吸着曲線とは異なり、通水量とともにリチウム濃度が右上がりに上昇していく傾向であった。本試験で使用した吸着剤は、リチウムイオンと水素イオンとの交換吸着でおこるため、pH の低下により、リチウムの吸着が大きく低下したものと考えられる。通液量と pH の関係を表 4.2.6 に示す。

表 4.2.5 粒状剤を用いたリチウムのカラム吸着実験結果(2)

No	通液量(ml)	濃度(mg/l)	No	通液量(ml)	濃度(mg/l)	No	通液量(ml)	濃度(mg/l)
1	0	1.1	16	540	3.7	31	1440	5.4
2	30	1.3	17	600	3.8	32	1500	6.0
3	60	1.4	18	660	3.9	33	1560	6.3
4	90	1.5	19	720	3.9	34	1620	6.5
5	120	1.6	20	780	4.1	35	1680	6.9
6	150	1.8	21	840	4.2	36	1740	7.3
7	180	2.0	22	900	4.3	37	1800	7.8
8	210	2.2	23	960	4.4	38	1860	8.2
9	240	2.5	24	1020	4.5	39
10	270	2.6	25	1080	4.6	40
11	300	2.8	26	1140	4.7	41
12	330	3.2	27	1200	4.9	42
13	360	3.4	28	1260	5.0	43
14	420	3.5	29	1320	5.1	44
15	480	3.6	30	1380	5.6	45
図 4.2.12 粒状剤におけるリチウム吸着曲線(2)

表 4.2.6 通液量と pH の関係

通液量(ml)	0	120	240	600	1200	1500
pH	11	10	9	6	6	6

この結果から、脱塩廃液の pH 低下を防ぐために、通水前に塩化アンモニウム・アンモニア緩衝液を通水することとした。試験条件は、先程の試験と同様にカラムに粒状吸着剤 14.3g を充填し、リチウムの濃度を 52mg/l に調整した脱塩廃液を SV=5(1/hr) となるように供給し、出口液のリチウムの濃度を測定した。試験結果は、図 4.2.13 に示す通りである。PH の低下は防ぐことができたが、理想的な吸着曲線とは異なり、通水量とともにリチウム濃度が右上がりに上昇していく傾向であった。また、通水中の脱塩廃液にカルシウム類と思われる析出物が発生し、カラム内での詰まりを生じさせる問題も生じた。カルシウムがリチウムの吸着に阻害しないことは、バッチ試験において証明済みであるが、脱塩廃液中には多くのカルシウムが含まれており、これらが析出することにより、カラムの通水に悪影響を及ぼすことになる。今後は、この析出物の対策を行う必要がある。

続いて、本試験で使用した吸着剤を用いて、溶離試験を行った。カラム内を精製水で軽く洗浄後、1Mol-HClを供給し、出口液のリチウム濃度を測定した。試験結果は、図4.2.14に示す通りである。最大で2500～3000mg/lのリチウム濃度が確認できた。

図 4.2.13 リチウム吸着曲線
図 4.2.14 リチウム溶離曲線

以上の試験により、カラム吸着実験では、リチウムの吸着が確認できたが、リチウム吸着性能をあげるために実験に係る諸条件を再検討するとともに、析出物の対策等を行う必要がある。また場合によっては、吸着カラムを2つ設置することで、リチウムの吸着をより効果的にすることも考えられる。カラム溶離試験では、最大でリチウム濃度2500～3000mg/lで50～60倍の濃縮であった。また、リチウムの溶離は比較的短時間で行えることも確認できた。さらに、リチウム吸着性能をあげることで、リチウムの濃縮も大幅に上昇すると考えられる。

実験に係る諸条件を再検討した上で、リチウム回収の最適条件を見出し、炭酸リチウム等の回収を行うことも検討する。

参考文献

1) http://chemeng.env.kitakyu-u.ac.jp/research/Lithium.pdf
### 4.3 電気二重層による脱塩廃液の処理および金属の回収

一般廃棄物の焼却過程で発生する焼却飛灰等に含まれる溶解性塩類を水洗により除去することで、焼却飛灰等をスラグ化する溶融過程における負荷を削減し、炉の損傷を防止するのに有効であることを明らかにすることが本研究の狙いであるが、脱塩洗浄水の排水処理が付加されることになるので、負荷の小さい排水処理が求められる。本節ではこのような脱塩廃水の処理について検討を行った。また、このような高濃度の塩分を含む廃液の処理が容易かつ低コストで可能となった場合、高度な水洗処理により焼却灰のセメント原料化も資源循環システムの有望な選択肢となり得る。近年、イオンを含む廃液処理においてイオン除去に逆浸透圧膜(RO膜)が用いられるようになった $ ^{(1)} $ 。これは、従来の手法に比べエネルギー的に有利であることに起因するが、駆動動力が大きく、膜の劣化防止のための前処理がもとめられ、その運用コストは決して安くない。また、海水の淡水化の初期には比較的小規模なシステムに対しイオン交換樹脂を用いたイオン交換法が用いられたが、エネルギー消費が大きく、現在では特別な用途以外にはほとんど用いられていない。

これに対し、電気二重層を利用したイオン除去法（CDT, Capacitive Deionization Technique）は、エネルギー回生が可能であり、少ないエネルギーで効率よくイオンを除去できる可能性がある。そこで、本研究では電気二重層を用いたイオン除去によって洗浄廃液の処理の可能性について検討を行った。本節では、その結果について報告する。

#### 4.3.1 電気二重層を用いたイオン除去

電気二重層とは、電解質溶液に電位が与えられたとき、電場にしたがって荷電粒子が移動し電極との界面で正負の荷電粒子が対を形成して層状に並んだ状態を指す(図4.3.1参照)。この状態は静電容量を持ち電荷が蓄積されるため、電気二重層キャパシタに利用されている。電気二重層を用いたイオン除去では電極間に金属イオン等を含む水溶液を通過させ、電圧を印加することで電極界面に電気二重層を形成し、電解質溶液からイオン成分を除去することができる(CDT, Capacitive Deionization Technique)。電極界面にイオンが吸蔵された状態は電荷が蓄積されているので、放電によって吸蔵したイオンを放出する電極の再生過程で、この電気エネルギーを他の電極におけるイオンの吸蔵に再利用すれば、消費エネルギーのより少ないシステムを構築できる可能性がある。そのためには、各種の電解質溶液についてイオンの吸蔵・放出挙動などの基礎特性を明らかにし、プロセスの最適化が求められる。また、電気二重層キャパシタの場合、電極には比表面積の大きい活性炭が用いられ、単位面積あたりの吸着イオン密度を高めることで、キャパシタの容量向上が図られている。電気二重層を用いたイオン除去でも同様に活性炭電極が有効と考えられ、本研究では活性炭電極を用いて、LiCl, NaCl, KCl, CsCl, MgCl₂, CaCl₂, SrCl₂溶液についてそのイオン除去に関わる吸蔵・放出挙動の調査を行った。
図 4.3.1 活性炭電極における電気二重層のイメージ $ ^{(2)} $

#### 4.3.2 実験Ⅰ

##### 4.3.2.1 実験Ⅰの装置および方法

本研究では、耐酸・耐アルカリ性に優れ、導電性素材であるカーボンホイルを集電体とし、その表面に活性炭を主成分とする電極スラリーをスクリーン印刷し（電極面積：90×90 mm²）、乾燥させて電極とした $ ^{(3)} $ 。スラリーには活性炭以外に導電性を確保するためにグラファイトを、また電極を集電体に定着させるためにバインダーを加えた。表4.3.1に電極スラリーの組成を示す。用いた活性炭の比表面積は1964 m²/gで、電極AはバインダーにPVB（ポリビニルブチラール樹脂）を、電極BにはPVDF（ポリフッ化ビニリデン）を用いた。実験では電極をアクリル容器内に挿入し、一定電流で電圧を印加し、イオン導電率の変化からイオン除去量を測定した。図4.3.2に実験装置概略を示す。

表 4.3.1 電極組成

活性炭	グラファイト	バインダー
電極A	80 wt%(1964 m²/g)	10 wt%	10 wt%(PVB)
電極B	80 wt%(1964 m²/g)	10 wt%	10 wt%(PVDF)

図 4.3.2 実験装置概略
焼却飛灰洗浄液の組成を焼却灰埋め立て地からの初期の浸出水と同程度と見なすと、その代表的組成は表4.3.2に示すようであり $ ^{(2)} $ 、イオン導電率は50～3 mS/cmの範囲と想定することが出来る。本研究では、簡略化のため、KCl水溶液を模擬廃液とし、イオン導電率の変化から、そのイオン除去性能を評価した。図4.3.3及び図4.3.4にKCl濃度とイオン導電率の関係を示す。図から高濃度領域ではイオン導電率はKCl濃度に対し、若干上に凸の曲率を持つが、低濃度領域では直線関係が成り立つことがわかる。

分析項目	mg/l
Cl	26300
SO4	241
PO4	<50.0
SiO2	7.6
Mn	4.28
Fe	2.73
Ba	7.05
Sr	29.6
Na	5590
K	5280

表 4.3.2 浸出水のイオン濃度 $ ^{(2)} $

図 4.3.3 KCl 濃度とイオン導電率の関係

図 4.3.4 KCl 濃度とイオン導電率の関係 (低濃度域)

##### 4.3.2.2 実験Ⅰの結果と考察および今後の課題

図 4.3.5 は電極 B を用いて定電流充放電装置でイオン除去を行った場合の結果を示す。電流は 10mA とし、242 s の通電で 2.42C の電気量で、これはファラディ一定数から損失無しの処理量は $ 2.52 \times 10^{-5} $ mol となる。これに対し、実験前後のイオン導電率がそれぞれ、319 μS/cm および 263 μS/cm であり、これは図 4.3.4 の関係からモル濃度でおよそ $ 2 \times 10^{-3} $ mol/L の変化となる。電極間の容積 40 cc を加味して $ 2.0 \times 10^{-5} $ mol のイオンが処理されたことになるので、エネルギー効率は 79.3% となった。今回、電極やシステムの最適化は行っていないにも拘わらず、高いエネルギー効率を示したことは、電気二重層を用いたイオン除去システムが高い可能性を有していることの証左と言える。なお、上記エネルギー損失の主な原因は電極の内部抵抗に起因するジュール損と考えられ、電極構造の改善によって更に効率を高めることが可能と考えられる。また、今回は電気分解によ
り亜塩素酸等の有害物質が生成しない様に上限電圧を1Vに設定したため、吸着量が少なく、処理密度は高くなかったが、2.5V程度まで上限電圧を高めることが可能で、今後処理性能の向上を目指した検討を行う。併せて、電極Aについては、電極Bに比べて親水性が悪く、単位面積あたりの処理量が低かった。これは処理液が水溶液であるためで、電極の親水性は性能に強く影響すると考えられた。したがって、今後、親水性も考慮した電極の最適化を実施する。

図 4.3.5 低電流充電時の電圧変化

さらに、脱塩洗浄水の処理では、イオ

濃度がかなり高いことから、多段化によって段階的にイオン濃度を下げていく必要があるが、例えば、一段目の放電時のエネルギーを次段のイオン吸巻(充電)に利用するなど、システムを効率化することにより、RO膜を用いた手法などに比べて、エネルギー消費量を下げ、低コストで処理できることを実験的に明らかにする。

#### 4.3.3 実験 II

##### 4.3.3.1 実験 II の装置および方法

本研究では、耐酸・耐アルカリ性に優れ、導電性素材であるカーボンホイルを集電体とし、その表面に活性炭を主成分とする電極スラリーをスクリーン印刷し（電極面積：90×90 mm²）、乾燥させて電極とした $ ^{(3)} $ 。スラリーには活性炭以外に導電性を確保するためにグラファイトを、また電極を集電体に定着させるためにバインダー（PVDF，ポリフッ化ビニリデン）を加えた。表4.3.3に電極スラリーの組成を示す。用いた活性炭の比表面積は1964 m²/gで、椰子殻から製造されたものである。実験では電極をアクリル容器内に挿入し、一定電流で電圧を印加し、イオン導電率の変化からイオン除去量を測定した。図4.3.6に実験装置概略を、図4.3.7に装置の外観を示す。

表 4.3.3 電極組成

活性炭	グラファイト	バインダー
電極	80 wt% (1964 m²/g)	10 wt%	10 wt% (PVDF)
図 4.3.6 実験装置概略

図 4.3.7 実験装置外観

表4.3.4に焼却主灰を4倍の質量の水で洗浄した場合の洗浄水に含まれるイオンの濃度を示す。アルカリ金属およびアルカリ土類金属のイオン価を加味した濃度と塩素濃度はほぼ釣り合っており、このことから焼却灰中の塩素はアルカリ金属およびアルカリ土類金属の塩化物として存在し、洗浄により容易に洗浄液側に移行することが類推できる。また、金属イオンとしてはNa, Ca, Kの割合が高いことが分かる。

表 4.3.4 焼却主灰洗净水および海水のイオン濃度(mg/l)

試 料	粒 径	Ba	Ca	K	Li	Mg	Na	Sr	Cl
焼却灰C	～0.5mm	0.13	67	590	0.05	0.07	2000	0.31	4140
0.5～4mm	0.02	69	180	0.01	ND	650	0.14	1381
焼却灰D	～0.5mm	0.14	180	580	0.08	0.08	1700	0.71	3722
0.5～4mm	0.05	190	220	0.02	ND	650	0.31	1542
海水	0.016	417	399	0.17	1280	10780	7.8	19360
図 4.3.8 に各塩のイオン濃度と電気伝導率の関係を示す。

塩化マグネシウム

図 4.3.8 各塩における濃度とイオン伝導率の関係
##### 4.3.3.2 実験 II の結果および考察

図 4.3.9 はイオン導電率 $ 300\mu S/cm $ の電解質 (NaCl水溶液) において電極間距離が 5mm および 1mm における 100mA 一定で充電および放電した場合の電極間電圧を示す。なお、最大充電電圧を 1V と設定し、電圧が設定値に達すると電流供給を停止し、60s 後に放電を開始するようにプログラムした。図からいずれの場合も充電および放電曲線はほぼ同じ勾配を示し、静電容量が等しいことが分かる。一方、電極間距離が長くなると通電開始時および停止放電開始時の IR ドロップが大きくなる。これは IR ドロップが電極間の溶液抵抗に起因するためで、電解質のイオン伝導率が高くなると IR ドロップが小さくなることからも分かる (図 4.3.10 参照)。

図 4.3.9 定電流充電時の電圧変化（電解質イオン伝導率 300μS/cm）

図 4.3.10 電極間距離の IR ドロップに及ぼす効果

図 4.3.11 は 3cc/min で KCl 水溶液を供給し、240s まで電極間に 100mA で充電を行い、その後電極間に存在する溶液が完全層状で入れ替わるまで一定電圧を維持し、その後放電により吸着したイオンを離脱させた場合の溶液のイオン濃度と電極間電圧を示している。供給水溶液の KCl の濃度は 0.0223mol/L であり、充電過程でモル濃度が低下し、放電過程で増加する。また、濃度の時間に対する積分値が充電過程と放電過程でほぼ一致し、充電過程において電気 2 重層を形成することで吸着され、放電過程で離脱・濃縮することが分かる。

各アルカリ金属およびアルカリ土類金属塩についてもほぼ同様な結果となった。表4.3.5に種々のアルカリ金属およびアルカリ土類金属塩における除去イオン量および効率を示す。なお、効率は図4.3.10で示したように電極間距離と溶液のイオン伝導率に依存するので、イオン濃度に合わせて電極間距離を変更することによって改善できる。アルカリ金属およびアルカリ土類金属については
一価および二価違いからその除去量はちょうど倍異なるが、塩素についてはほぼ等しい除去量が得られており、種々の塩化物が含まれる焼却灰洗浄廃液の脱塩処理では偏り無く除去が可能であると考えられる。さらに、セシウムイオンも除去できることから、放射性セシウムの処理にも本手法が適用可能であることが分かる。

また、今回使用した電極の処理能力は、およそ $ 0.6 \, mol/h/m^{2} $ と算定され、焼却量 $ 150 \, t/day $ の焼却施設の場合、焼却主灰移行率 9%、含水率 35% とすると、焼却灰の発生量は、年間 $ 150 \, t/d \times 0.09 / 0.65 \times 280 \, \text{日/年} = \text{約 } 5800 \, \text{t/年} $ となる。通常焼却灰には約 2% の塩素が含まれており、焼却灰の 4 倍の質量の水で洗浄し、洗浄灰の Cl 濃度を 0.5% 以下、また、洗浄廃液の Cl 濃度は 0.5% から 0.05% 程度まで下げてクローズドシステム化を図る場合、本手法による装置の大きさは $ 40 \times 50 \times 50 \, cm $ のユニットが 10 台程度になり、十分実用的な処理能力を有すると言える。

図 4.3.11 濃度の時間変化

表 4.3.5 各塩化物の除去イオン量および効率

Li	Na	K	Rb	Cs	Fr
理論除去量[mol]	2.05E-04	2.16E-04	1.98E-04	2.09E-04
実際除去量[mol]	9.05E-05	1.04E-04	8.97E-05	9.30E-05
効率[%]	44.1	46.5	45.3	44.5
Be	Mg	Ca	Sr	Ba	Ra
理論除去量[mol]	2.17E-04	2.22E-04	2.14E-04
実際除去量[mol]	9.19E-05	8.52E-05	8.57E-05
効率[%]	42.3	38.3	40.1

## 参考文献

(1) 田路 明宏, “逆浸透膜法による浸出水中の塩類除去技術”, 資源環境対策, 38-2 (2002), PP.200-204.

(2) http://www.nec-tokin.com/product/cap/sucap/pri/pri_1.html

(3) 平成 17 年度地域新生コーソーシアム研究開発事業「キャパシタ用高機能炭素材料の開発に関する研究」実施報告書（2006-3）
### 4.4 バクテリアリーチングによるメタル回収

#### 4.4.1 目的

微生物により生成される硫酸酸性状態を利用して、埋立処分場の焼却灰、焼却飛灰、溶融飛灰から様々な金属類を溶出・回収させる方法を想定した。これまでに硫酸酸性による各種金属類の溶出特性を比較観察し、報告してきた。本報告では石膏ボードの埋め立て廃棄に伴って発生した硫化水素を酸化条件下で硫酸に変換し、焼却灰からレアメタルを溶出させるメカニズムを考え、硫化水素が発生に関わる微生物の種類を分子生物学的な手法を用いて明らかにすることを目的とする。

#### 4.4.2 実験内容

##### 4.4.2.1 想定しているレアメタル回収の原理

埋立処分場において下層に石膏層、上層に焼却灰層を設け、下層は有機物廃液に水没させることにより嫌気状態を、上層は通気等により好気状態とする。したがって、埋立構造は遮断型となる。また上層と下層の境界も粘土層等により遮断するが、下層の発生ガスが上層に移動できるような通気孔を、境界の粘土層内に均等に配置する。

まず、下層の石膏に含有する硫酸塩は、嫌気条件下において硫酸塩還元菌により呼吸源として利用され、硫化水素が発生する。発生した硫化水素は上の焼却灰層に移動する。上層に移動した硫化水素は、好気条件下において、層外に漏出することなく硫黄酸化細菌により捕捉され、硫酸に再酸化される。雨水とそこで発生した硫酸により、上層を酸性化させ、焼却灰中の金属類を溶出させ、金属含有浸出水として回収する。

このように、微生物反応が関与する硫黄循環を利用して、バクテリアリーチングと類似の作用にて、金属類の溶出・回収を目指す。その概念を簡潔に表現すると図4.4.1のとおりとなる。

図 4.4.1 硫黄循環を利用したレアメタル溶出の原理
##### 4.4.2.2 実験概要

埋め立て処分場において廃石膏ボードが存在し、嫌気的な条件下になることで硫化水素が発生する状況を想定し、そこに関わる微生物のフロラ及びその変遷を明らかにすることが本実験の目的である。植種菌として活性污泥を使用し、三角フラスコを用いたバッチ培養をおこなった。発生した硫化水素濃度を検知管で測定するとともに、異化的亜硫酸還元酵素（Dissimilatory Sulfite Reductase: DSR）の遺伝子をターゲットとして PCR-DGGE 法により硫酸還元菌の種類を明らかにした。

##### 4.4.2.3 実験方法

## (1) 培養方法

500mL 容量の三角フラスコに 1cm × 1cm に切断した石膏ボード (厚さ 15mm) を 10 個 (総重量 62g) 加え、そこに活性污泥 50mL を添加した。三角フラスコはブチルゴム栓で密閉し、そのゴム栓の真ん中にチューブを通して発生したガスを回収する袋を取り付けた。発生した硫化水素の濃度は検知管 (図 4.4.2) を使用して経時的に測定した。

## (2) PCR-DGGE 法による微生物フロラ解析

培養開始後 0 日、1 日、6 日、15 日、20 日後の活性汚泥を三角フラスコから 1mL 採取し、遠心 (20,000 g、15 分) して

図 4.4.2 培養開始時の 三角フラスコ

菌体を回収した。DNA は QuickGene-Mini80 (DNA 組織キット、FUJIFILM) を用いて抽出した。異化的亜硫酸還元酵素の遺伝子である DSR gene をコードする DNA は nested PCR により増幅した。まず DSR1F と DSR4R のプライマーセット (表 4.4.1) により約 1.9kb の DNA 断片を増幅させた。つぎにこの PCR 産物を蒸留水で 106 倍希釈してテンプレートとして用い、DSRp2060F-GC と DSR4R のセット (表 4.4.1) で約 350bp の DNA 断片を増幅させた。増幅条件は Ex Taq (Takara) を使用し、DSR1F と DSR4R のプライマーセットでは 94°C で 1min のあと 94°C で 40s、55°C で 40s、72°C で 90s を 35 サイクルし、最終ステップとして 72°C で 15min 実施した。DSRp2060F-GC と DSR4R のプライマーセットでは 94°C で 1min のあと 94°C で 40s、55°C で 40s、72°C で 1min を 30 サイクルし、最終ステップとして 72°C で 10min 実施した。アガロース電気泳動により増幅確認後、DGGE を行った。
表 4.4.1 使用したプライマー

Primer	Sequence (5'−3')
DSR1F	ACS CAC TGG AAG CAC G
DSR4R	GTG TAG CAG TTA CCG CA
DSRp2060F $ ^{a} $	CAA CAT CGT YCAYAC CCA GGG
$ ^{a} $ GCクランプ $ ^{\circ} $ (CGC CCG CCG CGC CCC GCG CCC GGC CCG-CCG CCC CCG CCC C)を5'末端に付けて使用した

DGGE 電気泳動は 8% のアクリルアミドゲルに 35～60% の範囲で変性剤 (7M の尿素と 40% のホルムアミドを含む) を加え 60℃、60V で 16 時間おこなった。電気泳動後、SYBR-Gold (Molecular Probes) で染色し、UV 照射下で泳動パターンを撮影した。また、ゲルからバンドを切り出し、再度 PCR で増幅させた後、BigDye Terminator V3.1 Kit (ABI PRISM) でサイクルシークエンスを行った。精製後、シークエンサー (3100-Avant Genetic Analyzer、ABI PRISM) で 塩基配列を決定した。配列が決定した約 300 塩基の塩基配列をもとに Blast (http://www.ncbi.nlm.nih.gov/) 検索し、最類似菌株を決定した。さらに Clustalx (ver1.83) を用いて最類似菌株を含む系統樹 (近隣結合法) を作成した。

#### 4.4.3 実験結果

## (1) 硫化水素濃度の推移

三角フラスコに石膏ボードと活性污泥を入れ、発生した硫化水素濃度を図 4.4.3 に示す。硫化水素濃度は培養開始から 12 日目までは 0% であったが、16 日目には 0.1% を示した。その後、22 日目には 0.2%、32 日目には 0.45%、37 日目には 1.3% を示した。

図 4.4.3 三角フラスコから発生した硫化水素濃度

## (2) 硫酸還元菌のフロラ解析

培養開始後 0 日、2 日、7 日、16 日、21 日目の活性汚泥サンプルを三角フラスコから採取し、DNA 抽出をおこなった。その後硫酸還元菌の異化的亜硫酸還元酵素遺伝子 (DSR gene) をターゲットとして PCR を行った。その結果、0 日目、2 日目のサンプルでは DNA の増幅が認められなかった。これは硫酸還元菌がほとんど存在しなかったことを示唆している。
PCR 産物を DGGE ゲルで電気泳動した結果を図 4.4.4 に示した。培養 7 日目のサンプルからバンドが確認できた。16 日目にはさらにバンド数が増加したが、21 日目には大きな変化は見られなかった。1つのバクテリアが1つの DSR 遺伝子を持つと仮定すると培養開始から 7 日目で硫酸還元菌が増加し、16 日目にかけてその数が増加したことがわかる。その後は日数が経っても硫酸還元菌の種類には大きな変化は見られないことが明らかとなった。バンド 1、2、3、5 は培養開始 7 日目以降に常にみられた。一方、バンド 6、10、12、13、14、15 は培養開始 16 日以降で出現した。これは三角フラスコ内の環境にバクテリアが適応した結果、バンドの数つまり硫酸還元菌の種類が増加したことを表している。

図 4.4.4 の DGGE ゲルからバンドを切り出してシークエンス解析を行い、BLAST データベース上の最類似菌株との相同性を表 4.4.2 に示した。またこれらシークエンスデータをもとに系統樹を作成して図 4.4.5 に示した。培養開始 7 日目で検出された硫酸還元菌は Desulfomicrobium 属、Desulfotomaculum 属、Desulfobulbus 属のバクテリアであった。7 日目以降は Desulfofustis 属、Desulfobacter 属のバクテリアも検出された。
図 4.4.4 DGGE ゲル写真

Lane1：培養開始0日、

Lane2: 2 日、

Lane3: 7 日、

表 4.4.2 DGGE ゲル上のバンドの最類似菌株

band	最類似菌株	相同性	Accession no.
1	Desulfomicrobium sp.	308/324 (95.1%)	AM493691
2	Desulfomicrobium escambiense	315/328 (96.0%)	AB061531
3	Uncultured Desulfotomaculum sp.	320/328 (97.6%)	FJ648438
4	Uncultured Desulfobulbus sp.	307/317 (96.8%)	JN684119
5	Uncultured Desulfobulbus sp.	308/322 (95.7%)	JN684119
6	Uncultured sulfate-reducing bacterium	274/282 (97.2%)	EU426868
7	Desulfobulbus rhabdoformis	286/320 (89.4%)	AJ250473
8	Desulfovibrio vulgaris	306/320 (95.6%)	CP002297
9	Desulfomicrobium sp.	317/336 (94.3%)	AM493691
10	Desulfofustis glycolicus	268/317 (84.5%)	AF482457
11	Uncultured Desulfobulbus sp.	305/321 (95.0%)	JN684119
12	Desulfovibrio magneticus	305/314 (97.1%)	AP010904
13	Desulfovibrio aerotolerans	285/302 (94.4%)	AY749039
14	Desulfobacter postgatei	295/317 (93.1%)	AF418198
15	Uncultured sulfate-reducing bacterium	253/285 (88.8%)	EF065092
16	Desulfobulbus rhabdoformis	278/302 (92.1%)	AJ250473

図 4.4.5 DSR 遺伝子のシークエンスをもとにした系統樹（樹形中の数字はブートストラップ値を示す。カッコ内はアクセッションナンバーを示す）
#### 4.4.4 まとめ

微生物反応に付随した硫黄循環を利用して焼却灰中のレアメタルを溶出・回収することを想定し、廃石膏ボードに含まれる硫黄を硫酸還元菌が利用して硫化水素を発生させる様子を観察した。廃石膏ボードに活性污泥を加え、嫌気条件にすると12日後から硫化水素の発生が認められた。このとき、DSR遺伝子をターゲットにしたPCR-DGGE法によると7日目には硫酸還元菌が検出され、16日目以降はさらに種類が増加した。今後は適応能力の高い硫酸還元菌を分離して添加し、積極的に硫化水素の発生を促すことが有効かもしれない。また、本実験の本来の目的は、微生物反応を利用した金属溶出であることから、発生した硫化水素を酸化的な状況下にもっていくことで硫酸に変換できるか確認する必要がある。また、想定通りに焼却灰から金属溶出に対して機能するかを確認する必要がある。
## 第6章 結論

本研究で得た知見を整理して次のとおり結論する。

## ＜負荷の削減＞

## 排ガス性状

溶融炉排ガス中の塩化水素は無機塩類がその発生源となっている。この無機塩類は溶融炉に投入される焼却飛灰中に多く存在するが、焼却飛灰を扱っていない溶融炉にあっても排ガス中の塩化水素が高濃度で検出されるケースも見られた。

## 飛灰性状

飛灰にはカルシウム、カリウム、ナトリウム等の塩類が多量に存在し、溶融炉で炉壁に付着し、耐火物を侵食するなど、有害な作用を及ぼす要因を有している。塩類は水に溶けやすい状態にあることから、水洗によりその要因を排除することができる。飛灰中の塩類の濃度は施設間で変動し、同一施設の同一の炉にあっても変動した。また、焼却飛灰を投入していない溶融炉にあっても、その溶融飛灰は多量の塩類を含むケースが見られた。

## 耐火物及び炉内生成物

クロム系の使用済耐火物において、高温に暴露されやや黄変した部分の溶出液に6価クロムが検出され、耐火物が侵食を受けていることが明らかになった。炉内で採取した生成物の一部においても、溶出液に6価クロムが比較的高濃度で検出され、耐火物の侵食との関連が指摘された。

## 耐火物熱負荷試驗

クロム系耐火物と無処理飛灰及び脱塩飛灰を用いた耐火物熱負荷試験において、無処理飛灰側の耐火物が侵食されて6価クロムを生成し、脱塩飛灰の場合はこれを生成しにくく、脱塩の効果が認められた。無処理/脱塩飛灰と耐火物の接触部断面のSEM観察では、無処理側のカルシウム、マグネシウム、ナトリウムに侵食らしき濃度の濃淡模様が認められたが、同様の模様が脱塩側のカルシウムにも現れ、またマグネシウムとナトリウムの模様がほぼ一様で、無処理側の侵食を認めるに至らなかった。注目していたKには特徴的濃淡が認められなかった。

## 焼却灰中の塩類の影響

焼却灰中の塩類が焼却飛灰の脱塩効果を著しく低下させることはないと考えられるが、焼却飛灰を投入していない溶融炉にあっても排ガス中の塩化水素濃度や溶融飛灰中の塩類濃度が高いケー
スが見られるので、事前に焼却飛灰や焼却灰の性状を十分に把握しておくことが肝要である。

## 溶融对象物物理组成

調査した溶融対象物の中には、0.5mm以下の細粒灰と4mm以上の粗粒灰に偏って分布しているものがあった。0.5mm以下の細粒灰はいずれの溶融対象物においても全体の約1/3を占めていた。粗粒灰の構成物は、磁選物、ガラス・陶磁器類、アルミニウムを含む非鉄金属、クリンカー等で溶融の必要のないものであった。このように粗粒灰には溶融しても減容効果が期待できないものが多く存在し、これらをふるい分けや磁気分離を通して徹底的に除去することにより溶融施設の量的負荷が削減され、熱源費の削減が期待できる。

## くメタルの回収>

## 下水污泥溶融飛灰中の金

下水污泥溶融飛灰中に約 90mg/kg の金を検出し、当該溶融飛灰につき年間 5t という条件で資源的価値を有することが明らかになった。

## 吸着による脱塩廃液からのリチウムの回収

粉末剤と造粒剤を用いて、飛灰脱塩廃液中のリチウムの吸着試験を行った。粉末吸着剤においては良好な吸着曲線が得られたが、想定吸着剤破過時間の約半分で吸着剤が破過し、吸着剤前処理等に検討の余地が残った。カラムサイズを大きくしてリチウム吸着試験を行った結果、試験液から塩類が析出しその対策の必要性が生じた。溶離液はリチウム濃度2500～3000mg/lが得られた。

## 電気二重層による脱塩廃液のイオン除去

KCl 水溶液を模擬廃液とし、そのイオン除去性能を評価した結果、エネルギー効率が 80% 近くに達し、これにより電気二重層を用いたイオン除去システムが高い可能性を有していることが示され、本技術は、脱塩廃液処理で偏り無くイオン除去が可能であり、セシウムイオンも除去できることから、放射性セシウムの処理にも本手法が適用可能である。

## バクテリアリーチングによるメタル回収の可能性

埋立地を想定して磨石膏ボードから硫化水素を発生させ、これを硫酸に変換し、硫酸によりメタルを溶出させるバクテリアリーチングにおいては、硫化水素の発生が認められ、これを効率よく硫酸に変換する必要がある。
## 研究発表

1) 武田信生、向井明、内海尚樹: ごみ焼却飛灰からのリチウム回収、第 21 回廃棄物資源循環学会研究発表会論文集 pp291-292 (2010 年 11 月)

2) 武田信生、向井明、内海尚樹: 溶融処理における飛灰の脱塩効果、第 32 回全国都市清掃事例・研究発表会論文集 pp194-196(2011 年 1 月)

3) 武田信生、向井明、内海尚樹: 溶融処理における飛灰の脱塩効果(2)、第33回全国都市清掃事例・研究発表会論文集 pp161-163(2012年1月)

4) 武田信生、吉塚和治、向井明、内海尚樹: ごみ焼却飛灰からのリチウム回収、第33回全国都市清掃事例・研究発表会論文集 pp173-175(2012年1月)
## 謝辞

調査研究に必要な焼却飛灰、耐火物等の試料を確保するにあたり、溶融炉内立入や試料提供に快くご協力いただいた関係自治体又は関係団体の担当者各位、耐火物切片作成に機材を提供していただいた立命館大学理工学部工作センターの山植肇スタッフ、耐火物の SEM 観察において操作をしていただいた京都大学の担当管理専門員の塩田憲司技術職員、その他関係各位に厚く御礼申し上げる次第である。
资料 1(1) 耐火物 SEM 写真( $ 1200^{\circ} $ C、接触面) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 1(2) 耐火物 SEM 写真( $ 1200^{\circ} $ C、断面 1) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 1(3) 耐火物 SEM 写真( $ 1200^{\circ} $ C、断面 2) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 2(1) 耐火物 SEM 写真( $ 1250^{\circ} $ C、接触面) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 2(2) 耐火物 SEM 写真( $ 1250^{\circ} $ C、断面 1) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 2(3) 耐火物 SEM 写真( $ 1250^{\circ} $ C、断面 2) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 3(1) 耐火物 SEM 写真( $ 1300^{\circ} $ C、接触面) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 3(2) 耐火物 SEM 写真( $ 1300^{\circ} $ C、断面 1) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
资料 3(3) 耐火物 SEM 写真( $ 1300^{\circ} $ C、断面 2) 上段: 無処理、下段: 脱塩処理
第2編 目次

第1章 序論 2-1
1.1 研究背景
1.2 研究目的
1.3 総合報告書:第2編の構成

参考文献

第2章 マイクロバブル浮選による焼却飛灰中重金属の分離回収に関する基礎検討 2-3
2.1 研究の背景と目的
2.2 実験方法
2.2.1 用いた試料
2.2.2 浮選実験装置
2.2.3 実験操作
2.2.4 浮選効率の評価方法
2.2.5 分析方法
2.3 実験結果
2.3.1 焼却飛灰の組成
2.3.2 浮選実験結果
2.4 まとめ

参考文献

第3章 飛灰中重金属の種々の酸による抽出と、
イオン液体を用いた、抽出液中重金属類の濃縮 2-15
3.1 はじめに
3.2 実験方法
3.2.1 飛灰からの酸による重金属の抽出
3.2.2 イオン液体を用いた液液抽出による重金属の濃縮
3.3 実験結果および考察
3.3.1 飛灰の組成分析結果
3.3.2 水洗前処理による各元素の抽出特性
3.3.3 各種酸による各元素の抽出特性
3.3.4 イオン液体による飛灰抽出液からの重金属の液液抽出
3.4 まとめ
参考文献

第 4 章 結論

4.1 まとめ

4.2 今後の課題

謝辞

研究発表リスト
## 第 2 編 焼却飛灰の湿式処理による重金属、有価金属の回収に関する基礎検討

第1章 序論

### 1.1 研究背景

日本では、平成21年時点で4,811万トンの一般廃棄物が排出されているが、その約80％が焼却処理されている $ ^{1)} $ 。焼却施設において各種の集じん機によって集められた焼却飛灰には有機塩素化合物や、重金属などの汚染物質が含まれ、廃棄物処理法により特別管理一般廃棄物と指定されており、埋立処分する先に中間処理を施すことが義務付けられている。焼却処分によって減容化されているといえども、最終処分場の残余年数は全国平均で18.0年と逼迫しており、溶融処理など、さらなる最終処分量の減容・減量化が進められている。

しかし、一般廃棄物焼却施設で発生する焼却灰や焼却飛灰を処理する溶融施設については、運営経費の増大が施設を管理する自治体等の財政を圧迫する要因になっている。主な経費は熱源費と炉(特に耐火物)の補修費であり、これらのほか腐食や摩耗のため設備や部品の更新を余儀なくされている。したがって、経費削減策として、溶融炉への負荷の量的削減に加え、溶融対象物の質的改変を通じて耐火物の長寿命化、設備の腐食進行の緩和、排ガス処理設備の負荷の削減等を図る方策が重要である。

溶融炉への負荷の量的削減、溶融対象物の質的改変としては、特に焼却飛灰中には水溶性塩類が多く含まれることから、湿式処理が有効であると考えられる。また、前述したように焼却飛灰中には、重金属類が多く含まれるとともに、レアメタル等の有価金属も多く含まれることから $ ^{2)} $ 、湿式処理と同時に、これらを回収することができれば、溶融炉への負荷削減とともに、有用資源の確保につながる。

### 1.2 研究目的

以上のような背景から、本研究では、溶融炉の負荷削減として、溶融対象物、主に焼却飛灰の湿式脱塩とともに、飛灰中に含まれる有用金属を回収することを目的とした。具体的に本編では、以下に示す2つのことを検討した。

1）焼却飛灰を対象として、マイクロバブル浮選を利用した、飛灰中重金属の分離回収

2）溶融飛灰を対象として、飛灰中重金属の種々の酸による抽出と、イオン液体を用いた、抽出液中重金属類の濃縮
### 1.3 総合報告書: 第2編の構成

本総合報告書の第2編は4章から構成される。

第2章では、焼却飛灰を対象として、重金属のマイクロバブル浮選による分離回収について実験的な検討を行った結果について述べた。

第3章では、溶融飛灰を対象として、水溶性塩類の除去と、重金属の回収を同時に達成するため、重金属の酸抽出と、イオン液体を用いた液液抽出による重金属の濃縮ついて実験的な検討結果を示した。

第4章では、以上のことをまとめ、今後の展望について述べた。

## 参考文献

1) 環境省大臣官房廃棄物・リサイクル対策部廃棄物対策課: 日本の廃棄物処理(平成20年度版)、http://www.env.go.jp/recycle/waste_tech/ippan/h20/data/disposal.pdf (2010)

2）武田信生、吉原福全、樋口能士、高岡昌輝、大下和徹、嶋田真次、村上忠弘、向井明、内海直樹：焼却灰及びばいじんにおけるレアメタルの賦存量とその回収に関する研究(K2002)、平成20年度廃棄物処理等科学研究費補助金研究報告書、pp.1-50～1-51(2009)
## 第 2 編 溶融を中心とした廃棄物熱処理残渣の貴金属回収源としての資源的価値

## 第1章 序論

### 1.1 研究背景

今日，国内における都市ごみの年間総排出量は平成12年以降減少の一途をたどっており，平成21年度は平成12年の約84％の約4625万トンとなっている $ ^{1} $ 。また，都市ごみの約75％が焼却処理されており，発生した都市ごみ焼却残渣は平成21年現在，約467万トンにのぼる。そのうち資源化されているものは約100万トンであり，着実に増えてはいるものの依然として資源化量の3倍以上が埋立処分されている $ ^{1} $ 。また，年間約4億トン排出される産業廃棄物に目を向けると，約4割を占めている下水污泥 $ ^{2} $ についても，その約7割が焼却処理され年間約153万トンの污泥焼却灰が発生している。

これら廃棄物の最終処分場の残余年数は平成10年度以降増加傾向にあるものの，処分場の数および絶対量は減少傾向にある。したがって，最終処分場の確保や資源の有効利用の観点から，廃棄物熱処理残渣のさらなる資源化，再利用が求められているとともに，溶融処理など，さらなる最終処分量の減容・減量化が進められている。

しかし，一般廃棄物焼却施設で発生する焼却灰や焼却飛灰を処理する溶融施設については，運営経費の増大が施設を管理する自治体等の財政を圧迫する要因になっている。主な経費は熱源費と炉(特に耐火物)の補修費であり，これらのほか腐食や摩耗のため設備や部品の更新を余儀なくされている。したがって，経費削減策として，溶融炉への負荷の量的削減に加え，溶融対象物の質的改変を通じて耐火物の長寿命化，設備の腐食進行の緩和，排ガス処理設備の負荷の削減等を図る方策が重要である。

溶融炉への負荷の量的削減，溶融対象物の質的改変としては，特に焼却飛灰中には水溶性塩類が多く含まれることから，湿式処理が有効であると考えられる。また，前述したように焼却飛灰中には，重金属類が多く含まれるとともに，レアメタル等の有価金属も多く含まれることから，湿式処理や溶融処理自身と同時に，これらを回収することができれば，溶融炉への負荷削減および，有用資源の確保につながる。しかし，焼却灰や焼却飛灰、溶融飛灰等の廃棄物熱処理残渣中のレアメタル等の有価金属については，濃度情報や，賦存量などが明確になっておらず，これらの資源的価値や，焼却灰，焼却飛灰については，溶融炉への負荷削減のための水洗における挙動を明らかにする必要がある。

金属資源の現状に目を転じると,さまざまなハイテク部品や新しい産業プロセスに貴金属およびレアメタルが利用され,それら資源の枯渇の加速が近年著しい。これらの資源は鉱石としての偏在が著しく,供給不安があり,また採掘に伴う環境負荷も大きいことが知られている $ ^{3} $ 。最近では,資源の枯渇や価値を表わす指標として,従来からの埋蔵量や静的耐用年数,価格などではなく,関与物質