Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
図(1)-67 MgOのほう素脱着における 溶出率の経時変化(NaOH水溶液：20mL、 MgO：0.1g、温度：30℃)

図(1)-68 MgOの脱着率における再生液濃度の影響(NaOH水溶液：20mL、MgO：0.1g、温度：30℃)

図(1)-69 MgOの溶出率に及ぼす再生液濃度の影響(NaOH水溶液：20mL、MgO：0.1g、温度：30℃)

図(1)-70 MgOによう pHに及ぼす再生液濃度の影響(NaOH水溶液：20mL、MgO：0.1g、温度：30℃)

脱着率が12時間以降一定となったことから平衡時間を12時間とし、水酸化ナトリウム水溶液濃度を0.01, 0.1, 0.2, 0.4, 0.6, 0.8, 1.0 mol/Lと変えて実験を行った。図(1)-16～(1)-18にほう素脱着率、 $ Mg^{2+} $ 溶出率及びpHに対する再生液濃度の影響を示す。ほう素脱着率は再生液濃度の上昇により増加傾向にあると考えた。 $ Mg^{2+} $ の溶出率は、0.1%未満となった。また、pHの上昇により脱着率が上昇したと考えられ、脱着率はpHに大きく依存することが示唆された。

### e. 再生MgOによるほう素除去

図(1)-71～(1)-73にMgOの再生前後でのほう素濃度、 $ Mg^{2+} $ 溶出率及びpHの経時変化を示す。再生利用による除去性能の低下が認められた。これは脱着実験後にMgO表面にほう素が残存していることにより吸着サイトが減少したことが考えられる。加えて、吸着・脱着を繰り返したことによってMgO表面の水和反応が進行したことにより表面水酸基の量が減少したことが起因する可能性があると考えた。以上から、再生MgOを用いることでほう素を除去でき、MgOの循環利用が可能であると判断した。
図(1)-71 再生後MgOによるほう素除去率の経時変化 (MgO:Mg/B=30、温度：30℃)

図(1)-72 再生後MgOによるpHの経時変化(MgO:Mg/B=30、温度：30℃)

図(1)-73再生後MgOによる溶出率の経時変化(MgO:Mg/B=30、温度：30℃)

図(1)-74にMgOを利用するほう素処理プロセスを示す。本研究項目から得られた最適条件をまとめると、図のようになり、循環プロセス構築の可能性が示された。
表(1)-1 ほう素排水(模擬排水)1m $ ^{3} $ 当たりにおける処理コスト概算

$ H_{3}BO_{3} $ +蒸馏水 ※薬剤費 $ ^{1)} $ 及び污泥の埋立費用 $ ^{1)} $ のみを仮定 1)NECファシリティーズ株式会社化学装置, 8, 68 (2010)

Mg-Al LDH	再生Mg-Al LDH	Mg-Al酸化物	再生Mg-Al酸化物	硫/N法1)
原水B濃度mg/L	100	100	100	100	50.6
処理B濃度mg/L	4.9	(4.9)	3.6	(3.6)	1.3
(費用/円)	量論2,120 min	LDH性能低下、最適条件考慮	量論2,480 min	Mg-Al酸化物性能低下、最適条件考慮
LDH(150円/kg)	660
LDO(420円/kg)	1008	83(饭焼費)
苛性ソーダ(20円/kg)
硫酸/Nド(25円/kg)	459
石灰乳(20円/kg)	1209
硝酸ナトリウム(4円/kg)	1080
炭酸ナトリウム(10円/kg)	46
污泥埋立費用(30円/kg)	423	0	340	0	756
処理コスト/円	1083	1080	1348	129	2424
污泥生成量/kg	14.1	0	11.3	0	25.2

表(1)-2 現行法に対する処理コスト、汚泥生成量の比較

ほう素処理 現行法(硫酸バンド法)に対して

処理コスト(薬剤費+汚泥埋立費)	汚泥生成量
Mg-Al LDH	0.45倍	0.56倍
再生Mg-Al LDH	0.45倍	0倍
Mg-Al酸化物	0.56倍	0.45倍
再生Mg-Al酸化物	0.05倍	0倍

Mg-Al LDH及びMg-Al酸化物の方が硫酸バンド法よりも処理コスト、汚泥生成量が少ない。

再生した場合、さらに処理コスト、汚泥生成量が少なくなる。

表(1)-1にほう素排水1m³当たりにおける処理コスト概算、表(1)-2に現行法に対する処理コスト、汚泥生成量の比較を示す。ただし、MgOは吸着に長い時間を要するため試算しなかった。Mg-Al LDH及びMg-Al酸化物の方が硫酸バンド法よりも処理コスト、汚泥生成量が少ない。1回再生の場合ではあるが、再生した場合、さらに処理コスト、汚泥生成量が少なくなる。

## （２）ふっ素の処理

## 1 ) LDH

### a. LDH層間アニオン及び初期pHのふっ素除去率に及ぼす影響

図(2)-1、(2)-2にLDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)及びLDH(Cl型, Mg/Al=2)による各初期pHにおけるふつ素除去率の経時変化を示す。初期pHの影響を見ると初期pH調整なし及びpH10で高いふつ素除去率を示した。pH11ではOH^{-}の物質量が多く、フッ化物イオンと競合し、インターカレートするため低除去率となったと考えた。また、層間アニオンについて比較するとCl型よりもNO_{3}型の方が高いふつ素除去率を示した。これは、Cl^{-}よりもNO_{3}^{-}の方が電荷密度が小さく、アニオン交換が起こり易いためであると考えた。以上の実験結果から、初期pHは調整なしとして以下の実験を行った。
図(2)-1 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2) による各初期 pH におけるふつ素除去率の経時変化 (LDH: 化学量論比1、温度: 30℃)

図(2)-2 LDH(Cl型, Mg/Al=2)による各初期pHにおけるふつ素除去率の経時変化(LDH:化学量論比1、温度:30℃)

### b. ふっ素除去率に及ぼす化学量論比の影響

図(2)-3、(2)-4にLDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)及びLDH(Cl型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去率に及ぼす化学量論比の影響を示す。LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)及びLDH(Cl型, Mg/Al=2)のいずれのLDHにおいても化学量論比の増加に伴い除去率は増加した。ふつ素除去率はLDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)において60min、化学量論比3で94.8%、LDH(Cl型, Mg/Al=2)において60min、化学量論比5で96.1%であった。除去実験後のふつ素濃度はそれぞれ5.2 mg/L、3.9 mg/Lとなり、ふつ素排水基準(10mg/L)を達成した。

図(2)-3 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2) によるふつ素除去率に及ぼす化学量論比の影響(温度:30℃)

図(2)-4 LDH(Cl型, Mg/Al=2)によるふつ素除去率に及ぼす化学量論比の影響(温度:30℃)

### c. ふっ素除去における共存アニオンの影響

図(2)-5～(2)-6にLDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)及びLDH(Cl型, Mg/Al=2)によるふつ素除去率に及ぼす共存アニオンの影響を示す。Cl 1moleq.では共存アニオンなしと比べ、各時間でふつ素除去率の低下が見られたもののインターカレートはふつ素の方が優位であることがわかる。一方、SO_{4}^{2-}では0.5moleq.においても除去率の大きな低下が見られた。これはSO_{4}^{2-}の電荷密度が高く、層間にイン
図(2)-5 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去率に及ぼす共存アニオンの影響(化学量論比1、30℃)

図(2)-6 LDH(Cl型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去率に及ぼす共存アニオンの影響(化学量論比1、30℃)

ターカレートされ易いためであると考えた。また$\mathrm{SO}_{4}$ 0.5moleq.、$\mathrm{SO}_{4}$ 1moleq.、$\mathrm{SO}_{4}$ 10moleq.と共存$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$ 量を増加させることによるふつ素除去率の変化はほとんど見られなかった。ここで、選択係数Kは以下の式で表される。

K = ふつ素吸着量/アニオン吸着量

LDH( $ NO_{3} $ 型, $ Mg/Al=2 $ )、120minにおいて、Cl 1moleq.ではK=2.5、Cl 10moleq.ではK=0.12、 $ SO_{4}O.5moleq. $ ではK=0.31、 $ SO_{4}1moleq. $ ではK=0.25、 $ SO_{4}10moleq. $ ではK=0.1であった。LDH(Cl型, $ Mg/Al=2 $ )、120minにおいて、 $ SO_{4}O.5moleq. $ ではK=0.5、 $ SO_{4}1moleq. $ ではK=0.25、 $ SO_{4}10moleq. $ ではK=0.1であった。

### d. 反应速度解析

図(2)-7にLDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)によるふつ素除去率に及ぼす温度の影響を示す。ふつ素除去率は温度の増加に伴い増加した。続いて、これらの結果を用い反応速度解析を行った。時間と-ln(1-x)の間には、よい直線関係が成り立たず、また切片を持つことから擬一次反応には従わないと考えた。そこで、擬二次反応式へのフィッティングを考えた。図(2)-7の結果において、時間tに対してt/q_{t}をプロットした結果を図(2)-8に示す。時間tとt/q_{t}の間には、比較的良好な直線関係が成り立つことから、ふつ素除去は擬二次反応に従うと判断した。反応速度定数kを計算すると、ふつ素除去の見掛けの反応速度定数は、10、30、60℃においてそれぞれ3.0×10^{-1}、5.5×10^{-1}、1.4 min^{-1}となった。したがって、本反応は温度の増加に伴って反応速度が大きくなる反応であることがわかった。求めた反応速度定数を用いて、アレニウスプロットを行うと、図(2)-9となった。この直線の傾きから求めた活性化工ネルギーは24.2 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に類されることを確認した。

図(2)-7 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去率に及ぼす温度の影響(化学量論比1)
図(2)-8 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去のt/q_{t} vs 時間プロット(Mg-Al LDH:化学量論比1)

図(2)-9 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去のアレニウスプロット (化学量論比1、温度：10、30、60℃)

図(2)-10にLDH(Cl型, Mg/Al=2)によるふつ素除去率に及ぼす温度の影響を示す。続いて、これらの結果に対してLDH( $ NO_{3} $ 型, Mg/Al=2)と同様の反応速度解析を行った。擬一次反応式には従わなかった。図(2)-10の結果において、時間に対してt/ $ q_{t} $ をプロットした結果を図(2)-11に示す。時間tとt/ $ q_{t} $ の間には、比較的良好な直線関係が成り立つことから、ふつ素除去は擬二次反応に従うといえる。反応速度定数kを計算すると、ふつ素除去の見掛けの反応速度定数は、10、30、60℃においてそれぞれ9.0×10⁻¹、1.3、1.9 min⁻¹である。したがって、本反応は温度の増加に伴って反応速度が大きくなる反応であることがわかった。求めた速度定数を用いてアレニウスプロットを行うと、図(2)-12となった。この直線の傾きから求めた活性化工ネルギーは11.8 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に分類されることを確認し

図(2)-10 LDH(Cl型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去率に及ぼす温度の影響(化学量論比1)

図(2)-11 LDH(Cl型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去のt/q_{t} vs 時間プロット(Mg-Al LDH: 化学量論比1)

図(2)-12 LDH(Cl型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去のアレニウスプロット (化学量論比1、温度：10、30、60℃)
### e. ふっ素吸着に対する吸着等温線

図(2)-13にLDH(NO_{3}型, Mg/Al=2) 及びLDH(Cl型, Mg/Al=2) のふつ素除去に対する吸着等温線を示す。Langmuir式によるフィッティングを行った。図(2)-14にC_{e}/q_{e} vs C_{e}のプロットを示す。C_{e}/q_{e}とC_{e}との間には良好な相関関係が成り立ったため、この反応は単層吸着であり、LDHホスト層とふつ素との相互作用によることを支持する結果となった。また、直線の切片と傾きから求めた飽和吸着量q_{m}、吸着平衡定数K_{L}はそれぞれLDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)で3.3 mmol/g、2.8 L/mmol、LDH(Cl型, Mg/Al=2)で3.2 mmol/g、1.5 L/mmolとなった。また、30℃における標準ギブズエネルギー $ \Delta G_{0} $ は、LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)で-20.0 kJ/mol、LDH(Cl型, Mg/Al=2)で-18.5 kJ/molとわかった。

図(2)-13 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2) 及 び LDH(Cl型, Mg/Al=2) におけるふつ素吸着等温線(ふつ素初期濃度: 0.005~0.4M、Mg-Al LDH: 0.10g、時間: 24h、温度: 30℃)

図(2)-14 ふつ素除去における $ C_{e}/q_{e} $ vs $ C_{e} $ プロット（ふつ素初期濃度：0.005～0.04M、Mg-Al LDH：0.10g、時間：24h、温度：30℃）

### f.ふっ素の脱着

図(2)-15にLDH( $ NO_{3} $ 型, Mg/Al=2)、図(2)-16にLDH(Cl型, Mg/Al=2)の各濃度における脱着率の経時

変化を示した。 $ NO_{3} $ 型、C1型何れも再生

液濃度の上昇に伴

い脱着率の増加

が見られた。これは、濃度勾配

により層間へ $ NO_{3}^{-} $

及び $ Cl^{-} $ のインター

カレートが促進さ

れたためであると考

えた。また $ NO_{3} $ 型とC1型を比較

するとC1型の方が高い脱着率

を示した。これは $ NO_{3}^{-} $ よりも

図(2)-15 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)におけるふつ素脱着率の経時変化(NaNO_{3}水溶液: 20mL、LDH: 0.1g、温度: 30℃、pH調整なし)

図(2)-16 LDH(Cl型, Mg/Al=2)におけるふつ素脱着率の経時変化(NaCl水溶液：20mL、LDH:0.1g、温度：30℃、pH調整なし)
Cl⁻の方が電荷密度が大きく層間へのインターカレートが安易であるためと考えた。LDH(NO₃型, Mg/Al=2)では硝酸ナトリウム水溶液濃度3 mol/Lでは57.7%、LDH(Cl型, Mg/Al=2)では塩化ナトリウム水溶液濃度3 mol/Lでは72.0%の脱着率となった。図(2)-17にLDH(NO₃型, Mg/Al=2)、図(2)-18にLDH(Cl型, Mg/Al=2)の各固液比における脱着率を示した。脱着率は再生液量の増加とともに増加した。

図(2)-17 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)におけるふつ素脱着率に対する固液比の影響(LDH:0.1g、温度:30℃)

図(2)-18 LDH(Cl型, Mg/Al=2)におけるふつ素脱着率に対する固液比の影響(LDH:0.1g、温度:30℃)

### g. 再生LDHによるふっ素除去

図(2)-19に再生後LDH( $ NO_{3} $ 型, Mg/Al=2)、図(2)-20に再生後LDH(Cl型, Mg/Al=2)によるふつ素除去率の経時変化を示す。いずれの再生LDHにおいても繰り返しによる除去率の低下が見られた。これは吸着・脱着を繰り返すことによりLDHの層構造が崩壊したため、層間にふつ素が残存していたためであると考えた。

図(2)-19 再生後LDH( $ NO_{3} $ 型, Mg/Al=2)によるふつ素除去率の経時変化(初期pH調整なし、温度：30℃)

図(2)-20 再生後LDH(Cl型, Mg/Al=2)によるふつ素除去率の経時変化(初期pH調整なし、温度：30℃)
図(2)-21にMg-Al LDHを利用するふつ素処理プロセスを示す。本研究項目から得られた最適条件をまとめると、図のようになり、循環プロセス構築の可能性が示された。

## 2 ）LD0

### a. 各化学量論比でのふっ素除去

図(2)-22～(2)-24にLDO(Mg/Al=2)における各化学量論比でのふつ素濃度、溶出率及びpH経時変化を示す。LDO(Mg/Al=2)において化学量論比の上昇に伴いふつ素濃度は大きく低下した。またふつ素濃度は化学量論比5、480 minにおいて6.3 mg/Lとなり、ふつ素一律排水基準(8 mg/L)を達成した。溶出率はいずれの化学量論比においても小さな値を示し、ほぼ溶解していないことがわかった。平衡時のpHは化学量論比の増加とともに大きな値を示した。これは投入LDO量の増加につれ、より多くの再水和反応が起こりOHが生成したためであると考えた。実験後各生成物のX線回折より、何れの実験後LDOにおいてもHydrotalcite構造を有しており、再水和反応により構造の再生が起こっていることを確認した。

図(2)-22 LDO(Mg/Al=2)によるふつ素濃度に及ぼす化学量論比の影響(温度：30℃)

図(2)-23 LDO(Mg/Al=2)による溶出率に及ぼす化学量論比の影響(温度:30℃)
図(2)-24 LDO(Mg/Al=2)における各化学量論比でのpH経時変化(温度：30℃)

### b. LDO(Mg/Al=2)における反応速度解析

27 に それ ぞれ

LDO(Mg/Al=2) による

ふつ素除去率、

pH、溶出率に及ぼ

す温度の影響を

示す。ふつ素除去

率は温度の増加

に伴い増加した。こ

れは温度が高いほと

速やかにLDOの再水

和が起こり、ふつ素が除去

されるためであると考え

た。実験後各生成物のX線

図(2)-25 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)におけるふつ素除去率に及ぼす温度の影響(LDO:化学量論比1)

図(2)-26 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2) におけるpH に及ぼす温度の影響(LDO: 化学量論比1)

回折より、何れの温度の実験後LDOにおいても

Hydrotalcite構造が生成しており、再水和反応により構

造の再生が起こっていることを確認した。

図(2)-25の結果の反応初期において、時間に対して-

ln(1-x)をプロットした結果、よい直線関係が成り立た

ず、また切片を持つことから擬一次反応には従わないと

考えた。次に、時間tに対してt/q_{t}をプロットした結果を

図(2)-28に示す。時間tとt/q_{t}の間には、良好な直線関係が

成り立つことから、ふつ素除去は擬二次反応に従うと判断し

た。ふつ素除去の見掛けの反応速度定数は、10、30、60℃に

いてそれぞれ2.3×10^{-3}、2.2×10^{-2}、2.5×10^{-1}（min・mmol・g

図(2)-27 LDH(NO_{3}型, Mg/Al=2)における溶出率に及ぼす温度の影響(LDO:化学量論比1)
$ ^{1} $ となった。したがって、本反応は温度の増加に伴って反応速度が大きくなる反応であることがわかった。ほう素では擬一次速度式、ふつ素では擬二次速度式に一致した。フッ化物イオンは電荷密度が大きく、LDOとフッ化物イオンが強くひきつけあったため擬二次速度式に一致したと考えた。また、求めた反応速度定数を用いてアレニウスプロットを行うと、図(2)-29となった。この直線の傾きから求めた活性化工ネルギーは73.3 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に分類されることを確認した。

図(2)-28 LDO(Mg/Al=2)におけるふつ素除去のt/q_{t} vs 時間プロット（LDO：化学量論比1）

図(2)-29 LDOにおけるふつ素除去のアレニウスプロット(LD0：化学量論比1、温度：10、30、60℃)

### c. LDOによるふっ素除去の吸着等温線

図(2)-30にLDO(Mg/Al=2)のふつ素除去に対する吸着等温線を示す。Langmuir式によるフィッテングを行った結果を図(2)-31に示す。 $ C_{e}/q_{e} $ と $ C_{e} $ との間には良好な相関関係が成り立った。Langmuir式に一致したことから、LDOへのふつ素吸着は再水和し生じたLDHの層間の吸着サイトへの吸着によるものであると考えた。また、直線の切片と傾きから求めた飽和吸着量 $ q_{m} $ 、吸着平衡定数 $ K_{L} $ はそれぞれLDO(Mg/Al=2)で3.0 mmol/g、 $ 1.1\times10^{3} $ L/mmolとなった。また、30℃における標準ギブズエネルギー $ \Delta G_{0} $ は、LDO(Mg/Al=2)で-17.7 kJ/molとなった。 $ \Delta G_{0} $ が負を示したため本吸着反応は自発反応であると分かった。
図(2)-30 LDO(Mg/Al=2)におけるふつ素吸着等温線(ふつ素初期濃度：0.01～0.06mol/L、LDO：0.10g、時間：1 week、温度：30℃)

図(2)-31 ふつ素除去における$\mathrm{C_{e}/q_{e}}$ vs $\mathrm{C_{e}}$ プロット(ふつ素初期濃度:0.01~0.06mol/L、LDO:0.10g、時間:1 week、温度:30℃)

### d. LDOにおけるふっ素除去における共存アニオンの影響

図(2)-32～(2)-34に$\mathrm{LD0}(\mathrm{Mg}/\mathrm{Al}=2)$ によるふつ素濃度、pH、溶出率に及ぼす共存アニオンの影響を示す。1mol.eq.におけるふつ素濃度変化を比較すると、$\mathrm{NO}_{3}^{-}$、$\mathrm{Cl}^{-}$、$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$の順に大きな低下を示した。これはアニオンの電荷密度の大きさが$\mathrm{NO}_{3}^{-}<\mathrm{Cl}^{-}<\mathrm{SO}_{4}^{2-}$であり、大きな電荷密度を持つアニオンほど優位にインターカレートされたためである。何れのアニオンにおいても共存量の増加に伴い、LD0へのフッ化物イオンのインターカレートが強く阻害され、ふつ素の除去量は減少した。またpH及び溶出率における共存アニオンの影響は微小であった。以上より、処理すべき排水が多くのアニオンを含有している場合にはふつ素除去に対して有効に働くLD0が減少し、投入すべきLD0が増加する。しかし、共存アニオンが存在する際にはフッ化物イオンとともに共存アニオンも除去され、水溶液中から複数のアニオンを同時に除去できることが分かった。実験後生成物のX線回折より、何れの温度の実験後LD0においてもHydrotalcite構造を有しており、再水和反応により構造の再生が起こっていることを確認した。LDH(Mg/Al=2)に$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$がインターカレートされた際のd値は8.60と報告されており、$\mathrm{SO}_{4}$

図(2)-32 LDO(Mg/Al=2)におけるアニオン共存時ふつ素濃度経時変化(LDO:化学量論比1、30℃)

図(2)-33 LDO(Mg/Al=2)におけるアニオン共存時pH経時変化(LDO:化学量論比1、30℃)
図(2)-34 LDO(Mg/Al=2)におけるアニオン共存時溶出率経時変化(LDO:化学量論比1、30℃)

### e. ふっ素の脱着処理

LDO(Mg/Al=2)のふつ素含有量は3.3wt%であった。図(2)-35～図(2)-37にLDO(Mg/Al=2)の各濃度におけるふつ素脱着率、反応後pH及び溶出率の経時変化を示した。Na₂CO₃濃度は0.01mol/L～1mol/Lで脱着率に大きな差異は生じず、いずれの濃度においても経時変化とともに脱着量は上昇した。0.01 mol/Lにおける層間のふつ素に対する水溶液中のCO₃²⁻モル量は1.14倍であった。低濃度において高い脱着率を示したのは、炭酸イオンが2価のアニオンであり、かつ電荷密度が大きいためであると考えた。LDO(Mg/Al=2)ではNa₂CO₃濃度1 mol/L、120 minで96.1％の脱着が可能であった。実験後生成物のX線回折より、何れの濃度の脱着実験後LDOにおいてもHydrotalcite構造を有しており、再水和反応により構造の再生が起こっていることを確認した。図(2)-38～図(2)-40にLDO(Mg/Al=2)の各固液比におけるふつ素脱着率、溶出率及び反応後pHを示した。脱着率は再生減量に依らずほぼ同様の値を示した。炭酸イオンの電荷密度が大きく、本実験条件の間では脱着に差が見られなかったと考えた。

図(2)-35 LDO(Mg/Al=2)におけるふつ素脱着率の経時変化( $ Na_{2}CO_{3} $ 水溶液：20mL、LDO：0.1g、温度：30℃)

図(2)-36 LDH(Mg/Al=2)における溶出率の経時変化(Na₂CO₃水溶液：20mL、LDO：0.1g、温度：30℃)
図(2)-37 LDO(Mg/Al=2)におけるpHの経時変化(Na₂CO₃水溶液：20mL、LDO：0.1g、温度：30℃)

図(2)-38 LDO(Mg/Al=2)におけるふつ素脱着率に対する固液比の影響(LDO:0.1g、温度:30℃)

図(2)-39 LDO(Mg/Al=2)における溶出率に対する固液比の影響(LDO:0.1g、温度:30℃)

図(2)-40 LDO(Mg/Al=2)における各固液比での反応後pH(LDH:0.1g、温度:30℃)

### f. 再生後のLD0におけるふっ素除去

図(2)-41～図(2)-43に再生前後の$\mathrm{LDO}(\mathrm{Mg}/\mathrm{Al}=2)$によるふつ素濃度、pH及び溶出率の経時変化を示す。再生LDOでは再利用による除去性能の低下が認められた。これは吸着・脱着を繰り返したことによってLDH構造が崩壊、減少したことに起因すると考えた。しかし、再生LDOを用いることでふつ素を除去でき、LDOの循環利用が可能であると判断した。実験後生成物のX線回折より、何れの実験後LDOにおいてもHydrotalcite構造を示しており、再水和反応により構造の再生が起こっていることを確認した。また吸着・脱着を施したLDOを仮焼することで再びMg-Al酸化物が得られることも分かった。しかしながら再生利用による相対強度の低下が見られ、Hydrotalcite構造の崩壊が示唆される。
図(2)-41 再生後LDO(Mg/Al=2)によるふつ素除去率の経時変化(温度:30℃)

図(2)-42 再生後LD0(Mg/Al=2)によるpHの経時変化(温度:30℃)

図(2)-43 再生後LDO(Mg/Al=2)による 溶出率の経時変化(温度:30℃)

図(2)-44にMg-Al酸化物を利用するふつ素処理プロセスを示す。本研究項目から得られた最適条件をまとめると、図のようになり、循環プロセス構築の可能性が示された。

図(2)-44 Mg-Al酸化物を利用するふつ素処理プロセス

## 3 ) MgO

a. ふっ素除去に対するMgO投入量の及ぼす影響
図(2)-45～(2)-47に各投入量におけるMgOによるふつ素濃度、pH及びMg^{2+}溶出率の経時変化を示す。実験開始直後にpH10.5前後まで急激に上昇し、24時間以降、11.1～11.5で平衡に達した。またMg^{2+}溶出率は反応時間の経過とともに減少する傾向を示した。反応時間全体での溶出率の変化は最大で3%程度であり、ふつ素除去に与える影響は小さいと考えた。各投入量において次のような共通の現象見られた。①反応開始からpHが上昇し、ほぼ一定となった。②MgOからMg^{2+}が一旦溶出し、反応時間の経過に伴いその濃度が低下した。

③反応時間の経過とともにふつ素濃度が低下した。

①及び②の現象から、MgOが水和してMg(OH) $ _{2} $ となり、解離して溶液中にMg $ ^{2+} $ とOH $ ^{-} $ を放出したと考えられる。また、①のpHがMgOの等電比が降り、図(2)-45各投入量におけるMgOによるふつ素濃度の経時変化(温度：30℃)

点であるpH12.4よりも低いためMgO粒子表面は正に帯電している。③の現象を併せると、本反応ではふつ素はF⁻で存在し、正に帯電したMgOとF⁻との間に静電引力が働くことでふつ素がMgO粒子表面に吸着したと考えられる。Mg/F=10のMgOのX線回折の結果、MgとFからなる化合物のピークがないことから、ふつ素はMgOと直接は結合を作らず、粒子表面で外圈錯体として吸着されたことが考えられる。また、反応時間の経過とともにMg(OH)₂のピークが増大しているにも関わらずMgOのピーク強度の減少が見られない。このことから、MgO粒子表面のみ水和が進行していることが考えられる。本条件での平衡時間を48時間とし、平衡時においてMg/F=10で5.81 mg/Lとなりふつ素一律排水基準(8 mg/L)を達成したことからふつ素処理への適用可能性を見いだした。

図(2)-46 各投入量における pHの経時変化(温度:30℃)

図(2)-47 各投入量におけるMg^{2+} 溶出率の経時変化(温度:30℃)

### b. 反应速度解析

図(2)-48～(2)-50にそれぞれMgOによるふつ素濃度、pH、溶出率に及ぼす温度の影響を示す。温度上昇に伴いふつ素濃度は低くなった。10℃，1000時間の反応条件ではふつ素濃度は1.3 mg/Lと
なり、いずれの温度においても平衡時のふつ素濃度は同程度となることを確認した。また10℃については除去反応の進行が非常に遅いことが確認された。pHは温度によらずMgOの投入直後に急上昇し、10～12で平衡に達した。Mgの溶出は温度が低いほど多く、10℃では水和反応の進行が遅いことが考えられる。10℃及び60℃でのMgOのX線回折の結果、温度が低いと、水和反応の速度が遅くなることが知られている。10℃のX線回折図を見ると反応開始1時間でMg(OH) $ _{2} $ のピークが観測された。一方で水和の進行が遅くてもふつ素濃度が低下していることが確認され、ふつ素除去に水和反応の進行は影響しないことが考えられる。また60℃では水和反応の進行が早いことが分かった。図(2)-48の結果の反応初期において、時間に対して-ln(1-x)をプロットした結果を図(2)-51～(2)-53に示す。時間と-ln(1-x)の間には比較的良好な直線関係が成り立つことから、反応初期のふつ素除去反応は擬一次反応に従うといえる。直線の傾きが反応速度定数kを与え、ふつ素除去の見掛け

図(2)-48 MgOによるふつ素濃度に及ぼす温度の影響 (MgO : Mg/F=10)

図(2)-50 MgOによる溶出率に及ぼす温度の影響(MgO:Mg/F=10)

図(2)-49 MgOによるpHに及ぼす温度の影響(MgO:Mg/F=10)

図(2)-51 MgOにおけるふつ素除去の-ln(1-x) vs時間プロット(温度:10℃)
度定数を用いて、アレニウスプロットを行うと、図(2)-54のようになる。本反応では非常に良好な相関関係が得られた。この直線の傾きから求めた本反応の見かけの活性化工ネルギーは70.7 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に分類されることを確認した。

図(2)-52 MgOにおけるふつ素除去の-ln(1-x) vs時間プロット(温度:30℃)

図(2)-53 MgOにおけるふつ素除去の-ln(1-x) vs 時間プロット (温度：60℃)

図(2)-54 MgOによるふつ素除去のアレニウスプロット (MgO:Mg/F=10、温度：10℃、30℃及び60℃)

### c. ふっ素における吸着等温線

図(2)-54にMgOのふつ素除去に対する吸着等温線を示す。図(2)-55に $ C_{e}/q_{e} $ vs $ C_{e} $ のプロットを示す。 $ C_{e}/q_{e} $ と $ C_{e} $ との間には良好な相関関係が成り立ったため、この反応はLangmuir式で表される単層吸着であり、MgOとふつ素との相互作用によることを支持する結果となった。また、直線の切片と傾きから求めた飽和吸着量 $ q_{m} $ 、吸着平衡定数 $ K_{L} $ はそれぞれ4.03 mmol/g、15.7 L/mmolとなった。また、標準ギブズエネルギー $ \Delta G_{0} $ は-6.08 kJ/molとわかった。
図(2)-55 MgOにおけるふつ素吸着等温線(ふつ素：0.005～0.04M、MgO：0.20g、時間：168h、温度：30℃)

図(2)-56 ふつ素除去における $ C_{e}/q_{e} $ vs $ C_{e} $ プロット(ふつ素: 0.005~0.04M、MgO: 0.20g、時間: 168h、温度: 30℃)

### d. ふっ素の脱着に及ぼす再生時間の影響

MgOのふっ素吸着量は45.9 mg/g(1 gのMgO当たり)であった。脱着率は24時間で27.2%となった。

### e. 再生MgOによるふっ素除去

再生前後のMgOによるふつ素除去実験において48時間後のふつ素濃度はそれぞれ、5.8 mg/L及び28.9 mg/Lとなり、再生利用による除去性能の低下が認められた。これは脱着実験後にMgO表面にふつ素が残存していることによる吸着サイトの減少が考えられる。加えて、吸着・脱着を繰り返したことによってMgO表面の水和反応が進行したことにより表面水酸基の量が減少する可能性があると考えた。以上から、再生MgOを用いることでふつ素を除去でき、MgOの循環利用が可能であると判断した。

図 (2)-57にMgOを利用するふつ素処理プロセスを示す。本研究項目から得られた最適条件をまとめると、図のようになり、循環プロセス構築の可能性が示された。
表(2)-1 ふつ素排水(模擬排水) $ 1m^{3} $ 当たりにおける処理コスト概算

NaF+蒸留水 ※薬剤費 $ ^{1)} $ 及び汚泥の埋立費用 $ ^{1)} $ のみを仮定 1)NECファシリティーズ株式会社化学装置, 8, 68 (2010)

Mg-Al LDH	再生Mg-Al LDH	Mg-Al酸化物	再生Mg-Al酸化物	CaF2+硫/穴法)
原水F濃度mg/L	100	100	100	100	107
処理F濃度mg/L	6.6	(6.6)	6.2	(6.2)	7.0
(費用/円)	量論3,120 min	LDH性能低下、最適条件考慮	量論5,480 min	Mg-Al酸化物性能低下、最適条件考慮
LDH(150円/kg)	525
LDO(420円/kg)	1428	1566(饭焼費)
苛性ソーダ(20円/kg)
硫酸バンド(25円/kg)	75
石灰乳(20円/kg)	60
硝酸ナトリウム(4円/kg)	1100
炭酸ナトリウム(10円/kg)	870
污泥埋立費用(30円/kg)	330	0	483	0	516
処理コスト/円	855	1100	1911	2436	651
污泥生成量/kg	11.0	0	16.1	0	17.2

表(2)-1にふつ素排水1m³当たりにおける処理コスト概算、表(2)-2に現行法に対する処理コスト、污泥生成量の比較を示す。ただし、MgOは吸着に長い時間を要するため試算しなかった。Mg-Al LDH及びMg-Al酸化物の方が、再生した場合（1回再生の場合ではあるが）も含め、CaF_{2}+硫酸バンド法よりも処理コストは高く、污泥生成量が少ない。

表(2)-2 現行法に対する処理コスト、汚泥生成量の比較

ふつ素処理 現行法 $ CaF_{2}+硫酸バンド法 $ に対して

処理コスト(薬剤費+汚泥埋立費)	汚泥生成量
Mg-Al LDH	1.31倍	0.64倍
再生Mg-Al LDH	1.69倍	0倍
Mg-Al酸化物	2.94倍	0.94倍
再生Mg-Al酸化物	3.74倍	0倍

Mg-Al LDH及びMg-Al酸化物の方が、再生した場合も含め、CaF_{2}+硫酸バンド法よりも

処理コストは高く、汚泥生成量が少ない。

## （３）実排水の処理

表(3)-1に温泉排水含有元素及び濃度を示す。また、図(3)-1～(3)-4に、各吸着剤による温泉排水処理後ほう素濃度、pH、Cl濃度及びSO_{4}濃度を示す。ほう素濃度は全ての吸着剤で投入量の増加とともに減少した。LDHでは初期pHを10とすることでほう素除去量が増加した。これは平衡時のpHが上昇することで多くのほう酸がアニオンとして存在し、層間へのインターカレートが容易に起こるためである。LDOでは投入量の増加とともに再水和により生成するOH^{-}が増加し、ほう素のインターカレートを阻害する。そのため、LDOでは低い投入量の際に最もよい除去性能を示したが、投入量の増加につれて他の吸着剤よりも低いほう素吸着量となったと考えた。温泉排水は塩化物イオンを大量に含有しており、LDH及びLDOではホウ素と競合し、インターカレートされるため、投入量の増加とともに塩化物イオン濃度の減少が見られた。一方、

表(3)-1 温泉排水含有元素及び濃度

初期濃度[mg/L]
Li	9.2
B	450
Na	2826
Mg	7.6
K	78.6
Ca	75.9
Sr	2.4
Cl	3360
SO4	56.7
Br	4.3

硫酸バンド法ではほう素は塩化物イオンと競合しないため、塩化物イオン濃度はほぼ変化しなかった。硫酸イオンは電荷密度が大きく、LDH及びLDOによって優先的に除去された。実験後のX線回折より、何れの実験後LDHにおいてもHydrotalcite構造は保持しており、反応前後での構造の大きな変化がないことを確認した。また実験後LDOにおいてもHydrotalcite構造を有しており、再水和反応により構造の再生が起こっていることを確認した。
投入量 / g

図(3)-1 各吸着剤による温泉排水処理後ほう素濃度（温泉排水：20 mL、LDH:NO₃型，Mg/Al=2、LDO:Mg/Al=2、時間：2h(LDH)，8h(LDO）温度：30℃）

図(3)-2 各吸着剤による温泉排水処理後pH（温泉排水：20 mL、LDH:NO₃型，Mg/Al=2、LDO:Mg/Al=2、時間：2h(LDH)，8h(LDO）温度：30℃）

図(3)-3 各吸着剤による温泉排水処理後Cl⁻濃度（温泉排水：20 mL、LDH:NO₃型，Mg/Al=2、LDO:Mg/Al=2、時間：2h(LDH)，8h(LDO）温度：30℃）

図(3)-4 各吸着剤による温泉排水処理後$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$ 濃度（温泉排水：20 mL、LDH:NO3型，$\mathrm{Mg/Al}=2$ 、$\mathrm{LDO:Mg/Al}=2$ 時間：2h(LDH)，8h(LDO) 温度：30℃

表(3)-2 ほう素排水(温泉排水) $ 1m^{3} $ 当たりにおける処理コスト概算

温泉排水 ※薬剤費 $ ^{1)} $ 及び汚泥の埋立費用 $ ^{1)} $ のみを仮定 1)NECファシリティーズ株式会社化学装置, 8, 68 (2010)

Mg-Al LDH	再生Mg-Al LDH	Mg-Al酸化物	再生Mg-Al酸化物	硫/N法1)
原水B濃度mg/L	450	450	450	450	450
処理B濃度mg/L	11.1	(11.1)	25.8	(25.8)	4.6
(費用/円)	Mg-Al酸化物性能低下、最適条件考慮	Mg-Al酸化物性能低下、最適条件考慮
LDH(150円/kg)	15000
LDO(420円/kg)	42000	3420(仮焼費)
苛性ソーダ(20円/kg)
硫酸/Nド(25円/kg)	508
石灰乳(20円/kg)	594
硝酸ナトリウム(4円/kg)	24476
炭酸ナトリウム(10円/kg)	1900
污泥埋立費用(30円/kg)	9630	0	14160	0	5220
処理コスト/円	24630	24476	56160	5320	6322
污泥生成量/kg	321	0	472	0 最もよい	174

表(3)-2にほう素排水（温泉排水）1m³当たりにおける処理コスト概算を示す。1回再生の場合ではあるが、再生Mg-Al酸化物が、処理コストは最も低く、汚泥生成量も最も少なかった。
表(3)-3 温泉排水処理プロセス

従来法

Mg-Al酸化物法

表(3)-3に、温泉排水処理プロセスを示す。従来法では、汚泥は廃棄処分されるが、Mg-Al酸化物法では、汚泥（ほう素含有Mg-Al LDH）を再生処理するため廃棄物を発生させずに、Mg-Al酸化物の循環利用を図ることができる。

•Mg-A

## 5 ．本研究により得られた成果

## （1） 科学的意義

## ほう素の処理について

使用LDH及び初期pHの影響を検討した結果、$\mathrm{NO}_{3}$型LDH(Mg/Al=2)、初期pH10で最も高い除去率となった。$\mathrm{Mg/Al}=4$よりも$\mathrm{Mg/Al}=2$で高い除去率を示したのは、$\mathrm{Al}^{3+}$の置換が多くホスト層の正電荷が大きいためであると考えた。またCl型よりも$\mathrm{NO}_{3}$型で高い除去率となったのは、$\mathrm{NO}_{3}^{-}$は電荷密度が小さく、アニオン交換が起こりやすいためである。pH10で最大除去率となったのは、ほう素がpH9.2以上でアニオン態として安定であり、且つ高pHではOH⁻の存在量が増え、競合するためであると考えた。以下、実験は除去率の高い$\mathrm{NO}_{3}$型及びCl型LDH(Mg/Al=2)を用い、初期pHを10とした。ほう素除去に及ぼす化学量論量の影響を検討した結果、10 minで$\mathrm{NO}_{3}$型は量論量3で96.6%、Cl型は量論量5で91.0%のほう素が除去された。これらの条件下で、残存ホウ素濃度はそれぞれ3.4 mg-B/L、9.0 mg-B/Lとなり、短時間でほう素排水基準を達成できた。ほう素の吸着は擬二次速度式に一致した。反応速度定数は温度とともに微増し、$\mathrm{NO}_{3}$型で大きくなった。またアレニウスの式から求めた活性化エネルギーは$\mathrm{NO}_{3}$型、Cl型でそれぞれ17.1,10.5 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に分類されることを確認した。共存アニオン存在下では、共存アニオンがほう素と競合するため、ほう素除去率が低下した。また$\mathrm{SO}_{4}^{2-}$は電荷密度が大きく、インターカレートされ易いため、除去率が大きく低下したと考えた。$\mathrm{NaNO}_{3}$、$\mathrm{NaCl}$濃度のほう素脱着率に及ぼす影響を検討した結果、再生液濃度の上昇に伴い脱着率も上昇し、濃度3 mol/Lで$\mathrm{NO}_{3}$型では87.2%、Cl型では98.8%の脱着が可能であった。$\mathrm{Cl}^{-}$は$\mathrm{NO}_{3}^{-}$よりも電荷密度が大きく、脱着が起こり易かったと考えた。

共沈法により作成したMg-Al LDHを仮焼しMg-Al酸化物を作成し、ほう素除去実験を行った。ほう素の除去は$\mathrm{LDO}(\mathrm{Mg}/\mathrm{Al}=2)$でよい除去特性を示した。$\mathrm{LDO}(\mathrm{Mg}/\mathrm{Al}=2)$においてほう素濃度は化学量論比2、480 minで3.6 mg/Lとなり、ほう素一律排水基準(10mg/L)が達成された。LDOを用いることでほう素の濃度基準を達成できることを確認した。反応速度解析から吸着は化学吸着であり、ホウ酸イオンが吸着する過程が律速反応となる。平衡論的解析の結果より、$\mathrm{B(OH)_4}$は再水和により生じた層間の吸着サイトに1対1でインターカレートされ、吸着除去されたと考えた。また、共存アニ
オンによりほう素のインターカレートが阻害されることも分かった。脱着は$\mathrm{LDO}(\mathrm{Mg}/\mathrm{Al}=2)$ では炭酸ナトリウム水溶液濃度0.05mol/L、2hで90.5%であった。再生利用はLDH層間のほう素の残存及びLDH構造の崩壊による除去性能の低下が見られた。しかしながら、再生LDOを用いることでほう素を除去でき、LDOの循環利用が可能であった。

MgOによるほう素除去に及ぼす投入量の影響を検討した結果、Mg/B=50かつ48時間で91.0.%のほう素が除去された。残存ホウ素濃度は9.0 mg-B/Lとなり、ほう素排水基準を達成できた。ほう素の吸着は擬一次速度式に一致した。反応速度定数は温度とともに微増し、またアレニウスの式から求めた活性化工ネルギーは73.4 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に分類されることを確認した。NaOH濃度のほう素脱着率に及ぼす影響を検討した結果、再生液濃度の上昇に伴い脱着率も上昇し、濃度1 mol/Lで70.3%の脱着が可能であった。pHが高い方が表面水酸基は負に帯電し、脱着が起こり易かったと考えた。

## ふっ素の処理について

ふつ素除去率の経時変化を検討した結果、化学量論量1倍ではCl型よりもNO_{3}型の方が高い除去率を示し、また投入するLDH量の増大に伴い除去率は増加した。これはNO_{3}^{-}がCl^{-}よりもLDH層間で不安定性であり、容易にアニオン交換が起こるためである。NO_{3}型、Cl型いずれも反応速度式は擬二次速度式に一致した。反応速度定数から算出した活性化工ネルギーはNO_{3}型で24.2、Cl型で11.8 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に分類されることを確認した。吸着等温線は、NO_{3}、Cl型ともにLangmuir式に一致した。飽和吸着量q_{m}[mmol/L]はNO_{3}型で3.30、Cl型で3.22 mmol/Lとなった。また、60minにおいてNO_{3}型では化学量論量3で94.8%、Cl型では化学量論量5で96.1%除去できた。この時、残存ふつ素濃度は5.2、3.9 mg/Lとなりいずれもふつ素排水基準を達成した。

Mg-Al 酸化物を用い、ふつ素除去実験を行った。LDO(Mg/Al=2)においてふつ素濃度は化学量論比5、480 minにおいて6.3 mg/Lとなり、ふつ素一律排水基準(8 mg/L)を達成した。LDOを用いることでふつ素の濃度基準を達成できることを確認した。反応速度解析から吸着は化学吸着であり、フッ化物イオンが吸着する過程が律速反応となる。平衡論的解析の結果より、Fは再水和により生じた層間の吸着サイトに1対1でインターカレートされ、吸着除去されたと考えた。また、共存アニオンによりふつ素のインターカレートが阻害されることも分かった。脱着はLDO(Mg/Al=2)では炭酸ナトリウム水溶液濃度1 mol/L、120 minで96.1％であった。再生利用はLDH層間のふつ素の残存及びLDH構造の崩壊による除去性能の低下が見られた。しかしながら、再生LDOを用いることでふつ素を除去でき、LDOの循環利用が可能であった。

MgOによるふつ素除去に及ぼす投入量の影響を検討した結果、Mg/F=10かつ48時間で94.2%のふつ素が除去された。残存ふつ素濃度は5.81 mg-F/Lとなり、ふつ素排水基準を達成できた。ふつ素の吸着は擬一次速度式に一致した。反応速度定数は温度とともに微増し、またアレニウスの式から求めた活性化工ネルギーは70.7 kJ/molとなり、この反応が化学吸着に分類されることを確認した。NaOHによるふつ素脱着率に及ぼす再生時間の影響を検討した結果、濃度1 mol/Lで27.1%の脱着が可能であった。pHが高い方が表面水酸基は負に帯電し、脱着が起こり易かったと考えた。
## （２）環境政策への貢献

＜行政が既に活用した成果＞

該当なし。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

本研究成果は、水質汚濁防止法に基づく排水規制の対象となっている、ほう素及びふつ素について排水基準を満たすための経済的な処理技術の開発に貢献することができる。

現在、ほう素の処理技術として、Al塩とCa(OH) $ _{2} $ を併用する凝集沈殿法が行われているが、ほう素の排水基準を満たすためには多量の薬剤を要し、スラッジ発生量も大量となる側面がある。ほう素選択吸収樹脂を用いるイオン交換処理法、溶媒抽出法も検討されているが、高価であることや環境二次汚染の問題もあり実用的ではない。一方、ふつ素は含有排水にCa化合物を添加してCaF $ _{2} $ として沈殿処理するが、残留濃度を下げるためにさらにAl塩を添加する水酸化物共沈法による高度処理を行う。しかし、この方法もやはり多量の薬剤を要し、低濃度のふつ素で汚染された極めて大量のスラッジの生成という問題を抱える。ふつ素吸着樹脂が開発されているが、従来樹脂は高度処理のために使用されるものであるため高価であり、また高濃度の排水処理には実用的ではない。

本研究では、マグネシウム化合物を吸着剤として利用する吸着法を開発するため、凝集沈殿法と異なり多量の薬剤が必要とならず、吸着剤を循環利用できるメリットもある。ほう素やふつ素を吸着したマグネシウム化合物を最終処分する場合においても、凝集沈殿法に比べスラッジ発生量の低減が期待できる。ほう素処理のための凝集沈殿法、ふつ素処理のためのCaF₂法&水酸化物共沈法は、まず排水基準を満たすことが容易ではないが、マグネシウム化合物による吸着法は排水基準を満たすことが容易である。また、多量の薬剤にかかるコストに比べ、マグネシウム化合物の吸着剤は安価である。当然、ほう素選択吸収樹脂やふつ素吸着樹脂よりも安価である。

本研究成果は、容易にほう素及びふつ素の排水基準を満たすことができ、安価で、環境二次汚染を引き起こさないため非常に優位性がある。

### 6. 国際共同研究等の状況

該当なし。

### 7. 研究成果の発表状況

## （1） 誌上発表

## <論文（査読あり）>

1) Tomohito Kameda, Jumpei Oba, Toshiaki Yoshioka, Journal of Hazardous Materials, 293(2015)54-63. “New treatment method for boron in aqueous solutions using Mg-Al layered double hydroxide: kinetics and equilibrium studies”

2) Tomohito Kameda, Jumpei Oba, Toshiaki Yoshioka, Journal of Environmental Management, 156(2015)252-256. “Kinetics and equilibrium studies on Mg-Al oxide for removal of fluoride in aqueous solution and its use in recycling”
## <査読付論文に準ずる成果発表>

特に記載すべき事項はない。

くその他誌上発表（査読なし）>

特に記載すべき事項はない。

## （2） 口頭発表（学会等）

1）大場淳平、亀田知人、吉岡敏明：無機マテリアル学会第125回学術講演会（2012）

「Mg-Al系層状複水酸化物を用いたホウ素除去」

2) 大場淳平、亀田知人、吉岡敏明：日本化学会第93春季年会（2013）

「Mg-Al系層状複水酸化物を用いたふつ素除去」

3) 山本裕介、亀田知人、吉岡敏明：無機マテリアル学会第129回学術講演会（2014）

「ホウ素処理における酸化マグネシウムの適用可能性評価」

4) 山本裕介、亀田知人、吉岡敏明：日本化学会第95春季年会（2015）

「フッ素処理における酸化マグネシウムの適用可能性評価」

## （3） 出願特許

特に記載すべき事項はない。

## （４）「国民との科学・技術対話」の実施

特に記載すべき事項はない。

## （５）マスコミ等への公表・報道等

特に記載すべき事項はない。

## (6) その他

大場淳平、亀田知人、吉岡敏明：無機マテリアル学会第125回学術講演会（2012）

「Mg-Al系層状複水酸化物を用いたホウ素除去」

第5回講演奨励賞受賞

### 8 \. 引用文献

特に記載すべき事項はない。