Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
Tenax TA - Carboxen 569 sampling

図 3–2 吸着分配を調べる実験の方法 (Tenax TA – Carboxen 569の場合)

メタノールに溶解した Br を含む脂肪族および芳香族炭化水素を、試料注入用のガラスカラムに注入し(メタノールで希釈する際に注入量が 100 ngBr になるように調製した)、すぐさま 1.5～2 L min $ ^{-1} $ の流量で、10 L、20 L、30 L、40 L の乾燥空気を通過させた。そのあと、各捕集管を取り外し、He-rfBD-AES に接続して、Br 量を測定した。

### 3.3 結果および考察

## 1 ）発光スペクトルと定量限界

発光スペクトルを図3-3に示す。Fは733.2 nmと739.9 nmに発光線があり、Cl, Brの発光線と重なることはなく、すなわち、元素選択的にFを定量することができる。Fの3物質を連続して注入してピーク面積から、Hexafluorobenzene、2,2,2-Trifluoroethanolおよび1,1,1,3,3,3-Hexafluoro-2-propanolの応答比が、1.000、0.892、0.875であることがわかった。従って、Fの定量にあたって、ClやBrの影響は受けず、また化合物の形態に依存せずに、Fの量に従った信号が得られるものと考えてよい。
(b) Hexafluorobenzene was injected

(d) Overlay of (b) and (c) proved Br and Cl lines do not interfere with F determination lines of 733.2 and 739.9 nm.

図 3-3 発光スペクトル

検出限界 $ \left( \mathrm{S}/\mathrm{N}=3 \right) $ を求めたところ、F:7.4 ng ; Cl:0.70 ng ; Br:0.44 ng であった。

放電管の空冷は、次の2点で効果があった。空冷しない状態であると、放電管の温度が次第に上昇し、最終的には絶縁が破壊され、アーク放電に移行し、安全装置が作動して電源ブレーカーが遮断されるため、放電出力を控えておく必要があったが、空冷することで温度過度の上昇を抑制し、安定でかつ適度な出力の放電を継続することができた。また、F原子は放電管と反応する性質を持ち、とくに温度が高いと、ピークのテーリングが観察されたが、空冷によって温度上昇が抑制されると、この現象も回避された。

## 2 ）連結した捕集管の吸着分配

吸着分配の実験結果を表 3-1 に示す。まず、最も揮発性の高い Bromochloromethane（沸点 68 ℃）を見ると、通気量の増加に伴い、Carboxen 569 の 2 段目のカラムに移動している様子が見られることから、Carboxen 569 の捕集限界が、沸点 70 ℃ であると見なせる。同様に、Carbotrap C - Carbotrap B - Carboxen 569 の連結系で、通気量を 10 から 40 L に増加させたときに吸着分配が移動する様子から、Carbotrap B と Carboxen 569 の境界が沸点 100 ℃ 付近、Carbotrap C と Carbotrap B の境界が沸点 160 ℃ 付近であると見なせる。
表 3-1 吸着分配の実験結果

有機臭素	沸点[℃]	ガス量	吸着分配%	吸着分配%
C-1	C-2	B-1	B-2	569-1569-2	Total	TA-1	TA-2	569-1569-2	Total
プロモクロロメタン	68	10 L	0	0	0	0	79	14	93	5	17	69	0	91
20 L	0	0	0	0	82	13	95	5	6	82	0	93
30 L	0	0	0	0	83	24	107	0	1	90	3	94
40 L	0	0	0	0	75	25	100	0	1	85	6	92
ジブロモメタン	97	10 L	0	0	8	66	17	0	92	48	36	10	0	94
20 L	0	0	0	31	61	2	95	35	32	10	0	77
30 L	0	0	0	22	66	2	90	17	25	48	0	90
40 L	0	0	0	2	101	0	103	9	26	57	0	92
プロモホルム	150	10 L	0	3	107	0	0	0	110	85	7	0	0	92
20 L	4	4	106	0	0	0	114	83	9	0	0	92
30 L	0	0	97	2	0	0	99	84	9	0	0	93
40 L	0	0	109	0	0	0	109	78	18	0	0	96
プロモベンゼン	156	10 L	81	36	0	0	0	0	117	105	0	0	0	105
20 L	53	60	0	0	0	0	113	100	0	0	0	100
30 L	44	79	0	0	0	0	123	98	0	0	0	98
40 L	26	72	11	0	0	0	109	100	0	0	0	100
p-ジブロモベンゼン	220.4	10 L	109	0	0	0	0	0	109	105	0	0	0	105
20 L	112	2	0	0	0	0	115	109	0	0	0	109
30 L	113	3	0	0	0	0	116	112	0	0	0	112
40 L	116	0	0	0	0	0	116	113	0	0	0	113
m-ジブロモベンゼン	224	10 L	107	0	0	0	0	0	107	98	0	0	0	98
20 L	99	0	0	0	0	0	99	94	0	0	0	94
30 L	100	2	0	0	0	0	102	97	0	0	0	97
40 L	103	5	0	0	0	0	108	96	0	0	0	96
1,2,4,5-テトラブロモベンゼン	327.5	10 L	67	0	0	0	0	0	67	70	0	0	0	70
20 L	66	0	0	0	0	0	66	87	0	0	0	87
30 L	71	0	0	0	0	0	71	88	0	0	0	88
40 L	50	0	0	0	0	0	50	90	0	0	0	90

一方、Tenax TA と Carboxen 569 の境界は沸点 100 ℃ 付近である。Tenax TA は、Carbotrap B が捕集対象としている化合物と Carbotrap C のそれの両方を捕集し、しかもシャープな脱着ピークを示した。

以上のことから、Tenax TA の捕集範囲は、沸点 100 ℃ 以上で沸点 300 ℃ 付近までの非水溶性物質(沸点が 300 ℃ 以上になると、ガスバブラーや冷却除湿で凝縮捕捉され、捕集管まで到達しにくくなる)であることが明らかとなった。沸点 100 ℃ 以下の物質は、
Tenax TA を通過するが、Carboxen 569 で捕集される。ただし、沸点 70 ℃ 未満の物質は、Caboxen 569 も通過する。

### 3.4 結論

He-rfBD-AES によって、Cl,Br に加え、F も元素選択的でかつ化合物形態に依存せずに定量が可能であることがわかった。また、検出限界は、Cl、Br については 1 ng 以下であったが、F については 7.4 ng であった。

Tenax TA と Carboxen 569 を連結した揮発性物質の捕集方法で、吸着分配を調べたところ、沸点が 300 ℃ 以下から 100 ℃ 以上までは Tenax TA に捕集され、沸点 100 ℃ 以下 70 ℃ 以上の物質が Carboxen 569 に捕集されることがわかった。
### 4. 加熱保持された焼却飛灰上での有機塩素・有機臭素の生成および生成抑制に関する検討

分担者 大阪市立環境科学研究所 高倉晃人

### 4.1 はじめに

## 1 ）背景と目的

都市ごみ焼却施設におけるダイオキシン類排出削減の手法としては、1）燃焼状態（燃焼温度、ガスの炉内滞留時間、ガス攪拌）の改善、2）ガス冷却過程での再合成の抑制、3）集じん器での適切な運転管理が挙げられる。このうち、2)再合成は「de novo合成」と呼ばれ、排ガスの冷却過程である300-400℃の温度域において、焼却飛灰中の未燃炭素が、塩化銅の触媒作用により塩素化される反応である。この反応によりクロロベンゼン、クロロフェノール、クロロスチレン等の様々な有機塩素化合物が生成され、それらと比較し最終生成物であるダイオキシン類の生成量は僅かである。

人為活動により環境に排出される有機ハロゲンとしては、上記の塩素化体だけでなく、臭素系難燃剤やPC基板等に含まれるポリ臭化ビフェニル、臭素化ジフェニルエーテル類等の有機臭素化合物が挙げられる。都市ごみ焼却施設は、臭素を含む廃棄物が搬入され、焼却される場であることを考えると、有機臭素の有力な発生源の一つとみなすことができる。有機塩素とは異なり、この有機臭素に関する生成および生成抑制については未解明な部分が多い。

本研究では、室内実験装置を用いて、都市ごみ焼却施設から採取した焼却飛灰の加熱実験を行い、焼却飛灰上での有機塩素・有機臭素の①生成および②生成抑制について検討した。本研究の独自性としては、塩素・臭素の元素別の定量分析を行い、燃焼過程での有機塩素および有機臭素の举動を個別に捉える点にある。

## 2 ）研究の構成

本研究では燃焼過程における有機塩素・有機臭素の挙動に関して、次の2つのテーマを設定した。

$$ 【テーマ 1.】 有機塩素・有機臭素の生成 $$

【テーマ2.】有機塩素・有機臭素の生成抑制

いずれについても、都市ごみ焼却施設から採取した焼却飛灰を加熱し、生成した有機塩素・有機臭素を吸着剤により捕集した。その後、塩素・臭素の元素別の定量分析を行った。

#### 4.2 【テーマ1.】 有機塩素・有機臭素の生成

## 1 ) 既往の文献調査

燃焼過程での有機塩素の生成に関する研究例を以下に示す。

Yasuhara ら $ ^{1),2} $ は、燃焼ごみ中の塩素は無機・有機に関わらず、ダイオキシン類の生成と強い相関性を持ち、その中でも特に NaCl および PVC の寄与が大きいとしている。また無機塩については、Cl と金属との結合エネルギーが小さい程、塩素原子が離れ易く、その結果としてダイオキシン類の
生成量が多くなるとしている。

Fujimori ら $ ^{3)} $ および Takaoka ら $ ^{4)} $ は、ダイオキシン類生成における焼却飛灰中の $ CuCl_{2} $ が果たす役割を、X 線吸収微細構造の変化から明らかにした。具体的には、排ガス温度が 200～300 ℃においては $ CuCl_{2} $ が $ CuCl $ や $ Cu(0) $ へと還元され、400 ℃において CuO に酸化される。この過程で銅原子と結合していた Cl が放出（脱塩素）され、炭素の塩素化が進むとしている。

Littarru ら $ ^{5)} $ は、都市ごみ焼却施設の排ガス流れに沿って焼却飛灰中のダイオキシン類測定を行い、排ガスの冷却過程でのダイオキシン類濃度の上昇傾向を明らかにするとともに、de novo合成を抑制する重要性を指摘している。またCunliffeら $ ^{6)} $ は、de novo合成が起こる温度域は250-300℃であり、他の温度域ではごく僅かであることを明らかにした。Takasugaら $ ^{7)} $ は、廃棄物に含まれるNaClは700℃、15分の燃焼によりHClに変化しダイオキシン類生成における塩素源として働くこと、および焼却飛灰中の金属塩がダイオキシン類生成において触媒として働くことを明らかにしている。

## 2 ）実験上の共通事項

### a. 実験装置

焼却飛灰上での有機塩素・有機臭素の生成メカニズムを明らかにするため、図4-1に示す実験装置を用いて焼却飛灰の加熱実験を行った。表4-1に実験条件を示す。加熱試料として、450 t/d×2炉のストーカー式燃焼炉を持つ都市ごみ焼却施設のバグフィルター灰（以下BF灰）を用いた。当施設ではバグフィルターおいてアルカリ剤添加を行っていない。このBF灰0.1 gを円筒ろ紙(Advantec, No.88RH)に入れ加熱炉に設置した。加熱温度はde novo合成が起こるとされる300-400 ℃を含め、150-450 ℃の範囲で設定した。キャリヤーガス組成は、酸素存在の有無が有機塩素・有機臭素の生成に及ぼす影響を調べるために、 $ N_{2}:O_{2}=80\%:20\% $ および100\%:0\%とした。BF灰の加熱後、ガスを水冷されたドレイン水30 mlに通し無機ハロゲンを除去し、次の4本の空瓶により除湿を行った。その後、4段の連結されたグラファイトカーボンブラック系吸着剤に通した(1,2段目:Carbotrap C, 0.60 g、3,4段目:Carbotrap B, 0.45 g, SUPELCO社製)。表4-2にCarbotrap CおよびCarbotrap Bの物理特性を示す。なお本実験とは別に、様々な有機ハロゲン標準物質を同様の連結カラムに導入し、2種のカラムへの分配を調べた $ ^{8)} $ 。その結果、2-6塩素化芳香族および2-4臭素化芳香族が含まれる沸点が170-300 ℃の物質はCarbotrap Cのみに分配し、沸点が120-170 ℃の物質はCarbotrap CおよびCarbotrap Bに分配した。また沸点が60-120 ℃の脂肪族はCarbotrap Bのみに吸着し、沸点が60 ℃以下については、いずれの吸着剤にも捕集されなかった。さらに、同様の連結カラムを用いて、11の都市ごみ焼却施設においてダイオキシン類との相関性を調べた結果、Carbotrap BよりもCarbotrap Cの方がダイオキシン類との高い相関性を示し、その理由として、Carbotrap Cに捕集される化合物の方がCarbotrap Bよりも高い沸点を持つためと考えられた $ ^{9)} $ 。
図 4-1 加熱実験装置

表 4-1 実験条件

キャリヤーガス組成	N₂: O₂=80 % : 20 %, 100 % : 0 %
キャリヤーガス流量	100 mL/分
加熱温度	150-450 °C (50 °C刻み)
吸着剤	グラファイトカーボンブラック系吸着剤、Supelco社製
1.2段目: Carbotrap C (0.60 g × 2段)
3.4段目: Carbotrap B (0.45 g × 2段)

表 4-2 吸着剤の物理特性

表面積(m2/g)	密度(g/ml)
Carbotrap C	10	0.68
Carbotrap B	100	0.37

### b. 有機塩素・有機臭素の定量分析法

有機塩素・有機臭素の定量分析はWatanabeら $ ^{10)} $ が開発した大気圧へリウムラジオ波バリヤー放電原子発光法を用いた（図4-2）。測定条件を表4-3に示す。ラインAより標準物質としてブロモクロロエタンを注入し、塩素および臭素の検量線を作成した。その後、ラインBにおいてCarbotrap Cを300℃、Carbotrap Bを150℃に加熱し、脱着した有機塩素・有機臭素をヘリウムガスとともにプラズマ放電管に導入した。この手法では、励起された塩素および臭素の発光線が個別に得られ（Cl：837.6 nm, Br：827.2 nm）、また元素の検出感度はngオーダーと高い（10 ng-Clおよび2 ng-Br）。なお、従来のTOX(total organic halogen)分析において主に用いられてきた電量滴定法の検出感度はμgオーダーであり、また元素別の定量が不可能である。図4-3に標準物質およびCarbotrap Bのチャート例を示す。発光線のピークが得られる時間は数分程度である。
図4-2 大気圧へリウムラジオ波バリヤー放電原子発光装置

表 4-3 测定条件

ヘリウムガス流量	150 mL/分
加熱脱着温度	Carbotrap C: 300℃
Carbotrap B: 150℃
電源電圧	98 kHz
電源周波数	3.2 kV

図 4-3 分析チャートの例（塩素のみ）

## 3 ) 加熱時間による有機塩素・有機臭素の生成

### a. 実験

図 4-1 に示す実験装置において、BF 灰上での有機塩素・有機臭素の生成が終了するまでの時間を把握することを目的とし、加熱時間を 0-60 分の範囲で 10 分おきに設定し、10 分毎の生成量を求めた。実験条件を表 4-4 に示す。図 4-1 の実験装置において、BF 灰量を 0.1 g、キャリヤーガス組成を $ N_{2}:O_{2}=80\%:20\% $ 、キャリヤーガス流量を 100 ml/分、加熱温度を 300 ℃ とした。加熱時間を 0-60 分の範囲で 10 分おきに吸着剤を交換しながら、生成する有機塩素・有機臭素の時間変動を調べた。この実験を 3 回行い、その平均を結果とした。
表 4-4 加熱時間に関する実験条件

キャリヤーガス組成	N₂: O₂=80 %: 20 %
キャリヤーガス流量	100 ml/分
加熱試料	BF灰 0.1 g
加熱温度	300℃
加熱時間	0-60分の範囲で10分おき

### b. 結果および考察

実験結果を表 4-5、それをグラフ化したものを図 4-4(有機塩素)および図 4-5(有機臭素)に示す。有機塩素については Carbotrap C、Carbotrap B ともに 10-20 分に捕集量のピークを迎え、その後、減衰傾向が見られた。また 60 分までの捕集量が全量であると仮定した場合、50 分迄の捕集率は Carbotrap C で 94%、Carbotrap B で 96% であり、多くが捕集されていることが分かった。有機臭素についても同様の傾向が見られた。以上の結果より本実験の加熱時間として 60 分を設定することとした。

表 4-5 加熱時間ごとの有機塩素・有機臭素捕集量

経過時間(分)	n	有機塩素(ng-Cl/g)	有機臭素(ng-Br/g)
Carbotrap C	Carbotrap B	Carbotrap C	Carbotrap B
0—10	3	43	95	10	50
10—20	3	50	230	16	77
20—30	3	47	160	13	50
30—40	3	35	122	9	40
40—50	3	22	99	7	30
50—60	3	12	33	2	25
合計	-	208	739	57	272
50分までの捕集量*(%)	-	94	96	96	91

*60分までの捕集量を全量として算出

図 4-4 加熱時間ごとの有機塩素捕集量

図 4-5 加熱時間ごとの有機臭素捕集量
## 4 ) 加熱温度が有機塩素・有機臭素の捕集量に及ぼす影響

### a. 実験

焼却飛灰において有機塩素の再合成が起こる温度域は300-400℃とされる。本実験では、BF 灰の加熱温度が有機塩素・有機臭素の捕集量に及ぼす影響について調べた。

実験条件を表 4-6 に示す。図 4-1 の実験装置において、キャリヤーガス組成を $ N_{2}:O_{2}=80\%:20\% $ 、キャリヤーガス流量を 100 ml/分、BF 灰量を 0.1 g、加熱時間を 60 分、加熱温度を 150-450 ℃ の範囲で 50 ℃ 毎に設定した。この実験を 3 回行い、その平均を結果とした。

表 4-6 加熱温度に関する実験条件

キャリヤーガス組成	N₂: O₂=80 %: 20 %
キャリヤーガス流量	100 ml/分
加熱試料	BF灰 0.1g
加熱温度	150-450℃(50℃刻み)
加熱時間	60分

### b. 結果および考察

実験結果を表 4-7、それをグラフ化したものを図 4-6（有機塩素）および図 4-7（有機臭素）に示す。有機塩素のピークは 250-350 ℃であり、de novo 合成が起こるとされる温度域 300-400 ℃とほぼ一致した。有機臭素については 300-350 ℃において高い傾向が見られ、有機塩素と同様の結果であった。

表 4-7 加热温度ごとの有機塩素・有機臭素捕集量

加熱溫度(℃)	n	有機塩素(ng-Cl/g)	有機臭素(ng-Br/g)
Carbotrap C	Carbotrap B	Carbotrap C	Carbotrap B
150	3	67	175	22	95
200	3	77	320	34	133
250	3	240	778	44	205
300	3	320	900	119	440
350	3	290	840	109	480
400	3	173	690	45	160
450	3	110	500	40	155
図 4-6 加熱温度ごとの有機塩素捕集量

図 4-7 加熱温度ごとの有機臭素捕集量

## 5 ) 酸素の存在が有機塩素・有機臭素の捕集に及ぼす影響

### a. 実験

BF 灰の加熱により捕集される有機塩素・有機臭素が、①元来 BF 灰に含まれており、加熱により脱離したものなのか、もしくは②BF 灰上で新たに生成したものかについて検討した。酸素条件下においては、①脱離,②生成ともに捕集されるが、無酸素条件下では②生成は起こりえず、①脱離のみが起こるものと推測される。これを踏まえ実験パラメータとして酸素存在の有無を設定した。実験条件を表 4-8 に示す。図 4-1 の実験装置において、キャリヤーガス組成を $ N_{2}:O_{2}=80\%:20\% $ （酸素 20 % 気流）および 100% : 0%（窒素気流）、キャリヤーガス流量を 100 ml/分、BF 灰量 0.1 g、加熱温度 300 ℃、加熱時間を 60 分とした。実験回数について、酸素 20 % 気流下は 6 回、窒素気流下は 5 回行い、各々の平均を結果とした。

表 4-8 酸素の存在に関する実験条件

キャリヤーガス組成	N₂: O₂=80 %: 20 % (酸素20 %気流)
N₂: O₂=100 %: 0 % (窒素気流)
キャリヤーガス流量	100 ml/分
加熱試料	BF灰 0.1 g
加熱温度	300℃
加熱時間	60分

### b. 結果および考察

実験結果を表 4-9、それをグラフ化したものを図 4-8 に示す。Carbotrap C について、窒素気流下では有機塩素、有機臭素ともにほとんど検出されず、酸素 20％気流下では有機塩素が 248 ng-Cl/g、有機臭素が 61 ng-Br/g 捕集された。捕集されたこれら有機塩素・有機臭素は、酸素の存在により生成したものと考えられた。一方、Carbotrap B には窒素気流下であっても有機塩素が 606 ng-Cl/g、有機臭素が 145 ng-Br/g 捕集され、これらはBF 灰からの加熱脱離によるものと考えられた。Carbotrap B に捕集される有機塩素・有機臭素は Carbotrap C と比較し沸点が低い両分であることから、加熱脱
離しやすい傾向にあると考えられた。同じく Carbotrap B について、酸素 20％気流下では有機塩素が 922 ng-Cl/g、有機臭素が 185 ng-Br/g 捕集された。このことより、酸素 20％気流下において Carbotrap B に捕集される有機塩素は、BF 灰からの加熱脱離によるものと、生成されたものとが混在していると考えられた。

表 4-9 酸素の有無による有機塩素・有機臭素の捕集量

キヤリヤーガス組成(N2:O2)	n	吸着剤	有機塩素(ng-Cl/g)	有機臭素(ng-Br/g)
合計	合計
80%:20%(酸素20%気流)	6	Carbotrap C	1本目	216	248	61	61
2本目	32	0
Carbotrap B	1本目	790	922	162	185
2本目	132	23
100%:0%(窒素気流)	5	Carbotrap C	1本目	0	0	6.4	6.4
2本目	0	0
Carbotrap B	1本目	512	606	134	145
2本目	94	11

図 4-8 酸素の有無による有機塩素・有機臭素の捕集量

## 6 ) 加熱試料の違いがもたらす有機塩素・有機臭素の捕集量

### a. 実験

加熱試料の違いが有機塩素・有機臭素の捕集量に及ぼす影響を調べた。加熱試料として BF 灰、活性炭、ブランクとして円筒ろ紙を用い、各々の試料を加熱した場合の有機塩素・有機臭素の捕集量を調べた。実験条件を表 4-10 に示す。図 4-1 の実験装置において、キャリヤーガス組成を $ N_{2}:O_{2}=80\%:20\% $ 、キャリヤーガス流量 100 ml/分、加熱試料として BF 灰 0.1 g、活性炭粉末 (wako chemicals, 037-02115) 0.1 g、および円筒ろ紙 (Advantec, No. 88RH) を用いた。加熱温度 300 ℃、加熱時間を 60 分とした。実験回数について BF 灰は 6 回、活性炭は 4 回、円筒ろ紙は 3 回行い、各々の平均を結果とした。
表 4-10 加熱試料に関する実験条件

キャリヤーガス組成	N₂: O₂=80 % : 20 %
キャリヤーガス流量	100 ml/分
加熱試料	BF灰 0.1 g
活性炭 0.1 g
円筒ろ紙
加熱温度	300 ℃
加熱時間	60 分

### b. 結果および考察

実験結果を表 4-11、それをグラフ化したものを図 4-9 に示す。ブランクとして用いた円筒ろ紙では、有機塩素・有機臭素は全く捕集されなかった。活性炭の加熱により Carbotrap C では有機塩素・有機臭素がほとんど捕集されなかったが、Carbotrap B では BF 灰の 1/3 程度の 307 ng-Cl/g が捕集された。これは実験室内に存在する塩素ブランクが寄与したものと推測された。有機臭素については捕集されなかった。以上のことから、酸素 20％気流下で Carbotrap B に捕集された 922 ng-Cl/g は、予め BF 灰に含まれていた有機塩素 (606 ng-Cl/g、表 4-9) および実験室ブランク (307 ng-Cl/g、表 4-11) に由来するものと考えられ、以降、この試料で生成する有機塩素・有機臭素は、Carbotrap C の画分に注目して論ずることとした。

表 4-11 加熱試料ごとの有機塩素・有機臭素捕集量

加熱試料	試料量(g)	n	吸着剤	有機塩素(ng-Cl/g)	有機臭素(ng-Br/g)
合計	合計
BF灰	0.1	6	Carbotrap C	1本目	216	248	61	61
2本目	32	0
Carbotrap B	1本目	790	922	162	185
2本目	132	23
活性炭	0.1	4	Carbotrap C	1本目	10	10	0	0
2本目	0	0
Carbotrap B	1本目	258	307	0	0
2本目	48	0
円筒ろ紙	-	3	Carbotrap C	1本目	0	0	0	0
2本目	0	0
Carbotrap B	1本目	0	0	0	0
2本目	0	0
図 4-9 加熱試料ごとの有機塩素・有機臭素捕集量

#### 4.3 【テーマ2.】有機塩素・有機臭素の生成抑制

## 1 ) 既往の文献調査

焼却飛灰上での有機塩素の生成を抑制する手法として、排ガス冷却過程でのアルカリ剤および尿素（およびその熱分解物質）の添加がある。既往の研究例を以下に示す。

## 尿素およびその熱分解物質（アンメリド、アンメリン等）による有機塩素生成抑制

排ガス冷却過程における焼却飛灰上での有機塩素生成においては、 $ CuCl_{2} $ が大きく関与することが知られている $ ^{*3,4} $ 。尿素の添加により、銅のアンミン錯体が形成されるため、 $ CuCl_{2} $ が持つ有機塩素の生成促進作用が失活する $ ^{11} $ 。

$ ^{*} $ CuCl_{2}が200〜300℃においてCuClやCu（0）へと還元され、400℃においてCuOへと酸化される。この過程で銅原子と結合していたClが放出（脱塩素）され炭素の塩素化が進む。

$$ CuCl_{2}\longrightarrow CuCl+1/2O_{2} $$

$$ CuCl\longrightarrow CuO+1/2Cl_{2} $$

## アルカリ剤の添加による有機塩素生成抑制

焼却飛灰へのアルカリ剤（NaOH, NaHCO_{3}, Ca(OH)_{2}）の添加は、有機塩素の生成を抑制することが知られている。藤永ら $ ^{12)} $ は、そのメカニズムをX線吸収微細構造（XAFS）により調べ、その結果、アルカリ剤の添加により、有機塩素の生成に大きく関わる焼却飛灰中のCuCl_{2}が持つ還元状態が失活するとしている。
## 2 ）実験

実験条件を表 4-12 に示す。図 4-1 の実験装置において、キャリヤーガス組成 $ N_{2}:O_{2}=80\%:20\% $ 、キャリヤーガス流量 100 ml/分、BF 灰 0.1 g とし、生成抑制剤として尿素および 2 種のアルカリ剤 $ (\mathrm{NaHCO}_{3}, \mathrm{Ca(OH)}_{2}) $ をそれぞれ BF 灰に対する重量比 1.0, 6.0, 10\% になるよう添加した。加熱温度 300 ℃、加熱時間を 60 分とした。この実験を各生成抑制剤につき 3 回行い、平均を結果とした。

表 4-12 生成抑制に関する実験条件

キャリヤーガス組成	N₂: O₂=80 % : 20 %
キャリヤーガス流量	100 ml/分
加熱試料	BF灰 0.1 g
生成抑制剂	尿素
NaHCO₃
Ca(OH)₂
生成抑制剂の添加率 (BF灰に対する重量比)	0, 1.0, 6.0, 10 %
加熱温度	300 ℃
加熱時間	60 分

## 3 ) 結果および考察

尿素およびアルカリ剤添加による有機塩素および有機臭素の生成抑制率を表 4-13、それをグラフ化したものをそれぞれ図 4-10(有機塩素)および図 4-11(有機臭素)に示す。

## 尿素による抑制効果

有機塩素については、尿素の添加率が1.0％でCarbotrap C、Carbotrap Bともに30％程度が抑制率され、添加率を6.0％、10％と増やすごとに抑制率の上昇が見られた。この現象はBF灰中の塩化銅が持つ触媒作用が、尿素の添加により弱まったためと考えられる。有機臭素の抑制率は有機塩素と比較し高い傾向が見られた。

## アルカリ剤による抑制効果

NaHCO_{3} および Ca(OH)_{2} による有機塩素の抑制効果は、尿素と比べ低い傾向が見られ、これは有機臭素についても同様であった。ダイオキシン類の生成過程では、焼却飛灰中の CuCl_{2} が昇温により CuCl や Cu(0) へ還元され、de novo 合成の温度域である 250-350℃において CuO に酸化される。この間に Cu 原子と結合していた Cl 原子が放出され、炭素の塩素化が進む。今回の抑制効果はアルカリ剤の添加により、この酸化還元反応が失活したためと考えられた。
表 4-13 抑制剤による有機塩素・有機臭素の生成抑制率

添加率(%) (BF灰に対する重量比)	n	吸着剤	生成抑制率*(%)
有機塩素	有機臭素
尿素	NaHCO₃	Ca(OH)₂	尿素	NaHCO₃	Ca(OH)₂
0	5	Carbotrap C	-	-	-	-	-	-
Carbotrap B	-	-	-	-	-	-
1.0	5	Carbotrap C	29	10	12	51	14	9
Carbotrap B	32	18	19	100	24	28
6.0	5	Carbotrap C	63	13	34	88	22	33
Carbotrap B	77	28	31	100	39	42
10	5	Carbotrap C	82	30	49	93	39	58
Carbotrap B	100	65	43	100	55	66

*添加率0%時の生成量との差から算出

図 4-10 抑制剤による有機塩素の抑制効果

図 4-11 抑制剤による有機臭素の抑制効果

### 4.4 結論

酸素存在下で加熱された焼却飛灰の表面で有機塩素が生成する。このことは廃棄物焼却に由来するダイオキシン類生成メカニズムの一経路である「de novo合成」としてよく知られている。この研究では、有機塩素と並行して有機臭素も対象に含め、有機ハロゲンの包括的な計測で、元素別のde novo合成の特徴をつかむものである。

都市ごみ焼却施設のバグフィルターで捕集した焼却飛灰（アルカリ剤を添加していない）を使用して、空気気流中で加熱し、放出される気体を吸着捕集し、有機塩素・有機臭素の生成量の様子を調べた。300～350℃の温度域で生成量が最も多く、実験時間としては60分が適切であった。空気気流中で焼却飛灰表面上で生成する有機塩素・有機臭素は、沸点120℃以上の画分（Carbotrap Cで捕集）でそれぞれ248 ng-Cl/gおよび61 ng-Br/gであった。全臭素の存在量は、全塩素に比べると、かなり小さいはずであるが、有機塩素・有機臭素として生成する量は数倍の違いでしかない。まだ十分な定量性のある議論にならないが、有機臭素は有機塩素よりも、かなり生成しやすいものであることが予測される。

これら有機塩素・有機臭素の生成は、未燃有機物のハロゲン化反応であるから、尿素等の還元剤
や、ナトリウム系もしくはカルシウム系のアルカリ剤を添加することで、それを抑制できる。生成抑制の効果は、アルカリ剤よりも還元剤の方が大きく、焼却飛灰との重量比で1.0, 6.0, 10％の添加で、有機塩素生成の30 %, 60 %, 90％が、有機臭素生成の50％以上、90％以上、95％以上が抑制された。すなわち、有機塩素よりも有機臭素の方が尿素による抑制効果が強く現れた。

以上のことから、塩素と比較して臭素は反応性が高い、すなわち生成しやすいが抑制の効果も現れやすいことが分かる。有機ハロゲンの熱化学的破壊でのモニタリングで、日常的に有機臭素を検出できる状況であれば、その変動を知ることで、施設内の状況変化を推し量るツールとして活用できる可能性がある。今後は、定量的な議論に結びつくよう、他の種類の試料も対象に含めて研究を進めたい。

## 【参考文献】

1) Akio Yasuhara, Takeo Katami, Toshikazu Okuda, Noriko Ohno, Takayuki Shibamoto: Formation of dioxins during the combustion of newspapers in the presence of sodium chlorine and poly(vinyl chloride), Environmental Science & Technology, Vol.35, pp.1373-1378 (2001)

2) Akio Yasuhara, Takeo Katami, Toshikazu Okuda, Takayuki Shibamoto: Role of inorganic chlorides in formation of PCDDs, PCDFs, and Coplanar PCBs from combustion of plastics, newspaper, and pulp in an incinerator, Environmental Science & Technology, Vol.36, pp. 3924-3927 (2002)

3) Takashi Fujimori, Masaki Takaoka, Kazo Kato, Kazuyuki Oshita and Nobuo Takeda: Observing copper chloride during dioxin formation using dipersive XAFS, X-Ray Spectrometry, Vol. 37, pp. 210–214 (2008)

4) Masaki Takaoka, Atsuhiro Shiono, Takashi Yamamoto, Tomoya Uruga, Nobuo Takeda, Tsunelru Tanaka, Kazuyuki Oshita, Tadao Matsumoto, Hiroki Harada: Relationship between dynamic change of copper and dioxin generation in various fly ash, Chemosphere, Vol. 73, pp. S78–S83 (2008)

5) Paolo Littarru and Luciano Vargiu: Generation of PCDD/F in fly ash from municipal solid waste incinerators, Journal of the Air & Waste Management Association, Vol.53, pp.914–917 (2003)

6) Adrian M. Cunliffe, Paul T. Williams: De-novo formation of dioxins and furans and the memory effect in waste incineration flue gases, Waste Management, Vol. 29, pp. 739–748 (2009)

7) Takumi Takasuga, Tetsuya Makino, Katsuya Tsubota, Nobuo Takeda: Formation of dioxins (PCDDs/Fs) by dioxin-free fly ash as a catalyst and relation with several chlorine-sources, Chemosphere, Vol. 40, pp. 1003–1007 (2000)
8）渡辺 信久，南 吉隆，水谷 聡，高月 紘，高倉 晃人：排ガス中の中－低揮発性有機塩素化合物（SLVOC1）の捕集および定量に関する基礎的検討，環境化学，Vol.14，No.3，pp.597-604（2004）

9）高倉 晃人，渡辺 信久：一般都市ごみ焼却施設における有機ハロゲンの運転管理への活用，廃棄物資源循環学会誌，Vol.20，No.6，pp.383-393（2009）

10) N. Watanabe, W. Buscher and G. Boehm: Determination of fluorine, chlorine, bromine and iodine by barrier discharge radiofrequency helium plasma, Analytical sciences, Vol.18, pp.1191-1194 (2002)

11）服部 成真，高岡 昌輝，松本 忠生：尿素による焼却飛灰上でのダイオキシン類再合成抑制機構の解明，第19回廃棄物学会研究発表会講演論文集，pp.582-584（2008）

12）藤永 泰佳、藤森 崇、服部 成真：アルカリ剤添加による飛灰上でのダイオキシン類生成抑制，第19回廃棄物学会研究発表会講演論文集，pp.884-886（2008）
## 5 最終処分場浸出余水中 PFCs の活性炭吸着と賦活時の挙動

### 5.1 はじめに

有機フッ素化合物(PFCs)は、撥水剤等の用途で使用され、近年、POPs条約リストに掲載され、環境汚染と生体影響が心配されている化合物である。水系環境に放出されてからの分解性はきわめて悪く、社会のシンクとして、廃棄物最終処分場に集まり、浸出余水に高濃度で検出されている。浸出余水のCOD対策の処理工程の一つで、活性炭による吸着除去があるが、PFCsも一部、その吸着捕集で除去されることがわかっている。

COD 対策の活性炭は、定期的に、賦活処理がなされる。その工程で吸着された PFCs が有機状態のままで大気に放出されるのか、あるいは無機化するのかは、興味のあるところである。そこで、本章では、次の調査および実験を実施した。

最終処分場余水処理工程での PFCs の挙動(各処理工程出口での PFCs 濃度調査)

使用済み活性炭に含まれる総フッ素濃度の計測(実験)

PFCs 原体、PFCs を吸着させた活性炭を窒素雰囲気中で $ 700\;^{\circ}C $ で加熱して無機化する割合(実験)

### 5.2 方法

## 1 ）最終処分場余水処理工程でのPFCsの挙動

大阪湾フェニックス・神戸沖埋立処分場内にある排水処理施設にて、2011年11月10日に採水を行った。採水地点は、処理上流入水、生物処理水、凝集沈殿処理水、ろ過処理水、活性炭処理水である。分析項目は、11種類の有機フッ素化合物類PFCs（PFBA, PFPeA, PFHxA, PFHpA, PFOA, PFNA, PFDA, PFDoDA, PFBuS, PFHxS, PFOS）である。

## 2 ）使用済み活性炭に含まれる総フッ素濃度の計測

2011 年 11 月 10 日に上記施設で入手した活性炭を試料として、燃焼管法にて F 分の計測を行った。通常の燃焼管法では、試料を完全燃焼させて、燃焼ガスを吸収液でトラップし、吸収液中の F を計測するが、予備実験において、燃焼温度が高いほど計測値が低下する傾向が見られたので、実験的に、2 段階での燃焼を行うこととし、最初に空気で、その後高温の酸素で燃焼させ、それぞれの工程で吸収液で捕集された F イオンを測った。すなわち、

流量 $ 1 \, L \, min^{-1} $ での空気気流中での熱処理もしくは燃焼( $ 200 \sim 800 \, ^{\circ}C $ )

流量 $ 1 \, L \, min^{-1} $ での酸素気流中での完全燃焼 ( $ 1000 \, ^{\circ}C $ )
の２段階での燃焼を行った。

燃焼後のガスを3%過酸化水素のバブラーで捕集し、イオンクロマトグラフに注入してFイオンを定量した。

## 3 ）PFCs 原体、PFCs を吸着させた活性炭の窒素雰囲気での加熱

使用した装置を図 5-1 に示す。石英管の左端から $ N_{2} $ ガスを通気し、内部の気体を $ N_{2} $ で置換した後に、ガスバッグをとりつけ、その後に、ボートに乗せた試料を電気炉に挿入する。試料に含まれる水分が加熱によって蒸発して、気体が膨張しても、ガスバッグで内部の気体を捕集することができる。

図 5-1 PFCs 原体もしくは PFCs を吸着させた活性炭を窒素雰囲気で加熱する装置

PFOA、PFHxA および PFOS の原体、もしくはこれらを別々に吸着させた活性炭(Filtrasorb 300 カルゴンカーボンジャパン社製、予め PFOA 50 mg g⁻¹、PFHxA 50 mg g⁻¹、PFOS 10 mg g⁻¹ のいずれかを吸着させている)0.1 g を燃焼ポートにとり、石英管内部の空気を窒素で置換し、封入した状態で、石英管加熱域に挿入し、700 ℃ で加熱した(10 分間)。水蒸気の影響を調べる実験では、試料と同時に、別の燃焼ポートに 1 mL の精製水を入れ、同時に石英管加熱域に挿入した。アルカリ添加の影響を見る実験では、8 M NaOH 0.5 mL を活性炭に添加し、さらに 0.5 mL の精製水も同時に加熱した。

加熱処理後、活性炭を取り出し、石英管内壁を精製水で洗浄し、洗液をイオンクロマトグラフに注入して F を定量した。石英管内壁洗液とは別に、活性炭を精製水で洗浄し、別途、F を定量した。なお、これらの試料で、 $ C_{4} $ 〜 $ C_{8} $ のカルボン酸・スルホン酸形態の PFCs も定量した。
### 5.3 結果および考察

## 1 ）余水処理工程での PFCs

最終処分場污水処理工程別の PFCs の举動を図 5-2 に示す。流入水中の PFOA 濃度は 1340 ng L $ ^{-1} $ 、PFHpA は 470 ng L $ ^{-1} $ 、PFHxA は 1610 ng L $ ^{-1} $ 、PFPeA は 1090 ng L $ ^{-1} $ 、PFBA は 230 ng L $ ^{-1} $ であった。接触酸化、凝集沈殿、ろ過の操作では、ほとんど濃度に変化はなく、従来の水処理工程がこれらの物質の処理にあまり効果的でない傾向が示された。活性炭吸着では、PFOA 濃度が 350 ng L $ ^{-1} $ まで低下した。活性炭の交換直後は処理効率が高いとの報告もあり、活性炭交換時期など詳細な情報を今後整理する必要がある。

図 5–2 最終処分場余水処理工程の各地点で検出された PFCs の濃度
## 2 ）使用済み活性炭に含まれる総フッ素濃度の計測

空気燃焼の後に酸素で完全燃焼させ、それぞれの工程で得られた無機 F の濃度を図 5-3 に示す。活性炭が完全燃焼するためには、800 ℃ 以上の温度が必要であるが、回収される F 分は、600 ℃ での回収濃度 215 μg g⁻¹ を最高に、それ以上高い温度で燃焼させても、回収率が低下する一方であった。

試料を空気気流中で燃焼した際に吸収液で回収された無機F量[ $ \mu g F g^{-1} $ ]

試料熱燃焼後に、酸素気流中

1000 °Cで完全燃焼し、吸

収液で回収された無機F量

[μgF g⁻¹]

試料を空気気流中で熱処理する温度 $ [^{0}C] $

図 5-3 石英管燃焼法による最終処分場余水処理で使用した活性炭に含まれる F 分の計測結果 (空気中で熱処理もしくは燃焼させたのちに 1000 ℃ での酸素気流中で完全燃焼させた)
この理由として考えられるものが、$\mathrm{CaCO_{3}}$ の存在である(図 5-4)。排水処理の過程で空気中の $\mathrm{CO_{2}}$ を吸収し、これが排水中の $\mathrm{Ca^{2+}}$ と $\mathrm{CaCO_{3}}$ を生成して活性炭表面上に沈着し、温度の上昇とともに $\mathrm{CO_{2}}$ と $\mathrm{CaO}$ に解離し、 $\mathrm{CaO}$ が F 結びついて $\mathrm{CaF_{2}}$ を形成し、ガス吸収液に捕集される F 分が低下したと考えられる。すなわち、活性炭上の「アルカリ源」が、F 分を固相に閉じ込めることに寄与していた。なお、このアルカリ分の存在は、「活性炭を希硫酸で洗浄した後に同様の実験を行うと、温度上昇に伴う回収率の低下が見られない」ことから、確認している。

$$ \begin{aligned}&CaCO_{3}\quad=\quad CaO\quad+\quad CO_{2}\quad\quad\Delta G_{r}\ [J]=129640\ -151.29\ T\\ &\\ &K=\frac{[CaO]p_{CO_{2}}}{[CaCO_{3}]}=e^{-}\frac{\Delta G_{r}}{RT}\\ \end{aligned} $$

図 5−4 CaCO_{3} の存在によって F 分計測の値が燃焼温度の上昇に従って低下するメカニズム
## 3 ）PFCs の窒素雰囲気加熱下での挙動

結果の一覧を表 5-1 に示す。試薬原体を $ N_{2} $ 雰囲気で加熱した後に回収された F 分は 29.7 ～ 48.5%、水蒸気中で加熱した場合には 4.0 ～ 71.5% であった。PFOA、PFHxA に比べて、PFOS の回収率の方が高かった。これは、PFOA、PFHxA が揮発性をもち、加熱保持の初期に揮発散逸したためであると考えられる。揮発散逸の後に、石英管内壁に付着し、加熱域であれば分解し、無機 F として回収されたと考えられ、また、室温域にまで到達すれば、未分解もしくは部分的に分解することで、 $ C_{4}-C_{8} $ カルボン酸・スルホン酸として回収された。

表 5-1 PFCs を窒素雰囲気で加熱した際に回収された割合

無機化後、Fとして回収された割合(%)	C4～C8カルボン酸・スルホン酸PFCsとして検出された割合(%)	合計
石英管	GAC	石英管	GAC
原体の試薬をN2雰囲気中で700℃で加熱	PFOA	29.5	-	0.165	-	29.7
PFHxA	46.0	-	0.115	-	46.1
PFOS	48.5	-	0.000	-	48.5
原体の試薬を1mLの精製水とともにN2雰囲気中で700℃で加熱	PFOA	12.5	-	0.725	-	13.2
PFHxA	3.5	-	0.480	-	4.0
PFOS	71.5	-	0.000	-	71.5
GACに吸着させたものをN2雰囲気中で700℃で加熱	PFOA	50.0	0.9	0.000	0.000	50.9
PFHxA	74.0	0.1	0.000	0.000	74.1
PFOS	69.0	0.9	0.000	0.000	69.9
GACに吸着させたものに4mL NaOHを1mL加え、N2雰囲気中で700℃で加熱	PFOA	12.0	61.9	0.000	0.000	73.9
PFHxA	16.0	74.45	0.000	0.000	90.5
PFOS	6.5	73.1	0.000	0.000	79.6

ボートの洗液は、原体の試薬を使用した実験では石英管の洗液とあわせて分析し、GACを使用した実験ではGACの洗液とあわせて分析した。

PFOS は不揮発性であるため、試薬原体を加熱する実験での回収率が、48.5 および 71.5%と、他の 2 つにくらべて良好であった。また、 $ C_{4}-C_{8} $ カルボン酸・スルホン酸として検出されることもなかったため、無機化しているもの
と考えられた。

活性炭に吸着された状態の PFCs を加熱した場合、回収された F 分は 50.9 ～ 90.5% であり、試薬原体を使用した実験よりも良好であった。また、精製水を使用した実験では、活性炭に残留する F 分が 1% 以下であるのに比べ、NaOH を作用させた実験では、活性炭の表面に無機 F が 61.9 ～ 74.5% 残留した。実験の観察でも、活性炭の表面において白色の点が見られ、ボートと活性炭の質量も、実験初期に比べて増加していた。すなわち、NaF 等の固体として残留したものと考えられる。

NaOH を作用させずに、乾燥状態で活性炭を加熱した実験では、無機 F のほとんどが石英管内壁で回収されていたので、この場合には、HF の形態で活性炭から飛び出したものであると考えている。なお、回収率が100％に比べて、相当低くなっていることは、F イオン自体が、石英ガラスと反応性を持ち、一部が石英管内壁に強く吸着し、水洗で回収されないためであると考えられる。

この実験を通して、PFCsを熱化学的に破壊・無機化させる上で、加熱時の揮発散逸を抑制すべく、活性炭等に吸着させておくことが有効であることがわかった。NaOHの存在が破壊に寄与しているかどうかは、気体試料の有機Fを吸着捕集・計測することで明らかになると考えられる。ClやBrでの実験結果において、NaOHを作用させることで、気相に有機状態で放出される画分が減少することが確認できており、Fについても、同様に研究を進めたい。

### 5.4 結論

撥水剤等の用途で使用され、近年、POPs条約リストに掲載され、環境汚染と生体影響が心配されている化合物である有機フッ素化合物(PFCs)の举動を調べた。

余水処理で種々の PFCs が検出されており、生物処理は凝集沈殿では除去に効果がなく、活性炭で部分的に吸着された。

活性炭に吸着された PFCs 量を総量として把握すべく、燃焼管法で F 分を計測したところ、活性炭の燃焼温度によって計測値が変動し、600 ℃ での 215 μ g g $ ^{-1} $ をピークに、燃焼温度を上昇させるほど、計測値が低下する傾向が見られた。これは、余水处理工程で大気中の CO $ _{2} $ を吸収して生成した CaCO $ _{3} $ が加熱によって分解して CaO を生成し、CaF $ _{2} $ を形成することで、気相に飛び出す HF の量を抑制したものであると考えられた。

活性炭に吸着された PFCs の賦活時の挙動を調べるため、 $ N_{2} $ 雰囲気中で加熱した。活性炭に吸着されている状態であると、試薬原体をそのまま加熱する場合よりも効率よく無機化し、さら NaOH を作用させると、活性炭から飛び出す量が減少し、表面に無機 F が残留することが明らかとなった。すなわち、活性炭 F 分の計測時の燃焼温度に回収率が依存する現象と一致した。
以上の結果を総合すると、廃棄物として社会のシンクである最終処分場に集まる PFCs の回収・破壊を、活性炭吸着・活性炭賦活で実施することは、実現可能あると考えられる。
## 6 実焼却施設での調査

### 6.1 はじめに

有機ハロゲン化合物の熱化学的破壊を実際に担うのは、ほとんどの場合、廃棄物焼却施設である。投入する廃棄物、灰、排ガスの量、さらにそれらに含まれるハロゲン濃度を総合して、廃棄物１トンあたりの有機ハロゲン進入量、破壊量および系外流出量を調べておくことは大変重要である。

本研究では、PCB 無害化認定施設としての大臣認定を取得した焼却施設において、F, Cl, Br のマスバランス調査を実施した。まず、灰、排ガスを調べ、廃棄物1トンあたりの焼却炉から排出されるF, Cl, Br 量を求めた。さらに、集じん装置の手前および煙突での排ガスを採取し、排ガス中の有機Cl, Brの濃度の計測を実施した。

以上のデータを総合し、廃棄物中に含まれる Cl, Br の全量が有機態であると仮定し、そのうちの、どれだけの割合が有機状態で放出されるのかという値である OX-RR を得た。さらに、計測をルーチン化し、焼却施設から排出される有機 Cl および Br のモニタリングを可能とすることを目的とした。

### 6.2 方法

## 1 ）施設の概況

施設のフローを図 6-1 に示す。調査を行った産業廃棄物焼却施設は、全連続型焼却炉であり、日量約 40 トン(発熱量によって調整している)の医療系廃棄物を含む産業廃棄物を焼却しており、ポリ塩化ビフェニル(PCB)無害化処理の認定も取得している施設である。受け入れた廃棄物は、ストーカーもしくはストーカー壁面に接続されたロータリーキルンに投入され、ガス燃焼室・二次燃焼室(PCBを受け入れる際にはガス温度1100℃以上、滞留時間2sec以上に保つことが可能である)を経て、水噴射によって冷却され、熱交換機器よって白煙防止空気と熱交換を行う。その後、さらに水噴射によって約200℃まで減温し、2段バグフィルター(1段目には消石灰を、2段目には消石灰と活性炭を噴射している)で酸性ガスやダイオキシン類等を除去し、白煙防止空気と混合して、煙突から放出している。
図 6-1 調査を実施した産業廃棄物焼却施設のフロー

## 2 ）調査方法

当該産業廃棄物焼却施設での廃棄物1トンあたりのF,Cl,Br量マスバランスを得るために、次の考え方で調査を行った。廃棄物として炉に投入されたF,Cl,Brは、炉から放出される際に、以下の3つの経路に分かれる。

焼却排ガス中の粒子状物質、

焼却排ガス中のガス状物質、

## 烧却主灰

次の方法でそれぞれの経路での廃棄物1トンあたりのF,Cl,Br量を求める。

焼却排ガス中の粒子状物質は、バグフィルターで捕集されるので、バグフィルター入口でのガス中ばいじんを採取し、このばいじんを希硝酸で抽出し(円筒ろ紙に対して0.1 M HNO₃ 100 mLを使用)、イオンクロマトグラフに注入してF,Cl,Brを定量する。その後、ガス量を