TW202219284A - 分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法 - Google Patents

Abstract

本發明揭示一種分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法，主要是在添加表面活性劑下，利用當作副油相的低極性有機溶劑以及當作主油相的非極性有機溶劑混合玻璃拋光廢棄物後靜置而形成雙相靜置液，使得氧化鈰拋光粉是移至油相層，而玻璃粉是停留於水相層，因而可從玻璃拋光廢棄物中直接分離回收氧化鈰拋光粉。尤其，能改善分離回收氧化鈰拋光粉的整體功效，並可大幅減少表面活性劑之使用量。

Description

分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法

本發明係有關於一種分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法，尤其是將玻璃拋光廢棄物進行過篩及洗淨等前處理後，於水中分散，添加適當及適量之表面活性劑、做為副油相的低極性有機溶劑、以及做為主油相的非極性有機溶劑，可使氧化鈰拋光粉移至油相中，而玻璃粉則停留於水相中，可從玻璃拋光廢棄物中直接分離回收氧化鈰拋光粉，並可大幅減少表面活性劑之使用量。

眾所周知，稀土金屬已廣泛應用在許多電子、機械、航太工業上，其中鈰(Ce)可做為氧化劑、拋光粉、玻璃和瓷器的黃色染料、石油提煉液體催化過程(FCC)催化劑，因而更加引起業界對於回收，再利用技術的注意。

尤其，於面板玻璃、光學鏡片等玻璃的生產製造過程中，常使用氧化鈰拋光粉進行拋光研磨，以去除經蝕刻減薄處理後所產生的微細紋痕。使用一段時間後，因玻璃碎屑粉混入拋光粉中，無法維持原有的拋光研磨速度且造成玻璃表面的損傷而被廢棄，因而產生玻璃拋光廢棄物。

對於玻璃拋光廢棄物，目前最常用的處置方式是直接進行掩埋處理，並未進行有效的分離回收，導致稀土金屬資源的浪費，相當可惜。

在習知技術中，回收玻璃拋光廢棄物的方法一般是包括強酸-雙氧水浸漬法、氯化揮發法、強鹼浸漬法、泡沫浮選法及熱處理、強鹼法加氟化鈉、混凝法，等等，尤其，大多是直接利用強酸或強鹼，將含有鈰、鑭等稀土金屬的氧化鈰拋光粉或將玻璃碎屑粉選擇性溶解之後，再利用離子交換、溶媒萃取、沉澱析出等濕法冶金方法進行回收。

雖然上述習知技術的方法可從玻璃拋光廢棄物中回收稀土金屬，惟亦存在著須使用大量強酸強鹼等化學藥品，以及高溫處理消耗大量能源，且回收過程中亦產生二次污染廢水等問題，比如伴隨後續大量廢酸、廢鹼等廢液，因而所耗費用不眥。整體而言，相當不具經濟效益，再者，部分方法雖可從玻璃拋光廢棄物直接分離氧化鈰拋光粉及玻璃碎屑粉，惟表面活性劑之使用量非常大，因而很難被產業界接受、使用。

因此，很急需一種創新的分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法，主要是將玻璃拋光廢棄物進行過篩及洗淨等前處理後，於水中分散，添加適當及適量之表面活性劑、做為副油相的低極性有機溶劑、以及做為主油相的非極性有機溶劑，可使氧化鈰拋光粉移至油相中，而玻璃粉則停留於水相中，可從玻璃拋光廢棄物中直接分離回收氧化鈰拋光粉，並可大幅減少表面活性劑之使用量，藉以解決上述習用技術的問題。

本發明之主要目的在於提供一種分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法，包含對玻璃拋光廢棄物進行前處理，以產生前處理後玻璃拋光廢棄物，而玻璃拋光廢棄物包含氧化鈰拋光粉以及玻璃碎屑粉，且前處理是包含過篩處理及清洗處理，用以去除雜質。

接著，將前處理後玻璃拋光廢棄物均勻分散於水體中而形成粉體漿料，其中玻璃拋光廢棄物的重量對水體的體積的比例為0.01至0.08 g/ml。之後，添加去離子水至粉體漿料，並經超音波分散後，再添加pH值調整劑以調整粉體漿料的pH值至目標pH值，形成pH值調整後粉體漿料，其中目標pH值為pH7。

此外，再添加表面活性劑至pH值調整後粉體漿料，並均勻混合以形成表面活性劑粉體漿料，其中表面活性劑對玻璃拋光廢棄物的重量的混合重量比例為0.5至4.0 kg/ton。接著添加當作副油相的低極性有機溶劑至表面活性劑粉體漿料，並均勻混合以形成副油相粉體漿料，其中低極性有機溶劑對水體的體積的混合體積比例是0.5 vol.%以上。再者，添加當作主油相的非極性有機溶劑至粉體漿至副油相粉體漿料，並均勻混合而形成均勻混合物，其中非極性有機溶劑對水體的體積的混合體積比例是10 vol.%至50vol.%。

然後，將均勻混合物靜置後形成包含油水分層界面的雙相靜置液，其中雙相靜置液包含油相層以及水相層，且氧化鈰拋光粉是移至油相層，而玻璃粉是停留於水相層。利用分離裝置以分離而取出雙相靜置液中的油相層，藉以分離氧化鈰拋光粉。

最後，利用固液分離裝置而對油相層進行固液分離處理，用以去除液體成份而獲得固體物，其中固體物為氧化鈰拋光粉，藉以回收氧化鈰拋光粉。

因此，本發明整體而言可從玻璃拋光廢棄物中直接分離回收氧化鈰拋光粉。將玻璃拋光廢棄物進行過篩及洗淨等前處理後，於水中分散，添加適當及適量之表面活性劑、做為副油相的低極性有機溶劑、以及做為主油相的非極性有機溶劑，可使氧化鈰拋光粉移至油相中，而玻璃粉則停留於水相中，而達成分離回收氧化鈰拋光粉的效果，並可大幅減少表面活性劑之使用量。

以下配合圖示及元件符號對本發明之實施方式做更詳細的說明，俾使熟習該項技藝者在研讀本說明書後能據以實施。

請參考第一圖，本發明實施例分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法的操作流程示意圖。如第一圖所示，本發明實施例分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法是包含對含有氧化鈰拋光粉的玻璃拋光廢棄物進行的步驟S10、S20、S30、S40、S50、S60、S70、S80、S90，用以分離玻璃拋光廢棄物中的氧化鈰拋光粉。

首先，本發明實施例分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法是由步驟S10開始，而在步驟S10中，主要對含有氧化鈰拋光粉的玻璃拋光廢棄物進行前處理，藉以產生前處理後玻璃拋光廢棄物，尤其，前處理是包含過篩處理及清洗處理，用以去除雜質。進一步而言，過篩處理是使用網目等於或不大於32μm的篩網，藉以去除較大顆粒的雜質，而清洗處理是使用乙醇或丙酮洗淨掉玻璃拋光廢棄物的油污，比如潤滑油。

接著在步驟S20中，將前處理後玻璃拋光廢棄物均勻分散於水中而形成粉體漿料，其中玻璃拋光廢棄物的重量對水體的體積的比例為0.01至0.08g/ml。之後進入步驟S30，經超音波分散後，添加pH值調整劑至粉體漿料，藉以調整粉體漿料的pH值至目標pH值而形成pH值調整後粉體漿料，其中目標pH值為pH7，而pH調整劑包含鹽酸或氫氧化鈉。

在步驟S40中，添加表面活性劑至粉體漿料，並均勻混合以形成表面活性劑粉體漿料，其中表面活性劑對玻璃拋光廢棄物的重量的混合重量比例為0.5至4.0 kg/ton，而在步驟S50中，添加當作副油相的低極性有機溶劑至表面活性劑粉體漿料，並均勻混合以形成副油相粉體漿料，其中低極性有機溶劑對水體的體積的混合體積比例是0.5 vol.%以上，此外，步驟S60是添加當作主油相的非極性有機溶劑至副油相粉體漿料，並均勻混合而形成均勻混合物，其中非極性有機溶劑對水體的體積的混合體積比例是10 vol.%至50 vol.%。

舉例而言，上述的表面活性劑可包含油酸鈉(Sodium Oleate, NaOL)，且副油相可包含乙醇、正丁醇、3-戊酮以及4-甲基-2-戊醇的至少其中之一，而主油相可包含煤油以及異辛烷的至少其中之一。

然後進入步驟S70，將均勻混合物靜置後形成包含油水分層界面的雙相靜置液，其中雙相靜置液包含油相層以及水相層，且氧化鈰拋光粉是移至油相層，而玻璃粉是停留於水相層。接著在步驟S80中，利用分離裝置以分離而取出雙相靜置液中的油相，藉以分離氧化鈰拋光粉，其中分離裝置包含分液漏斗。

最後執行步驟S90，利用固液分離裝置而對油相進行固液分離處理，用以去除液體成份而獲得固體物，其中固體物為氧化鈰拋光粉，藉以回收氧化鈰拋光粉。舉例而言，固液分離裝置包含離心機。此外，上述步驟S90的固液分離處理可進一步包含利用烘箱以烘乾固體物，其中烘箱的溫度為至少105℃。

為進一步說明本發明方法所達成的具體功效，下文中將舉例說明。

以異辛烷當作主油相之非極性有機溶劑為例，其中主油相的異辛烷為25 mL，氧化鈰拋光粉為1 g，NaOL的添加量為0.5 mg，主水相為100 mL，而副油相添加量係相較於主水相的體積為0至10vol.%(體積比)，包含乙醇、正丁醇、3-戊酮以及4-甲基-2-戊醇，且氧化鈰拋光粉的抽出率結果如第二圖所示。

顯而易見的是，只添加NaOL 0.5 mg、未添加副油相時，氧化鈰拋光粉之抽出率為24.7 %，亦即，大部分氧化鈰拋光粉停留在水相中，但是在加入0.5 vol.%乙醇為副油相後，抽出率略為上升至31.7%，而乙醇添加量為1 vol.%以上時，抽出率急遽上升，且隨著乙醇添加量增加而上升，尤其，當乙醇添加量5 vol.%時，抽出率可達96.3%，換言之，大部分氧化鈰拋光粉被抽出至油相中。

如果是加入0.5 vol.%正丁醇當作副油相，則抽出率提升至64.8%，在正丁醇添加量為0.5~5 vol.%時，抽出率隨著正丁醇添加量增加而上升，當添加量為2.5 vol.%時，抽出率即可達96.9%，尤其，當添加量為5 vol.%時，抽出率高達98.0%。然而，當添加量超過5 vol.%時，抽出率明顯下降，當正丁醇添加量為7.5 vol.%時，抽出率下降至56.2%，當正丁醇添加量為10 vol.%時，抽出率僅有23.4%，亦即，正丁醇的最佳添加量約為5 vol.%。

如果加入0.5 vol.% 3-戊酮，抽出率為71.7%，比起只添加NaOL的抽出率增加了47.0%，而當3-戊酮添加量增加至1 vol.%時，抽出率下降至39.5%，並且抽出率隨著副油相添加量增加而下降，當添加量超過5 vol.%時，抽出率皆不超過10%。換言之，3-戊酮對在以異辛烷當作主油相下，其抽出率的改善相當有限。如果是加入0.5 vol.% 4-甲基-2-戊醇時，氧化鈰拋光粉抽出率即可高達91.7%，然而添加量為1 vol.%以上時，抽出率急遽下降，在添加量為2.5 vol.%時，抽出率僅有5.1%，添加量為10 vol.%，抽出率僅有2.6%，近乎已無抽出促進效果。換言之，相較於其他副油相的組成，4-甲基-2-戊醇的添加量在很低的0.5 vol.%可達到很高的抽出率，只是抽出率會隨著添加的增加而大幅下降，因此4-甲基-2-戊醇的最佳添加量範圍相當窄，實際應用時要很精確控制。

以煤油當作主油相之非極性有機溶劑為例，其中主油相的煤油為25 mL，氧化鈰拋光粉為1 g，NaOL的添加量為0.5 mg ，主水相為100 mL，而副油相添加量係相較於主水相的體積為0至10vol.%(體積比)，包含乙醇、正丁醇、3-戊酮以及4-甲基-2-戊醇，且氧化鈰拋光粉的抽出率結果如第三圖所示。

顯而易見的是，只添加NaOL 0.5 mg、不添加副油相時，氧化鈰拋光粉抽出率為78.6%，高於第二圖的24.7 %，顯而易見的是，使用煤油是較優於異辛烷。

進一步，在添加乙醇為副油相時，氧化鈰拋光粉抽出率隨著乙醇添加量增加緩慢提升，當添加量增至10 vol.%時，抽出率為93.7%。添加1 vol.%正丁醇為副油相時，氧化鈰拋光粉抽出率略為上升至83.6%，並隨著添加量增加抽出率亦增加，當添加量增加至5 vol.%時，抽出率可達99.4%，已將拋光粉幾乎完全抽出至煤油相。但當添加量持續增加至10 vol.%，抽出率則略下降至95.9%。

另外，添加1 vol.% 3-戊酮為副油相時，氧化鈰拋光粉抽出率略為提升至約83.6%，當副油相添加量增加至2.5 vol.%以上，抽出率則有下降趨勢，添加量為5 vol.%時，抽出效果僅剩8.5%，持續添加至10 vol.%時，抽出率亦無明顯變化。如果是添加1 vol.% 4-甲基-2-戊醇為副油相時，氧化鈰系拋光粉抽出率為92.9%，與不添加副油相時相比，抽出率增加了14.3%。隨著4-甲基-2-戊醇添加量增加，抽出率下降，當添加量增加至5 vol.%時，抽出率僅有7.5%，氧化鈰系拋光粉近乎皆留在水相中。

由以上結果得知，無論主油相之非極性有機溶劑為異辛烷或煤油，於相同之表面活性劑添加量的0.5 mg NaOL下，添加乙醇、正丁醇、3-戊酮、4-甲基-2-戊醇等低極性有機溶劑做為副油相，對於氧化鈰拋光粉之抽出皆有促進效果，其中以正丁醇對氧化鈰拋光粉之抽出促進效果最佳，相對於水相體積添加5 vol.% 的正丁醇時，抽出率可高達99.4%，其原因是因為正丁醇相較於乙醇、正丁醇、3-戊酮、4-甲基-2-戊醇等其他低極性有機溶劑而言，具有較為適中的極性及水溶性。

接著以使用異辛烷為主油相且處理玻璃拋光廢棄物為例，氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果如第四圖所示。進一步而言，第四圖顯示前處理後之玻璃拋光廢棄物約2 g，於pH 7下添加NaOL 1 mg，主油相異辛烷25 ml，水100 ml，不同正丁醇添加量下異辛烷相回收物中氧化鈰拋光粉之品位及回收率。

不添加正丁醇時，異辛烷相回收物中氧化鈰拋光粉之品位為82.5%，回收率為74.5%。加入正丁醇後，氧化鈰拋光粉之回收率隨著正丁醇添加量增加而上升，正丁醇添加量為5 vol.% (相較於粉體漿料體積)時，回收率增加至95.8%，當正丁醇添加量增加至10 vol.%時，回收率可達98.6%，氧化鈰拋光粉已幾乎完全被抽出至異辛烷相中。另一方面，加入正丁醇後，氧化鈰拋光粉之品位先隨著正丁醇添加量增加而上升，正丁醇添加量為1 vol.%時，氧化鈰拋光粉之品位增加至89.8%。惟當正丁醇添加量超過1 vol.%時，氧化鈰拋光粉之品位逐漸下降，正丁醇添加量為2.5 vol.%時，品位下降至87.2%，正丁醇添加量增加至10 vol.%時，品位僅有82.3%，與不添加正丁醇時之品位相當。

此外，參考第五圖，本發明實施例方法中使用異辛烷時在不同NaOL添加量下處理玻璃拋光廢棄物的氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果，其中NaOL添加量是表示成對玻璃拋光廢棄物的重量比，亦即kg/ton，且圖中顯示NaOL添加量為0 kg/ton、0.5 kg/ton、1kg/ton、2 kg/ton、4 kg/ton等的實驗數據。

不添加表面活性劑NaOL時，異辛烷相回收物中氧化鈰拋光粉之品位為87.5%，回收率為88.1%。加入NaOL後，氧化鈰拋光粉之品位及回收率隨著NaOL添加量增加而上升，當NaOL添加量增加至2 kg/ton，氧化鈰拋光粉在異辛烷相中品位提升至94.2%，回收率提升至92.6%，亦即在異辛烷相當中可得到高純度及高回收率之氧化鈰拋光粉。而當NaOL添加量持續增加至4 kg/ton，氧化鈰拋光粉在異辛烷相中品位及回收率無明顯提升。

接著以使用煤油為主油相且處理玻璃拋光廢棄物為例，氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果如第六圖所示。進一步而言，第六圖顯示前處理後之玻璃拋光廢棄物約2 g，於pH 7下添加NaOL 1 mg，主油相煤油25 ml，水100 ml，不同正丁醇添加量下異辛烷相回收物中氧化鈰拋光粉之品位及回收率。

不添加正丁醇時，煤油相回收物中氧化鈰拋光粉之品位為82.3%，回收率為74.0%。加入正丁醇後，氧化鈰拋光粉之回收率隨著正丁醇添加量增加而上升，正丁醇添加量為5 vol.% (相較於粉體漿料體積)時，回收率增加至95.9%，當正丁醇添加量增加至10 vol.%時，回收率可達97.2%，氧化鈰拋光粉已幾乎完全被抽出至煤油相中。另一方面，加入正丁醇後，氧化鈰拋光粉之品位先隨著正丁醇添加量增加而上升，正丁醇添加量為1 vol.%時，氧化鈰拋光粉之品位增加至86.8%。惟當正丁醇添加量超過1 vol.%時，氧化鈰拋光粉之品位逐漸下降，正丁醇添加量為2.5 vol.%時，品位下降至85.8%，正丁醇添加量增加至10 vol.%時，品位僅有81.9%，與不添加正丁醇時之品位相當。

再者，第七圖為本發明實施例方法中使用媒油時在不同NaOL添加量下處理玻璃拋光廢棄物的氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果，尤其是顯示NaOL添加量為0 kg/ton、0.5 kg/ton、1kg/ton、2 kg/ton、4 kg/ton等的實驗數據。

不添加表面活性劑NaOL時，煤油相回收物中氧化鈰拋光粉之品位為79.0%，回收率為67.8%。品位及回收率隨著NaOL添加量增加而提升。NaOL添加量為0.5 kg/ton時，氧化鈰拋光粉在油相中品位為79.6%，回收率為71.9%，NaOL添加量為1 kg/ton，品位上升至85.8%，回收率上升至84.2%，當NaOL添加量增加至2 kg/ton，氧化鈰拋光粉在煤油相中品位提升至90.7%，回收率提升至91.1%。而當NaOL添加量持續增加至4 kg/ton，氧化鈰拋光粉在異辛烷相中品位及回收率無明顯提升。

進一步分析並比較添加及未添加副油相之低極性有機溶劑之的處理成本差異。因添加及未添加副油相之低極性有機溶劑皆在pH 7下進行，故調整pH值所需鹽酸及氫氧化鈉之費用相同。此外，主油相之異辛烷或煤油之使用量皆為25 mL，於使用相同種類之主油相進行比較時，主油相之費用亦相同。因此，處理成本比較主要為表面活性劑NaOL及副油相之低極性有機溶劑正丁醇之藥品使用量所需費用之比較。

表面活性劑NaOL的販售價格為每100 g約`3,500元，低極性有機溶劑正丁醇的販售價格為每31.25 L約2,205元，據此分別計算比較使用異辛烷或煤油為主油相時，有無添加副油相之低極性有機溶劑所得最佳分離回收結果之處理成本。

以異辛烷為油相時，未添加副油相之低極性有機溶劑時不同NaOL添加量下異辛烷相回收物中氧化鈰拋光粉之品位及回收率如表1所示，其中玻璃拋光廢棄物約2 g，pH 7，異辛烷25 mL，水相100 mL 。隨著NaOL添加量增加，異辛烷相回收物之氧化鈰拋光粉之品位及回收率亦逐漸提高。最佳分離回收結果為：處理2 g之玻璃拋光廢棄物，NaOL添加量為7.5 mg ，異辛烷相回收物之氧化鈰拋光粉之品位及回收率分別為96.4%及88.1%，則處理每公斤之玻璃拋光廢棄物時，所需NaOL添加量為7.5 g，成本為262.5元。

此外，以異辛烷為主油相，並添加副油相之低極性有機溶劑正丁醇之實驗結果，最佳分離回收條件下，處理2 g之玻璃拋光廢棄物，所使用NaOL添加量為2 mg，正丁醇添加量為2.5 vol.%(相較於粉體漿料體積)，異辛烷相回收物之氧化鈰拋光粉之品位及回收率分別為94.2%及92.6%，則處理每公斤之玻璃拋光廢棄物時，所需NaOL添加量為2 g，成本70元，所需水相體積為50 L，正丁醇添加量為1.25 L，成本89.3元，總成本為159.3元。與未添加低極性有機溶劑相比，在分離回收結果相當的情況下，添加副油相之低極性有機溶劑可減少約40%之成本。

再者，如果是以煤油為油相，未添加副油相之低極性有機溶劑時不同NaOL添加量下煤油相回收物中氧化鈰拋光粉之品位及回收率如表2所示，其中玻璃拋光廢棄物約2 g，pH 7，煤油25 mL，水相100 mL 。隨著NaOL添加量增加，煤油相回收物之氧化鈰拋光粉之品位及回收率亦逐漸提高。最佳分離回收結果為：處理2 g之玻璃拋光廢棄物，NaOL添加量為7.5 mg ，煤油相回收物之氧化鈰拋光粉之品位及回收率分別為90.1%及92.4%，則處理每公斤之玻璃拋光廢棄物時，所需NaOL添加量為7.5 g，成本為262.5元。

此外，在以煤油為主油相，並添加副油相之低極性有機溶劑正丁醇之實驗結果，最佳分離回收條件下，處理2 g之玻璃拋光廢棄物，所使用NaOL添加量為2 mg，正丁醇添加量為2.5 vol.%(相較於粉體漿料體積)，煤油相回收物之氧化鈰拋光粉之品位及回收率分別為90.7%及91.1%，則處理每公斤之玻璃拋光廢棄物時，所需NaOL添加量為2 g，成本70元，所需水相體積為50 L，正丁醇添加量為1.25 L，成本89.3元，總成本為159.3元。與未添加低極性有機溶劑相比，在分離回收結果相當的情況下，添加副油相之低極性有機溶劑可減少約40%之成本。

綜合而言，本發明的特點主要在於將玻璃拋光廢棄物進行過篩及洗淨等前處理後，於水中分散，添加適當及適量之表面活性劑、做為副油相的低極性有機溶劑、以及做為主油相的非極性有機溶劑，可使氧化鈰拋光粉移至油相中，而玻璃粉則停留於水相中，可從玻璃拋光廢棄物中直接分離回收氧化鈰拋光粉，並可大幅減少表面活性劑之使用量。

以上所述者僅為用以解釋本發明之較佳實施例，並非企圖據以對本發明做任何形式上之限制，是以，凡有在相同之發明精神下所作有關本發明之任何修飾或變更，皆仍應包括在本發明意圖保護之範疇。

S10、S20、S30、S40、S50:步驟 S60、S70、S80、S90:步驟

第一圖顯示依據本發明實施例分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法的操作流程示意圖。 第二圖顯示依據本發明實施例方法中使用異辛烷當作主油相時氧化鈰拋光粉抽出率結果。 第三圖顯示依據本發明實施例方法中使用煤油當作主油相時氧化鈰拋光粉抽出率結果。 第四圖顯示依據本發明實施例方法中使用異辛烷當作主油相時在不同正丁醇添加量下處理玻璃拋光廢棄物的氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果。 第五圖顯示依據本發明實施例方法中使用異辛烷時在不同NaOL添加量下處理玻璃拋光廢棄物的氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果。 第六圖顯示依據本發明實施例方法中使用煤油當作主油相時在不同正丁醇添加量下處理玻璃拋光廢棄物的氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果。 第七圖顯示依據本發明實施例方法中使用煤油時在不同NaOL添加量下處理玻璃拋光廢棄物的氧化鈰拋光粉品位及回收率之結果。

S10、S20、S30、S40、S50:步驟

S60、S70、S80、S90:步驟

Claims (9)

1. 一種分離玻璃拋光廢棄物中氧化鈰拋光粉的方法，包含以下依序進行的步驟： 對包含氧化鈰拋光粉以及玻璃碎屑粉的一玻璃拋光廢棄物進行一前處理，以產生一前處理後玻璃拋光廢棄物，而該前處理包含一過篩處理及一清洗處理，用以去除雜質； 將該前處理後玻璃拋光廢棄物均勻分散於一水體中而形成一粉體漿料，而該玻璃拋光廢棄物的重量對該水體的體積的一比例為0.01至0.08 g/ml； 添加去離子水至該粉體漿料，並經超音波分散後，再添加一pH值調整劑以調整該粉體漿料的pH值至一目標pH值，形成一pH值調整後粉體漿料； 添加一表面活性劑至該pH值調整後粉體漿料，並均勻混合以形成一表面活性劑粉體漿料，該表面活性劑對該玻璃拋光廢棄物的重量的一混合重量比例為0.5至4.0 kg/ton； 添加當作一副油相的一低極性有機溶劑至該表面活性劑粉體漿料，並均勻混合以形成一副油相粉體漿料，該低極性有機溶劑的體積對該水體的體積的一混合體積比例是0.5 vol.%以上； 添加當作一主油相的一非極性有機溶劑至該副油相粉體漿料，並均勻混合而形成一均勻混合物，該非極性有機溶劑的體積對該水體的體積的一混合體積比例是10 vol.%至50 vol.%； 將該均勻混合物靜置後形成包含一油水分層界面的一雙相靜置液，該雙相靜置液包含一油相層以及一水相層，該氧化鈰拋光粉是移至該油相層，該玻璃粉是停留於該水相層； 利用一分離裝置以分離而取出該雙相靜置液中的該油相層；以及 利用一固液分離裝置而對該油相層進行一固液分離處理，以去除液體成份而獲得一固體物，該固體物為該氧化鈰拋光粉，藉以回收該氧化鈰拋光粉， 其中該目標pH值為pH7。
2. 如請求項1所述之所述之方法，其中該過篩處理是使用網目等於或不大於32μm的篩網，該清洗處理是使用乙醇或丙酮以洗淨掉該玻璃拋光廢棄物中的潤滑油等油污。
3. 如請求項1所述之所述之方法，其中該pH調整劑包含鹽酸或氫氧化鈉。
4. 如請求項1所述之方法，其中該表面活性劑包含油酸鈉(Sodium Oleate, NaOL)。
5. 如請求項1所述之方法，其中該副油相包含乙醇、正丁醇、3-戊酮以及4-甲基-2-戊醇的至少其中之一。
6. 如請求項1所述之方法，其中該主油相包含煤油以及異辛烷的至少其中之一。
7. 如請求項1所述之方法，其中該分離裝置包含一分液漏斗。
8. 如請求項1所述之方法，其中該固液分離裝置包含一離心機。
9. 如請求項1所述之方法，其中該固液分離處理進一步包含利用一烘箱以烘乾該固體物，該烘箱的溫度為至少105℃。

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