Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
良いか分からない状況にあるということであった。エアコンの室内機・室外機取り外しの際のフロン回収方法が分からないため、現状では多くが放出されている状態にあると考えられる。埋立処分されるものにはPCBガラス繊維、CRTガラス洗浄後の残渣、ダスト、その他リサイクルできない物、蛍光粉などがある。

江蘇省の政府認可リサイクル工場では、家庭系の家電4品目・パソコン、市内の銀行支店から出るOA機器、PC、ATM機器などの処理も行っていた。まずこれらの機械を解体、選別し、電子部品・基板を取り外す。このうち高品位のものは湿式の貴金属回収施設で剥離・電解・精錬を行う。比較的はがれやすいメッキはシアンを、浸出させる必要があるものには王水を用いるということであった。同社によればシアンを取り扱いは厳しくなっており、扱える企業は限られているということであった。低品位のものは乾式ロータリーキルンで焼却・熱分解して、銅を回収する。焼却後の残渣は地元の精錬業者に売却している。他にも炉を有している中国企業はいくつかあるが、排ガス処理設備を持っていても実際には基準を守っていないケースもあり、これらの企業との価格競争に負けているということであった。現在処理している廃家電のうち3/4がブラウン管TVということであるが、回収時にTVのコイルが既に抜かれている場合もあるということであった。

## (2) インフォーマルリサイクル

広東省汕頭市貴嶼鎮は、面積 52km²、人口 13.9 万人の農村地域であるが、家内工業的な E-waste リサイクルで一躍有名な地域となった。貴嶼鎮政府の発表によると、毎年貴嶼で解体処理される E-waste の量は、基板 100 万トン、部品 300 万トンであり、2008 年の E-waste および廃プラスチックの回収・解体処理加工による売上高は 20 億元（鎮全体の工業総生産額の 9 割）、納税額は 1600 数万にのぼると言われている。携帯電話やパソコン類の E-waste 部品が多く、テレビや冷蔵庫などはほとんど見られない。

貴嶼鎮の全地域において E-waste の解体加工を行っている村は 21 あり、300 の企業、5500 個人営業主、従事している作業員は 6 万人いたが、昨今の金融危機により、出稼ぎ人口が 2 万人減ったため 4 万人になった（2009 年 12 月時点 $ ^{8} $ ）。解体作業を行う出稼ぎ農民工の賃金は、1 日あたり 50 元程度である。

貴嶼鎮は2005年に国家発展改革委員会など6の政府部門から廃・中古家電回収利用の循環経済モデル地域に認定され、モデル事業としての実施計画などが検討されており、汚水処理施設（処理能力3万トン/日）、ごみ焼却発電施設（600トン/日）、ごみ無害化埋立処分場の建設なども含まれている。また集中処理施設の建設に加えて、居住区域を設けて集中して居住させた。

また、貴嶼鎮において年間の売上高が数千から数億元に達する大規模企業10社の育成措置を実施した。鎮政府は大規模企業の投資、施設拡張を推進し、清潔生産模範企業として地域の経済貿易局に推薦するなどの支援を行ったり、華南理工大学、北京化工大学、中国科学院広州地球化学研究所等の研究機関と企業との共同研究事業を推進し、新しい技術、設備、プロセスの導入・普及を進めた。これにより改善された処理方法には以下のものがある。
(1) 電線焼却 → 被覆剥離

(2) 廃プラスチックを燃やした臭いで種類ごとに分別 → 比重選別

(3) 基板を炉で加熱 → 局部加熱により部品の剥離回収

(4) 解体後の基板、細い電線、残渣などの簡易焼却

→ 粉砕機で粉砕後、水や風力選別で金属・プラスチック等を分別

また、現地ヒアリングでは、過去にはコンデンサーが川に捨てられ、川が臭くなる状況であった。昔の農民はコンデンサーにタンタルが入っていることを知らなかったためであるが、今では知っているので、捨てなくなった。温州の企業でタンタルを回収できる企業があるため、現在は温州へ運ばれているということである。

貴嶼鎮政府は、不適正リサイクル業者に対する取り締まりを強化し、2009年に21回の行動キャンペーンを実施し、酸で金属を抽出していた工場58棟（面積にして5.3万m²）を取り壊し、プラスチックくずの焼却40棟を取り締まったという。

2009 年 12 月における本研究の現地調査からも、基板のインフォーマルリサイクルが行われていた川辺の小屋の撤去の取り締まりの効果、大規模な銅製錬と貴金属を回収する工場が建設されるなどインフラ面で改善は認められた。しかしながら、地方政府が案内しない一部の地域では、従来の基板加熱用の煙突などが依然見うけられ、基板破砕くずの投棄現場や残渣の自然発火や野焼き現場も見られたことから、場所を移転して従来の処理方法が継続されている可能性もある。

写真 3.1.15 野焼きの様子
### 3.2 E-waste からの貴金属回収技術

#### 3.2.1 フィリピンにおける E-waste からの貴金属回収技術

## (1) 施設の概要

フィリピンの Bulacan 州 Meycauyan 市では、インフォーマルの e-waste リサイクル業者による Au, Ag などの貴金属回収が盛んに行われている。今年度は 2012 年 1 月に、Au 回収施設（2009 年度調査とは異なる）のリサイクル状況を視察するとともに、工場副産物である Au メッキの Cu 製導電材料のターミナル（Ni, Sn も一部被覆）を模擬原料として用いて、Au 回収プロセスの把握を試みた。図 3.2.1 が同施設内での作業の一例である。

本施設は30年以上操業しており、商業・住宅地域と隣接している。周囲の事業所・住宅とはフェンスで仕切られており、道路と反対側が空き地となっていた。

本施設では、主として工場副産物である e-waste を購入し、解体している。解体した部品は、通常、材料を利用するジャンクションップに売却される。また、本施設は有害廃棄物の運搬も行っている。さらに、貴金属、特に Au と Ag の回収のための製錬プロセスを行っている。しかしながら、本施設内の貴金属回収は通常、どこかで発生した原材料を持ち込む部外者によって行われているとされる。施設のオーナーが本施設内で集まったターミナルや IC から貴金属を抽出する場合もあるが、少量を製錬しても利益が出ないために、供給された原料が過剰な場合に限られる。

(1) 基板解体

(2) Au 回收（酸处理法）

図3.2.1 訪問したインフォーマルリサイクル施設での作業

## (2) 労働者の社会経済状況

施設内の作業者の80%は男性であり、運搬・解体などの力仕事を行っていた。女性はケーブルの切断・被覆剥離、小さい金属部品の選別などを行っている。この他に、季節労働者や処理するe-wasteが多いときのみの期間限定労働者がいるとされている。製錬作業者は、パート労働者と同様に仕事のあるときのみ呼ばれている。

一般の労働者の給料は週当たり$47であり、季節労働者は同じく男性で$35、女性で$25となっている。製錬作業者は有害な労働条件にあるため、特別な手当も支給されている。給料とは別に、一日8時間の労働時間の中で食事と軽食も与えられているという。労働者の平均年令は33歳であり、最年少で15歳、最高齢で56歳である。

ほとんどの労働者は市内に居住しており、最終学歴は小学校である。なかには高卒者もいるが、
大卒者はいなかった。労働者の90％は既婚者で、4～5名の家族を支えていた。

## (3) 一般的な健康リスク

本施設での e-waste 取扱いによって、労働者に対して次のような健康リスクが考えられる。解体の際には金属ダストを摂取している。バッテリーや他の装置の取扱いにあたっては、腐食性の液体や蒸気に曝露される。貴金属の抽出、特に製錬プロセスでは、有害な蒸気に曝露されている。ほとんどの労働者は上下に長袖の服装としているが、シアンやPbのような有害物質を扱うときでさえ、マスクや手袋のような保護具は通常使用していない。

労働者の半数が経験している最も共通の健康問題は、時折の咳と風邪であった。労働者の40％が喫煙者であり、この全員を含めて70％が飲酒を行っているといわれていた。金属回収を行う間、若干の労働者が皮膚にアレルギーで目に見える障害を負っているとされた。

## (4) Au 回収プロセス（酸処理法）

訪問した本施設で用いられていた Au 回収プロセスについて、酸処理法（現地では chemical process）と称する。訪問時に用いられていた方法を図 3.2.2 のように示し、以下に説明する。この方法を用いられる対象は、ターミナル、基板や宝飾品である。

予め水1Lに対して、シアン化ナトリウム粉50gと剥離剤（アサヒリップS-1、m-ニトロベンゼンスルフォン酸ナトリウムと15%炭酸ナトリウム）75gでシアン化ナトリウム溶液を作成し、これに原料を漬ける。シアン化ナトリウムはAuを溶解し、剥離剤はベースメタルからNiなどを剥がすのに用いられる。AuはNi塗膜の上にメッキされていたため、NiとともにAuもベースメタルから剥離した。

その後、原料とシアン化物の混合物は、Auの除去が促進されるよう、加熱と攪拌が行われた(式(1))。固体のCuは溶液から分離され、シアン化物のすべての微量元素が除去されるよう水で洗浄する。一方、洗浄液はシアン化金溶液と混ぜる。

$$ 4Au+8NaCN+O_{2}+2H_{2}O\rightarrow4NaAu(CN)_{2}+4NaOH $$

次いで、シアン化金溶液を加熱して揮発させ、最終的な溶液濃度が非常に濃くなった後で、ホウ砂を添加して混合する。でき上ったペーストは、陶器の鉢かるつぼに移し、加熱・溶融する。金属 Au を得るために Pb（棒状の釣り具）を溶融物に添加する（式(2)）。Au 以外の材料は上澄みとして廃棄され、回収された Au は別の容器で冷却・固形化する。

$$ 2NaAu(CN)_{2}+Pb\rightarrow Na_{2}Pb(CN)_{4}+\quad2Au $$
図3.2.2 フィリピンのインフォーマル施設における金回収プロセス（酸処理法）

## (5) Au 回収プロセス（加熱処理法）

IC（チップ）に対しては、加熱処理法（現地では Sunog IC process; Sunog はフィリピン語で燃焼の意）と称する別の方法を用いる。加熱処理法は図 3.2.3 に示すように、物理化学操作の組合せである。

まず、IC を人の居住地から離れた屋外で野焼きし、燃えた残渣を製錬プロセスの場所へ運ぶ。残渣をボールミルで粉砕し、粉状にする。このステップを1～3時間少量の水を加えながら続け、IC ペーストを得る。IC ペーストは、現地でSambwaプロセスと呼ばれる、金属・非金属の比重分離プロセスに供される。すなわち、IC ペーストはボールミルから鍋状容器に移し、水を加えて比重によってIC 混合物から上澄みのカーボン粉を分離する。除去したカーボン粉は、コンクリート製容器に入れ、最終的には認証処理施設（TSD）で処理される。

残ったミックスメタルにはホウ砂を加え、陶器の鉢に移して加熱・溶融する。その後、Pbを添加して、式(2)によってAuを分離し、Au以外の不純物を上澄みとして除去する。加熱時間はこの時の混合物の量によるが、1～3時間とされる。回収したAuは別の容器で冷却・固形化される。
図 3.2.3 フィリピンのインフォーマル施設における金回収プロセス (加熱処理法、Sunog IC process)

## (6) 物質收支

物質収支に関して、用いる試薬や得られる産物（Au）の量は、原料の質と量に大きく影響することに注意すべきである。今回の訪問時には、Au メッキの Cu 製導電材料のターミナル（Ni, Sn も一部被覆）を模擬原料として試行したが、以下のように物質収支を把握した。すなわち、原料986gに対して、0.25Lのシアン化溶液、1.75Lの水とともに、274gのホウ砂と228gのPb（棒状の釣り具）が必要であった。本試行の結果、20K程度といわれるAuを6.4g（Auとして5.33g、全体の5.4%）を回収した。

また、この際の原料・産物（Au 塊）・残渣（ホウ砂由来と Pb 由来の 2 種類のスラグ）を国内に持ち帰って、金属含有量を分析した。原料と残渣は酸溶解、産物は王水溶解、残渣はミル粉砕後に酸分解・王水溶解を行って分析試料溶液を得て、ICP 発光分析（Na は原子吸光光度法）によって定量分析を実施した。結果を表 3.1.1 に示す。これによれば、今回の原料においては、Au、Cu でそれぞれ 0.92%、89.1%、産物においては Au が 85.2% であった。添加剤の Pb の含有量は分析していないが、スラグに多く残存しているとともに、産物の Au 塊への移行もみられた。
表 3.2.1 Au 回収プロセスの試行における原料・産物・残渣の分析結果 (mg/kg)

項目	原料	原料(シアン化Na溶液处理後)	産物(Au塊)	スラグA(ホウ砂由来)	スラグB(鉛由来)
Au	9,200	1,500	852,000	20	40
Cu	891,000	867,000	93,800	2,400	29,300
Sn	71,100	67,700	<10	4,300	24,700
Ni	13,800	13,400	20	1,200	74,200
Pb	<10	20	29,200	124,000	514,000
B	<10	<10	40	61,800	11,200
Na	<10	<10	16	135,000	15,500
Si	90	90	80	136,000	36,300
Al	<10	<10	<10	39,400	9,100
Ca	<10	<10	<10	11,300	3,100

加熱処理法においては、原料の IC 5kg から、携帯電話の IC の場合は 4g 程度、コンピュータの IC の場合は 2g 程度の産物が得られるという。この数値については変動が大きいので注意が必要である。また、ホウ砂や Pb といった添加剤についても、その必要量は原料の質・量に依存するため算定は困難である。

2つの方法から得られる Au の純度は大きく変動し、2～22K とされている。同様に、Au の量についても原料によって変動が大きい。また、産物の Au 塊は同じ場所において、さらにホウ砂と Pb の添加と不純物の除去によって製錬を続けることで、純度を上げて 24K 程度にすることもできるという。

## (7) 残渣・排ガス・排水

上記の２つの方法とも、残渣と排ガス・排水を発生させる。酸処理法では、Auメッキを除去した後にCuスクラップが得られるが、これらは袋に入れてジャンクションップに売却され、その後は海外輸出のためにさらに貿易業者に売却される。一方、加熱処理法では、比重分離の過程で大量のカーボン粉が発生するが、タンクに保管された後、運搬されて処理業者によって処分される。２つの方法ともスラグが発生するが、これらは通常炉床に残し、量がたまったら埋め立てられる。陶器の鉢には若干の貴金属が残っているため、量がたまるまで施設内に保存してから、さらなるAu回収に用いられる。このような回収作業は数カ月単位で実施され、回収率も通常は非常に低い。加熱処理法で残った粉状の粘土についても、カーボン粉とともに最終処分される。

排ガスについても、原料とシアン化物の混合物の加熱や、Auとシアン化溶液の揮発の過程で、水蒸気が直接発生する。この蒸気にはシアンと $ NO_{2} $ が含まれるため有害であるが、施設内には安全装置や排気ファンが備わっていなかった。加熱処理法の比重分離後のミックスメタルに対しても、加熱によって水蒸気が発生する。他にも排ガスが発生するが、それらの組成については明確ではない。

排水について、酸処理法ではシアンを含む排液が、加熱処理法では化学物質はほぼ含まないものの比重分離で排水が発生し、用水路や腐敗槽に放流されたり、地上にまかれたりされているようである。
#### 3.2.2 インドネシアにおける E-waste からの貴金属回収技術

(1) バンドン近郊における基板・IC部品からの金・銀回収

バンドン郊外における金・銀の回収プロセスを図3.2.4に示す。

まず、IC部品を刀や斧を用いて基板から手作業で取り外す。取り外した部品を、バーナーで焼いて、樹脂成分を熱分解させることで、搭載部品や金属部品と半導体のボンディングワイヤ（金）の分離を容易にしていると考えられる。リサイクラーの中には、基板ごとバーナーで焼いて炭化させ、IC部品を取り外しやすくする場合もある。燃焼時間は2-4時間程度であるが、空気圧縮機を用いて加熱した場合は1時間程度の燃焼で良い。燃料にはガソリンを使用している。熱分解により、金属酸化物や一酸化炭素（CO）が大気に放出されていることが考えられる。

熱分解して白っぽくなった IC はすり鉢等で細かく粉砕する。篩を使って、微粒子と粗い粒子を分け、篩に残った粗い粒子は再び粉砕する。一部のリサイクラーは機械粉砕しており、より大量に粉砕することが可能である。篩の上に残った銅は、別途回収・保管され、その他金属回収業者に売却される。

細かく砕いた物を洗面器に入れて水を加え、容器を傾斜させながら水と軽い破砕物を流す。金や銀を含んだ重い物は底に残る（Panning process）。軽い破砕物と水は直接下水に放流される。

硝酸を加えて銀を溶かし、金を残す（酸分銀法）。硝酸を加えて、繰り返し溶かす作業を繰り返す。硝酸を加えて、さらにバーナーで加熱して反応を促す場合もある。このとき、オレンジ色の煙 $ \left(NO_{2}\right) $ が発生する。検知管を用いて調べたところ、 $ NO_{2} $ の大気中の濃度は5ppm未満であった。

銀を溶解した溶液に食塩（NaCl）を加え、ペットボトルに移し替えて数日おくと、銀は塩化銀として析出する。上澄み液は下水等に放流し、沈殿物は自然乾燥させる。自然乾燥させた銀はジュエリーショップ等にそのまま売ることができる。

残った固形物とほう砂を一緒に陶器の皿に入れてバーナーで加熱して溶かす。途中ですずを加え、すずが溶けて全体が沸騰するまで加熱し続けると、不純物（金属）を吸収したほう砂酸化物がslake bondを形成する。一方すずはslakeをくっつけて、溶融温度を下げて精錬プロセスを促進する作用がある。

サーモメーターで測定したところ、燃焼温度は500度程度であった。

攪拌（Mixing）が終わると、Tin slake が上層、金銀が下層の二層分かれる。上部分のすず層を皿の外に流し出して除去する。ほう砂を加えた加熱とすずの除去作業を繰り返すと、最終的に純度 95%程度の金が得られる。

作業員は手袋やマスクを着用しておらず、排ガス処理装置なども使用していない。比重選別（panning）後の廃水には重金属等も含まれていると考えられるが、現状では未処理で下水等への放流しており、関連規制に違反している可能性がある。

精錬で使用した皿と精錬過程で発生する Tin slake（すず残渣）は他のバイヤーに売られており、そこからさらに金が回収されている。

硝酸を用いたプロセスの他に、基板表面に金メッキされている金を剥離するために、過酸化水素を用いる方法も行われている。金含有量が少ないケースでは過酸化水素が用いられているようである。
図 3.2.4 硝酸を用いた金・銀回収プロセス
#### (2) スラグからの金回収プロセス（図 3.2.5）

Tin, borax スラグを金属バー（おもり）が入った筒状の金属容器に入れて、水を加え、容器を回転させて粉砕・攪拌する。中身をバケツに取り出し10分間置くと、金属が沈殿する。茶色の沈降物をさらにPanningして、金を含む重いものとそれ以外に選別する。Panningの際、磁石を用いて鉄を回収する。最後に残ったものを、先ほどの金回収プロセスと同様、Boraxをよく混ぜて加熱する。

木材を使って火力をアップするなどしており、サーモメーターを用いて測定したところ、500～800度程度に達していた。硝酸を使ってさらに純度を高めることもあるという。また、金の含有量が少ないときには水銀を使うこともあるということであった。

図3.2.5 スラグからの金回収プロセス
#### (3) 水銀を用いた金回収プロセス（混汞法）（図3.2.6）

鉱石と水銀、水をドラム型の破砕機に入れ、砂状にまで細かく砕く。水を流して底に残った金銀を含んだ砂を水銀とよく混ぜ、金が水銀とアマルガム（＝金銀が水銀と良く混ざる性質があり、この混ざった合金）を作ることを利用した方法である。

アマルガムを採取し、布を袋状にした中に入れて水銀を絞り出し、それを陶器の器に入れて加熱して残りの水銀を揮発させて金を残す。

写真 アマルガムを絞りとる様子

図3.2.6 インドネシアにおける混氷法
## (4) 基板からの金回収の経済性

1kg の IC から、金 1g、銀 4g、銅 300g が回収できるといわれており、仕入れ価格、売却価格、プロセスコストなどから試算すると、1kg-IC あたり、329,000−160,000=169,000 Rp.（約 1560 円）の利益が出ると考えられる。

(Input) $ 150,000+10,000 = 160,000 $

1kg-IC $ \times $ 150,000 Rp. = 150,000

Process cost (chemicals, gasoline etc) 10,000 Rp./kg

$$ \mathrm{1g-Au\times300,000Rp/g=300,000} $$

$$ 4\mathrm{g}-\mathrm{A}\mathrm{g}\times5,000\mathrm{R}\mathrm{p}/\mathrm{g}=\quad20,000 $$

$$ 300\mathrm{g}-\mathrm{Cu}\times30\mathrm{Rp}/\mathrm{g}=\quad9,000 $$

金回収を行っているインフォーマルセクターは、主に家族経営で1～2人程度で作業しており、週に1-2回程度前述のプロセスを行い、金6g/週を回収している。その他の日は基板などのマテリアルの回収に費やしている。規模の大きなところでは、1週間に得られる金の量が15gで、従業員数も3～6人いるところもある。

先代から金・銀回収していた家系もあり、昔はめがねや時計から金を回収していたが、1980年頃から原料が E-waste に変わったという。

初期投資額は、100〜150万ルピア（約1万円）であり、ポンプや陶器の皿、バーナー、篩、材料購入費などが含まれる。

月収は概ね200〜250万ルピア（約2万円）程度、高い人では400〜500万ルピア（4-5万円）あり、フォーマル企業の作業員の給与（手当含めて1.5万程度）より高いといえる。

スラグから金を回収しているところでは、週2袋加工し、1袋あたり5-10gの金が回収できるという。1袋あたりの価格は30～100万ルピア（3,000～9,200円）である。スラグからの金回収は、基板よりも高効率に行われているといえる。

硝酸などプロセスで用いられる薬品は容易に手に入るということであり、インフォーマルな金回収業を抑制するためには、薬品等の規制も必要と考えられる。
### 3.3 フィリピンの E-waste リサイクル現場における環境・健康影響

#### 3.3.1 環境・健康影響に関する既往研究

第2章で論じた廃電気電子機器（e-waste）の発生や越境移動に伴い、不適正なリサイクルによって生じる環境汚染が国際的な社会問題となっている。e-wasteには、Pb, Hg, Cdなどの微量元素やポリ臭化ジフェニルエーテル（PBDE）などの有機臭素系難燃剤などの有害化学物質を多く含むものがある。国内・外からのe-wasteが集積する途上国のリサイクル施設の中には、周辺環境の保全やヒトの健康を考慮しない不適切な作業やその過程で生じる廃棄物の投棄が行われているところもある。そのような不適正なリサイクル現場では、例えば、e-wasteからCuやAuなどの有価金属を回収するために、王水（硝酸と塩酸の混合液）やHgアマルガムを用いた抽出、燃焼（野焼き）などが行われている。このような作業環境では、有害物質が周辺環境に放出されるだけでなく、リサイクル労働者も直接あるいは間接的に有害物質に曝露していることが推察される（Schmidt C.W., 2002, 2006; Wong M.H. et al., 2007）。共同研究を行っている愛媛大学の研究グループでも、これまでにインドのBangalore（Ha N.N. et al., 2009）やベトナム北部・レッドリバーデルタ（Tue N.M., et al., 2010a, 2010b）、ガーナのAccra（Asante K.A., et al., 2012）のe-wasteリサイクル施設における有害化学物質の汚染実態について明らかにした。

このほか、アジアにおける e-waste による環境影響については、大気（Chen A. et al., 2011; Wong M.H. et al., 2007）、土壌（Wong M.H. et al., 2007; Leung A.Z.W. et al., 2006; Li J. et al., 2011; Tang X. et al., 2010; Lopez B.N. et al., 2011; Brigden K. et al., 2005）、水（Brigden K. et al., 2005; Wong C.S.C. et al., 2007a）、底質（Leung A.Z.W. et al., 2006; Brigden K. et al., 2005; Wong C.S.C. et al., 2007b）、ダスト（Li J. et al., 2011; Brigden K. et al., 2005; Leung A.Z.W. et al., 2008）を含め、様々な環境媒体中での有害金属による汚染が報告されている。

Chen A et al. (2001) による近年のレビューでは、e-waste リサイクル工場の近傍で、胎盤の Pb 濃度 (Guo Y et al., 2010)、尿中の重金属濃度 (Wang H. et al., 2011)、頭髪の Cu, Pb (Wang T. et al., 2009)、臍帯血と新生児の胎便での Pb 濃度上昇 (Li Y. et al., 2008) が確認されている。環境中の媒体としては、中国南部の e-waste リサイクル村ではダストの重金属濃度が最も高いとされている。さらに、ヒトの血液中 Pb 濃度とダストの Pb 濃度の間に強い関係があるとされている (Lanphear B.P. et al., 1997)。このように、e-waste ダストの金属はヒトの健康に深刻な影響を与えている (Leung A.Z.W. et al., 2006)。加えて、有害な重金属のみならず貴金属・レアメタルも環境中に放出されており、インドの e-waste リサイクル現場の土壌、大気、ヒトの毛髪から Ag や In が検出されている (Ha et al., 2009)。中国とインドの e-waste リサイクル現場では、Ag が土壌、水、底質から検出されている (Brigden K. et al., 2005; Wong C.S.C. et al., 2007b)。

また、e-waste リサイクル施設は、フォーマルとインフォーマルの2種類に分かれている（Chi et al., 2011）。フォーマルでは通常、当該国内での登録・許可がなされて運営され、事業所などからのe-wasteを引き取っている。一般にはマスクなどの保護具を含めて環境規制を遵守し、解体・リサイクルなどの取扱いが比較的大規模になされている。一方で、インフォーマルは通常、少人数の作業者によって運営され、家庭や国外を含めてあらゆる手段で有価物となるe-wasteを回収し、零細規模で解体・リサイクルが行われている。一般には環境配慮がなされずに、前述の酸抽出や野焼き、残渣の投棄などが行われている。途上国においてはe-wasteに関する法規制が未整備のために違法性は問いにくいが、例えばフィリピンの場合は有害廃棄物リサイクルの処理・貯蔵・処分施設（TSD）に関する許可・登録制度に基づいて、フォーマルとインフォーマルの区分が可能である。
前年度までの本研究や3.2においても、フィリピンにe-wasteリサイクル施設が存在し、不適正な処理が行われていることを指摘した。しかしながら、これまでにフィリピンのe-wasteリサイクル施設における有害化学物質の汚染実態について調査した研究は皆無である。また、フォーマルとインフォーマルの施設を対比して、環境・健康影響を調査した例はほとんどみられない。以上のことから、フィリピンをフィールドとして、環境への影響、ヒトの健康リスクを評価するために、途上国におけるe-waste関連の汚染実態の解明を以下の節で試みる。

###### 3.3.2 フィリピンの e-waste リサイクル現場における土壌・ダストの調査 (Fujimori T. et al., 2012) (1) 方法

2010 年から、我々はフィリピンの e-waste リサイクル施設の有害物質汚染について調査を開始した。3.3.2 と 3.3.3 においては、同年 2 月と 8 月にサンプリングした調査の結果を示す。場所は、図 3.3.1 に示すような Caloocan 市を含むマニラ首都圏と、Cavite 州、Laguna 州である。フォーマルリサイクル施設は Cavite、Laguna の各 1 カ所、インフォーマルの現場は Caloocan と Cavite の計 3 カ所である。フォーマル施設は 2001 年に設立され、インフォーマルは近年運営されているという。表層の土壌はシャベルを用いて、深さ数 cm、直径 30cm 程度をサンプリングした。表層のダストは、清浄な箒で静かに掃いてサンプリングし、各々のサンプリング区画は各建物内や屋外のコンクリート床面上で選定された。土壌とダストはボールミルと凍結ミルで粉砕され、元素分析のために 150 μm 未満になるようふるいにかけた。

以上のようにサンプリングした粉状の土壌とダストのサンプルに対して、Ag, As, Cd, Co, Cu, Fe, In, Mn, Ni, Pb, Zn の分析を行った。サンプルは HNO_{3} と HCl を用いて加熱分解した後、8 元素(Ag, Co, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Zn)に対して ICP-AES を用いて、3 元素(As, Cd, In)に対して ICP-MS を用いて分析した。

濃縮係数(Enrichment factor; $ E_{f} $ )を次式によって定義した。

$$ E f=\frac{\left(\mathrm{C}/\mathrm{Mn}\right)_{\text{sample}}}{\left(\mathrm{C}/\mathrm{Mn}\right)_{\text{crust}}}\quad(1) $$

ここで、Cは土壌・ダスト中の元素濃度である。濃縮係数とは、平均の地殻存在量(Wedepohl,1995)に対する濃度レベルを表しており、ここではベースメタルとしてMnを用いた。

また、我々は平均日摂取量（ADD, U.S.EPA, 1997）、ハザード比（hazard quotient; HQ）、ハザードインデックス（hazard index; HI）を次式のように求めた。

$$ \begin{aligned}ADD=&\frac{C\times IngR\times EF\times ED}{BW\times AT}\quad(2)\\&HQ=\frac{ADD}{RfD}\quad(3)\\ HI=&\sum_{i}HQ_{i}\ (i,element)\ (4)\end{aligned} $$

ここで、経口参照量 (RfD, U.S.EPA, 2011) はリスクに至らないヒトの日曝露レベルを表している。HQ の数値が 1 以下の時は、負の健康影響が生じるとは考えにくい。ここでは、他のベンチマークに基づき HQ が有害リスクを表しているとして、例えば ≤ 1 (極小)、> 1-5 (低)、>5-10 (中程度)、>10 (高) となる。本研究では、HI の数値が式(4)で HQ 値の合計であることから、総合的な健康リスク評価のベンチマークにこの HI 値を適用することとした。
図 3.3.1 フィリピンのサンプリング地域

a フィリピン

b マニラ首都圏のサンプリング地域

c フォーマルリサイクル現場の代表例

d インフォーマルリサイクル現場の代表例

## (2) 土壤・ダストの金属濃度についての結果と考察

E-waste リサイクル現場のフォーマル土壌、インフォーマル土壌、フォーマルダスト、およびインフォーマルダストの4種類の表層サンプルにおける金属濃度について、議論する。参考として、オランダの土壌ガイドライン (VROM, 2011)、ならびに中国の Guiyu (Wong M.H. et al., 2007; Leung A.Z.W. et al., 2006; Li J. et al., 2011)、台州 (Tang X. et al., 2010)、インドの Bangalore (Ha N.N. et al., 2009)、ニューデリー (Brigden K. et al., 2005)、香港 (Lopez B.N. et al., 2011) における先行研究を用いた。先行研究に基づくアジアの e-waste リサイクル現場を比較するために、フィリピンと他のアジア諸国間の表層サンプルにおける類似の代表的な金属濃度レベルを指摘するものとして「アジア域内の類似性」という用語を用いる。この用語は、他のアジア諸国での表層サンプルの代表的な金属濃度が、フィリピンにおける濃度範囲に含まれる場合に用いる。

まず、フォーマル土壌について、図3.3.2からはすべてのサンプルの中で最も低い金属濃度であることが示されている。これはおそらく表層の土壌が作業環境からは分離された庭などであったことによる。フォーマル土壌におけるCd, As, Co, Ni, Zn, Pb, Feの濃度からは、図3.3.2bで示すように濃縮係数の幾何平均はほぼ1であり、濃縮はないことが示唆された。これは、コントロール現場であるフィリピン大学の土壌レベルとも対応している。Cu濃度の幾何平均は、最適とされる
土壌(VROM, 2001)の9.4倍であった。Ag, Cd, Co, Cu, In, Mn, Ni, Pb, Zn のレベルは、台州やBangalore のフォーマル系の土壌と類似していた。表3.2.1 に示すように、(i) フォーマルの土壌は平均的な自然の近くと類似した金属含有量(Cd, As, Co, Mn, Ni, Zn, Pb, Fe)を有すること、(ii) e-waste リサイクル施設からはAg(おそらくIn も)の濃縮とCu による汚染があること、(iii) フィリピン、中国(Tang X. et al., 2010) およびインド（Ha N.N. et al., 2009）で金属組成が共通していることがいえる。

次に、インフォーマルの土壌について、図3.3.2aに示すように、フォーマルの土壌と比較してAs, Ag, Co, Mn, Ni, Cu, Feでは統計的に有意な差はなかった。Inはインフォーマルのいかなる現場でも検出されなかった(<0.5mg/kg)。PbとZnではフォーマルの土壌と比較して有意に高い濃度(p<0.05)がみられたが、インフォーマルの土壌におけるe-wasteリサイクル現場からの特定元素の汚染であることが示唆される。図3.3.2bでのCd(幾何平均11), Pb(26), Zn(9.6)の高い濃縮係数を確認したが、Cd, Pb, Znで最適とされる土壌の数値(VROM, 2001)のそれぞれ3.1(1.0-14)倍、9.4(1.5-92)倍、6.4(2.6-14)倍の高さであった。Guiyuのプリンタローラ投棄場（Leung A.Z.W. et al., 2006）や放棄された作業場（Li J. et al., 2011）、台州における家庭規模のリサイクル作業場（Tang X., et al., 2010）、Bangaloreにおけるe-wasteリサイクル現場（Ha N.N. et al., 2009）、香港におけるe-waste解体現場（Lopez B.N. et al., 2011）といった先行研究と比較し、本結果はアジア諸国でのインフォーマルの土壌の中でCd, Co, Cu, Mn, Ni, Pb, Znで類似の濃度であった。加えて、PbとZnの濃度は、Guiyu（Wong M.H. et al., 2007; Li J. et al., 2011）と香港（Lopez B.N. et al., 2011）におけるe-wasteの野焼き現場と類似であった。Guiyuで酸抽出を行っていた放棄作業場の土壌（Li J. et al., 2011）は、As, Cu, Niにおいて、本研究で見つかったインフォーマルの土壌の最大濃度よりも高かった。本研究でのインフォーマル現場では酸抽出は実施されていなかったため、リサイクル活動の違いが金属汚染に影響した可能性がある。したがって、解体や投棄のようなe-wasteリサイクル・処理現場からのインフォーマルの土壌を含めた場合、次のことが観察された。(i) As, Co, Mn, Ni, Feはインフォーマルの土壌内で近くと同様の組成であった。(ii) Agの濃縮とCd, Cu, Pb, Znによる汚染が特定された。(iii) フィリピン、中国（Leung A.Z.W. et al., 2006; Li J. et al., 2011; Tang X., et al., 2010）、インド（Ha N.N. et al., 2009）、香港（Lopez B.N. et al., 2011）でのインフォーマルの土壌においては、特定の金属（Cd, Co, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn）の濃度にアジア域内の類似性がみられた。

さらに、フォーマルのダストについては、図3.3.2aに示すように、As, In, Ag, Ni, Zn, Pb, Cu, Feにおいて4種のサンプルの中で最大の濃度を有していた。Cdはインフォーマルの土壌とダストで同様であった。図3.3.2aに示すように、NiとCuはそれぞれ幾何平均2,100 (760–8,400) mg/kg、26,000 (8,700–94,000) mg/kgであり、インフォーマルのダストより有意に高かった(p < 0.05)。Agの濃度は平均で95 (5.0–250) mg/kgであった一方、Pbは6,200 (690–130,000) mg/kg、Znは3,000 (1,300–7,700) mg/kgであった。フォーマルのダストの金属濃度はインフォーマルのダストと類似していたが、フォーマル・インフォーマルの土壌より高かった（図3.3.2a）。合計7つのフォーマルダストのサンプルでは、検出限界を上回るIn濃度がみられたが、これはInがフィリピンのフォーマルダストでみられる特定のレアメタルであることを示唆している。フォーマルダストは土壌のアクション値（VROM, 2001）と比較して、Ni, Cu, Pb, Znのそれぞれで10 (3.6–40)倍、137 (46–495)倍、12 (1.3–245)倍、4.2 (1.8–11)倍高くなっていた。フォーマルのダストにおいては、濃縮係数の幾何平均値をみると、Ag, Cu, In, Pbのそれぞれで1,000倍、1,100倍、190倍、220倍であった。フォーマルダストのAsとFeはフォーマルの土壌より有意に高濃度であったが、サンプル間の濃縮係数をみると有意差は認められなかった。フォーマルダストのAsとFeは、CoとMnと同様に、主として平均的な地殻様土壌から得られた可能性がある。フォーマルダストから得られた知見は以下
のとおりである。すなわち、表3.3.1にまとめているように、(i) 深刻な金属汚染(Ni, Cu, Pb, Zn)と中程度の汚染(Cd)があること、(ii) 極めて高い金属濃縮があること(Ag, In)、そして(iii) 地殻由来の元素(As, Co, Fe, Mn)があることである。

最後に、インフォーマルのダストについては、図3.3.2aに示すように、フォーマルのダストと統計的に同程度の金属濃度(In, Ni, Cuを除く)であった。これより、インフォーマルとフォーマルのダストにおける特徴的な金属組成を表3.3.1に示す。PbとZnはインフォーマルダストに最もよくみられる汚染物質であり、最大の濃度で存在していた。Inはインフォーマルダストでは0.5 mg/kgを超えて存在することはなかった。インフォーマルダストはフォーマルよりNi（幾何平均380 mg/kg）とCu（6,300）で低い濃度であったが、フォーマル・インフォーマルの土壌よりは高濃度であり(図3.3.2a)、アクション値（VROM, 2001）よりそれぞれ1.8倍、33倍であった。ここで、同様の作業を行っているインフォーマル現場と本研究のダスト中金属濃度を比較する。比較対象は、Guiyuの基板リサイクル作業場（PCBRW; Tang X. et al., 2010）、同作業場が並んでいる路上（Street B-1; Leung A.O.W. et al., 2006）、選別・はんだ回収の作業場（SSRW; Brigden K. et al., 2005）、プリンタ解体作業場（PDW; Brigden K. et al., 2005）、ならびにNew Delhiにおける基板と関連素材の選別作業場（CCSW; Brigden K. et al., 2005）、狭い路上のリサイクル作業場（Street N; Brigden K. et al., 2005）である。マニラ首都圏周辺のインフォーマルダストは、Ag, As, Cd, PbでGuiyuのPDW、New DelhiのCCSWと同程度の濃度であり、GuiyuのSSRWより低かった。加えて、インフォーマル現場のCd (13 mg/kg)とPb (4,100)の最大値は、GuiyuのPCBRWやStreet B-1の平均値を下回っていた。中国のインフォーマル現場のAg, As, Cd, Pbを除いて、表3.3.1はインフォーマルダスト（土壌汚染がない場合）の金属濃度がフィリピン、中国、インド間のアジア域内類似性を有していることを示している。

図 3.3.2 フィリピンの e-waste リサイクル現場のダスト及び土壌における 11 元素の含有濃度(a)と濃縮係数(b)
表3.3.1 4種の表層土壌・ダストの金属の特徴分類とアジア域内の類似性比較

Formal soil	Informal soil	Formal dust	Informal dust
Crust-derived metals	$ As^{b} $ , Cd, $ Co^{a} $ , $ Fe^{b} $ , $ Mn^{a} $ , $ Ni^{c} $ , $ Pb^{c} $ , $ Zn^{c} $	$ As^{ab} $ , $ Co^{a} $ , $ Fe^{ab} $ , $ Mn^{a} $ , $ Ni^{c} $ , (ln?)	$ As^{a} $ , $ Co^{a} $ , $ Fe^{a} $ , $ Mn^{a} $	$ As^{ab} $ , $ Co^{a} $ , $ Fe^{a} $ , $ Mn^{a} $ , (ln?)
Enrichment metals	$ Ag^{b} $ , (ln?)	$ Ag^{b} $	$ Ag^{a} $ , ln	$ Ag^{a} $
Polluted metals	$ Cu^{c} $	$ Cd^{a} $ , $ Cu^{c} $ , $ Pb^{b} $ , $ Zn^{b} $	$ Cd^{a} $ , $ Cu^{a} $ , $ Ni^{a} $ , $ Pb^{a} $ , $ Zn^{a} $	$ Cd^{a} $ , $ Cu^{b} $ , $ Ni^{b} $ , $ Pb^{ab} $ , $ Zn^{a} $
Intra-Asian similarity*	Philippines, China, India	Philippines, China, India, Hong Kong	Philippines	Philippines, China, India**

Concentrations are ordered by a > b > c according to statistical difference (p < 0.05).

$ ^{*} $ See text for a description of this term.

**Without Ag, As, Cd, and Pb from PCBRW, Street B-1, and SSRW in China (ref. Table S8).**

## (3) 表層サンプルの金属の有害性評価

非発がんリスクの評価を行って、本研究を e-waste リサイクル現場からの土壌・ダストを同様に摂取するシナリオを有する先行研究（Leung A.O.W. et al., 2006）と比較するために、式(3)(4)を用いて有害性に関する指標（HQ、HI）を計算した。このプロセスを通じて、表層の土壌・ダストの「潜在的な」有害リスクを議論する。

Cu で若干汚染されたフォーマルの土壌（表 3.3.1）は、図 3.3.3 で示すように HI 値が最低であった（中央値と最大値<1.0）ことから、成人と子供に対するリスクは小さかったものと考えられた。成人と子供に対するフォーマルダストの HI 中央値は、それぞれ 4.6（中程度）、37（「高」リスクの 3.7 倍）と計算された（図 3.3.3a）。フォーマルダストの HI 最大値は、図 3.3.3a から成人に対して 61、子供に対して 490 であり、極めてリスクが高いと指摘された。フォーマルダストの Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Zn の HQ の合計値から比較可能な HI 値を計算すると、中国の Guiyu における PCBRW と並ぶ Street B-1 のダストと同程度であった。また、フォーマルダストの Co, Ni, Zn の HQ 値は、PCBRW のダストと同程度であった。フォーマルダストにおける Pb の HQ の平均値は PCBRW のダストより低かったものの、Cu の HQ の平均値は PCBRW と Street B-1 よりそれぞれ 4.0、5.3 倍程度高い値であった。これより、フィリピンのフォーマルダストは Cu が特有の有害金属であると考えられる。

図 3.3.3b からは、Pb と Cu がそれぞれ 75%、17% と HI 値に対して主たる寄与元素であることが示されている。フォーマルダストは In が濃縮されているが、本研究では In の経口 RfD は確認されなかった。In は透明導電性フィルム（酸化インジウムスズ, ITO）として薄型パネルや太陽電池パネルに用いられており、半導体の中には InAs や Inp を含むものもある。近年の研究（Homma T. et al., 2003; Lison D., 2009）では、ITO への曝露は肺疾患と関連する疑いがあり、InAs や InP が発がん性を有する可能性もある。加えて、In はインドのリサイクル作業者の毛髪からも検出されている（Ha N.N. et al., 2009）。以上より、ハイテク産業の e-waste の端材などから発生するフォーマルダストを摂取することは、健康リスクの可能性が示唆される。

インフォーマルのダストと土壌の HI 値については、図 3.3.3b にあるように Pb の HQ 値が主た
る寄与であったが、両者に相違はみられなかった（図3.3.3a）。しかしながら、インフォーマルのダストとフォーマルの土壌の間には有意差(p<0.005)がみられた。フォーマルの土壌と比較すると、図3.3.3aに示すようにインフォーマルの土壌のHI値はほぼ有意差(p=0.053)がみられた。HI値はインフォーマルの表層サンプルの間で有意差はなかったものの、インフォーマルダストのCuのHQ中央値はインフォーマル土壌のそれよりも8.1倍高くなっていた(p<0.005)。すべての表層サンプルの中で、HI値への寄与はCuのHQが最も大きく、インフォーマルダストでは25%となっていた。表3.3.2に示すように、インフォーマルダストのCo,Cu,Ni,Znの平均のHQ値は、中国のPCBRWのそれ（Leung A.O.W. et al., 2006）と同程度となっていた一方、CdとPbのHQ値はPCBRWとStreet B-1（Leung A.O.W. et al., 2006）よりも低くなっていた。

これらより強調できることは、インフォーマルリサイクル現場のダスト（HI中央値>10, 最大値32）や土壌（HI中央値=3.3, 最大値30）の摂取によって子供に対して潜在的な健康リスクが認められることである。子供においては、式(2)で計算しているように、摂取率と低体重のために平均日摂取量（ADD）が成人よりも高くなる。本研究のインフォーマルの e-waste リサイクル現場では、子供たちも生活のために親と一緒に、あるいは自分たちで働いていた。先行研究では、子供の e-waste 労働者の血液が Pb によって汚染され（Huo X., 2007）、家庭も比較対照より金属濃度が高かったとされている（Brigden K., 2005）。さらに、e-waste リサイクル現場近傍で胎児だった場合には母親からの重金属汚染の可能性も指摘されている（Li Y., 2008）。

表 3.3.2 本研究および中国での比較可能な研究（Leung A.O.W. et al., 2006）における、子供に対する HI と HQ

City, country	Area, matrix	Average HQs	HI = $ \sum $ HQs (Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Zn)
Cd	Co	Cu	Ni	Pb	Zn	Average	Max
Around Manila, Philippines, this study	Formal sites, soil	0.0038	0.28	0.16	0.011	0.39	0.0054	0.58	1.22
Formal sites, dust	0.013	0.17	10.7	1.78	74.3	0.15	87.0	488
Informal sites, soil	0.039	0.047	0.31	0.039	7.57	0.045	8.03	29.3
Informal sites, dust	0.044	0.35	3.2	1.59	6.44	0.26	11.6	29.8
Guiyu, China [13]	PCBRW, dust	0.34	0.014	2.67	0.96	402	0.19	406	772
Street B-1, dust	0.18	0.012	1.97	0.19	82.6	0.10	85.2	502
Street B-2, dust	0.072	0.0046	0.23	0.057	3.60	0.023	4.05	9.61
School yard, dust	0.069	0.0041	0.15	0.032	2.31	0.028	2.75	4.32
Street L, dust	0.097	0.0072	0.52	0.065	0.83	0.020	1.82	6.73
Street G, dust	0.054	0.0027	0.019	0.016	0.25	0.023	0.42	1.93
SU, dust	0.061	0.0057	0.013	0.012	0.22	0.0083	0.40	0.70

HI は同じ曝露シナリオにおける Cd, Co, Cu, Ni, Pb, Zn の合計を計算している比較可能である。太字は 1.0 以上の数値。
図 3.3.3a 成人と子供に対するハザードインデックス（HI）

同図 b HI に対する HQ の元素比をパイチャートで示したもの

9 元素(Ag, As, Cd, Co, Cu, Mn, Ni, Pb, Zn)のハザード比（HQ）は、経口参照量（RfD）を含めてU.S.EPAの曝露係数ハンドブック（U.S.EPA, 1997）における摂取シナリオ（USEPA 2011; JECFA 1993）に基づいて合計したもの。**はp < 0.005での有意差を示す。記載の数値はHIの中央値と最大値。NSは非有意。

## (4) まとめ

本研究では、フィリピンのマニラ首都圏の周辺にあるフォーマルとインフォーマルの e-waste リサイクル現場において、表層の土壌とダストの 11 元素(Ag, As, Cd, Co, Cu, Fe, In, Mn, Ni, Pb, Zn)の濃度を求めた。調査の結果、e-waste リサイクル現場のダストの方が、土壌と比較して金属元素濃度が高いことがわかった。加えて、フォーマルとインフォーマルの現場では、金属汚染の状況が異なっていた。フィリピン、中国、インド、香港における e-waste リサイクル現場を比較した結果、地理的には離れていても表層の土壌・ダストは類似の濃度であることがわかった。ただし、フォーマルのダストの比較は行っていないため、フィリピン以外のフォーマルダストの調査は今後の課題である。フォーマルの業者では、作業服、マスク、メガネなどの保護具が用いられているが、フォーマルのダストで最も有害な金属（特に Pb, Cu）に対する徹底した対策が必要かもしれない。一方、インフォーマルの e-waste リサイクル現場において、土壌・ダストを子供が摂取することによる健康リスクも高いといえる。