Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
表 19 磁力選別後の金属の品位及び回収率（パソコン由来廃電子基板）

產物	重さ(%)	品位(%)	品位(kg/t)	回收率(%)
Cu	Fe	Ni	Pb	Pd	Au	Ag	Nd	Cu	Fe	Ni	Pb	Pd	Au	Ag	Nd
精鉱1	19.25	34.41	19.44	3.17	3.97	0.22	0.92	0.75	0.21	19.71	88.79	59.07	22.68	27.19	62.05	24.00	37.61
精鉱2	11.96	49.44	0.29	0.98	7.94	0.20	0.34	0.44	0.12	17.60	0.82	11.37	28.17	15.31	14.15	8.90	13.26
精鉱計	31.21	40.17	12.10	2.33	5.49	0.21	0.70	0.63	0.17	37.30	89.60	70.44	50.84	42.49	76.20	32.89	50.87
尾鉱	68.79	30.62	0.64	0.44	2.41	0.13	0.10	0.58	0.08	62.70	10.40	29.56	49.16	57.51	23.80	67.11	49.13
供試料	100	33.60	4.21	1.03	3.37	0.16	0.28	0.60	0.11	100	100	100	100	100	100	100	100

## ii エアテーブル選別

1-2mm の試料を選別した結果を図 35 及び表 20 に示す。図 35 から、エアテーブルを用いた選別により、比重の異なる粒子を分離することができた。しかし、依然として精鉱には基板やゴム類、プラスチックなどが混在していた。尾鉱には金属単体はあまり見られないが、樹脂板の中に Cu などの金属が入り込んでいるため、それらの金属の回収率が低くなると推察された。

表 20 より、精鉱の金属品位はもとの供試料より高くなることが明らかになった。これは、金属の単体及び金属の割合が高い粒子は比重が高く重いので、精鉱に分離されるためである。また、精鉱の金属回収率が50〜80%であり比較的高い回収率であるが、十分とはいえないレベルであった。しかし、金属と樹脂類の単体分離度が低いため、さらに品位と回収率を向上させることはこのままの粉砕条件では困難であると考えられる。さらに選別結果を向上するには磁選と風力選別を組み合わせるか、多段粉砕・多段選別を行う必要があると考えられた。

図35 エアテーブルで選別した精鉱と尾鉱（パソコン由来廃電子基板）

表 20 エアテーブル選別後の金属の品位及び回収率（パソコン由来廃電子基板）

產物	重さ(%)	品位(%)	品位(kg/t)	回收率(%)
Cu	Fe	Ni	Pb	Pd	Au	Ag	Cu	Fe	Ni	Pb	Pd	Au	Ag
精鉱	50.68	30.82	4.37	1.14	3.13	0.15	0.32	0.57	62.13	81.32	78.98	75.24	55.20	74.67	52.10
尾鉱	49.32	19.31	1.03	0.31	1.06	0.13	0.11	0.54	37.87	18.68	21.02	24.76	44.80	25.33	47.90
供試料	100	25.14	2.73	0.73	2.11	0.14	0.22	0.55	100	100	100	100	100	100	100
## iii 磁力選別及びエアテーブルによる選別

単体分離度の高い1-2mmの試料を磁力選別した後、さらに磁選尾鉱をエアテーブルで選別した結果を表21に示す。表中の精鉱は磁選、エアテーブルのそれぞれで得られた精鉱を合わせものである。精鉱の金属元素の品位は供試料の品位より40%～200%高くなり、尾鉱の品位と比較すると1.5～10倍高くなっていることが明らかになった。また鉄、金、ニッケル及び亜鉛の回収率は75%以上、他の金属の回収率は55%以上であり、選別効果が上昇した。しかし、単体分離度が依然として低いため尾鉱にも各金属元素が残存しており、尾鉱の金属損失率は低くなかった。さらに選別成績を上昇させるには多段粉砕・多段選別を行う必要があると考えた。

表 21 磁力選別とエアテーブルの選別結果（パソコン由来廃電子基板）

產物	重さ(%)	品位(%)	回收率(%)
Cu	Fe	Ni	Pb	Zn	Au	Ag	Cu	Fe	Ni	Pb	Zn	Au	Ag
精鉱	41.23	39.26	5.46	2.14	3.97	3.75	0.062	0.084	62.7	86.8	79.0	62.1	76.5	78.4	57.3
尾鉱	58.77	16.38	0.58	0.40	1.70	0.81	0.012	0.044	37.3	13.2	21.0	37.9	23.5	21.6	42.7
供試料	100.00	25.81	2.59	1.12	2.64	2.02	0.033	0.060	100.0	100.0	100.0	100.0	100.0	100.0	100.0

## iv 多段粉碎及び多段選別

多段粉砕・多段選別と再粉砕なしのエアテーブル選別結果を表22に示す。再粉砕なし（1-2 mm）の場合、エアテーブルで一回だけ選別を行った。また、多段粉砕・多段選別においては、発生した0.5 mm以下の粉末試料はバイオリーチング試料に供したため、表22に計上せず、篩上（0.5-2 mm）部分の結果のみで計算した。再粉砕なしの選別結果と比較すると、多段粉砕・多段選別は精鉱の金属品位が上昇し、さらには尾鉱品位が大幅に低下しており、精鉱の金属回収率はAuを除いて約95%以上と非常に高い結果が得られた。尾鉱の全金属の合計品位は10%以下まで低下させることができた。この結果から、超遠心粉砕とエアテーブルの組合せにより単体分離の促進が強く示唆された。特に廃電子基板に多く含有されているベースメタル類にその効果が顕著に表れた。多段粉砕・選別によって多くの金属を濃縮することに成功した。

表 22 多段粉砕・多段選別と再粉砕なしのエアテーブル選別結果（パソコン由来廃電子基板）

供 试 科	座物	重 量 %	品位	回 吸 率
(%)	(g/t)	(%)	(%)
Cu	Pb	Zn	Sn	Fe	Ni	Pd	Au	Co	Ag	合 计	Cu	Pb	Zn	Sn	Fe	Ni	Pd	Au	Co	Ag	合 计
再 粉 碎 灰	精 瓮	40.6	44.3	6.4	5.1	10.2	6.9	2.7	751	514	212	682	75.9	63.0	74.5	77.2	82.0	88.4	86.9	88.8	49.8	60.4	55.7	69.4
尾 瓮	59.4	17.8	1.5	1.0	1.5	0.6	0.3	65	354	95	370	22.8	37.0	25.5	22.8	18.0	11.6	13.1	11.2	50.2	39.6	44.3	30.6
合 计	100	28.5	3.5	2.7	5.0	3.2	1.3	343	419	142	497	44.3	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100
多 段 粉 碎	精 瓮	72.8	58.8	6.1	5.7	9.3	4.1	1.7	84	527	289	612	81.8	94.9	98.2	98.7	98.9	96.2	98.3	97.9	67.9	94.9	96.9	95.0
尾 瓮	27.2	8.5	0.3	0.2	0.3	0.4	0.1	5	666	42	52	9.4	5.1	1.8	1.3	1.1	3.8	1.7	2.1	32.1	5.1	3.1	5.0
合 计	100	45.1	4.5	4.2	6.8	3.1	1.3	63	565	222	459	62.1	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100	100
本研究で確立した多段粉砕・多段選別法によって得られる精鉱には金属元素が濃縮され、樹脂等非金属成分も大きく取り除かれることから、その後の乾式、湿式製錬の原料として活用が期待される。本研究では実施できなかったが、集積培養系NEによるバイオリーチングによってCu、Zn及びNiを浸出できれば、リーチング残渣中に残留する貴金属等の溶媒抽出による回収がより容易になるため、有用な粉砕、選鉱技術となり得る。

一方で、粉砕、選鉱の過程で発生する尾鉱や家電由来の廃電子基板など、低品位の試料に対してもバイオリーチングは有効である。次項では集積培養系 NE より単離した好酸性鉄酸化細菌 Sulfobacillus thermosulfidooxidans NE106G 株を用いた検討結果について述べる。

### c. 低品位試料のバイオリーチング

45℃、pH 1.85 の条件下、TSB 硫酸培地で 3 日間 NE106G 株を培養した後、家電由来廃電子基板（〜0.5 mm に粉砕した試料）を投入してバイオリーチングを行った。その結果を図 36 に示す。Cu は 96 時間で浸出率 80%、Ni と Zn は 72 時間で各々 93% と 89% に達した。

パソコン由来廃電子基板をエアテーブルで選別した後の尾鉱（表20）を粒径0.5 mm以下に処理して、同様の条件でバイオリーチングを検討した。図37に示すように、Ni及びZnではNE106G株によるバイオリーチング機能は明らかにできなかったが、これは尾鉱試料中の含量が少なく、正確な測定ができなかったことが原因と考えられた。Cuでは71時間で90%の浸出率が得られ、NE106G株により効率的に浸出できることが示された。

Cu

図 36 TSB 硫酸培地を用いた NE106G 株による 家電由来廃電子基板のバイオリーチング
図37 TSB硫酸培地を用いたNE106G株によるパソコン由来廃電子基板（エアテーブル選別時の尾鉱試料）のバイオリーチング

## 5 ）バイオリーチング残渣からの金属の分離・濃縮技術の開発

好酸性鉄酸化細菌を活用したバイオリーチングでは、リーチング後の残渣中に貴金属や幾つかのレアメタル類が残存する。これらの金属を残渣から回収するための基礎研究として、残渣の酸浸出液を模擬したモデル浸出液を用いて、活性炭吸着法及び溶媒抽出法による回収を検討した。そして、それらの結果を踏まえ、最後にバイオリーチング残渣からの貴金属、レアメタルの回収プロセスの提案を行った。

### a. 貴金属の吸着

Au または Pd を 200 mg/L の濃度で含む溶液 50 mL に活性炭 0.2 g を添加し、吸着実験を行った（図 38）。吸着平衡時において Au、Pd とも吸着率は 95% 以上と高かったが、pH 3 以上になると吸着率は僅かに低下する傾向が見られた。pH 3 以下では Au の吸着率はほぼ 100% であったことから、一般的な酸浸出後に pH 調整することなく直接 Au を吸着回収できると推祭された。

貴金属の初期濃度 1000～100 mg/L、吸着剤添加量 0.05 g、pH 0.4 程度、吸着時間 2 h で Au、Ag 及び Pd の吸着実験を行い、室温における吸着等温線を作成した。各金属の飽和吸着量をラングミュア型の吸着平衡式で算出した結果、活性炭に対する Au の飽和吸着量は 322.6 mg/g に達し、Au に対して極めて高い吸着能力を有していた（図 39）。Pd 及び Ag の飽和吸着量は各々 49.5 mg/g、48.8 mg/g であり、Au の吸着量より低いものの活性炭が優れた吸着剤として機能することが分かった。
図 38 Au 及び Pd の吸着率に及ぼす pH の影響

図 39 活性炭による Au の吸着等温線 ラングミュア式で近似している。

活性炭は貴金属に対して高い吸着能力があるが、それぞれの金属の飽和吸着量が異なるので、これを利用して、貴金属を選択的に分離できると考えられた。

Au 及び Pd の混合液（各濃度 100 mg/L）を用いて、pH 0.8 で吸着実験を行い、優先吸着等の挙動を調べた。各金属の吸着率と活性炭の添加量の関係を図 40 に示す。Au に関しては、単独で添加した時と同様に高い吸着率を示した。一方 Pd では、単独添加時の吸着率は活性炭添加量 0.1 g 及び 0.2 g の時それぞれ 76.7%、98.9% であったが、Au との混合液ではそれぞれ 60.5%、82.4% と、15 ポイント程度の低下がみられた。このことから、活性炭は Au を優先的に吸着し、残りの吸着サイトで Pd を吸着していると推察され、活性炭の添加量を調整することにより Au や Pd を選択的に回収できることが示唆された。

図 40 Au 及び Pd の吸着率と活性炭添加量の関係

図 41 Cu、Fe、Zn 及び Ni の吸着に及ぼす pH の影響
### b. 非貴金属の吸着

バイオリーチングで浸出される金属 Cu、Fe、Ni 及び Zn について、活性炭による吸着に及ぼす pH の影響を検討した（図 41）。各金属の濃度は 100 mg/L とし、モデル浸出液 50 mL に対して活性炭を 0.1 g 添加して平衡時の吸着量を測定した。酸性領域での吸着率はいずれも低く、pH の上昇とともに吸着率が増加した。pH 1 以下ではどの金属も吸着率は 20% 以下であった。前述の結果より、Au 及び Pd は pH 3 以下で高い吸着率を保持していた。また、試験した非貴金属の廃基板中の濃度はバイオリーチングによって大きく低下するため、リーチング残渣の酸浸出液からの貴金属回収への干渉は小さいと推察され、酸浸出液から Au 及び Pd を選択的に回収できることが示唆される。

Bi、Co、In 及び Ni を混合したモデル浸出液（100 mg/L、50 mL、pH1.2）を用いた吸着実験の結果を図42に示す。0.05 g の活性炭を添加したとき、全ての金属元素がほとんど吸着されなかった。活性炭添加量を増加させると Bi でわずかに吸着率が上昇したが、その他の金属では変わらず、これらの金属も酸性領域では活性炭には殆ど吸着しないことが示された。

図 42 Bi、Co、In 及び Ni の吸着に及ぼす pH の影響

### c. 廃電子基板浸出液のモデル液からの吸着回収

廃電子基板に含まれている金属元素として14鉱種（Ag、Al、Au、Bi、Co、Cu、Fe、Mo、Ni、Pb、Pd、Sb、Sn及びZn）を選択した。これらを金属標準液の組成から塩酸系と硝酸系の2つのグループに分け、系ごとに金属を混合したモデル浸出液（各元素の濃度は100 mg/L、pH 0.35）を作製して活性炭による吸着試験を行った。活性炭の添加量は50 mLの溶液に対して0.1または0.2 gに設定した。グループ1（硝酸系）の結果を図43に、グループ2（塩酸系）の結果を図44に示す。

図 43 より、貴金属以外の金属との混合溶液であっても Ag 及び Pd に対する活性炭の吸着効果は十分に高いことが明らかとなった。吸着剤の添加量を 2 倍に増加させた場合、Ag 及び Pd の吸着率は上昇したのに対し、その他の金属の吸着率はほとんど変化がなく、いずれも 10％以下であった。

Au、Mo、Sb 及び Sn の混合液（各元素の濃度は 100 mg/L、50 mL、pH 0.35）の吸着試験の結果（図 44）から、活性炭添加量が 0.02 g であっても Au の吸着率は 99％を超え、単独添加時と同様に非常に高い吸着率を示すことが明らかになった。また、0.2g の活性炭を用いた場合は Mo、Sb は単独で添加した溶液からは 80% 程度の回収率であったが、Au 混在下において、0.02～0.05 g と微量の活性炭添加時では Au が優先的に吸着したため、Mo、Sb の吸着率が大幅に減少したと推察された。
以上の結果から、pH 1 以下の領域では、非貴金属の吸着率は 10% 以下となり、貴金属が選択的に吸着回収できることが示された。

活性炭添加量(g)

図 43 混合モデル浸出液（グループ I）の金属吸着率

活性炭添加量(g)

図 44 混合モデル浸出液（グループ 2）の金属吸着率
### d. バイオリーチング残渣の酸浸出液からの吸着回収

バイオリーチング後の残渣から貴金属等を酸浸出し、活性炭による吸着回収を検討しようとしたが、得られる残渣は量的に少なく、また全粉砕した試料を用いていたため残渣中の金属濃度も低かったことから、本実験に供することが困難であった。そこで本研究では、パソコン由来廃電子基板を粉砕、エアテーブルで風力選別して精鉱を作製し（表20）、精鉱12gを濃硝酸60mLで浸出して浸出残渣を調製した。この浸出残渣の貴金属の品位はバイオリーチング残渣の約3倍高いうえ量的に確保し易く、さらに貴金属以外の金属組成はバイオリーチング残渣の組成に近かったので、この残渣をバイオリーチング残渣のモデルとして扱うこととした。

残渣 4 g を王水 50 mL で浸出した後、ろ液を 500 mL に希釈して金属濃度を測定した結果を表 23 に示す。依然として Cu、Fe、Ni、Pb 及び Sn などのベースメタルの濃度が高いことが示されたが、このような溶液からの貴金属の回収を試みた。希釈液（pH 0.13）250 mL に対して 0.05 g の活性炭を添加して吸着実験を行った。その結果、図 45 に示すように、Au では 95% と非常に高い回収率が得られた。また、Ag、Bi、Mo、Pd で 20～30% 度の回収率が得られた。その他の金属に関しては、いずれも 5％ 以下と低い回収率であり、大部分が水相中に残存していた。前述したように、活性炭吸着により酸性溶液から微量の Au を選択的回収できることが確認された。さらに活性炭の添加量を増加させることにより、Au の完全回収と Ag、Bi、Mo 及び Pd の高率での回収が達成できると期待される。

表 23 残渣の王水分解液中の金属濃度（mg/L）

Ag	Al	Au	Bi	Co	Cu	Fe	Mo	Ni	Pb	Pd	Sb	Sn	Zn
5.9	9.7	6.0	0.3	0.3	351	243	0.3	86.7	54.0	1.2	10.7	970	17.9

図 45 バイオリーチング残渣（モデル）の王水浸出液からの活性炭吸着による金属回収

### e. 貴金属の溶媒抽出

iAu の抽出
抽出剤として PC-88A、D2EHPA、TOMAC、TBP、MIBK、TOA、DBC、DOS 及び DHS を用いて、Au 溶液（100 mg/L、pH 1.0）からの抽出実験を行った。この時、抽出剤と希釈剤（ケロシン）を 1:4 の割合で混合したものを有機相とした。その結果を図 46 に示す。本実験条件では、TOMAC、TBP、DOS 及び DHS を使用したとき、ほぼ 100% と非常に高い抽出率が得られることが示された。その他の抽出剤では 50% 以下であった。

## ii 貴金属混合液からの抽出

抽出剤として PC-88A、D2EHPA、TOMAC、TBP、MIBK、TOA、DBC、DOS 及び DHS（希釈剤と 1:4 の割合で混合）を用いて、Au、Pd 及び Pt の 3 種類の貴金属を 100 mg/L ずつ含む混合液（pH 0.55）からの抽出実験を行った。その結果を図 47 に示す。TOA を用いた場合の Au の抽出率は、Au を単独で含む溶液では抽出率は 47.5%（図 46）であったのに対して、貴金属混合時には 82.2% まで上昇することが明らかになった。その他の抽出剤では、Au に対する抽出性能は殆ど変化しなかった。

Pd では、TOA、DOS 及び DHS を用いた場合、混合時の抽出率が単独時より高くなった。即ち、TOA で 95.8%、DOS で 9.0%、DHS で 39.7% の上昇がみられた。また、PC-88A 及び D2EHPA を用いた場合は本試験条件では貴金属は殆ど抽出されないことが示された。

抽出剤 TBP において、3 種類の貴金属のうち Au のみが抽出され、Pd、Pt は抽出率が僅かであったことから（図 47）、本抽出剤を利用すれば Au の選択的な抽出が可能である。一方で、抽出剤 TOMAC では 3 元素ともほぼ 100% の抽出率が得られたことから、貴金属間での分離は困難であるが、他の金属の混在下で貴金属類を優先的に抽出可能であると考えられた。また、TOA に関しても 3 鉱種ともに高い抽出率であったことから、TOMAC と同様に貴金属の選択的抽出の可能性を示している。DHS を用いた場合は Au 及び Pd がほぼ 100% の抽出率であったため、Au、Pd のどちらか一方を含む溶液であれば選択的な回収が期待できる。

図 46 各種抽出剤による水相 Au の回収（抽出剤：希釈剤=1：4）
図 47 各種抽出剤による Au、Pd 及び Pt 混合液からの回収（抽出剤：希釈剤＝1：4）

## iii TOMAC の貴金属に対する抽出能力

図 46 及び 47 で示したように、抽出剤 TOMAC を希釈剤と 1:4 の割合で混合したとき、貴金属に対して非常に高い抽出効率が得られた。次に、希釈剤の割合を増加させて抽出剤濃度を下げた条件（TOMAC：希釈剤=1:9 及び 1:19）において、高濃度の貴金属溶液（単独で添加、1000 mg/L）に対する抽出実験を行った。結果を図 48 に示す。本実験条件において、Au と Ag はいずれの希釈率でも 99% を超える抽出率が得られた。Pd では TOMAC の希釈率が高くなるにつれて抽出率の僅かな低下が認められたが、希釈率 1:19 においても依然として 97% 以上の高い抽出率が得られることが分かった。これらの結果から、TOMAC の抽出能力の高さが示された。

図 48 TOMAC による貴金属抽出率に及ぼす希釈の影響

## iv 貴金属の逆抽出

Au または Pd の水溶液（pH 1.0、濃度 100 mg/L）を対象に、抽出剤 TOMAC（希釈率 1:9）を添加して抽出を行い、その後、有機相に逆抽出剤を加えて逆抽出を行った。逆抽出剤には亜硫酸ナトリウム水溶液、
チオ尿素水溶液(ともに 1 mol/L)を用いた。結果を図 49 に示す。亜硫酸ナトリウム水溶液での逆抽出ではAu、Pdの逆抽出率は共に60%以下となり、抽出能力の高いTOMAC抽出剤を使用した場合の逆抽出は困難であることが分かった。一方で、チオ尿素を用いた場合、Au、Pdの逆抽出率は共に90%以上となり、チオ尿素は貴金属の有効な逆抽出剤であることが分かった。

図 49 TOMAC 抽出後の Au 及び Pd の逆抽出効率

図 50 各種抽出剤による非貴金属混合液からの回収（抽出剤：希釈剤=1:9）

### f. 非貴金属の溶媒抽出

## i Bi、Co、In 及び Ni の混合液の抽出

貴金属と同様に、各種の非貴金属の混合溶液（100 mg/L、pH 1.1）について抽出剤（希釈率1：9）による抽出実験を行った。Bi、Co、In及びNiの抽出結果を図50に示す。抽出剤TBP及びTOAでは4金属と
も低い抽出率であった。MIBKでは4つの元素とも20〜35%程度の抽出率となった。一方で、抽出剤D2EHPA及びPC-88Aを用いたとき、Bi及びInで99%を超える高い抽出率を得ることができた。これらの結果から、D2EHPA及びPC-88Aを使用することにより、低pHの金属浸出液からBi及びInを抽出できる可能性が示された。

## ii Co 及び Ni 抽出に及ぼす pH の影響

抽出剤 PC-88A（希釈率1：9）を用い、CoまたはNiの水溶液（金属濃度100 mg/L）を対象として抽出実験を行った（図51）。抽出時のpHの影響を検討したところ、CoではpHが3を超えると抽出率が大きく上昇し、pHが約4になると抽出率は90%を、pH4.9では99%を超えることが分った。しかしそれ以上pHを増加させると抽出率は低下する傾向が見られた。

一方で Ni では pH が 4 を超えると抽出率は大きく上昇し始めた。さらに pH を上昇させて pH 5.5 になると抽出率は 90% を超え、pH 6.1 では 99% に達した。これらの結果から、Co 及び Ni を含む酸性溶液では pH を 4～5 の間で調整して抽出操作を行うことにより、Co を選択的に抽出可能であることが示された。

## iii 金属混合溶液からの溶媒抽出分離

次に、金属混合液（Ag、Al、Bi、Co、Cu、Fe、Ni、Pb、Pd 及び Zn、pH 0.5）からの抽出を検討した。抽出剤 TOMAC の希釈率は 1：4 に、TBP 及び D2EHPA では 2：3（抽出剤：希釈剤）に設定した。結果を図 52 に示す。抽出剤 TBP を使用した場合、対象とした 10 種の金属で抽出効果が高いものは認められなかった。D2EHPA では Bi 及び Fe に対する抽出率が非常に高く、次いで Pd、Zn で比較的高い抽出率が得られた。また TOMAC では、Ag、Bi、Pd 及び Zn に対する抽出率が非常に高く、次いで Pb、Fe で高い抽出率が得られた。TOMAC の濃度をさらに低くし、同様の実験を行ったところ、Fe、Pb 及び Zn の抽出率の低下が認められた。

TOMAC を使用した場合にいくつかの金属で高い抽出率が得られたので、バイオリーチング残渣から回収が見込まれる金属（Au、Bi、In、Mo、Pd 及び Sb）の混合溶液（各金属濃度 100 mg/L）についてさらに検討を加えた。抽出剤の希釈率と各金属の抽出率の関係を調べた結果を図 53 に示す。Au、Bi 及び Pd は単独で添加した時と同様に、非常に高い抽出率を示した。一方で、In と Mo では TOMAC の濃度が低くなるにつれて抽出率が低下する傾向がみられた。

図 51 抽出剤 PC-88A による Co 及び Ni の抽出性能—pH の

影響（抽出剂：希釈剂=1：9）
図 52 各抽出剤の金属混合液に対する抽出性能

図 53 TOMAC による金属抽出率に及ぼす希釈の影響

### g. 活性炭吸着と溶媒抽出のまとめ

バイオリーチング残渣から貴金属及びレアメタルを回収するための基礎研究を行い、活性炭吸着と溶媒抽出に関する以下の成果を得た。

■ 活性炭吸着に関して、Au の飽和吸着量は 322.6 mg/g であり、Ag 及び Pd の飽和吸着量（50 mg/g 程度）より十分に高いことが示された。また、pH 1 程度の酸性領域では、非貴金属に対する吸着率は低いことから、活性炭を用いることにより、リーチング残渣の酸浸出液から Au を高効率かつ選択的に吸着回収可能であることが示された。
■ 溶媒抽出に関して、抽出剤 TBP により Au では 100% の抽出率が得られた。このとき他の金属の抽出率は低く、TBP が Au に対して選択性の高い抽出剤であることが示された。また抽出剤 TOA は Pd 及び Mo に対して優れた抽出性能を有していた。抽出剤 TOMAC では、Ag、Au、Bi 及び Pd をほぼ 100% の高率で抽出可能であり、貴金属の優れた抽出剤であることが示された。本抽出剤を使用すれば、貴金属を優先的に抽出して、非貴金属類を効果的に分離できるものと推察された。抽出剤 D2EHPA 及び PC-88A を用いた場合、抽出時の pH を調節することで、Bi、In、Co、Ni、Mo 及び Sb を高い抽出率で分離できることが分った。

■ 検討した活性炭吸着や溶媒抽出法において、貴金属やレアメタルに対する吸着、抽出性能を確認することができた。これらの知見を基に、活性炭吸着や溶媒抽出を用いた多段階のプロセスを構築することにより、廃電子基板のリーチング残渣に含まれる様々な金属を選択的に分離・回収できると期待された。

### h. バイオリーチング残渣からの金属回収プロセスの提案

最後に以上の知見を総括して、バイオリーチング残渣からの金属回収プロセスを提案した（図54）。

バイオリーチング残渣を酸で浸出すると、Ag、Au、Pd、Bi、In、Mo、Sb、Pb、Sn等が浸出する。PbとSnはもとの廃電子基板中の含有量が多く、貴金属やレアメタルと比較すると残渣中の含有率が大きいため、まず沈殿法などで分離する。その後、含有量の少ない貴金属やレアメタルについて活性炭吸着及び溶媒抽出による回収を行う。

図 54 本研究の知見を基にしたバイオリーチング残渣からの金属回収プロセス
■ 浸出液に塩酸を添加することで Ag イオンを AgCl として沈殿させる。

■ ろ過を行い、Au、Bi、In、Mo、Pd 及び Sb を含むろ液を得る。ろ液に対して抽出剤 TOMAC で溶媒抽出を行い、Au、Pd 及び Bi を含む有機相と In、Mo 及び Sb を含む水相に分画する。

■ 有機相に対してチオ尿素水溶液で逆抽出を行い、Au、Pd 及び Bi を水相に戻す。この後、水相に対して活性炭を添加するか、または抽出剤 TBP を用いて Au を回収する。Au 回収後の Pd 及び Bi を含む水相に対して抽出剤 TOA を適用し、Pd を抽出して Bi と分離する。

■ Mo、In 及び Sb が残存する水相に対して抽出剤 TOMAC を適用し、有機相中に Mo を回収する。Sb と In を含む水相に活性炭を添加して Sb の回収を行い、In と分離する。

これらの一連のプロセスにより、バイオリーチング残渣に含まれる貴金属やレアメタルを選択的かつ高効率で回収できるものと期待される。

## 6 ）バイオリーチングによる廃電子基板からの銅リサイクルの LCA 評価

図7に示した各シナリオにおいて電気銅の生産のエネルギー消費量及び二酸化炭素排出量を表24～27に示す。銅鉱石から乾式精錬で生産した電気銅のエネルギー消費量及び二酸化炭素排出量は52.75MJ/kg-Cu、3.18kg-CO₂/kg-Cuである。電気銅1kgの生産において、鉱床銅品位0.5%場合、300kg以上の鉱石を採掘、輸送、粉砕・選別する必要があるため、採鉱、選鉱段階の環境負荷は全体の6割以上となっている。廃電子基板から乾式精錬で生産した電気銅のエネルギー消費量及び二酸化炭素排出量は31.35MJ/kg-Cu、2.07kg-CO₂/kg-Cuであり、3つのシナリオの中で一番少なかった。これは、廃電子基板の収集工程を調査対象外とすること、鉱石からの乾式精錬と同様の方法で精錬すると仮定したことによるものと考えられる。シナリオAと比べて原料採集工程の環境負荷は輸送段階でのみ発生することとなり、非常に小さい値になる。

一方で、バイオリーチング・湿式精錬による廃電子基板からの銅生産のエネルギー消費量及び二酸化炭素排出量は、攪拌浸出で67.10MJ/kg-Cu、4.05kg-CO₂/kg-Cu、ヒープリーチングで63.05MJ/kg-Cu、3.80kg-CO₂/kg-Cuであり、3つのシナリオの中で一番多い結果となった。これは、バイオリーチング工程において、温度条件を45℃と設定していることが最大の要因である。加熱時のエネルギー消費量が大きいため、全体の6割程度を占めていることによる。今後、バイオリーチングを30～35℃で実施できれば、バイオリーチング工程の環境負荷は半分程度にまで低下できるものと見込んでおり、研究の進展により大幅に環境負荷を低減できると考えている。バイオリーチング温度に関して、本研究では集積培養系NEに高い塩化物イオン耐性が見出され、塩酸ベースの培地でバイオリーチングが行えることを示した。集積培養系NEは37℃においても良好な増殖が見られること、塩酸培地ではより金属の浸出効率（速度、浸出率）が高まることから、塩酸培地を採用することにより、環境負荷や後述するようなコストの低減につながると考えられるため、今後詳細な検討を行うことが必要である。

また、天然鉱石ではなく廃棄物（廃電子基板）を利用することにより、別途、二酸化炭素の削減効果を見込むことができる。天然資源採掘から精錬前までは二酸化炭素の排出量は2.2kg-CO_{2}/kg-Cuであるので、廃電子基板の利用により、銅鉱石の採鉱・選鉱工程の環境負荷が削減でき、具体的には1トンの廃電子基板をリサイクルすると二酸化炭素排出量を0.396t-CO_{2}削減できることになる。本研究でのLCA評価時のシステム境界には含めなかったが、今後、廃棄物リサイクルの観点から精査する必要があると考えられる。
表24 銅鉱石から乾式精鍊による銅生産のエネルギー消費量及び二酸化炭素排出量（シナリオA）

生産プロセス	エネルギー消費量MJ/kg-Cu	二酸化炭素排出量kg-CO2/kg-Cu
採鉱	22.33	1.25
選鉱	11.52	0.65
輸送	5.10	0.30
精鍊	13.80	0.98
合計	52.75	3.18

表25 廃電子基板から乾式精錬による銅生産のエネルギー消費量および二酸化炭素排出量（シナリオB）

生産プロセス	エネルギー消費量MJ/kg-Cu	二酸化炭素排出量kg-CO2/kg-Cu
輸送	1.31	0.06
粉砕・選別	12.07	0.63
精錬	17.97	1.38
合計	31.35	2.07

表26 廃電子基板からのバイオリーチング・湿式精錬による銅生産のエネルギー消費量および二酸化炭素排出量（シナリオC／攪拌浸出）

生産プロセス	エネルギー消費量MJ/kg-Cu	二酸化炭素排出量kg-CO2/kg-Cu
輸送	1.31	0.06
粉砕	4.99	0.27
バイオリーチング	41.12	2.56
溶媒抽出	11.96	0.75
電解採取	7.72	0.41
合計	67.10	4.05

表27 廃電子基板からのバイオリーチング・湿式精錬による銅生産のエネルギー消費量および二酸化炭素排出量（シナリオC/ヒープリーチング）

生産プロセス	エネルギー消費量MJ/kg-Cu	二酸化炭素排出量kg-CO2/kg-Cu
輸送	1.31	0.06
粉砕	4.99	0.27
バイオリーチング	37.07	2.31
溶媒抽出	11.96	0.75
電解採取	7.72	0.41
合計	63.05	3.80

表28 鉱石および棄電子基板から電気銅生産のエネルギー消費量および二酸化炭素排出量

原料・方法	エネルギー消費量GJ/t電気銅(比率*)	CO2排出量t-CO2/t電気銅(比率*)
鉱石の乾式精鍊	52.75 (1.68)	3.18 (1.54)
廃電子基板の乾式精鍊	31.35 (1)	2.07 (1)
廃電子基板のパイオリーチング・湿式精鍊(搅拌浸出)	67.10 (2.14)	4.05 (1.96)
廃電子基板のパイオリーチング・湿式精鍊(ヒープリーチング)	63.05 (2.01)	3.80 (1.84)

$ ^{*} $ 比率：廃電子基板の乾式精鍊における値を1とした

## 7 ）生産コスト及び経済効果

最後に、廃電子基板からの銅のリサイクルにおいて、乾式精錬とバイオリーチング・湿式精錬（反復回分による攪拌浸出方式）の２つのプロセスの生産コストを概算して比較し、経済面からの評価を行った。本評価では生産コストは薬品代とエネルギー（電力・燃料）使用量のみで算出し、工場、設備投資、メンテナンス及びその他の消耗品は計上していない。電力単価は20円/kWhとし、薬品は工業価額とした。
廃電子基板からのバイオリーチング・湿式精錬の生産コストでは、電力消費以外にバイオリーチング（微生物培養）及び溶媒抽出のため薬品を使用する。バイオリーチングにおいては、培地作製時の薬品使用量は実験室スケールの消費量から換算し、バイオリーチング条件などその他の条件は3.研究方法で述べた。

結果として、バイオリーチングの薬品代は23円/kg-Cu、溶媒抽出と電解採取の薬品代は10円/kg-Cu、エネルギー代は115円/kg-Cuであり、合計で148円/kg-Cu程度と見積もられた。一方で、廃電子基板の乾式精錬による銅生産コストは主にエネルギー消費に伴うものであり、58円/kg-Cu程度と算出された。即ち、薬品とエネルギーの使用量のみで計算したコストはバイオリーチング・湿式精錬プロセスは乾式精錬のコストの2.5倍となった。なお、乾式精錬設備の規模と比較すると、バイオリーチング・湿式精錬では比較的小規模の設備となる。乾式精錬設備を新たに設置して操業する場合には、総投資額はバイオリーチング・湿式精錬の投資額よりはるかに高いので、総合コストで評価した場合には異なる結果が得られると考えられる。また、廃電子基板の利用により、その分天然鉱石からの銅精錬の利用が削減されること、さらに廃電子基板を全量廃棄する場合と比較して銅のリサイクルにより廃棄物処理量は1/3程度削減できることを考慮すると、銅精錬の価格を4.5万円/t精錬、埋立処理費を3万円/tとすると、廃電子基板1tから銅をリサイクルした場合5.5万円の経済効果を見積もることができる。

本研究では小規模（ラボスケール）の粉砕・選鉱、バイオリーチング実験で得られた基礎的知見をもとに、データを工業生産規模に外挿して評価している。このため、評価により得られた数値には幾分の不確かさが含まれるとともに、その数値を現行の実プロセスのものと詳細に比較検討することは困難であろう。しかしながら、本研究の時点において、廃電子基板の乾式精錬プロセスと比較してエネルギー消費量／二酸化炭素排出量では2倍程度（表28）、銅生産コストでは3倍の範囲に収まっていたことから、意義のある評価結果が得られたと考えている。上述したように、バイオリーチングプロセスの効率化、改善の余地はまだ多く残されており、今後の研究の展開により、エネルギー消費量が少なく環境調和型で低コストの金属回収プロセスを構築できる可能性は十分に高いといえる。バイオリーチング・湿式精錬プロセスは設備規模が比較的小規模となるため、他の湿式プロセスが稼働しているような一般的な事業規模の廃棄物処理リサイクル施設において稼働が可能である。さらには、既往研究を踏まえると、本研究で検討した粉砕・選鉱、バイオリーチング技術は、使用済触媒やバッテリー、焼却灰など様々な使用済製品や有害廃棄物からの金属回収への適用も想定されるため、今後の当該分野の研究展開に向けて本研究成果の意義は大きいものと結論付けた。

## （２）廃電子基板等の浸出液からの有用金属回収技術の開発

## 1 ）BMO を用いたモデル浸出液からのレアメタル、レアアースの回収

### a. $ Co^{2+} $ 、 $ Ni^{2+} $ 及び $ Zn^{2+} $ の BMO による回収

マンガン酸化真菌 A. strictum KR21-2 株が産生したバイオマンガン酸化物（BMO）（図 55）による pH 7.0（20 mM HEPES 緩衝液）における遷移金属イオン（ $ Co^{2+} $ 、 $ Ni^{2+} $ 、 $ Zn^{2+} $ ）の高効率吸着回収は、すでに報告されている $ ^{30)} $ 。本研究では、硫酸酸性（～20 mM）のバイオリーチング溶液を水酸化ナトリウムで中和して得た溶液からのレアメタル回収を想定している。中和処理で生じる 20 mM 硫酸ナトリウム（2840 mg/L）の共存下での回収率を求めた（表 29）。
1 mM BMO（MnO₂として 87 mg/L）に対する遷移金属イオンの負荷量（濃度）が約 0.2 mM の場合、その回収率は Co で 98.9%、Zn で 95.8% であり、本研究の到達目標である 90% 以上を上回ることが明らかとなった。一方、Ni は同条件における回収率は 84.4% であり、研究到達目標である 90% 以上をやや下回る結果となった。また、pH6.0 では、回収率は低下したが、Co²⁺で 90% 以上の回収率が認められ、Ni²⁺、Zn²⁺ では、70% 程度の回収率を示すことができた。これらの回収率は、BMO で一回だけ処理した場合の回収率であるが、新規の BMO に交換しながら処理した場合には、負荷した遷移金属イオンのほとんどが回収できることが示されている（後述）。

これらの結果から、硫酸酸性によって廃電子基板から浸出した遷移金属イオンは、pH6.0程度以上に中和することで、効率よくBMOによって回収できることが示された。

$$ \left(\delta-MnO_{2}\right)\not{D} $$

produced Mn(II) oxidase purified from KR21-2

図 55 A. stricutum KR21-2 株の Mn 酸化酵素（マルチ銅オキシダーゼ）による層状マンガン酸化物（バーネサイト）の産生 $ ^{14,31} $

表29 BMOによる遷移金属イオンの回収率(%)

(1 mM BMO, 20 mM MES pH 6.0 or 20 mM HEPES pH 7.0 + 20 mM Na₂SO₄)

pH	添加濃度(mM)	回收率(%)
Co	pH 7.0	0.186±0.00	98.9±0.7
Co	pH 6.0	0.188±0.00	91.3±0.4
Ni	pH 7.0	0.190±0.00	84.4±0.2
Ni	pH 6.0	0.187±0.00	69.3±0.8
Zn	pH 7.0	0.191±0.00	95.8±0.5
Zn	pH 6.0	0.192±0.00	70.3±0.4

### b. 希土類元素イオンの BMO による回収
希土類元素イオンの48時間後における吸着濃度は、見かけ上、ラングミュア吸着等温式に従うことが明らかとなった。その直線回帰式から各希土類元素イオンのBMOへの最大吸着量を、固相マンガン（即ち、1mMの濃度）に対するモル比で計算したところ、La^{3+}（ランタン）は0.26、Nd^{3+}（ネオジム）は0.28、Gd^{3+}（ガドリニウム）は0.16、Dy^{3+}（ジスプロシウム）は0.22、Yb^{3+}（イッテルビウム）は0.25、Y^{3+}（イットリウム）は0.23と算出された。

求めた希土類元素イオンの BMO に対する最大吸着量は、BMO に対する $ Co^{2+} $ イオン、 $ Zn^{2+} $ イオン、 $ Ni^{2+} $ イオンの最大吸着量（固相マンガンに対するモル比でそれぞれ 0.30、0.23 及び 0.12） $ ^{30)} $ と同じ程度であった。pH 6.0（20 mM MES 緩衝液）における各希土類元素イオンの回収率は、希土類元素イオンの負荷量が BMO に対して 1/5 程度以下（1 mM BMO に対し、回収金属棒度 0.2 mM 以下）であれば、その回収率は多くの場合 90% を上回ることが明らかとなった（表 30）。この結果は、BMO の希土類元素イオンに対する高い吸着親和力を示しており、低濃度の希土類元素イオンを高い効率で吸着できることを示した。

表30 BMOによる希土類元素イオンの回収率(%)（1 mM BMO, 20 mM MES pH 6.0）

REEs	初期添加濃度
50 $ \mu $ M	100 $ \mu $ M	200 $ \mu $ M
Y $ ^{3+} $	97.5±0.3	96.8±0.8	90.2±1.4
La $ ^{3+} $	99.9±0.1	99.8±0.1	98.9±0.3
Nd $ ^{3+} $	99.2±0.6	99.6±0.2	91.8±1.7
Gd $ ^{3+} $	99.3±0.3	97.9±0.3	75.5±2.3
Dy $ ^{3+} $	98.4±0.2	96.8±0.5	95.6±1.3
Yb $ ^{3+} $	98.4±0.3	96.1±0.4	76.3±1.1

### c. 模擬混合排水（ $ La^{3+} $ 、 $ Ni^{2+} $ 及び $ Zn^{2+} $ ）からの BMO による多段階回収

pH 6.0（20 mM MES 緩衝液）における模擬混合排水からの La^{3+}、Ni^{2+} 及び Zn^{2+} の BMO による回収特性を測定した（図 56）。La^{3+}、Ni^{2+} 及び Zn^{2+} を各 0.3 mM（それぞれ 41.7 mg/L、17.6 mg/L、19.6 mg/L）の濃度で含む混合溶液に、1 mM BMO（87 mg/L MnO_{2}）を添加した場合、これらのイオンの溶存態濃度は減少した。その減少量は、Zn^{2+} > La^{3+} >> Ni^{2+} であった。4 時間毎に遠心分離により BMO と上清を分離し、新しい BMO を添加したところ、5 回目の添加で、これらの 3 種のイオンの溶存濃度は、ほぼ観測できなくなり、99%以上が溶液中から回収できた。以上の結果から、多種類のレアメタル類が共存している場合でも、BMO を多段階に加える（もしくは、回収対象イオンに対して BMO を一定以上加える）ことによって、ほぼ定量的（99%以上）にこれらのイオンを回収することができることが明らかとなった。

これらの結果は、本研究目標設定である模擬排水からのレアメタル回収率90%以上を十分に上回る効率であった。

### d. BMO による $ Mn^{2+} $ 酸化反応の pH 依存性
マンガン酸化真菌 A. strictrm KR21-2 株によって産生した BMO は、その内部に Mn(II)酸化酵素が保持されており、負荷された $ Mn^{2+} $ は溶存酸素を電子受容体として連続的に酸化される（図 57） $ ^{32)} $ 。この反応は、特に模擬排水中に $ Mn^{2+} $ が含まれている場合には、新しい BMO が形成される反応であり、新しく形成された BMO が、他のレアメタル類をさらに吸着することで、連続的なレアメタル回収が原理的には可能である。

図 56 模擬混合排水（La^{3+}, Ni^{2+}, Zn^{2+}; 20 mM MES 緩衝液 pH6.0）からの 1 mM BMO による多段階回収試験 ↓ の時間で新しい BMO に交換した。

図 57 KR21-2 株が形成する活性 BMO とその機能 32)
BMO による $ Mn^{2+} $ 酸化反応の pH 依存性を、pH 5.5、6.0、6.5 及び 7.0 で測定したところ、 $ Mn^{2+} $ 酸化の速度は pH の低下と共に減少した。pH 7.0 では 3 回繰り返した処理の全てにおいて、溶存 $ Mn^{2+} $ イオンのほぼ全量を BMO へと変換した（図 58）。しかし、pH 6.5 では 3 回目の処理で $ Mn^{2+} $ 酸化反応が有意に弱まり、pH 6.0 では 2 回目の処理で $ Mn^{2+} $ 酸化反応速度が有意に減少した。pH 5.5 では、1 回目の処理でも溶存 $ Mn^{2+} $ が残存した。この結果から、BMO 相を形成しながら連続的にレアメタル回収を行おうとする場合には、pH 7.0 に設定する必要がある。

図 58 1 mM BMO による $ Mn^{2+} $ の酸化回収の pH 依存性

pH 7.0 は 20 mM HEPES 緩衝液、pH 6.5～5.5 は 20 mM MES 緩衝液で調整した。 ↓ の時間に 1 mM Mn^{2+} (= 55 mg/L) を含む新しい溶液に交換した。

## 2 ）浸出液の前処理及びBMOを用いた金属回収

a. 廃電子基板のバイオリーチング溶液の pH 中和によるコモンメタルとレアメタルの分離条件の検討

パソコン由来廃電子基板の集積培養系 NE による浸出液（バイオリーチング原液）は、pH が 1.8-1.9 であり、27~28 mM Cu（1760~1920 mg/L）、6.6~8.6 mM Fe（370~480 mg/L）、4.0~7.0 mM Al（110~190 mg/L）と 3 種のコモンメタルが高い濃度で含まれている。一方、レアメタルとして 1.5~1.8 mM Zn（100~115 mg/L）、0.66~0.73 mM Ni（39~43 mg/L）、0.014~0.017 mM Mn（9~11 mg/L）、0.027~0.030 mM Co（1.6~1.8 mg/L）が含まれている（表 31）。

これらが、バイオリーチング原液中で、有機物や無機物と安定な錯体を形成しないで、全て水和イオン（Al、Feは3+、他は2+）として存在すると仮定し、それぞれのイオンの水酸化物沈殿の溶解度積を考慮して、pH-溶解度ダイアグラムを作成した（図59）。なお、横軸はpH、縦軸は溶存濃度[mol/L]の常用対数値を示す。全てのイオンの検出下限値を $ 10^{-5} $ mol/Lに設定すると、溶存 $ Fe^{3+} $ 濃度はpHが約3以上で検出下限値を下回る。同様に溶存 $ Al^{3+} $ 濃度はpHが約5.1以上、溶存 $ Cu^{2+} $ 濃度はpHが約5.7以上で検出下限値を下回る。一方、 $ Ni^{2+} $ 、 $ Zn^{2+} $ 、 $ Mn^{2+} $ 及び $ Co^{2+} $ は、pHが6.0でも $ 10^{-1} $ mol/L（100 mM）程度以上の溶解度がある。よって、バイオリーチング原液をpH6.0付近に中和することで、Al、Fe及びCuのコモンメタルは水酸化物として不溶化する一方、 $ Ni^{2+} $ 、 $ Zn^{2+} $ 、 $ Mn^{2+} $ 及び $ Co^{2+} $ のほとんどが溶液中に残存すると予想された。
図 59 $ Fe^{3+}, Al^{3+}, Cu^{2+}, Ni^{2+}, Zn^{2+}, Co^{2+}, Mn^{2+} $ の水酸化物沈殿の溶解度積から求めた pH-溶解度ダイアグラム

バイオリーチング原液を pH4.0～7.0 の範囲で中和した場合の溶存イオン濃度と不溶化して回収された率を表31に示す。pH 4.0 までの中和（140529-1）では、Fe は 98.2% 不溶化したが、Cu で 2.6%、Al で 18.3%、その他は 1% 未満の不溶化率であり、コモンメタル類とレアメタル類の分離は不十分であった。pH 5.0 では、Cu と Al の不溶化率がそれぞれ 74%、99.7% に増加する一方、レアメタル類の不溶化率は 14% が最大であった。このことにより、コモンメタル類とレアメタル類の分離の効率が高まったと判断された。さらに pH を上昇させると、レアメタル類の不溶化率も大幅に高まった。特に pH 7.0 では、不溶化率が Zn で 91%、Ni で 80%、Co で 60% であり、バイオリーチングで浸出した大部分のレアメタル類がコモンメタル類とともに不溶化されてしまうことが明らかになった。

これらの結果から、バイオリーチング原液を pH 6.0 に中和することにより、コモンメタル類のほとんどが不溶化し、レアメタル類が溶存態として残存するため、中和操作によりコモンメタル類とレアメタル類を分離できることが示された。
表31 パソコン由来廃電子基板のバイオリーチング溶液の一段階pH中和による溶存金属イオンの濃度変化と回収率

试料ID(中和最稀pH)	Cu	Fe	Al	Zn	Ni	Mn	Co
140529-1(pH4.0)	27.7(1760)	7.43(414)	4.31(116)	1.54(101)	0.664(39.0)	0.0141(9.22)	0.0266(1.57)
27.0(1710)	0.13(7.5)	3.52(95.1)	1.54(100)	0.660(38.7)	0.0140(9.18)	0.0264(1.56)
2.6	98.2	18.3	0.52	0.70	0.43	0.77
140529-3(pH5.0)	30.3(1920)	8.63(482)	3.96(107)	1.76(115)	0.734(43.1)	0.0173(11.3)	0.0299(1.76)
8.0(510)	0.00(0.0)	0.01(0.3)	1.54(101)	0.635(37.3)	0.0162(10.6)	0.0266(1.56)
74	~100	99.7	12	14	6.2	11
140529-2(pH6.0)	27.7(1760)	7.43(414)	4.31(116)	1.54(101)	0.664(39.0)	0.0141(9.22)	0.0266(1.57)
0.54(34)	0.01(0.5)	0.0(0.0)	0.97(64)	0.501(29.4)	0.0125(8.22)	0.0217(1.28)
98	~100	~100	37	25	11	18
140529-4(pH6.0)	30.3(1920)	8.63(482)	3.96(107)	1.76(115)	0.734(43.1)	0.0173(11.3)	0.0299(1.76)
0.45(29)	0.00(0.0)	0.0(0.0)	0.79(52)	0.429(25.2)	0.0153(10.0)	0.0206(1.22)
98	~100	~100	55	42	12	31
140619-1(pH6.5)	28.7(1820)	6.64(371)	7.05(190)	1.58(103)	0.689(40.4)	0.0158(10.4)	0.0270(1.59)
0.13(8.5)	0.00(0.1)	0.0(0.0)	0.46(30)	0.344(20.2)	0.0140(9.17)	0.0181(1.07)
~100	~100	~100	71	50	11	33
140619-2(pH7.0)	28.7(1820)	6.64(371)	7.05(190)	1.58(103)	0.689(40.4)	0.0158(10.4)	0.0270(1.59)
0.06(3.5)	0.00(0.2)	0.0(0.0)	0.14(9.0)	0.138(8.1)	0.0129(8.47)	0.0109(0.64)
~100	~100	~100	91	80	18	60
### b. 一段階中和リーチング溶液からの BMO によるレアメタル回収（バッチ回収試験）

バイオリーチング溶液を pH 6.0 に中和することで（表 31：140529-2）、浸出した Cu の 98%、Fe と Al では 99% 以上が水酸化物塩として溶液から回収できることが明らかとなった。一方、Zn で 63%、Ni で 75%、Mn で 89%、Co では 82% が中和後も溶存態として存在していた。これらのレアメタルが残存している中和バイオリーチング溶液を 20 mM MES 緩衝溶液となるように調整し、4 mM の BMO（350 mg/L MnO₂）を 12 時間毎に交換しながら複数回処理し、溶存イオン濃度の変化を測定した（図 60）。その結果、1 回目の BMO 処理により、Ni、Zn、Mn、Co、Cu ともに溶存濃度が減少し、BMO によって回収されることが示された。1 回目の処理では、溶存していた Co の 98%、Mn の 93%、Cu の 89% が BMO によって回収できた。一方、Ni と Zn の場合、1 回目の処理での回収率は、それぞれ 18%、24% であった。これは Ni と Zn の濃度が相対的に高いことに加え、Co や Mn が BMO 上で選択的酸化にされることに起因すると考えられた。2 回目以降は、残存している Ni と Zn が、段階的に除かれ（回収され）、5 回処理した場合には全てのイオンで、積算回収率が 97% 以上であった。

pH 6.5 の中和リーチング溶液（140619-1）において、溶存態として残存していた Zn、Ni、Mn 及び Co を 2 mM BMO（175 mg/L MnO₂）で複数回処理（4 回交換）することで 98% 以上が回収できた（図 60）。pH 6.0 及び pH 6.5 で中和したリーチング溶液の双方で、Cu、Zn、Mn、Ni 及び Co の最終濃度は 5 μM 以下であり、「事業所の排水の排水指定物質に係る許容限度」（表 32；銅及びその化合物 46 μM、亜鉛及びその化合物 30 μM、溶存性マンガン含有量 180 μM、ニッケル及びその化合物 17 μM）を下回ることが明らかとなった。

この結果は、処理水水質が排水基準値をクリアしていることを示しており、本研究の目標を達成できていた。

A

B

↓の時間に新しいBMOに交換した。最終回の処理後の溶存濃度は、全て5μM以下であった。

図 60 A：一段階中和リーチング溶液（pH 6.0；140529-2）における 4 mM BMO による溶存態 Cu、Ni、Zn、Co 及び Mn の多段階回収処理。B：一段階中和リーチング溶液（pH 6.5；140619-1）における 2 mM BMO による溶存態 Cu、Ni、Zn、Co 及び Mn の多段階回収処理。