Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
ックバイオサイエンス社）を使用した。得られた配列データはアッセンブル操作によりゲノム配列の再構築を行い、ゲノム配列からの機能遺伝子の推定を行った。

### 4. 結果及び考察

## （１）廃電子基板等のバイオリーチング技術の開発

低濃度の鉄イオン添加でも増殖速度が速く、また重金属イオン及び塩化物イオンに対する高い耐性をもつ新規好酸性鉄酸化細菌（集積培養系 NE 及びその単離株 Sulfobacillus thermosulfidooxidans NE106G 株）を取得した。取得した微生物は中等度好温性であり、温度 45℃ にて、希硫酸及び希塩酸（pH 1.9）中でのバイオリーチングが可能であった。廃電子基板のバイオリーチング試験により、鉄イオン添加量を従来の 1/10 以下にまで削減でき、また 72 時間程度と概して短時間で金属（Cu、Zn、Ni、Co、Mn）を浸出できることが明らかになり、バイオリーチングの効率化を図ることができた。

廃電子基板のバイオリーチングの効率化を目指して、バイオリーチングに供するための効果的な粉砕、選鉱条件を確立することを目的として検討を行った。カッティングミル及び超遠心粉砕によって粒径 0.5 mm 以下のサイズにすることで、効果的にバイオリーチングが行えることが示された。

さらに種々の粉砕、選鉱条件を検討し、廃電子基板の粉砕・選鉱条件が試料の金属組成に及ぼす影響を詳細に明らかにした。その結果、超遠心粉砕及び風力選別による多段粉砕・多段選別法を適用することにより、廃電子基板から金属成分を濃縮した精鉱試料と低品位の尾鉱試料に分離できるようになった。精鉱試料ではバイオリーチング後の残渣に浸出できない有用金属が高品位で残存するため、さらなる回収が期待される。このことから、精鉱試料へのバイオリーチングへの適用が効果的であると推察された。一方で、尾鉱試料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。NE106G株を用いたバイオリーチング試験を実施し、尾鉱または低品位試料からも高効率で金属浸出できることを明らかにした。

またバイオリーチング後、廃電子基板残渣に残存する未浸出の貴金属やレアメタル類を回収することを目指して、酸で化学的に浸出したモデル浸出液からの活性炭吸着及び溶媒抽出を検討した。これらの結果をもとに、バイオリーチング残渣から貴金属及びレアメタル類を抽出回収するプロセスの提案に至った。

廃電子基板からの銅回収時のLCA及びコストの評価を検討した。ラボスケールの実験データをもとにした概算であるが、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、銅生産コストでは3倍の範囲に収まることを提示した。バイオリーチングプロセスの効率化など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、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が示された。

## （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

BMO による種々の希土類イオン及び遷移金属イオンに対する吸着特性を調査解析し、モデル浸出液から高効率（＞90%）で吸着回収できることが明らかになった。BMO に対する希土類イオンの最大吸着容量は $ MnO_{2} $ に対するモル比として、 $ La^{3+} $ で 0.26、 $ Nd^{3+} $ で 0.28、 $ Gd^{3+} $ で 0.16、 $ Dy^{3+} $ で 0.22、 $ Yb^{3+} $ で 0.25、 $ Y^{3+} $ で 0.23 に達し、遷移金属イオンと同様に非常に高い吸着性能を持つことが示された。

中和処理後のバイオリーチング浸出液からの微量金属イオン（Cu、Ni、Zn、Co 及び Mn）の回収を検討し、BMO を適切な濃度で添加することにより、ほぼ全量を回収でき、また回収された金属の BMO 中の濃度は各金属の可採品を上回ることが明らかになった。

カラムを用いた連続通水試験において、汎用的な陽イオン交換樹脂と吸着性能を比較検討した結果、BMOは乾燥重量当たり、Coで陽イオン交換樹脂の21倍、Cuで24倍、Mnで14倍、Niで3.2倍、Znで7倍の積算吸着量を示した。試験した陽イオン交換樹脂は期待される吸着容量の1/10程度に留まっており、中和処理浸出液はイオン強度が高いため陽イオン交換樹脂による回収が困難であったと推察された。

## （３）有用金属回収に関わる有用微生物の遺伝子情報基盤の整備

好酸性鉄酸化細菌2株（GJ-E10株及びNE106G株）の全ゲノムを解読した。バイオリーチングへの適用性が高かったNE106G株は約3.6Mbのゲノムサイズを持ち、1,575遺伝子の機能を特定することができた。また染色体とは別に約0.39Mbの巨大プラスミドを保有し、薬剤耐性遺伝子とともに少なくとも5つの重金属耐性遺伝子が存在することが明らかになった。本株の有用金属回収機能に関連した遺伝子として、鉄代謝系及び金
属耐性遺伝子を特徴付けた。本株の高い重金属耐性能力は巨大プラスミドに起因することが示唆され、このプラスミドに着目した有用微生物の分子育種へのアプローチを提案した。

### 5. 本研究により得られた主な成果

## （1） 科学的意義

## 1 ）廃電子基板等のバイオリーチング技術の開発

廃電子基板等のバイオリーチング技術の効率化に関して、優れた増殖特性をもつ新規微生物を用いることにより、廃電子基板のバイオリーチングの効率化（鉄イオン添加量の削減、浸出時間の短縮）を図ることができた。希塩酸をベースとした新しいバイオリーチング技術の創出につながる成果を得ることもできた。

廃電子基板の粉砕・選鉱条件の確立では、超遠心粉砕及び風力選別による多段粉砕・多段選別法を適用することにより、廃電子基板から金属成分を濃縮した精鉱試料と低品位の尾鉱試料に分離できるようになった。これらの粉砕・選鉱技術がバイオリーチングの前処理として効果的であることが示唆された。

また、バイオリーチング後、廃電子基板残渣に残存する貴金属やレアメタル類を回収することを目指して、酸で化学的に浸出したモデル浸出液からの活性炭吸着及び溶媒抽出を検討した。これらの結果をもとに、バイオリーチング残渣から貴金属及びレアメタル類を抽出回収するプロセスの提案に至った。

最後に廃電子基板からの銅回収時の LCA 及びコストの評価を検討し、本研究で開発したバイオリーチング技術の有効性を提示することができた。

## 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

廃電子基板の浸出液からの有用金属回収技術の開発に関して、高イオン強度のため汎用的な陽イオン交換樹脂の適用は困難であったが、微生物形成マンガン酸化物（BMO）を用いることにより、微量金属元素（Cu、Co、Mn、Ni、Zn）を高効率で回収できた。また回収金属は可採品位を上回る濃度で濃縮できることを提示できた。有害金属イオンについては排水基準値以下にまで低減できることを明らかにした。これらの研究成果により、イオン交換法の適用が困難な高イオン強度の廃水から、微量金属元素を回収する新しい技術を提示することができた。

## 3 ）有用金属回収に関わる有用微生物の遺伝子情報基盤の整備

有用微生物の全ゲノムを解読し、有用バイオリーチング微生物の遺伝子情報基盤を整備できた。廃棄物のバイオリーチングにおいて、ゲノム情報を基盤とした機能解析、微生物反応の最適化や分子育種による高効率・高機能化を目指した研究事例は皆無であるため、本研究をもとにして今後先駆的な研究に発展することが期待された。

## （２）環境政策への貢献

＜行政が既に活用した成果＞

特に記載すべき事項はない。

## ＜行政が活用することが見込まれる成果＞

廃電子基板からの銅回収について LCA、コスト評価を行った結果、本研究で開発してきた粉砕・選鉱及びバイオリーチングプロセスは、今後の展開により、環境負荷、コストとも既存のプロセスと十分に競争し得る技術になるとの推算結果が得られた。

従来の粉砕・精錬工程の代替もしくは補完できる実用的技術が少ない現状において、金属の再資源化を推進するためには、複数の実用的技術の提案がなされ、選択肢を確保する必要がある。本研究の成果は、金属回収リサイクルを推進するための技術課題の一つとして、生物利用技術を政策的に位置付ける根拠になるもので、その位置づけにより、今後、公設試や民間において当該技術の研究開発を推進する駆動力になることが期待される。

さらにはバイオリーチングの既往研究を鑑みて、本研究で得られた成果は廃電子基板のみならず、脱硝触媒等の使用済触媒や使用済バッテリー、ガス化溶融炉残渣、焼却飛灰など多様な廃棄物からの回収リサイクルに
も適用できる。将来的に産業廃棄物処理リサイクル事業者への技術移転を経て実用化することができれば、金属リサイクル施策を推進する技術として社会実装されるため、環境政策に直接的に貢献できると期待される。

本研究の成果は、海外市場を見据えた我が国のグリーン成長戦略の観点からも意義あるものといえる。粉砕・選鉱、バイオリーチングプロセスは運転条件など比較的平易な技術であり、設備規模が小さくて済む利点がある。経済産業の発展が著しい新興国や途上国では使用済電気電子機器類の排出量も増加していることから、それらの諸外国での技術の展開が想定される。本研究は、我が国のグリーンイノベーション施策の推進に貢献し得る有用な技術基盤を提示している。

### 6. 研究成果の主な発表状況

## （１）主な誌上発表

## <查読付論文>

1) J. Chang, Y. Tani, H. Naitou, N. Miyata, F. Tojo, and H. Seyama: Zn(II) sequestration by fungal biogenic manganese oxide through enzymatic and abiotic processes. Chemical Geology, 383, 155-163 (2014).

2) J. Chang, Y. Tani, H. Naitou, N. Miyata, and H. Seyama: Sequestration of Cd(II) and Ni(II) ions on fungal manganese oxides associated with Mn(II) oxidase activity. Applied Geochemistry, 47, 198-208 (2014).

3) J. Fukushima, F. Tojo, R. Asano, Y. Kobayashi, Y. Shimura, K. Okano, and N. Miyata: Complete genome sequence of the unclassified iron-oxidizing, chemolithoautotrophic Burkholderiales bacterium GJ-E10 isolated from an acidic river. Genome Announcements, 3(1), e01455-14 (2015).

## く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。

## （２）主な口頭発表（学会等）

1) 東條ふゆみ，渡邊陽祐，宮田直幸，梁瑞録，福島淳，常佳寧，谷幸則：微生物形成した鉄・マンガン酸化物を用いた酸性溶液中からの金属イオンの吸着回収，第48回日本水環境学会年会（仙台市），2014年3月17日.

2) 梁瑞錄，宮田直幸，菊池遼太，佐藤盛南：廃電子基板の物性調査，資源・素材学会平成26年度春季大会（東京），2014年3月27日.

3) 福島淳，東條ふゆみ，小林弥生，浅野亮樹，志村洋一郎，岡野邦宏，宮田直幸：酸性河川より分離された未分類の鉄酸化細菌 GJ-E10 株のゲノム構造，日本農芸化学会 2014 年度大会（東京），2014 年 3 月 28 日.

4) 東條ふゆみ，渡邊陽祐，宮田直幸，梁瑞録，谷幸則，福島淳：好酸性鉄酸化菌を利用した廃電子基板からの有用金属回収，日本農芸化学会2014年度大会（東京），2014年3月30日.

5) Fukushima, J., Tojo, F., Kobayashi, Y., Asano, R., Shimura, R., Okano, K., and Miyata, N.: The genome structure of novel isolated iron-oxidizing Burkholderiales bacterium GJ-E10. 15th International Society for Microbial Ecology (Seoul, Korea), 2014.8.28.

6) 東條ふゆみ，宮田直幸，福島淳，梁瑞録，谷幸則：廃基板のバイオリーチングに適用可能な好酸性鉄酸化菌集積系の増殖特性，第66回日本生物工学会大会（札幌市），2014.9.9.

7) 佐藤盛南，梁瑞録，高橋優太，宮田直幸：超臨界水による廃電子基板からの金属のリサイクル，平成26年度資源・素材関係学協会合同秋大会（熊本市），2014.9.15.

8) 菊池遼太，梁瑞録，宮田直幸：廃電子基板からの金属のリサイクルに関する研究，平成26年度資源・素材関係学協会合同秋大会（熊本市），2014.9.15.

9) 東條ふゆみ，大野谷成美，宮田直幸，梁瑞録，福島淳，谷幸則：好酸性鉄酸化細菌を用いた廃電子基板のバイオリーチングにおける pH 及び鉄濃度の影響，環境微生物系学会合同大会 2014（浜松市），2014.10.22

10) 福島淳，東條ふゆみ，浅野亮樹，小林弥生，志村洋一郎，岡野邦宏，宮田直幸：酸性環境より分離した新規鉄酸化細菌のゲノム構造から推定される代謝様式，環境微生物系学会合同大会 2014（浜松市），2014.10.22.
11) 大野谷成美，東條ふゆみ，宮田直幸，福島淳，梁瑞録，谷幸則，岡野邦宏，尾崎保夫：好酸性鉄酸化細菌NE106G株を用いたバイオリーチングによる廃電子基板からの有用金属回収，日本水処理生物学会第51回大会（甲府市），2014.11.14.

12) 鄭海粟，谷幸則，内藤博敬，宮田直幸：Acremonium strictum KR21-2 が形成したバイオマンガン酸化物による La^{3+} イオンの回収，日本水処理生物学会第 51 回大会（甲府市），2014.11.14.

13) 谷幸則，常佳寧，宮田直幸，東條ふゆみ，福島淳，梁瑞録：廃電子基板のバイオリーチング溶液からのバイオマンガン酸化物によるレアメタルの回収，日本水処理生物学会第51回大会（甲府市），2014.11.14.

14) 谷幸則，常佳寧，宮田直幸，東條ふゆみ，福島淳，梁瑞録：廃電子基板のバイオリーチングとバイオマンガン酸化物吸着によるレアメタルの回収，第49回日本水環境学会年会（金沢市），2015.3.16.

15) 東條ふゆみ，大野谷成美，宮田直幸，梁瑞録，谷幸則，福島淳：好酸性鉄酸化細菌の集積培養系と単離株を用いた廃電子基板のバイオリーチング効率の比較検討，2015年度農芸化学会大会（岡山市），2015.3.28.

16) 福島淳, 東條ふゆみ, 浅野亮樹, 小林弥生, 志村洋一郎, 岡野邦宏, 宮田直幸: 酸性河川より分離された鉄酸化細菌 Sulfobacillus thermosulfidooxidans NE106G のゲノム構造, 2015 年度農芸化学会大会 (岡山市), 2015.3.28.

17) 梁瑞録，鈴木泰文，東條ふゆみ，宮田直幸：超臨界水を用いた廃電子基板からの金属の濃縮，資源・素材学会平成28年度春季大会（東京），2016.3.28.

### 7. 研究者略历

研究代表者：宫田直幸

大阪大学大学院工学研究科修了、博士（工学）、現在、秋田県立大学生物資源科学部 教授

研究分担者

1) 梁 瑞录

秋田大学大学院鉱山学研究科修了、博士（工学）、現在、秋田県立大学システム科学技術学部准教授

## 2 ) 福島 淳

東京大学大学院農学研究科修了、農学博士、現在、秋田県立大学生物資源科学部 教授

## 3 ) 谷 幸則

東京大学大学院理学研究科修了、博士（理学）、現在、静岡県立大学食品栄養科学部 准教授
## 3 K133012 微生物及び粉砕・選鉱プロセスを導入した廃電子基板等からの有用金属回収システムの構築

## [要旨]

資源循環型社会の構築に向けて、使用済電子機器等からの有用金属の回収、資源化技術の構築が重要な課題になっている。そこで、バイオリーチング等の微生物プロセスと物理的な粉砕・選鉱プロセスを併用して、廃電子基板から有用金属を高効率で分離回収できる実用的技術を開発することを目的とした。本研究では、（1）廃電子基板等のバイオリーチング技術の開発、（2）廃電子基板の浸出液からの有用金属回収技術の開発、（3）有用金属回収に関わる有用微生物の遺伝子情報基盤の整備、の3つの課題を設定した。（1）では、有用微生物の探索、選抜を行い、優れた増殖特性をもつ好酸性鉄酸化細菌の集積培養系を取得した。これにより、廃電子基板の銅、ニッケル、亜鉛等のバイオリーチングにおいて、従来と比較して鉄イオン添加量を大幅に削減でき、またバイオリーチングに要する時間も短縮されたことから、当該技術の高効率化を図ることができた。また風力選別等を導入して廃電子基板の粉砕、選鉱プロセスを確立し、バイオリーチングとの効果的な併用手法について議論するとともに、溶媒抽出等によりバイオリーチング後の残渣からの貴金属の回収を検討した。さらに研究成果を基に、廃電子基板からの銅生産に関してLCA評価、生産コストの評価を行い、本研究で開発した技術の有用性と今後の課題を提示した。（2）では、微生物が形成するマンガン酸化物を活用して、イオン強度が高い浸出液から微量のレアメタル類を高効率で吸着回収するとともに、有害金属イオン濃度を排水基準値以下に低減できることを明らかにした。（3）では、本研究で検討した好酸性鉄酸化細菌2株の全ゲノムを解読した。さらに、金属回収に関与する機能遺伝子として鉄代謝及び重金属耐性を特徴付けるとともに、バイオリーチング菌のさらなる高機能化を目指した分子育種へのアプローチを提案した。本研究で取得した微生物とその遺伝情報、並びに粉砕・選鉱、バイオリーチング、浸出液処理についての研究成果は廃電子基板以外の様々な廃棄物や廃水への適用も想定されるため、今後の実用化に向けた研究展開が期待された。

### 1. はじめに

近年、IT 関連産業、自動車産業等の先端産業に不可欠なレアメタルやレアアースに代表されるように、種々の鉱種の消費が世界的に急伸しており、我が国ではそれらの金属資源の安定確保が重要課題となっている。国内には、原料として様々な金属を含む使用済製品が存在し、地上資源として活用が期待されている。例えば、1年間で発生する使用済小型電子機器は年間で約65万トン、その内有用金属は、鉄、アルミニウム、銅などのベースメタルで27.8万トン、金、銀などの貴金属で80トン、アンチモン、タンタル、タングステン、コバルトなどレアメタルで220トンにのぼると推計されている $ ^{1} $ 。国内で廃棄される電気電子機器や触媒など使用済製品は、例えば白金で世界全体の現埋蔵量の約4%、インジウムで16%を占めると推算されており、「小型家電リサイクル法」の施行などリサイクル制度の拡充とともに、レアメタル等の有用金属の回収、再利用技術の開発が一層望まれている。現在は選別や精錬工程等により回収が行われているが、設備やコストの観点から再資源化される有用金属は一部である。

さらに、最近我が国の金属系廃棄物の輸出量は10年で2倍以上に急増しているが、受け入れ先の途上国では金属回収時に廃棄物や有害金属の処理が適切に行われず、作業員の健康被害や環境汚染が顕在化しているケースも見られる $ ^{1} $ 。平成24年に閣議決定した「第4次環境基本計画」では、循環資源の国内での利用を促進するとともに、輸出先の途上国での健康被害や環境負荷の低減を図ることとされており、金属資源の安定確保、循環型社会の構築、さらに国際支援の観点からも、電気電子機器等からの実用的なレアメ
タル回収技術の確立が必要である。したがって、現行の金属回収・再資源化工程を代替、もしくは補完できる技術を開発し、国内において再資源化可能な鉱種を拡大しながら再資源化率の向上を図ることが必要である。

使用済電子機器等からの資源金属の分離回収技術に関して、最近、中国、韓国等の諸外国では、エネルギー低消費型で経済性が高いバイオリーチング（微生物による金属浸出）の適用事例が活発に論文発表されている。いずれも基礎研究の段階で、実用化に向けては効率面やシステム構成など解決すべき課題は多く残されているが、微生物利用の基盤技術を着実に築いているといえる。我が国でも早急にこの分野の国際的競争力をつける必要がある。使用済製品等の廃棄物のバイオリーチングでは、多くの研究で好酸性鉄酸化細菌Acidithiobacillus ferrooxidansや好酸性硫黄酸化細菌Acidithiobacillus thiooxidansが利用されている。図1にこれらの微生物を用いたバイオリーチングの概略を図示するとともに、表1に使用済製品等の廃棄物を対象としたバイオリーチングの研究例を挙げた $ ^{2,3)} $ 。これらの好酸性細菌はpH 1.5～3の酸性条件で生育し、A. ferrooxidansはFe $ ^{2+} $ イオンや单体硫黄（S $ ^{0} $ ）を、A. thiooxidansはS $ ^{0} $ を酸化して独立栄養的に増殖する。Fe $ ^{2+} $ の酸化で生じたFe $ ^{3+} $ イオンは酸性条件下で酸化剤として機能し、Cu $ ^{0} $ を酸化してCu $ ^{2+} $ イオンを浸出させる（式1・2）。一方でFe $ ^{3+} $ はFe $ ^{2+} $ イオンに還元されるが微生物が再酸化するため、酸化剤の再生サイクルが成り立つ（図1）。pHが上昇するとFe $ ^{3+} $ イオンは加水分解して水和物として析出するため（式3）、培養液は酸性を維持する必要がある。

$$ \mathbf{F}\mathbf{e}^{2+}\rightarrow\mathbf{F}\mathbf{e}^{3+}+\mathbf{e}^{-} $$

$$ 2\mathrm{Fe}^{3+}+\mathrm{Cu}^{0}\rightarrow2\mathrm{Fe}^{2+}+\mathrm{Cu}^{2+} $$

$$ \mathrm{Fe}^{3+}+3\mathrm{H}_{2}\mathrm{O}\rightarrow\mathrm{Fe}(\mathrm{OH})_{3}+3\mathrm{H}^{+} $$

$ S^{0} $ の生物酸化では硫酸が生成するため（式4）、 $ S^{0} $ を添加することにより培養液を酸性条件に保ち、酸化物等の金属化合物の溶解を促進する。このため pH 制御が困難な場合は、 $ Fe^{2+} $ と $ S^{0} $ を同時に添加することによって酸性条件を維持しながらリーチングを行うことが可能である。

$$ \mathrm{S^{0}+3/2~O_{2}+H_{2}O~\rightarrow~2H^{+}+SO_{4}^{2-}} $$

A. ferrooxidans や A. thiooxidans は増殖の至適温度が中温域にあり、30～35℃で活発に増殖する。一方で、表1に記載した好酸性細菌 Sulfobacillus thermosulfidooxidans は中等度好熱性（至適温度：50～55℃）⁴）、好酸性古細菌 Acidianus brierleyi は好熱性（70～80℃）⁵）であるため、高温域でバイオリーチングを行うことになる。加温のためのエネルギー投入が必要であるが、30℃付近でのバイオリーチングと比較して金属の浸出速度が速いため⁵）、浸出時間の短縮や浸出率の向上を図ることができる。

好酸性鉄・硫黄酸化菌以外では、真菌 Aspergillus niger や Penicillium simplicissimum による有機酸（クエン酸、シュウ酸、グルコン酸等）生成を利用したバイオリーチングが検討されている。有機酸により培養液の pH が低下し、さらに有機酸がキレート剤となり金属の浸出を促進させる $ ^{3} $ 。貴金属のバイオリーチングは一般的に困難であるが、シアン化物イオンを分泌する Chromobacterium violaceum を利用して Au をシアン錯体として浸出できることが報告されている $ ^{2} $ 。

バイオリーチング技術では微生物反応を利用するため、低環境負荷で低コストの金属回収技術を構築できることが期待される。実際に鉱山サイトでは、選鉱—製錬工程では採算の採れない低品位の硫化銅鉱な
どを対象として、好酸性鉄酸化菌を活用したバイオリーチングが適用されてきた $ ^{6} $ 。使用済製品に適用した場合の実用性はまだ十分に検討されていないが、1つの研究事例として、廃電子基板からのCu回収のライフサイクルアセスメント（LCA）において、バイオリーチングで回収した方が製錬工程で回収するよりエネルギー消費量及びCO $ _{2} $ 発生量が少なくなることが報告されている $ ^{7} $ 。

使用済小型電子機器等の再資源化の促進に関する法律の施行に伴い、廃棄物収集先である民間事業所において実施可能な、比較的小規模で維持管理コストの低いレアメタル等有用金属の回収、再資源化システムの開発が急務の課題になっている。従来の粉砕・精錬工程の代替もしくは補完できる実用的技術が少ない現状において、金属の再資源化を推進するためには、複数の実用的技術の提案がなされ、選択肢を確保しておくことが必要である。このような背景の下、従来のバイオリーチング技術をより効率化し、実用的なシステムを構築することは大きな意義を持つ。さらに、海外市場を見据えた先進技術開発を一つの軸とする我が国のグリーン成長戦略への寄与も決して小さくないであろう。他国での技術開発動向、及び途上国での電子電気機器の使用量増加を鑑みると、経済的なバイオリーチング技術の途上国での市場展開への波及効果が期待できる。

本研究では、使用済電気電子機器からの有用金属の再資源化システムの構築を目指し、バイオリーチング等の微生物プロセスと粉砕・選鉱プロセスを併用して、廃電子基板等からの効率的な金属分離及び選択的濃縮技術を開発することとした。

### 2. 研究目的

使用済電気電子機器からの有用金属の回収・再資源化が重要課題となっている。本研究では、バイオリーチング等の微生物プロセスと物理的な粉砕・選鉱プロセスを併用して、廃電子基板等からレアメタル等有用金属を高効率で分離回収できる実用的技術を開発することを目的とする。研究全体の概要を図2に示す。

本研究では、以下の3つの課題を設定した。

(1) 廃電子基板等のバイオリーチング技術の開発

(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

(3) 有用金属回収に関わる有用微生物の遺伝子情報基盤の整備

（1）では、バイオリーチングと物理的粉砕・選鉱プロセスを併用して、多様な鉱種を効率的に分離できるようにするため、バイオリーチングに最適な廃棄物試料の粉砕・選鉱手法を確立するとともに、好酸性鉄酸化菌を利用したバイオリーチング条件の最適化を図ることとした。さらに、バイオリーチング後の残渣中にはリーチング困難な金、銀、白金、パラジウム等の貴金属類が残存すると予想されるため、溶媒抽出等により残渣から貴金属を回収できることを示す。

（2）では、バイオリーチングで発生する浸出液について、微生物が形成する特殊な金属吸着剤（ナノ構造をもつマンガン酸化物）を利用し、塩濃度の高い浸出液でも金属イオンを選択的かつ高濃度で吸着回収する技術を開発する。

（3）では、バイオリーチングで使用する有用微生物の全ゲノムを解析し遺伝子情報の基盤整備を行うこととした。さらに、有用金属回収に関連した機能遺伝子を明らかにして、バイオリーチングのさらなる効率化、高機能化に向けた微生物育種法を提案することを目指す。
図1 好酸性鉄・硫黄酸化菌による廃電子基板のバイオリーチング

表 1 使用済製品等のバイオリーチングの研究例 $ ^{2,3)} $

対象	利用微生物(機能)	回収金属
廃電子基板	·Acidithiobacillus ferrooxidans (Fe2+酸化)
·A. ferrooxidans 及び A. thiooxidans (S酸化)
·A. ferrooxidans 及び Leptospirillum sp. (Fe2+酸化)
·Sulfobacillus thermosulfidooxidans (Fe2+酸化、中等度好熱性)
·S. thermosulfidooxidans 及び Thermoplasma acidiphilium	Al, Cu, Ni, Pb, Zn
使用済電池
Liイオン電池	·A. ferrooxidans 及び A. thiooxidans
·Alicyclobacillus sp. (S酸化) 及び Sulfobacillus sp. (Fe酸化)	Co, Li
Ni-Cd電池	·A. ferrooxidans
·A. ferrooxidans 及び A. thiooxidans
·Sulfobacillus sp.	Cd, Co, Ni
Zn-Mn電池	·Alicyclobacillus sp. 及び Sulfobacillus sp.	Mn, Zn
使用済触媒	·A. ferrooxidans	Al, Co, Mo,
石油精製触媒	·A. ferrooxidans 及び A. thiooxidans	Ni, V
水素化処理触媒	·A. thiooxidans	Al, Fe, Mo,
·A. ferrooxidans 及び A. thiooxidans	Ni
·Acidianus brierleyi (S酸化、好熱性)
図２ 本研究で開発する技術の概要（研究全体のイメージ）

## 3 ．研究方法

## （1） 廃電子基板等のバイオリーチング技術の開発

## 1 ）供試微生物及び培養試験

本研究では次の3つの微生物培養系を使用した。

■ 好酸性鉄酸化細菌 GJ-E10 株

■ 好酸性鉄酸化細菌を含む集積培養系 NE

■ 好酸性鉄酸化細菌 NE106G 株（集積培養系 NE からの単離株）

GJ-E10 株は、以前の研究により酸性温泉水が流入する玉川流域（秋田県仙北市）の河川底質から分離された株で、秋田県立大学生物資源科学部内で継代されていたものである。集積培養系 NE は同じく玉川流域で採取された温泉排水を含む水試料を植種源として、下記の TSB 硫酸培地（表 2 及び 3）を用いて培養温度 45℃で集積培養して取得した培養系である。NE106G 株は、集積培養系 NE を適宜希釈後に 0.3% グランガムを添加した TSB 硫酸平板培地に塗抹し、45℃で培養後に生じた鉄酸化細菌のコロニーを分離して得られた。
TSB 硫酸培地は以下のように調製した。表2の溶液Ⅰを100 mL容三角フラスコに50 mL添加してオートクレーブ滅菌し、これに0.2 μmフィルターでろ過滅菌した溶液Ⅱを1 mL、オートクレーブ滅菌した溶液Ⅲを50 μL添加した。溶液Ⅱの硫酸濃度を変えることにより培地pHを適宜調整したが、標準的には、Fe^{2+}イオン濃度：7 mM（390 mg/L）、pH 1.9になるように設定した。重金属イオンを添加するときは、重金属（Cu、Ni、Zn、Mn、Al）の混合溶液①または②（表4）をフィルター滅菌後に所定の濃度になるようにTSB硫酸培地に加えた。

TSB 塩酸培地の調製は、表 5 に示した溶液を用いて TSB 硫酸培地と同様に行った。重金属イオンの添加試験では重金属混合溶液③（表 6）を使用した。

培養液中の残存$\mathrm{Fe}^{2+}$イオン濃度はo-フェナントロリンを用いた比色法か1/40 N 過マンガン酸カリウム溶液を用いた酸化還元滴定法により定量し、$\mathrm{Fe}^{2+}$酸化速度を算出した。

表 2 TSB 硫酸培地の組成

溶液Ⅰ	硫酸アンモニウム	1250 mg
硫酸マグネシウム七水和物	500 mg
トリプチックソイ(Difco 製)	250 mg
微量金属塩溶液（表3参照）	2 mL
蒸留水	1 L
溶液Ⅱ	硫酸第一鉄七水和物	970 mg
硫酸(158～350 mM)	10 mL
溶液Ⅲ	リン酸水素ニカリウム	500 mg
蒸留水	100 mL

表 3 微量金属塩溶液の組成

塩化カルシウム二水和物	3.7 g
ホウ酸	2.5 g
塩化マンガン四水和物	0.87 g
塩化鉄六水和物	1.0 g
硫酸亜鉛七水和物	0.44 g
モリブデン酸ナトリウム二水和物	0.29 g
硫酸銅五水和物	5.0 mg
蒸留水	1 L

※1 N 水酸化ナトリウムで pH7.0 に調整

表 4 重金属混合液の組成（TSB 硫酸培地添加用）

重金属混合液①
金属塩濃度(mM)	CuSO4250	NiSO4250	ZnSO4250	MnSO4250
重金属混合液②
金属塩濃度(mM)	CuSO4200	NiSO4200	ZnSO4200	MnSO4200	AlCl3200
表 5 TSB 塩酸培地の組成

Solution I	塩化アンモニウム	1250 mg
塩化マグネシウム六水和物	450 mg
硫酸マグネシウム七水和物	50 mg
トリプチックソイ (Difco 製)	250 mg
微量金属塩溶液 (表3参照)	2 mL
蒸留水	1 L
Solution II	塩化第一鉄四水和物	696 mg
塩酸(316～700 mM)	10 mL
Solution III	リン酸水素ニカリウム	500 mg
蒸留水	100 mL

表 6 重金属混合溶液の組成（TSB 塩酸培地添加用）

重金属混合溶液③
金属塩濃度	CuCl2	NiCl2	MnCl2	AlCl3
(mM)	250	250	250	250

## 2 ）単離株の分類同定及び集積培養系の細菌群集解析

単離株及び集積培養系の培養後に遠心分離（ $ 10,000 \times g $ 、10分、 $ 8^{\circ}C $ ）により菌体を集菌し、市販のDNA抽出精製キット（ISOIL for Beads Beating、ニッポンジーン）を用いてDNA抽出を行った。操作はキットのプロトコールに従った。抽出したDNAは適宜希釈後、27F/1492Rプライマーセット（表7）を用いて16S rRNA遺伝子領域をPCR増幅させた。単離株から得られたDNA断片は、秋田県立大学生物資源科学部バイオテクノロジーセンターにて塩基配列を解析した。その後、MEGA (ver. 6)を用いて近隣接合法で系統樹を作成し、帰属分類群を決定した。

集積培養系の培養菌体では、PCR 後の増幅断片を TA-クローニングして作製したクローンライブラリーを解析することにより、構成細菌の群集構造を調べた。本ライブラリーの作製は TOPO $ ^{®} $ -TA-クローニングキット（Life Technologies）を用いて行い、その中から無作為に 49 クローンを選抜して塩基配列を解析した。

表 7 本研究で用いたオリゴヌクレオチドプライマー

プライマー	塩基配列
27f	5'-AGAGTTTGATCCTGGCTCAG-3'
519f	5'-CAGCMGCCGCGGTAATWC-3'
1099f	5'-GYAACGAGCGCACCC-3'
520r	5'-ACCGCGGCTGCTGGC-3'
1492r	5'-ACGGYTACCTTGTTACGACTT-3'
## 3 ）バイオリーチング試験

### a. 廃電子基板試料

本実験では、パソコンなどを由来とする廃電子基板と家電製品などを由来とする廃電子基板を用いた。i パソコンなどの廃電子基板：各種のパソコンのプリント回路板を中心とした基板混合物であり、あらかじめ20 mm以下程度まで粉砕された廃基板を入手した。廃電子基板から、カッティングミルで粉砕不可能なほど大きな金属塊を目視・手選により取り除いたものをパソコン廃電子基板とした。

ii 家電製品などの廃電子基板：各種の大型家電製品のプリント回路板を中心とした基板混合物であり、あらかじめ150 mm以下程度まで粉砕された廃電子基板を入手した。カッティングミルで粉砕不可能なほど大きな金属塊、厚いゴムなどを目視・手選により取り除いた試料を家電廃電子基板とした。

4 mm のふるいでふるい分けし、4 mm 以上の試料はカッティングミル(SM200、Retsch)により4 mm 以下に粗粉砕した。次に粒度4-2 mm、2-1 mm、1-0.5 mm、0.5-0.25 mm 及び0.25 mm 以下の5種類に分粒し、選別及び組成分析に供した。そして四分法を用いてサンプリングし、硝酸及び王水で2段溶解し、希釈して、ICP 発光分光分析装置 ICPE-9000(島津製作所)で主な成分を分析した。また、超遠心粉砕機(ZM200、Retsch)を用いて、ローターの回転数16000 rpmで4 mm 以下に粗粉砕した試料を微粉砕（スクリーン0.5 mm）し、バイオリーチングに供した。

粉砕、選鉱方法の確立のための研究方法は4）で記載する。

### b. バイオリーチング試験

バイオリーチング試験は2 L容ジャーファーメンター装置（高杉製作所；型式TS-M2L、図3）を用い、pH、温度、通気攪拌速度を制御しながら行った（通気速度：1.3～1.4 L/分、攪拌速度：90～100 rpm）。バイオリーチング試験の概要を図4に示す。ジャーファーメンター内に滅菌済みTSB硫酸培地（Fe^{2+}:7 mM、pH1.9）1 Lを入れ、供試微生物を植種後、所定の培養条件下で3日間前培養を行った。その後、乾熱滅菌した廃電子基板粉碎試料を10 g/Lずつ投入してバイオリーチング試験を開始した。12時間毎に培地中の酸化還元電位（ORP）を測定するとともに、採水を行い、1%硝酸で適宜希釈後、ICP質量分析装置（ICP-MS；Thermo Fischer X-Series II）、またはICP発光分光分析装置（ICP-OES；Thermo Fischer iCAP6000）を用いて浸出金属濃度を定量した。

バイオリーチング後の廃基板試料の残渣は試験終了時に回収し、残存する金属を王水で分解した（室温で一晩浸漬後、110～120℃で2時間加熱）。分解液はGF/Fフィルター(Whatman)で吸引ろ過した後、ろ液を1%硝酸または塩酸で適宜希釈し、金属濃度を定量した。

バイオリーチングによる各金属の浸出率は次式により求めた。

$$ 浸出率 (\%)=\frac{ 時間 t における浸出液中の金属含量 (g)}{ 試験終了時の浸出液中の金属含量 (g)+ 残渣中の金属含量 (g)}\times100 $$

バイオリーチング前後の試料の表面形状は透過型電子顕微鏡（SEM、JSM-6320F（JEOL））を用いてオスミウムプラズマコート処理後に加速電圧5 kVで観察した。また幾つかの試料はカーボン真空蒸着後に、JEOL JSM-5300LV（20 kV）でSEM観察するとともにエネルギー分散型X線分析（EDX）装置（EX54010BE、JEOL）を用いて主要元素の組成を分析した。
図3 ジャーファーメンター装置

図4 バイオリーチング試験概要

## 4 ）廃電子基板の粉砕・選鉱方法

比重の高い金属素材と比重の低い非金属素材の分離は風力（比重）選別法で行った。風力選別にはエアテーブル選別機（VT-135型、TRIPLE/S DYNAMICS社製）を用いて、選別に最適な粒度、1-2 mm、2-4 mm
及び 0.5-1 mm の試料を選別した。選別で得られた低比重の産物を尾鉱とし、高比重の産物を精鉱とした。また、廃電子基板の金属単体分離度の向上及び風力選別成績の向上のために、粗粉砕した試料をさらに超遠心粉砕機で粉砕し、0.5 mm 以上の試料をエアテーブルで選別した。なお、風力選別成績を向上させるために、選別尾鉱及び精鉱を再度超遠心粉砕し、篩い分けして、篩上試料をエアテーブルで再選別した。必要に応じてこの粉砕・篩い分け・エアテーブル選別を繰り返して、多段粉砕—多段選別のプロセスで行った。最後の選別尾鉱を最終尾鉱とし、各段階の精鉱合計を最終精鉱とした。篩下をバイオリーチング試料とした。粉砕は粉砕機の回転数 10000 rpm～16000 rpm で行った。

また、ドラム型磁力選別機（5000 ガウス、REX 12X12、ERIEZ MAGNETICS JAPAN）で磁性金属と非磁性物との分離を行った。磁着物を精鉱とし、非磁着物を尾鉱とする。また、必要に応じて尾鉱あるいは精鉱を1～2回再選別した。

## 5 ）バイオリーチング残渣からの金属の分離・濃縮法

バイオリーチングの残渣から酸で化学的に浸出した貴金属 Ag、Au、Pd、レアメタル Bi、Mo、Sb などを回収することを目指し、本研究ではその基礎実験として、活性炭吸着法及び溶媒抽出法を用いたモデル浸出液からの貴金属及び非貴金属の回収効果を検討した。

### a. 材料

モデル浸出液：化学分析用の金属標準液を所定の濃度に希釈し、モデル浸出液として使用した。Ag、Al、Au、Bi、Co、Cu、Fe、Mo、Ni、Pb、Pd、Sb、Sn及びZnの14金属を対象とした。

吸着剂：粉末状活性炭（ $ 150 \mu m $ 以下、関東化学株式会社製）

抽出剤：表8に示した抽出剤を使用した。

表 8 使用した抽出剤

分類	抽出劑名称	分子式
酸性抽出劑	D2EHPA	C16H35O4P
PC-88A	C26H20N2O2
塩基性抽出劑	TOA	C24H51N
TOMAC	C25H54ClN
中性抽出劑	TBP	C12H27O4P
MIBK	C6H12O
DBC	C12H26O3
DOS	C16H34S
DHS	C12H26S

希釈剤：ケロシン

逆抽出剤：亜硫酸ナトリウム、チオ尿素、硝酸

pH 調整劑：NaOH、HCl、HNO_{3} の水溶液
### b. 吸着実験

吸着実験の概念図を図5に示す。所定の濃度に希釈したモデル浸出液50mLに所定量の吸着剤を添加し、マグネティックスターラーを用いて500 rpmで30分間攪拌し、吸着を行った。その後シリンジフィルター（0.2μm）を用いてろ過を行い、ろ液中の金属残量濃度をICP発行分光分析装置（ICPE-9000）で分析した。

### c. 溶媒抽出美颚

溶媒抽出実験の概念図を図6に示す。所定の濃度に希釈したモデル浸出液を水相とした。また、抽出剤と希釈剤を所定の割合で混合した溶液を有機相とした。20 mLの有機相に20 mLの水相を加え、マグネティックスターラーを用いて500 rpmで10分間攪拌し、金属イオンの抽出を行った。その後分液ロートに移し5分程度静置し、有機相と水相を分離させた。また、洗浄後の有機相に逆抽出液20 mLを加え、マグネティックスターラーを用いて500 rpmで10分間攪拌し逆抽出を行い、金属イオンを水相に移した。その後分液ロートに移し5分程度静置し、水相と有機相を分離させた。抽出・逆抽出後の水相の金属濃度をICPで分析した

図 5 吸着試験の概念図

図6 抽出・洗净・逆抽出実験の概念

## 6 ）バイオリーチングによる銅リサイクルのライフサイクルアセスメント（LCA 調査）

### a. 調査の対象と目的

近年日本の銅のリサイクル率が13%程度まで上昇しているが、依然として銅精錬の主な原料は銅精鉱である。一般的に金属リサイクルの場合の環境負荷は精鉱から精錬する場合より小さいと言われているが、生産の技術などにより逆になる場合もある。そこで、バイオリーチングを用いて廃電子基板から有価金属をリサイクルした場合の環境負荷を$\mathrm{CO}_{2}$排出量とエネルギー消費量で評価するとともに、現状のリサイクルや鉱石からの銅生産による環境負荷量と比較することとした。

銅鉱石からの電気銅生産は採鉱、選鉱、精錬において多種多様な方法があるが、よく用いられている生産方式を用いて LCA 評価するのが一般的である。そこで、金属銅生産の LCA 評価は、鉱石からの乾式精錬、廃電子基板からの乾式精錬及びバイオリーチング・湿式製錬、の３つのシナリオで行った。その概要を図7に示す。本研究では、銅生産において、副産物、リサイクル材料による環境負荷の配分（銅の環境負荷からの控除）は行わないこととした。また、廃基板の主要金属である銅を調査対象とし、銅を主産品として生産する場合のデータを使用した。機能単位は電気銅1kgとする。
A 鉱物からの乾式精錬

図7 電気銅の生産プロセス（シナリオA～C）

### b. 銅生産のインベントリ

## i 鉱石からの乾式精錬

国内外の研究者による電気銅の LCA 評価は多数報告され、主に二酸化炭素の排出量及びエネルギー消費量が推定されてきた。しかし、二酸化炭素の排出量の試算結果は 0.67～19.5 kg-CO₂/kg-Cu と報告されており 7-12)、大きなばらつきがある。これは各ケースにおけるシステム境界の違いや、鉱山の規模、銅鉱石の品位、生産技術のレベルの違い、各国の電力消費による二酸化炭素排出原単位などの違いによると考えられる。一般的に電気銅の二酸化炭素の排出原単位は、日本の場合は平均で 3.5 kg-CO₂/kg-Cu、国外では平均で 5.5 kg-CO₂/kg-Cu と言われている。近年報告されている国内の銅生産の LCA 評価結果は 1.9～2.5 kg-CO₂/kg-Cu に集中しているが、主な輸入先である南米などの銅鉱山の銅精鉱品位が高いこと、水力発電の比率が高い国において電力の二酸化炭素排出原単位が低いこと、一部分の材料消費量を収集できず計上していないために、排出原単位が低い値になっていると考えられる。本研究では、採鉱・選鉱・乾式精錬の工程をシステム境界とする。精錬は自溶炉、転炉、電解精錬のプロセスで生産することとした。採鉱・選鉱・輸送については、安達ら 8) のデータを参考して、その中の「鉱山」部分のデータを引用し、採鉱、選鉱の材料消費量も概算して計上した上で評価した。銅精錬については、成田ら 9) のデータを参考にした。なお、廃電子基板からの銅のリサイクルの評価において、銅以外の金属のリサイクルによる環境負荷の配分は考慮しないこととしたので、鉱石からの銅生産においても副産物（硫酸、金など）による環境負荷の配分は考慮しなかった。電気銅生産の全過程における環境負荷を銅の環境負荷とした。

銅精鉱から1 kgの電気銅を生産するのに必要な原料は図8に示す。また全てのシナリオにおいて、エネルギー消費に伴う二酸化炭素排出原単位は表9に示した数値を使用した。資源、材料、薬品に関する二酸化炭素排出原単位及び電力消費原単位は文献 $ ^{9-12} $ のデータを使用し、その中にないデータについては工業価格に比例していると仮定して算出した。なお、工場建物などの設備は評価の対象外としている。
図 8 銅精鉱からの電気銅生

産における原料バランス

表9 エネルギー消費に伴うのCO排出原単位

資源、エネルギー	CO2排出原単位	単位
重油	3.34	kg-CO2/kg
LPG	3.12	kg-CO2/kg
コークス	4.37	kg-CO2/kg
石炭	2.38	kg-CO2/kg
電力	0.55	kg-CO2/kWh

## ii 廃電子基板からの乾式精錬

廃電子基板には銅、金、銀、パラジウムなどの有価金属が含まれているが、本研究ではバイオリーチングで主として浸出した銅を対象金属とした。また現状では、廃電子基板は銅鉱石精鉱とともに自溶炉の精錬原料として利用しているが、ここでは銅精錬原料の全量を廃電子基板とし、転炉工程から電解精錬までは乾式精錬による銅鉱石からの精錬工程と同じプロセスを経ると仮定した。

LCA 評価におけるシステム境界は、図7のシナリオBに示した廃電子基板を収集した後の輸送から電解精錬までのプロセスとした。廃電子基板の収集は様々なルートで行われているため、本研究では消費者から収集場所までの輸送は対象外とした。また、廃パソコンから手で分解して廃電子基板を取り出す作業も対象外とする。さらに評価時には以下の仮定を設定した。

• 収集拠点からリサイクル工場までの輸送は4t トラック、積載率75%で輸送距離100 kmとする。

- 廃電子基板は粗粉砕装置で 20 mm 以下に粉砕した後、カッティングミルで 4 mm 以下に粉砕して選別に供する。

- 選別は風力選別装置であるエアテーブルで行い、主に金属である高比重の産物を精鉱とし、主に樹脂類である低比重の産物を尾鉱とする。また、一回の選別だけでは精鉱の銅品位はまだ低く、尾鉱に損失している銅も多いため、尾鉱を3段、精鉱を2段の多段粉砕、多段選別のプロセスを用いることとする。

- 多段粉碎・選別においては超遠心粉砕装置を用いて、2 mm 以下に粉砕する。また、0.2 mm 以下の粉末部分は湿式比重選別で行うとする。選別プロセスの結果は実験の結果を参考にして、供試料の銅品位を20%とし、精鉱の回収率を90%、その品位を60%銅とする。

設備の処理量、エネルギー消費量は設備の仕様書のデータで算出し、設備の建設、メンテナンス及び消耗部品の補充に伴うエネルギー消費は対象外とする。

## iii 廃電子基板からのバイオリーチング及び湿式精錬

廃電子基板からの乾式精錬のシナリオと同様に銅を対象金属として、LCA 評価のシステム境界は図9に示す範囲とした。すなわち、廃電子基板を収集した後の輸送、粉砕、バイオリーチング、溶媒抽出及び電
解採取である。また、乾式製錬と同様に廃パソコンの収集、廃パソコンから廃電子基板の取り出す作業は対象外とし、輸送はシナリオＢと同様であると仮定した。バイオリーチングに関しては次の条件を設定した。

図9 廃電子基板からのバイオリーチング/湿式製錬による銅回収

—LCA 調査のシステム境界

- バイオリーチング試料は選別なしで粉砕するだけとする。粉砕は粗粉砕装置で20 mm以下に粉砕してからカッティングミルで2 mm以下に粉砕し、最後に超遠心粉砕装置で0.5 mm以下に微粉砕してバイオリーチング試料として供する。

バイオリーチングにはリアクターを用いた攪拌浸出法と堆積層に対して浸出液を散水するヒープリーチング（Heap Leaching）法がある $ ^{6} $ 。本研究では攪拌浸出法を実験的に検討するが、LCA評価では両手法による金属回収について試算する。

攪拌浸出法においては、本研究でのバイオリーチング実験の成果をベースとして以下の仮定を設定した。1000 L の反応槽を想定して、1 バッチ 3 日間、45℃の条件にて、反復回分方式で運転する。1 バッチ終了後に浸出液を 80%（800 L）引き抜いて、新しい培地 800 L とともに廃電子基板粉体を投入し、再び 3 日間、45℃、1000 L の条件でバイオリーチングを行う。初回は微生物の培養を行うが、2 回目以降はリアクター内に 20% 培養液が残存するため特に微生物の培養時間は設けないこととする。攪拌機は連続運転ではなく断続的とし、運転時間は 1 バッチに必要な時間の 10%（=0.3 日）に設定する。保温に必要なエネルギーは断熱材 t100（厚み 100 mm、放熱損失係数 Q=20 W/m²）の使用を仮定して算出する。なお、廃電子基板粉体の 1 バッチ当たりの投入量は細菌の金属耐性を考慮して 40 kg/1000 L とし、銅浸出率は 90% として算出する。

- ヒープリーチング法においては、粉砕した試料を 10 m 正方、高さ 2 m に堆積し、微生物培養液を 5 m³/h、30 日間、上部から散水し、銅浸出を行うこととする。銅の浸出率は 90% と仮定する。

バイオリーチング後の浸出液からの銅の回収は沈殿法、溶媒抽出法などがあるが、本研究では溶媒抽出による濃縮と、濃縮液からの電解採取による電気銅生産（SX-EW法）によるものとして評価した。溶媒抽出はpH 2で、2段抽出/2段逆抽出により行い、回収率を98％とした。バイオリーチング液の銅濃度は、使用する微生物の金属耐性をふまえて10 g-Cu/Lとし、逆抽出液の銅濃度は70 g-Cu/Lに設定した。また、電解採取時の電流効率は90％として、溶媒抽出、電気採取に関する文献 $ ^{13} $ を参考にして計算した。