我が国における大気中総水銀濃度のモニタリング
福崎紀夫（新潟県保健環境科学研究所・現所属 : 新潟工科大学工学部環境科学科）〒 945-1195

新潟県柏崎市藤橋 1719

e-mail：fukuzaki@acb.niit.ac.jp

摘要
水銀は多様な自然発生源および人為発生源から大気中へ放出され、物理的・化学的な形態変化を受けながら最終的に地表面に湿性および乾性沈着する。大気中水銀の化
学形態には、滞留時間が 1 ～ 2 年程度と長く、その大部分を占めるガス状の元素態水銀および反応性の高い 2 価の水銀並びにエアロゾルに付着した粒子状水銀が存在する。これら全体を、本稿では総水銀という。
我が国では、
大気中水銀の吸入にともなう長期暴露による健康影響防止の観点から、
3
環境目標値として指針値 40 ng/m が設定されている。国および地方公共団体によって、2001 年度から 2005 年度の間、継続測定された大気中総水銀濃度の全地点平均値
33
は、2.32 ng/m であり、バックグラウンド値（1.0 ～ 1.4 ng/m ）よりも高い値となっている。しかし、この値は前述の指針値の 20 分の 1 をやや上回る程度であり、大気の長期吸入に伴う健康リスク的には問題となる濃度では無いと考えられる。大気中総水
銀濃度には大きな季節差は認められないが、4 月から 7 月がやや高く、8 月から 10 月
はやや低い傾向が見られる。一方、地域的に見ると関東（長野県を含む）、瀬戸内および九州北部地域で他地域よりもやや高い値となっている。また、経年変化では全体的に横ばい、若しくは低下傾向が見られている。大都市域（札幌、東京、大阪および福岡）
での測定値は、大阪市でやや高い値となっているものの、概ね世界の他の大都市並の値となっている。水圏に移動した水銀は、メチル化されるとともに大型魚類に生物濃縮される。遠隔地の水圏への水銀の主な供給源は、大気からの湿性および乾性沈着と考えられている。
近年、水銀が地球規模の汚染物質であるという認識を背景として、大気中への水銀放出量削減の動きが活発化してきている。経済発展が著しい東アジア諸国では石炭などの化石燃料燃焼に伴う大気中への水銀の放出量が多い地域となっており、日本はその風下に位置することから、大気中総水銀濃度のモニタリングとともに乾性沈着量の推計および降水中の水銀モニタリングに基づく湿性沈着量把握についても今後、検討されるべきであると考えられる。
キーワード : 環境 GIS、季節変化、総水銀濃度、大気汚染、日本、モニタリング
1．はじめに水銀とその化合物は、環境中に存在する微量元素の中で高い蒸気圧をもつユニークな存在であり、水銀の地球化学的規模での移動において大気圏は重要な役割を演じている。水銀は、火山などの自然発生源とゴミ焼却や石炭燃焼に由来する人為発
生源から大気中に放出される。後に詳述するように、大気中水銀の大部分はガス状の元素態水銀として存在する。元素態の水銀は水に溶解しにくい
ことから、大気中での滞留時間が長い。一方、地表および水面に沈着した水銀は、微生物の代謝活動によりメチル化される。メチル化した水銀は水圏で、プランクトン－小型魚類－大型魚類といった食物連
鎖により濃縮される。食物連鎖の高位にあるマグロ『地球環境』
13：181－191：181－191
181－191－191
191（2008）（2008）
Printed in Japanやカジキなどの大型魚類、キンメダイ等の深海魚類は比較的高濃度の水銀を含有し、大型魚類は海水に比べ 1 万倍から 10 万倍に水銀を濃縮しているとさ1）れる 。また、食品中のメチル水銀はヒトの消化管から吸収されやすく、血液－脳関門および胎盤を容易に通過する。例えば、日本で発生した有機水銀中
毒事件はメチル水銀の高濃度暴露によるヒトの神経
1）
障害や発達障害であることが知られている 。このように、大気からの湿性および乾性沈着によって、水銀濃度が遠隔地域の水環境において増加するこ2）とが懸念され 、水銀が地球規模の汚染物質である
3）という認識 も定着しつつある。水銀の大気中への排出量削減のための UNEP（国連環境計画；United4）, 5）
Nations Environment Programme） 、EC（European
6）7）Community） および NGO の取り組みや、半球あ2008 AIRIES

181

福崎：我が国における大気中総水銀濃度のモニタリング

るいは地球規模の大気汚染物質の輸送問題としての
8）
取り組み も活発化している。
我が国は中国大陸の東端に位置しているため、
経済発展が著しい中国など東アジア地域から排出された大気汚染物質や、これらから生成したオゾンなどが9）-12）
越境輸送されている可能性が指摘されている。
これらの大気汚染物質の排出原因は石炭などの化石燃料の燃焼に由来している可能性が高い。石炭中には水銀が比較的多く含まれることから、石炭燃焼に
13）, 14）伴い大気中に排出された水銀もこれらと同様に
15）
越境輸送されてくることが指摘されている 。
本稿では、大気中水銀の測定法および大気中への発生源について簡単に触れたのち、我が国の大気中における水銀濃度とその季節変動などについて、環境省が公開しているデータをもとに解析する。さらに、その現状について述べるとともに、水環境への蓄積の観点から特に重要な湿性および乾性沈着によって大気中から水銀が除去される過程についても触れることとする。

ール部分に捕集された Hg-p の測定には、加熱気化－原子吸光分析法が用いられる。この方法では、サンプリング後の捕集管に水銀を除去した空気を流しながら加熱炉で 600℃～ 700℃に加熱し、気化した水銀およびその他のガスを洗浄・除湿後 150℃程度に加熱された精製用捕集管に再捕集し、分析における妨害物質を除去したのち加熱して原子吸光光度計の吸光セルに導く。検量線の作成には水銀蒸気飽和
ガス調整装置から、ガスタイトシリンジで適量（0.5～ 10 ng 程度）を段階的に分取して、上記装置の捕集管部に注入する。測定に際しては、操作ブランク、
トラベルブランク、測定時の分析装置の感度変動確
認および全測定プロセスを通した二重測定により精度管理がなされている。また、一定量の水銀ガスを用いた添加試験による検出下限値および定量下限値18）を求めることとされている 。著者の経験では、同一地点における二重測定値間の違いは数％以内であ3
り、また、定量下限値は 0.1 ng/m 以下である。

2．大気中総水銀測定法

3．大気中への水銀の排出源とその削減に向けた取り組み

2.1 サンプリング法
大気中にはその大部分を占めるガス状水銀（GM）と数％以下の粒子状水銀（大気中の粒子状物質に付着した水銀、Hg-p が存在する。ガス状水銀には、元素態の水銀（Hg（ 0）、GEM）と反応性を持
16）, 17）
つ 2 価の水銀（Hg（Ⅱ）、GRM）が存在する。こ
れらの全体を本稿では総水銀という。
ガス状水銀は、金や銀などの元素とアマルガムを形成する性質を持つことから、大気中のガス状水銀の定量にはアマルガム法に基づく乾式捕集－加熱気化－原子吸光法が一般的に用いられている。地方公
共団体による大気中水銀モニタリングで使用されて18）いる「有害大気汚染物質測定マニュアル」 においても、この方法が採用されている。
この方法では、
珪
藻土粒子の表面に金を焼き付けした捕集剤約 80 mg
を石英ガラス管に充填し、石英ウールで前後を固定した捕集管を用いて 0.5 L/min 程度で大気を 24 時
間吸引し、大気中の水銀を金アマルガムとして捕集する。捕集管の保存容器は、ガラス製試験管とブチ
ルゴム栓とで密栓し、保存中に汚染が無いように設計されている。本方法では、Hg-p も石英ウール部
分に一緒に捕集され測定されるが、大気中における存在割合から大部分は GEM である。Hg-p の測定には、エアーサンプラーを用いて石英繊維若しくは
ガラス繊維ろ紙上に捕集後、加熱気化し原子吸光光
19）
, 20）
度法によって測定する方法、あるいは捕集後のろ紙を湿式分解した後、原子吸光光度法によって測6）, 21）定する方法が用いられる。
2.2 分析法および測定値の精度管理
アマルガムとして捕集された GM および石英ウ

大気中への水銀の発生源は、自然発生源と人為発生源に大別される。自然発生源には、火山活動や地熱地帯の噴気、地熱発電、水銀鉱床からの揮発、土壌や植物、内水面や海面からの揮発、岩石の風化、土壌粒子の巻き上げがある。一方、人為発生源には、発電施設などにおける石炭などの化石燃料の燃
焼、金の採掘、セメントや非鉄金属の生産、一般廃棄物・医療廃棄物や汚泥の焼却があげられる。こうした加熱および燃焼過程から放出される水銀量は、原料、燃料および廃棄物中に含まれる水銀濃度に依存する。詳細は本特集号における報告や、他の総説
3）, 4）, 6）, 16）, 20）, 22）-24）
等を参照していただきたい。
1995 年における世界の人為発生源からの放出量4）, 6）
は 1,900 ～ 2,200 t/y 程度と見積られている。この人為起源排出量は自然起源排出量（約 2,500 t）よりやや少ないものの、ほぼ同程度の量と見られている。また、2000 年の人為排出量（2,190 t）の 54％はアジア諸国からのもので、国別には中国の排出量（605 t）が最も多く世界の 28％を占め、主に石炭燃25）焼に由来していると推定されている 。この推定によれば日本の排出量（144 t）は第 4 位となっている
が、Pan らによる最近の見積りでは 99.8 t と報告さ26）
れている 。また、第 1 位の中国における排出量は、
別途 Streets らにより 536（± 236）t と報告されてい27）
る 。現在では 1 × 1 度および 0.5 × 0.5 度の、地球規模における大気中への水銀の人為起源排出量マ28）
ップが公開されている 。
欧米では、水銀暴露による健康リスク削減の観点から、
火力発電所やゴミ焼却施設などから大気中に排出される水銀を削減するための取り組みが活発

182

地球環境 Vol.13 No.2

化している 。2003 年 2 月に開催された第 22 回
国連環境プログラム（UNEP）管理理事会では、「グ4）
ローバル水銀アセスメント」が報告され、水銀の排出抑制に向けて今後国際的に採るべき行動に関29）する決議が採択された 。また、米国においてはClean Air Mercury Rule（2005）により、石炭火力発
30）
, 31）
電所からの排出規制が開始されている。こうした規制により、近年先進国では人為発生源から放出される水銀は減少してきているが、発展途上国からの排出を考慮すると、全球的には増加が懸念され
4）
，
25）
, 32）
ている
。
大気中へ放出される水銀の化学形態は、GEM、
GRM および Hg-p である。人為発生源から排出される全体の水銀の 60％程度を GEM が占め、30％程度が GRM であり、10％程度が Hg-p という推算6）もなされている 。
4）-5）

4．大気中における水銀の挙動
4.1 化学形と平均滞留時間
大気中には GEM、GRM および Hg-p が存在し、総水銀の 95％以上を GEM が占めているとされる
4）, 6）, 16）, 33）。総水銀中に占める粒子状水銀の割合は排出源近傍を除いて、通常大気中総水銀の 1％以下の濃度である。例えば、新潟平野北部においては総水銀に対する Hg-p の濃度比は 0.9％程度であるが、大気中への発生源近傍で GEM に比例して高い値と34）, 35）なることが報告されている。また、松江では0.5％程度、東京では 3.5％であったことが報告され36）, 37）ている。一方、中国・北京市の市街地での大気
3
中 Hg-p 濃度は、1.18 ± 0.82 ng/m 、郊外で 0.68 ±3
0.62 ng/m と中国国内の大都市とともに高濃度で冬38）
季に高いことが報告されている 。
大気中で主要な成分を占める GEM は、化学的に不活性で水への溶解度が低いことから、大気中での滞留時間は 6 ～ 24 か月程度と長時間にわたると考
33）
, 39）
，
40）
えられており、
1 年程度という見積りが多い。
このような大気中における長い滞留時間によって、GEM は大気中で均一な濃度となっていると予想される。GEM は最終的には、O3、HCl、H2O2、Cl2 お
よび OH ラジカルなどの化学種によって GRM に酸化・転換された後、湿性および乾性沈着過程により
40）
数時間から数日で大気中から除去される 。
4.2 大気中の水銀濃度
4.2.1 環境省および地方公共団体によるモニタリング
我が国では、有害大気汚染物質の長期暴露による健康影響の観点から、1997 年度より全国で大気モニ
41）
タリングが実施されている 。このうち水銀に関しては、総水銀として水銀およびその化合物（GEM、GRM および Hg-p）濃度が測定（月 1 回、年 12 回、
24 時間サンプリング）されている。大気中総水銀濃181－191（2008）

度に関しては中央環境審議会による第 7 次答申に基づき、健康リスクの低減を図るための指針値
3（以下、指針値：大気中総水銀では 40 ngHg/m ）が設定されている。2005 年度におけるモニタリン
グ調査結果によれば、大気中総水銀濃度は、0.69 ～33
5.0 ng/m の範囲にあり、平均 2.3 ng/m で、全ての43）地点で指針値を満たしている 。これらのモニタリ
ングデータは、環境省ホームページ内の環境 GIS 中の有害大気汚染物質モニタリング結果として公開さ44）れている 。この公開サイトから 2007 年 5 月末現在、2000 年度から 2005 年度の 6 年分の年平均値、2001 年度から 2005 年度の 5 年分の月別測定データ
および気象状況などの検体情報が入手可能である。
このうち、2004 年度のモニタリング地点を図 1 に例示する。この有害大気汚染物質モニタリングでの測定地点は、次の 3 種類に区分（以下、「地点属性」という）されている。すなわち、①一般環境（固定又は移動発生源からの有害大気汚染物質の排出の直接的影響を受けにくい測定地点）、②沿道（自動車から排出される有害大気汚染物質による汚染状況が効率的に監視できる測定地点）、③発生源周辺（自動車からの汚染物質排出の直接的影響を受けにくく、また固定発生源からの排出物質濃度が相対的に高くなると考えられる測定地点）
である。
4.2.2 全地点および地点属性別 5 年間平均値
環境省から公表されているデータのうち、2001 年度から 2005 年度の 5 年分の月測定値が全て揃っている地点を選択し、以下の解析を行った。この地点選択により解析対象調査地点数は、一般環境、
沿道および発生源近傍、それぞれ、111、17、30 地点で、合計 158 地点となった。年度によって地点属
性が変わっている調査地点が見られたが、ここでは2005 年度における地点属性によって区分した。解析対象調査地点を表 1 に示す。また、この地点選択により解析対象地点数および年度別平均濃度は、環境省が公表している各年度の「有害大気汚染物質
43）
モニタリング調査報告書」 と一致しない。
選択した地点ごとに各年度の平均値（算術平均値）を算出し、次いで、全地点および地点属性別に
各年度および 5 年間の平均値を算出した。表 2 に年度別および 5 年間の全地点および地点属性別の平均値、最低値および最高値を示す。5 年間の全地点平3
均値は、2.32 ng/m である。この値が近年の我が国における大気中総水銀濃度の平均的な値と考えられる。海抜 0 m における大気中総水銀濃度のバック
6）, 32）, 40）, 45）
グラウンドとして報告されている値（北半
33
球 1.0 ～ 1.5 ng/m 、南半球 0.9 ～ 1.2 ng/m ）の2倍程度の値となっている。しかし、得られた平均値は
有害大気汚染物質の低濃度長期暴露に伴う健康リス
3
ク低減を図るための指針値（40 ngHg/m ）の 20 分の
1 をやや上回る程度の値であり、健康リスク的には問題となる濃度では無いと考えられる。地点別平均
42）

183

福崎：我が国における大気中総水銀濃度のモニタリング

図 1����������������
�����������������
大気中総水銀モニタリング地点（2004�������
年）44）．

値の最低値（1.0 ng/m ）および最高値（4.1 ng/m ）を
3
この 5 年間の全地点平均値（2.32 ng/m ）と比較すると、最低値は 0.43 倍で、最高値は 1.77 倍となっている。このように、大気中総水銀濃度はかなり均一な濃度となっている。
次に、地点属性別に 5 年間平均値を見ると、一般
環境、沿道および発生源周辺濃度は、それぞれ、
3
2.26、2.33 および 2.53 ng/m と一般環境に比較して沿道および発生源周辺濃度が幾分高い値となっているが、この差は統計的に有意（p ＜ 0.05）な差とはなっていない。この原因の一つには、発生源周辺という地域属性であっても他の有害化学物質を含めた発生源であって、必ずしも総水銀にのみに関係した発生源では無いことによるためと考えられる。また、
3
3
沿道の平均値（2.33 ng/m ）も一般環境（2.26 ng/m ）に比べやや高い値にあるものの、大きな濃度差は無
く、ガソリンや軽油燃焼等によって自動車から排出される総水銀量は大きくはないものと考えられる。
2001、2002、2003、2004 および 2005 年度における一般環境測定地点の年度別平均値（中央値）は、それぞれ、2.44（2.3）、2.15（2.1）、2.26（2.2）、2.28（2.3）
3
および 2.24（2.3）ng/m であり、2002 年度がやや低値であったものの、各年度ごとの違いは小さい。
図 2 には一般環境測定地点における 5 年間の地点
3
別平均値のヒストグラムを示す。2.1 ～ 2.5 ng/m
3が全体の 55.9％を占め、次いで 1.6 ～ 2.0 ng/m が3
27.0％、2.6 ～ 3.0 ng/m が 10.8％で 1.6 ～ 3.0 ng
3/m の濃度が全体の約 94％を占めている。
近年の我が国における大気中総水銀濃度の報告値
は、上述の地方公共団体によるモニタリングの他
3

184

3

には、東京都狛江市（2000 年 4 月～ 2001 年 3 月、
3
月 4 回測定）の測定結果として、年平均値 3.5 ng/m36）が報告されている 。この値は、東京都下 14 地点
33での 5 年間平均値、1.8 ng/m（檜原村）～ 2.8 ng/m
3
（大田区東糀谷）、平均 2.4 ng/m に比較してやや高い値である。これは狛江市でのサンプリング地点の周辺に大気中への水銀発生源であるゴミ焼却場が立36）地しているため と考えられる。一方、日本、韓国
および中国周辺の東アジア地域における、海面から上空 7.5 km までの大気中ガス状総水銀濃度の 16 回の航空機観測によれば、標高 500 m 付近で平均 2.1
3
ng/m であり、標高と共に濃度が減少し 3 ～ 5 km
3
3
付近で 1.6 ～ 1.7 ng/m 、7.5 km 付近で 1.4 ng/m
32）であったことが報告されている 。本解析で得られ3
た 5 年間平均値（2.32 ng/m ）は地表における測定値
であり、これらの上空における値に比べるとやや高くなっていることがわかる。なお、この航空機観測
では工場排ガス影響下の大気中濃度は、中国で 6.3
3
3
ng/m 以下、韓国および日本で 3 ng/m 以下の値であり、中国で高い値となっている。また 2004 年春
季に、沖縄辺戸岬測定局で測定された大気中 GEM
3（平均 2.04 ng/m ）は、一酸化炭素濃度と強い相関性（相関係数 0.84）が観測され、気象解析からアジア大
陸で大気中へ排出された水銀の流れ出しによるもの
15）と推定されている 。
この他、近年の大気中総水銀濃度の測定値としては、米国サンフランシスコ湾河口域において
46）
1999 年 8 月から 2000 年 11 月の調査 で 1.5 ～ 4.2
3
3
ng/m 、平均 2.1 ng/m が、メキシコ国内 4 地点
（2002 年秋期）での測定で平均値として田園および地球環境 Vol.13 No.2

表1

解析対象調査地点（�����������������
2005 年度の地点属性区分による）�������������
．
�

都道府県
北海道
青森県
宮城県
秋田県
茨城県
栃木県
埼玉県

千葉県

東京都

神奈川県

新潟県
長野県

静岡県

愛知県

滋賀県
京都府
大阪府

兵庫県

181－191（2008）

一般環境測定地点
所在地
測定地点
都道府県
札幌市北区
札幌篠路
奈良県
札幌市北区
国設札幌
札幌市南区
南保健センター
島根県
青森市
堤小学校
八戸市
八戸小学校
岡山県
仙台市青葉区
中山市民センター
仙台市宮城野区
仙台榴岡
広島県
涌谷町
国設箆岳
大館市
大館
男鹿市
男鹿船川
水戸市
水戸石川
山口県
宇都宮市
宇都宮西小学校
徳島県
さいたま市大宮区 さいたま大宮区役所
川越市
川越市高階
香川県
川越市
川越市川越
愛媛県
熊谷市
熊谷
高知県
所沢市
所沢市けやき台
福岡県
東松山市
東松山
春日部市
春日部市役所
騎西町
騎西
千葉市緑区
千葉水道局
千葉市美浜区
千葉真砂公園
銚子市
銚子唐子
市川市
市川新田
長崎県
館山市
館山安房保健所
熊本県
松戸市
松戸根本
成田市
成田加良部
宮崎県
市原市
市原廿五里
君津市
君津久保
鴨川市
清澄無線局
港区
港区白金
都道府県
新宿区
国設東京
（新宿）
大田区
大田区東糀谷北海道
世田谷区
世田谷区世田谷
青森県
板橋区
板橋区氷川
宮城県
練馬区
練馬区石神井台
茨城県
足立区
足立区西新井栃木県
江戸川区
江戸川区春江町
千葉県
八王子市
八王子市片倉町
八王子市
八王子市大楽寺町
神奈川県
小金井市
小金井市本町
東大和市
東大和市奈良橋
新潟県
檜原村
東京檜原
川崎市中原区
中原保健福祉センター
川崎市多摩区
登戸小学校
横須賀市
衣笠行政センター
ー
愛知県
平塚市
平塚市役所
藤沢市
藤沢市役所
滋賀県
相模原市
相模原市役所
大阪府
新潟市
曽野木
長岡市
長岡工業高校
糸魚川市
糸魚川
岡山県
松本市
松本合同庁舎上田市
上田合同庁舎
諏訪市
諏訪合同庁舎
伊那市
伊那合同庁舎広島県
静岡市駿河区
中田取水場
静岡市駿河区
長田南中学校
愛媛県
静岡市葵区
服織小学校
福岡県
静岡市葵区
常磐公園
名古屋市千種区
国設名古屋
名古屋市中川区
富田支所
宮崎県
豊橋市
豊橋大崎
豊田市
豊田市南部
豊田市
豊田市中部
豊田市
豊田市北部
都道府県
大津市
市民センター
長浜市
長浜
北海道
東近江
東近江
秋田県
福知山市
福知山
宮城県
久御山町
京都久御山
茨城県
大阪市東成区
国設大阪
東京都
大阪市平野区
大阪摂陽中学神奈川県
大阪市北区
大阪菅北小学校
新潟県
堺市
堺若松台
静岡県
吹田市
吹田北消防署
大阪府
枚方市
枚方市役所
兵庫県
神戸市灘区
神戸灘
岡山県
神戸市中央区
神戸中央葺合
広島県
豊岡市
豊岡
加古川市
加古川
福岡県
龍野市
龍野総合庁舎
西脇市
西脇市役所
三田市
三田市役所
長崎県

一般環境測定地点
所在地
測定地点
奈良市
奈良西部
天理市
天理
松江市
国設松江
隠岐
国設隠岐
岡山市
岡山吉備
津山市
津山美作県民地点
広島市西区
西井口小学校
広島市安佐南区
安佐南区役所
呉市
呉宮原小学校
福山市
福山南小学校
岩国市
岩国麻里布小学校
阿南市
阿南大潟
北島町
徳島北島
高松市
高松木太公民館
宇和島
宇和島地方局
高知市
高知大津
北九州市小倉南区 北九州小倉南企救丘
福岡市東区
福岡東香椎
福岡市博多区
福岡博多吉塚
福岡市南区
福岡南
大牟田市
国設大牟田
柳川市
柳川あめんぼセンター
宗像市
宗像
長崎市
長崎小ケ倉
熊本市
熊本大江市民センター
玉名市
玉名有明
宮崎市
宮崎市立図書館

発生源周辺測定地点
所在地
測定地点
札幌市西区
西清掃事務所
八戸市
根岸小学校
仙台市宮城野区
仙台中野
神栖町
神栖消防
宇都宮市
宇都宮清原東小学校
市原市
市原川岸
市原市
市原岩崎西
横須賀市
追浜行政センター
川崎市川崎区
大師健康ブランチ
新潟市
新潟松浜中学校
燕市
燕
新井市
大崎
上越市
上越西福島
名古屋市港区
名古屋港陽
名古屋市南区
名古屋白水小学校
湖南市
湖南コミュニティセンター
大阪市大正区
大阪平尾小学校
大阪市城東区
大阪聖賢小学校
泉大津市
泉大津市役所
岡山市
岡山南輝
倉敷市
倉敷松江
玉野市
玉野日比市民センター
笠岡市
笠岡茂平
広島市南区
楠那中学校
福山市
福山曙小学校
新居浜市
新居浜中村
北九州市若松区
若松観測局
北九州市小倉北区 北九州観測局
久留米市
久留米市民会館
延岡市
延岡保健所

沿道測定地点
所在地
測定地点
札幌市中央区
札幌北１条
横手市
横手自排
仙台市若林区
仙台五橋
土浦市
土浦中村南
江東区
江東京葉道路亀戸
川崎市川崎区
川崎池上新田公園
新潟市
新潟善久自排
静岡市葵区
静岡柚木
吹田市
吹田簡易裁判所
神戸市垂水区
垂水自動車監視
早島町
岡山早島長津
広島市南区
広島比治山
三原市
三原宮沖町
北九州市八幡東区 北九州西本町測定所
福岡市早良区
福岡西新香春町
福岡香春高野長崎市
長崎市役所

表 2����������������
�����������������
地点属性別年平均値������
およ����
び範囲�
．
全地点
一般環境
道路近傍
発生源周辺

n
158
111
17
30

2001
2.47（1.3（1.3 - 5.4））
2.44（1.3（1.3 - 5.4））
2.52（1.8（1.8 - 5.4））
2.53（1.7（1.7 - 4.0））

2002
2.21（1.2（1.2 - 5.4））
2.15（1.2（1.2 - 3.8））
2.38（1.2（1.2 - 5.4））
2.37（1.6（1.6 - 3.5））（ng/mng/m3）
2003
2.30（1.0 - 5.7）
（1.0
）
2.26
（1.0 - 3.5）
（1.0
）
2.23
（1.3 - 4.1）
（1.3
）
2.50
（1.0 - 5.7）
（1.0
）

2004
2.35
（0.9 - 4.6）
（0.9
）
2.28
（0.9 - 3.8）
（0.9
）
2.42
（1.3 - 4.0）
（1.3
）
2.56
（1.5 - 4.6）
（1.5
）

2005
2.29
（0.8 - 4.1）
（0.8
）
2.24
（0.8 - 3.6）
（0.8
）
2.15
（1.5 - 2.9）
（1.5
）
2.56
（1.6 - 4.1）
（1.6）

5 年間平均値
2.32（1.0 - 4.1）
（1.0
）
2.26
（1.0 - 3.4）
（1.0
）
2.33
（1.6 - 4.1）
（1.6
）
2.53
（1.6 - 3.8）
（1.6
）

185

福崎：我が国における大気中総水銀濃度のモニタリング

海岸部で 1.32、1.46 ng/m が報告されている 。また、1998 年から 1999 年にかけて北部ヨーロッパの
48）
遠隔地点 5 地点における GEM 濃度 は、年中央値
349）で 1.4 ～ 2.0 ng/m 、北極地域では年平均値 1.47
3
～ 1.59 ng/m が報告されている。これらの遠隔地
域や田園および海岸地域での値に比較すると、我が国で得られている測定値はやや高く、バックグラウ
ンド濃度に加え地域的な発生源や東アジア地域の発生源の影響を受けている可能性がある。今後それぞ3）
れの寄与率の推定 が課題となっている。
4.2.3 月別平均値
4.2.2 で選択した測定地点における各月の測定データから、各調査地点ごとに各月の 5 年間の平均値を求め、次いで全地点（158 地点）、一般環境（111 地点）、沿道（17 地点）および発生源周辺（30 地点）ごとに算術平均値を求めた。図 3 にその結果を示す。
全地点平均値の変動は地点数の多い一般環境測定
地点と近似した変動を示している。一般環境測定地点の変動を見ると、年間を通して変動は小さいが、4 月から 7 月がやや高く、8 月から 10 月がやや低い値を示している。また、
一般環境測定地点における年度別の月平均値においても（図 4）、年度ごとのばら
つきがかなり大きいものの、4 月から 7 月にやや高く、8 月から 10 月に低い傾向が見られている。こ
うした季節変化の原因として、夏季には一般に大気汚染物質濃度が低い小笠原高気圧に覆われることによる濃度低下、他の季節ではローカルな人為発生源
13）
, 14）
の影響や石炭燃焼等により大気中への発生量の
3

図2

図3

186

47）

 般環境測定地点における大気中総水銀濃度の一
5 年間平均値の度数分布．

大 気中総水銀濃度の全地点および地点属性
別月平均値．

多い東アジア大陸からの移流の影響などが考えられるが、詳細については今後の検討が必要である。
北京市内の都市および郊外・田園地域での1998 年の冬季（1・2 月）および夏季（9 月）の GEM の
3
測定結果は、都市地域で、冬季 8.3 ～ 24.7 ng/m 、3
夏季 10 ～ 12.7 ng/m 、郊外・田園地域で、冬季 3.1
3
3～ 5.1 ng/m 、夏季 4.1 ～ 7.7 ng/m と夏季に高く、これは気温の上昇に伴い土壌に付着していた水銀の50）
蒸発によるものとしている 。同様な傾向はカナダ
51）
トロントにおいても報告されている 。
このように、
大気中から地表面に湿性および乾性沈着した水銀の再揮散によって大気中総水銀濃度が支配されているのであれば、気温が高くなる夏季の 7・8 月頃に大気中濃度が高くなることが予想されるが、我が国における大気中総水銀のモニタリングデータにはこのような傾向は見られない。したがって、地表面からの再揮散が大気中総水銀濃度を決める主要な因子とはなっていないと考えられる。また、これまでの報告では、島根県松江市における大気中 GTM 濃度
3は、平均約 2 ng/m で、季節変化は見られないと報37）
告されている 。なお、同市における降水中の水銀濃度は冬季から春季に高くなることが報告されており、その由来先として東アジア大陸が想定されてい52）53）, 54）る 。このほか、韓国ソウル市やノルウェーの16）
ネットワーク およびアイルランド西海岸の Mace
55）
Head では、冬季にやや高い値となる傾向が、また、
16）
米国五大湖地域等 では明確な季節変動は認められないことが報告されている。
4.2.4 地域別平均値
4.2.2 で選択した調査地点のうち、一般環境測定
地点を地域別に分け平均濃度と季節変動について検討した。全国を表 3 に示す北海道（札幌市内 3 地点）、東北日本海側、太平洋側北部、関東・長野、
太平洋側南部、瀬戸内、山陰、九州北部に区分して、地点別 5 年平均値をもとに各地域の平均値、中央値および標準偏差を算出して比較した。地域的に均一に測定地点が分布していないので、地域別測定
値点数に大きな差が見られる。地域別平均値では、
関東・長野、瀬戸内および九州北部地域での 2.35
15）
, 26）

図4

年度別および 5 年間平均値の月別濃度変化．

地球環境 Vol.13 No.2

181－191（2008）

表 3������������������������
�����������������������
一般環境測定地点における地域別大気中総水銀濃度��������
（�������
2001 年度～ �����������
2005 年度の平均値）�
．
�
所属都道府県（地点数）
地点数）
）
地点数
北海道（3（札幌市）
3（札幌市）
）
）
3
青森県西部
（1）
1）
）秋田県（2）2））
新潟県（3）
3）
）
6
青森県東部
（1）
1）
）宮城県（3）3））
栃木県（1）
1））
茨城県（1）
1））
6
千葉県西部（8）8））埼玉県（8）8））東京都（13）13））神奈川県（6）6））長野県（4）
4）
）
39
千葉県東部
（2）
2）
）静岡県（4）4））
愛知県（6）
6））
徳島県（2）
2））
太平洋側南部
16
高知県（1）1））
宮崎県（1）
1）
）
滋賀県
（3）
3）
）
京都府
（2）
2）
）
奈良県
（2）
2）
）
大阪府
（6）
6）
）
兵庫県南部
（6）
6）
）
瀬戸内
28
岡山県（2）
2））
広島県（5）
5））愛媛県（1）
1））香川県（1）
1）
）
山陰
兵庫県北部
（1）
1）
）島根県（2）2））3
九州北部
福岡県（7）
7））
長崎県（1）
1））熊本県（2）
2）
）
10
全地点
111

最低値
1.0
1.9
1.7
1.8

最高値
2.1
2.6
3.1
2.9

中央値
1.3
2.2
2.0
2.4

平均値
1.48
2.22
2.14
2.35

標準偏差
0.53
0.26
0.52
0.27

1.8

2.7

2.1

2.12

0.25

1.9

3.4

2.3

2.36

0.47

1.5
2.0
1.0

2.0
2.5
3.4

1.7
2.4
2.3

1.77
2.36
2.26

0.25
0.17
0.37

大気中総水銀濃度（ng/m3）

地域名
北海道
東北日本海側
太平洋側北部
関東・長野（ng/m3）

図6
図5

地域別月平均値の変化．

～ 2.36 ng/m がやや高い値となっている。一方、
3
北海道（札幌市内 3 地点）の 1.48 ng/m および山陰
3の 1.77 ng/m が低い値となっており、これら濃度の高い地域と低い地域間には有意差（p ＜ 0.05）が認められる。図 5 に地域別測定値点数が 10 地点以上である関東・長野、太平洋南部、瀬戸内および九州
北部地域における月別平均値を示す。関東・長野で11・12 月にやや高い濃度となる傾向が見られる他は、九州北部、瀬戸内および太平洋南部とも 4 ～ 6
月、次いで 2 ～ 3 月にやや高い濃度となる傾向が見られる。
4.2.5 経年変化
大気中総水銀濃度の経年変化については、
2007 年 5 月末現在、環境省の環境 GIS からは 6 年分の年平均値データが公開されているが、それ以前のデータは得ることができない。環境省によれば、各年度の全国一般環境測定地点の年平均値、および 1998 年度から継続測定が行われている 53 地点における年平均値の経年変化には、全体的に横ばい、
43）
若しくは低下傾向が見られるとしている 。継続測定が行われている 53 地点での経年変化は、x を年
3度、y を大気中総水銀濃度（ng/m ）とすると、y ＝2－ 0.079x ＋ 2.8（R ＝ 0.49, p ＜ 0.05）で濃度減少が見られ、これは年約 3％の濃度減少に相当する（図 6）。
Inverfeldt らは、スカンジナビア半島において、1980 ～ 1984 年、1985 ～ 1998 年および 1990 ～1992 年の異なる 3 期間の GEM の平均値（中央値）
が、それぞれ、3.3（ 3.1）、3.2（ 2.8）および 2.7（ 2.6）
356）
ng/m と濃度減少していることを報告している 。
また、ドイツ南部の山岳地帯（Bavarian Alps、標高3

一般環境測定局における経年変化．

1,780 m）では、1990 年から 1996 年度の GEM 濃度
3には年 0.169 ± 0.009 ng/m /y（年約 7％）
で濃度減少57）が見られたことが報告されている 。またこれらの濃度減少の原因として、1990 年代初期からの社会体制の変化による石炭消費量の減少等で説明されている。
一方、韓国ソウル市では、1980 年代末期の石炭使用のピーク時から石油消費時代に変化した
1990 年代末期の 10 年間に、大気中 GEM 濃度は
3314.4 ± 9.56 ng/m から 5.35 ± 3.92 ng/m に大き58）, 59）
く減少したことが報告されている。他方、ア
イルランド西海岸の Mace Head における 1995 年
9 月から 2001 年 12 月までの大気中 GEM 濃度は年3
平均値 1.75 ng/m で一定しており、濃度変化は55）見られなかったことが報告されている 。また、
EMEP（欧州モニタリング評価プログラム：Cooperative Programme for Monitoring and Evaluationof the Long-Range Transmission of Air Pollutants in
Europe）では大気中への水銀の排出量減少と大気中
GEM 濃度の関係を検討し、欧州全体での人為的水
銀排出量は 1990 年に 630 t であったものが 1995 年には 340 t、2000 年には 200 t に減少しており、世界全体の減少割合（1980 年代の 3,600 t から 1990 年
代後半の 2,000 t）よりも減少しているとした。これに伴い、オランダにおける降水中の水銀濃度には明確な減少傾向が見られているものの、ノルウェーに3おける大気中の水銀濃度は 1 ～ 2 ng/m 間を変動しており、明確な減少傾向は見られていないとしてい60）る 。
我が国では、こうした同一地点における 20 年以上の長期間にわたる経年変化測定例は報告されていない。大きな大気汚染源が無い新潟平野北西部地域の 11 地点における 1981 年および 1982 年の春、夏
187

福崎：我が国における大気中総水銀濃度のモニタリング

および秋の各 2 日間、計 6 日間の大気中ガス状水
3
銀濃度の地点別中央値は 2.2 ～ 4.8 ng/m であり、平均値±標準偏差および中央値はそれぞれ 3.2 ±334）
0.64、3.1 ng/m であった 。同一地域での測定はその後なされていないが、新潟県の平野部 4 地点
（燕、長岡工業、曽野木、松浜）における約 20 年後の 2001 年度～ 2003 年度の月 1 回（年 12 回）の測定
データの平均値は、それぞれ、2.2、2.4、2.5、2.1
3
3
44）
ng/m 、平均 2.3 ng/m である 。測定地点が全く同一ではないことから確定的なことは言えないが、
3
20 年間で概ね 1 ng/m（年 5％程度）の濃度減少が見られたことになる。
このように、
世界的な傾向として1990 年代前半から後半にかけて大気中への人為起
源水銀の排出量の減少傾向に伴い大気中 GEM の減3）
少傾向が見られたが、その後は横ばい傾向にあると考えられる。
4.2.6 都市域の値
4.2.2 で選択した一般環境測定地点のうち、日本国内の主要な都市域である札幌市、
東京都、
大阪市お
よび福岡市内の一般環境測定地点における測定値の5 年間平均値および世界の各都市部の測定値を表 4に示す。日本の都市部での測定値は大阪市でやや高いものの、中国北京市や長春市における測定値よりも低く、全体として概ね世界の他の大都市並の値ということができる。

方、乾性沈着過程には GEM と GRM の直接沈着と3）
水銀を含有する粒子（Hg-p）の沈着がある 。
米国および欧州においては、
湿性沈着量フラックスを得るとともに、
大気中水銀に関するシミュレー
ションモデルを検証する目的で大気中水銀の湿性沈6）
着モニタリングネットワークが設立されている 。
このうち北米においては 1996 年以来、
降水中の水銀濃度が測定されている。2005 年度には 88 地点でモニ
タリングが実施され、公表されている濃度分布図では米国北東部で降水中の水銀濃度は 10 ng/L 以下、中南部で 10 ～ 15 ng/L で、年間沈着量は北東部で
22
61）
10 μg/m 以下、南部で 10 ～ 20 ng/m である 。このほか、米国ミネソタ州、ノースダコタ州およびミシガン州における 3 年間の測定から、水銀の沈着量
は降水量に依存し降水中水銀濃度は夏季に高く、他62）の汚染物質と相関性が高い ことが、また、サンフランシスコ湾河口域では降水量で重み付けされた
降水中の水銀濃度は 6.6 ～ 9.7 ng/L、湿性沈着フラ－2 －1
ックスは 3.5 ～ 4.5 μgm y で乾性沈着量（18 ～
－2 －1
46）
21 μgm y ）より少ないことが報告されている 。
さらに、米国のミシガン湖に面するシカゴ南東部での降水中の水銀濃度は 21.5 ng/L とやや高い値であ63）ることが報告されている 。他方、欧州のモニタリ
ング地点では降水中水銀濃度は 5 ～ 80 ng/L の範囲
6）にあると報告されている 。スウェーデンのモニタ
リングネットワーク 4 地点における水銀の年間沈着－2 －1
量は、1999 年で 2 ～ 8 μgm y であることが報告60）
されている 。
我が国では、松江市における降水中総水銀の降水量重み付け平均濃度は 7.3 ng/L、年湿性沈着量は－2 －1
13.3 μgm y であり、東京都における測定値
（31.3
－2 －1
ng/L, 21.0 μgm y ）よりも少なく降水量と高い相64）
関性が見られる ことが報告されている。一方、
乾性沈着に関しては水面を代理表面とした乾性沈着量測
65）
－2 －1
定 が実施され、湿性沈着量（12.8 μgm y ）は、乾－2 －1性沈着量（8.0 μgm y ）の 1.6 倍（9 地点平均）であり、降水量が増加する夏期に増加するのに対し、乾性沈着の季節変化は小さいことが報告されている。な66）
お、
米国フロリダ州での乾性沈着測定値 は、乾期
－2
－1
－2
－1
13.3 ± 4.0 ngm day 、雨期 5.9 ± 2.8 ngm day と－2－ 1 65）
日本における測定値（12 ～ 36 ngm day ） と同程
度かやや低い値が報告されている。

5．湿性および乾性沈着

6．おわりに

大気中の水銀が除去される過程には、雨や雪に伴って地表に沈着する湿性沈着と大気拡散や重力沈降などによる乾性沈着がある。湿性沈着は、雲中における O3 による GEM の酸化／溶解と OH ラジカル
および O3 によるガス相における GEM の酸化／雲粒による取り込みが基本的なメカニズムであり、
Hg-p の雲粒による取り込みによる寄与もある。一大気からの湿性および乾性沈着による遠隔地での陸水中水銀濃度増加が懸念されている。地表面に沈着した水銀は有機化され、大型魚類に生物濃縮される。人へのメチル水銀の暴露経路では魚介類を摂食する経路が重要であるとされており、また、メチル
水銀の人への健康影響については、成人期に比較して胎児期における感受性が高いことが指摘されてい表4

都市における大気中水銀濃度の測定結果�
．

アジア

平均値
地域
国
都市
調査年
文献
（ng/m
ng/m3）
日本 札幌市（33 地点）） 2001 - 2005
1.50
本稿
東京都
（88 地点）） 2001 - 2005
2.60
大阪市
（33 地点）） 2001 - 2005
3.17
福岡市
（33 地点）） 2001 - 2005
2.58
日本 Tokyo（東京） 2000 - 2001
（東京）
2.70
34）
）
中国 Beijing
（北京）
（北京）
1998
8.3 - 24.7
47））
Chanchun（長春）1999（長春）- 2000 18.4
21））
Guiyang（貴陽） 2001 - 2002
（貴陽）
8.4
48）
）
韓国 Seoul
1999 - 2000
5.34
55）
）
欧州 フランス Bordeaux
1999 - 1996
2.7
48）
）
アメリカ Connecticut（4都市）
4都市）） 1997 - 1999 2.19 - 2.69
48））
Broward1993
2.8-3348））
Chicago1994 - 1995
3.6
48）
）
Detroit1999 - 2002 1.17 - 40.33 48））
New York
2000
3.84
48）
）
カナダ Tront
2001-2002
2.48
48）
）
北米

188

地球環境 Vol.13 No.2

る 。こうしたことから、大気および降水中の水銀モニタリングの目的には、人の呼吸にともなう低濃度長期暴露に関する健康リスク評価と水環境中での大型魚類への生物濃縮の原因となる大気沈着量の評
価という 2 つの観点があり、その時間的空間的な濃度分布把握は極めて重要な事項となっている。
2003 年 2 月に開催された第 22 回国連環境プログ
ラム（UNEP）管理理事会では、水銀の排出抑制に向けて今後国際的に採るべき行動に関する決議が採択されている。先進諸国においては、水銀の低濃度暴露の影響に関心が高まっており、魚介類摂取による水銀暴露のリスクについては、今後、さらに科学的知見に基づく対応が求められている。こうした国際
協力による大気中への水銀放出量削減の効果を見積る上からも、また、健康リスク評価への基礎的なデータを提供するものとしても、大気および降水中の水銀濃度モニタリングは今後一層重要性を高めていくものと考えられる。我が国では、現在、大気中の総水銀濃度のモニタリングが行われているが、こうした観点からの乾性沈着量と降水中の水銀濃度モニタリングに基づく湿性沈着量の把握も、今後検討されるべき重要な課題であると考えられる。
1）

引用文献
1） 板野一臣（2007）海産魚介類等に含まれる水銀とその評価．生活衛生 , 51, 57-65.
2） Fitzgerald, W. F., D. R. Engstrom, R. P. Masonand E. A. Nater（1998）The case for atmosphericmercury contamination in remote area. Environ. Sci.
Tchnol., 32, 1-7.

3） Panel on Source Attribution of Atmospheric

181－191（2008）

Pollution.（http://www.htap.org/）
9） Mukai, H., A. Tanaka, T. Fujii and M. Nakao（1994）
Lead isotope ratio of airborne par ticulate matteras tracers of long-range transport of air pollutants
around Japan. Journal of Geophysical Research, 99,
3717-3726.
10）Ohizumi, T., N. Fukuzaki and M. Kusakabe（1997）
Sulfur isotopic view on the sources of sulfur inatmospheric fallout along the coast of the Sea ofJapan. Atmospheric Environment, 31, 1339-1348.
11）秋元 肇（2006）大気汚染物質の大陸間輸送と半球規模汚染．大気環境学会誌 , 41, A1-A8.
12）酸性雨対策検討会（2004）酸性雨対策調査総合とりまとめ報告書．平成 16 年 6 月，31-33.
13）Wang, Q., W. Shen and Z. Ma（2000）Estimation of
mercury emission from coal combustion in China.
Envron. Sci. Technol., 34, 2711-2713.
14）Zhang, M. Q., Y. C. Zhu and R. W. Deng（2007）
Evaluation of mercury emissions to the atmospherefrom coal combustion, China. AMBIO, 31, 482-484.
15）Jaffe, D., E. Prestbo, P. Swartzendruber, Weiss-P.
Penzias, S. Kato, A. Takami, S. Hatakeyama and Y.
Kajii（2005）Expor t of atmospheric mercur y from
Asia. Atmospheric Environment, 39, 3029-3038.
16）Schroeder, W.H. and J. Mnthe（1998）Atmosphericmercury -an overview. Atmospheric Environment, 32,
809-822.
17）Lindberg, S.E. and W. J. Stratton（1998）Atmosphericmercury speciation: concentrations and behavior ofreactive gaseous mercury in ambieent air. Environ.
Sci. Technol., 32, 49-57.
18）環境庁 大気保全局大気規制課（1999）有害大気汚染

Mercur y, S. Lindberg, R, Bullock, R. Ebinghaus,

物質測定マニュアル（水銀・ベンゾ［a］ピレン）．

D. Engstrom, X. Feng, W. Fitzgerald, N. Pirrone,19）福崎紀夫・市川義夫（1984）大気中の粒子状水銀測

E. Prestbo and C. Segneur（ 2007）A synthesis of

定法．分析化学 , 33, 178-182.

progress and uncertainties in attributing the sourcesof mercury in deposition. AMBIO, 36, 19-33.

20）丸本幸治・坂田昌弘（2000）大気中の水銀に関する

4） UNEP（2003）Global Mercur y Assessment Report.

21）Fang, F., Q. Wang, Z. Ma and Q. Hao（ 2001）（http://www.chem. unep.ch/mercury/Report/）

研究の現状．地球化学 , 34, 59-75.

5） UNEP（2005）Global Par tnership for Mercur y

Atmospheric particulate mercur y in Changchuun
City, China. Atmospheric Environment, 35, 4265-4272.

Air Transport and Fate Research -Advancing the22）U.S.Environmental Protection Agency, Mercury HP.

Objectives of the 23rd UNEP Governing Council.
（www.unep.og/GC/GC23）（www. iisd/unepgc/24unepgc/）（http://www:epa.gov/mercury/）23）福崎紀夫（1986）大気環境中の水銀．大気汚染学会 ,21, 1-12.

6） E u r o p e a n C o m m u n i t i e s , O f f i c e f o r O f f i c i a l24）United States Environmental Protection Agency

Publications of the European Communities（2001）（1997）Mer cur y Study Repor t to Congr ess.

Ambient Air Pollution by Mercur y（Hg）, Position
Paper.
7） Zero Mercury Global Campaign HP.
（http://www.zeromercury.org/）
8） Long Rang Transboundary Air Pollution（LRTAP）
Task Force on Hemispheric T ranspor t of Air

EPA-452/R-97-003.
25）Pacyna, E. G., J. M. Pacyna, F. Steenhuisen and
S. Wilson（2006）Global anthropogenic mercur yemission inventor y for 2000. Atmospheric
Environnment, 40, 4048-4063.
26）Pan, L., G.R. Carmichael, B. Adhikar y, Y. Tang,

189

福崎：我が国における大気中総水銀濃度のモニタリング

D. Streets, J.-H. Woo, H.R. Friedli and L.F. Radke

Environment, 33, 2067-2079.

（2008）A regional analysis of the fate and transport41）環境省（2006）平成 18 年度版環境白書．ぎょうせい,

of mercur y in East Asia and an assesssment ofmajor uncertainties. Atmospheric Environment, 42,42）中央環境審議会（2003）今後の有害大気汚染物質対1144-1159.

72, 119p.
策のありかたについて（第七次答申）.

27）Streets, D.G., J. Hao, Y. Wu, J. Jiang, M. Chan, H.

43）環境省 水・大気環境局（2006）
平成 17 年度地方公共Tian and X. Feng（ 2005）Anthropogenic mercur yemmission in Chaina. Atmos. Environ., 39, 7789-7806.

団体における有害大気汚染物質モニタリング調査

28）Norwegian Institute for Air Research（NILU）（2007）
Global anthropogenic emissions of mercury to theatmosphere.（http://www.amap.no/Resources/）
29）環境省（2004）
水銀分析マニュアル .
30）U.S.Environmental Protection Agency, Clean Air
Mercury Rule.
（http://www.epa.gov/mercuryrule/basic.htm.）
31）安田憲二（2006）
排ガス中水銀の連続モニタリング．
ぶんせき, 2006, 618-621.

結果について．平成 18 年 10 月 .
44）環境 GIS 有害大気汚染物質マップ.
（http://www-gis.nies.go.jp/air/yuugaimonitoring/）45）Shannon, J. D. and E.C. Voldner（ 1995）Modelingatmospheric concentrations of mer cur y anddeposition to the Gr eat Lakes. Atmospheric
Environment, 29, 1649-1661.
46）Tsai, P. and R. Hoenicke（ 2001）San Francisco
Estuar y Regional Monitoring Program for Trace
Substances -San Francisco Bay Atmospheric32）Friedli, H.R., L.F. Radke and R. Prescott（2004）

Deposition Pilot Study Par t 1: Mercur y. San

Mercur y in the atmosphere around Japan, Korea,

Francisco Estuar y Institute, SFEI Contribution 72

and China as obser ved during the 2001 ACE-Asia
ﬁeld campaign: Measurement distributions, sources,
and implications. J. Geophysical Research, 109,
D19S25.
33）Landis, M.S., A. F, Vette and G. J. Keeler（2002）
Atmospheric mercury in the Lake Michigan Basin:
inﬂuence of the Chicago/Gary urban area. Environ.
Sci. Tchnol., 36, 4508-4517.

July 2001.
47）Rosa, D.A., T. Volke-Sepulveda, G. Solorzano, C.
Green, R. Tordon and S. Beauchamp（2004）Surveyof atmospheric total gaseous mercur y in Mexico,
Atmospheric Environment, 38, 4839-4846.
48）Munthe J., I. Wangberg, A. Iverfeldt, O. Lindqvist,
D. Stromberg, J. Sommar, K. Gardfeldt, G. Petersen,
R. Ebinghaus, E. Prestbo, K. Larjava and V. Siemens34）福崎紀夫・田村良三・貴船育英・篠田佳実（1984）（2003）Distribution of atmospheric mercury species

バックグラウンド濃度における大気中水銀のガス

in Nor thern Europe: final results from the MOE
project. Atmospheric Environment, 37, S9-S20.

－粒子分配．地球化学, 18, 37-43.
35）福崎紀夫（1985）大気中の粒子状水銀の地域・時間49）Nor wegian Institute for Air Research（NILU）

的濃度変動とその生成過程．大気汚染学会誌, 20,（2003）Atmospheric mercury at the Zeppelin station

444-450.

TA-1994/2003. NILU OR 86/2003.

36）Sakata, M. and K. Mar umoto（ 2002）Formationof atmospheric particulate mercur y in the Tokyo
metropolitan area. Atmosperic Environment, 36,
239-246.

50）Liu,S., F. Nadim, C. Perkins, R. J. Carley, G. E. Hoag,
Y. Lin and L. Chen（ 2002）Atmospheric mercur ymonitoring sur vey in Beijing, China. Atmospheric
Environment, 48, 97-107.

37）丸本幸治・坂田昌弘（2007）日本海側における水銀51）Denis, M.S., X. Song, J.Y. Lu and X. Feng（2006）

等化学成分の大気中濃度と湿性沈着量の季節変動．

Atmospheric gaseous elemental mer cur y in
downtown Toronto. Atmospheric Environment, 40,

環境科学会誌，20, 47-60.
38）Wang, Z., X. Zhang, Z. Chen and Y. Zhang（2006）
Mercury concentrations in size-fractionated airbone
par ticles at urban and suburban sites in Beijing,
China. Atmosperic Environment, 40, 2194-2201.
39）Yatavelli, R.L.N., J.K. Fahrni, M. Kim, K.C. Crist,52）丸本幸治・坂田昌弘・吉村友宏・奥村 稔（2001）大気・降水中の水銀の発生源評価－日本海側におけるアジア大陸からの長距離輸送－ . 電力中央研究所
報告, T00024（2001 年 4 月）.

C.D. Vickers, S.E. Winter and D.P. Connell（2006）53）Kim, K.-H. and M.-Y. Kim（2001）The temporal

Mercur y, PM2.5 and gaseous co-pollutants in the

distribution characteristics of total gaseous mercury

Ohio River Valley region: Preliminary results fromthe Athens supersite. Atmosperic Environment, 40,

at an urban monitoring site in Seol during 1999-2000,
Atmospheric Environment, 35, 4253-4263.

6650-6665.
40）Lin, C-J. and S. P. Pehkonen（1999）The chemistr yof atmospheric mercur y: a review. Atmosperic

190

4016-4024.

54）Shon, Z.-H., K.-H. Kim, S.-K. Song, M.-Y. Kim
and J.S. Lee（2008）Environmental fate of gaseous
elemental mercury at an urban monitoring site based

地球環境 Vol.13 No.2

181－191（2008）

on long-term measurements in Korea（1997-2005）．
Atmospheric Environment, 42, 142-155.

measured at selected EMEP stations. EMEP/CCC-

55）Ebinghaus, R., H.H. Kock, A.M. Coggins, T.G. Spain,61）NADP（2007）Monitoring mercury deposition -A key

S.G. Jennings and Ch. Temme（ 2002）Long-term

tool to understanding the link between emissions

Note 1/2002.

measurements of atmospheric mercur y at Maceand effects.（http://nadp.sws.uiuc.edu/mdn/）

Head, Irish west coast, between 1995 and 2001.
Atmospheric Environment, 36, 5267-5276.

62）Sorensen, J. A., G. E. Glass and K.W. Schmid（1994）

56）Iverfeldt, A., J. Munthe, J. Pacyna and C. Brosset

Regional patter ns of wet mercur y deposition.
Environ. Sci. Tchnol., 28, 2025-2032.

（1995）Long-term changes in concentrations and63）Vette, A. F., M. S. Landis and G. J. Keeler（2002）

deposition of atmospheric mercury over Scandinavia.
Water, Air and Soil Pollution, 80, 227-233.

Deposition and emission of gaseous mercury to and57）S l e m r, F. a n d H . E . S c h e e（l 1 9 9 8 ）T r e n d i n
atmospheric mer cur y concentrations at thesummit of the Wank mountain, southern Germany.
Atmospheric Environment., 32, 845-853.

from Lake Michigan during the Lake Michigan Mass
Balance Study. Environ. Sci. Tchnol., 36, 4525-4532.
64）Sakata, M. and K. Marumoto（ 2005）Wet and dr ydeposition fluxes of mercury in Japan. Atmospheric
Environment, 39, 3139-3146.

58）K i m , K - H a n d M - Y. K i m（ 2 0 0 0 ）T h e e f f e c t s65）Sakata, M. and K. Marumoto（2004）Dry deposition

anthropogenic sources on temporal distribution

fluxes and deposition velocities of trace metals incharacteristics of total gaseous mercur y in Korea.
Atmospheric Environment, 34, 3337-3347.

the Tokyo Metropolitan Area measured with a water
surface sampler. Environ. Sci. Tchnol., 38, 2190-2197.

59）Kim, K-H and M-Y. Kim（2002）A decadal shift in66）Marsik, F. J., G. J. Keeler and M. S. Landis（2007）

total gaseous mercury concentration levels in Seoul,

The dr y-deposition of speciated mercur y to the

Korea: changes between the late 1980s and the late1990. Atmospheric Environment, 36, 663-675.

Florida Eveglades: Measurements and modeling.
Atmospheric Environment, 41, 136-147.

60）Pacyna, E.G., K.J. Barrett and J.M. Pacyna（2002）
Comparison of emissions with concentrations in the（受付 2007 年 9 月 27 日，受理 2008 年 3 月 23 日）

air and precipitation of mercury, lead and cadmium

191