Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
## 3 ）自治体による回収システム

高い回收率を実現する要因には、自治体による廃棄物回収方法もある。特に回収システムについて視察を行ったところ、台湾における家庭ごみ収集システムが非常に特徴的であることがわかった。図3.2.6に示す通り、台湾の自治体による家庭ごみ収集は、決まった時間と場所に回収車両がやってきて数分停車し、その間に市民がごみを持ち込み排出するというもので、日本等のように、決められた場所に所定の時間までに出して置いておくというものではない。また、可燃ごみと、資源ごみ回収車（資源ごみ回収車は1～2台程度）が同時に来るため、市民の人は、様々なものを同時に持ってきて、対面で分別しながら排出することになる。この資源の一つが蛍光管ということになる。このような回収システムの利点を活かしつつ、リサイクル基金からの回収・リサイクル料金支払いに対する自治体の回収モチベーションの向上、目標値達成意識、市民啓発・教育の徹底などにより、高い回収率が達成できていると考えられた。

図3.2.6 台北市におけるごみ収集

##### 3.2.1.4 アジアにおける将来の蛍光管需要推計

アジア各国における蛍光管の需要推定結果を図3.2.7に示す。また、2008～2012年度の落ち込みは日本の実績データによるものだが、この変化をモデルに組み込むことができなかったため、2013年以降とのギャップが生じている点に注意が必要である。

これによると、2030年には需要は約380億個となり、仮に日本の現在の製品技術レベルと等しい6.8mg/個の水銀含有量とすると、約260トンの水銀需要となることがわかる。UNEP報告書（2008年）によると、2005年の世界における蛍光管への水銀需要は約150トンとなっているが、それの倍近い値となる。欧米や日本等の先進国においてはLEDが進むと考えられるが、アジア諸国を中心に相当量の蛍光管需要が将来的に続く可能性があると考えられ、

図 3.2.7 アジアにおける蛍光管の需要推定結果

これらの循環や適正処理システムの検討、水銀フリー化（LED化）等が必要と考えられた。

#### 3.2.2 産業系水銀含有廃棄物の処分・回収に関する基準

添加水銀種ごとの環告13号溶出濃度と水銀含有率の関係を表3.2.3に示す。含有率1%以上では、水銀種によっては埋立判定基準を超えるものがあった。水銀含有率を0.1%まで下げると、すべての形態で0.0005mg/L未満となった。したがって、環告13号試験からは水溶性の水銀であっても0.1%以下の含有率であれば、キレート剤を適正に添加することによって埋立判定基準を満たせると考えられる。
また、水溶性の高い酸化第二水銀、塩化第二水銀を選択し、0.1％付近での水銀溶出挙動を確認するため、添加量は0.05%、0.1%。1％と設定し、アメリカの溶出試験であるTCLP法によりキレート処理飛灰を評価した。その結果を表3.2.4に示す。TCLP法は一般廃棄物との混合埋立により生成する有機酸と産業廃棄物との接触

表 3.2.3 添加水銀種ごとの環告 13 号溶出濃度と 水銀含有率の関係 単位:mg/L

添加水銀種	水銀含有率
0.05%	0.1%	1%	3%	5%
金屬水銀	N.D	N.D	N.D	N.D	N.D
HgCl	N.D	N.D	N.D	3.2	11
HgO	N.D	N.D	0.14	1.5	2.9
HgCl₂	N.D	N.D	0.019	1.52	3.7

という過酷な条件を前提とする試験方法であり、pHの差以上に高濃度の溶出を示す金属類がみられるとの報告もある $ ^{129)} $ 。本結果では塩化第二水銀について、いずれの添加量でも環告13号試験の溶出値を上回っていた。アメリカでの基準については、水銀含有率0.026%以上のものは熱処理等の操作により0.2mg/L以下という基準を満足しなければならないが、本実験のキレートによる安定化では水銀含有率1%でも基準を満足していた。0.026%以下の熱処理残さ以外

N.D: Not Detected (<0.0005mg/L)

表 3.2.4 HgO および HgCl₂ 添加飛灰における TCLP 試験溶出濃度と水銀含有率の関係 单位: mg/L

添加水銀種	水銀含有率
0.05%	0.1%	1%
HgO	N.D	N.D	0.029
HgCl₂	0.0016	0.005	0.052

N.D: Not Detected (<0.0005mg/L)

の廃棄物の基準である 0.025mg/L も、水銀含有率 0.1% 以下では満足していた。

EU の溶出試験である prEN12457 の 4 つの試験方法のうち液固比 10 の方法である prEN12457-4 も行った。添加水銀種は塩化第一水銀、酸化第二水銀、塩化第二水銀を選択し、水銀含有率はそれぞれ 0.05% および 0.1% に設定してキレート処理飛灰の溶出試験を実施したところ、すべての条件で溶出濃度は 0.0005mg/L より小さく、検出されなかった。すなわち固体換算濃度にすると <0.005mg/kg となり、安定型処分場基準の 0.01mg/kg を満たしている。水溶性の高い水銀種であっても含有率 0.1% 以下であれば、キレート処理によって EU の基準においても埋立処分基準を満たすことが確認された。

キレート処理の効果について長期影響を調査した実験結果を図3.2.8に示す。処理から90日が経過した試料の水銀溶出量は処理当日よりも大きくなっており、水銀の再溶出の可能性があることがわかった。塩化第二水銀では90日後までに含有率0.1%の処理飛灰の溶出量が埋立判定基準を超え、90日後の溶出量は埋立判定基準5μg/Lの2倍程度であった。一方、窒素雰囲気下および空気雰囲気下で保管した処理物について35日後に溶出試験を行うと、窒素雰囲気下で保管した場合の方が溶出量が小さいという結果が得られ、文献で指摘されている酸素の影響による再溶出の可能性が考えられた $ ^{130} $ 。キレート処理の長期安定性を考慮すると、水銀含有率0.05%というのが安全側の目安になるのではないかと考えられる。

Hg 添加飛灰

HgCl 添加飛灰

HgO 添加飛灰

図 3.2.8 水銀添加飛灰の 13 号溶出量経日変化

$ HgCl_{2} $ 添加飛灰

#### 3.2.3 アジアにおける余剰水銀量の将来推計

##### 3.2.3.1 中国における水銀フローの推移
2010 年～2050 年までの計算結果を図 3.2.9 に示す。また、表 3.2.5 は 2010 年から 5 年ごとの水銀需給状況と余剩水銀量推移を示す。この計算の仮定は中国が他国と輸出入をしていないとの仮定のもとでの計算である。中国においては、2010 年時点では水銀使用量と水銀供給量の総計がほぼ一致しており、余剩となる水銀量は 57 トン程度と見積もられた。実際に、中国の 2010 年の水銀輸出入は極めて小さい $ ^{40} $ 。

図 3.2.9 2010 年～2050 年までの中国における水銀需給状況と余剰水銀量推移

表 3.2.5 中国における水銀需給状況と余剰水銀量推移

2010	2015	2020	2025	2030	2035	2040	2045	2050
非鉄金属製鍊から回収される水銀
大規模亜鉛製鍊に流入する水銀	200	221	244	269	297	315	315	315	315
水銀回収施設割合	0%	50%	100%	100%	100%	100%	100%	100%	100%
流入水銀の施設での回収量(流入の93%が回収)	0	103	227	250	276	293	293	293	293
他の製鍊からの水銀(+25%)(t)	0	26	57	63	69	73	73	73	73
非鉄金属製鍊から回収される水銀(t)	0	128	283	313	345	366	366	366	366
中国における水銀使用量
電池	140	63	31	24	19	14	11	9	7
歯科アマルガム	51	47	23	18	14	11	8	6	5
計測機器等	227	124	62	48	37	29	22	17	13
ランプ類	198	56	28	22	17	13	10	8	6
電気機器類	29	18	9	7	5	4	3	2	2
その他	73	67	60	46	36	28	22	17	13
製品合計	718	374	214	165	128	99	77	59	46
VCM	780	585	390	195	0	0	0	0	0
ASGM	445	333	222	172	133	103	80	62	48
クロロアルカリ	3	2	1	0	0	0	0	0	0
総計	1946	1294	827	532	261	202	156	121	94
中国における水銀供給量
廃水銀含有製品リサイクル率(%)	5%	7.5%	10%	13.8%	17.5%	21.3%	25%	25%	25%
回收量(ton of Hg)	36	28	21	23	22	21	19	15	11
VCMからの回收量(t)	367	275	183	92	0	0	0	0	0
クロロアルカリブランドの廃止による廃棄量(t)	0	54	54	54	0	0	0	0	0
非鉄金属製鍊から回収される水銀(t)	0	128	283	313	345	366	366	366	366
水銀の一次鉱出量(t)	1600	1142	767	393	18	0	0	0	0
総計	2003	1574	1256	820	386	387	385	381	378

中国における余剩水銀量(t)	57	279	429	288	125	185	229	260	284
中国における余剩水銀保管累計量(t)	57	892	2781	4563	5519	6316	7379	8620	9995
水銀の一次鉱出の削減に比べ、水銀の使用量の削減が2020年まで大きくなることおよび非鉄金属製錬での水銀回収量（供給源となる）が増加していくことから、余剩水銀量が2020年までは年々上昇し、400トン/年を超えると見積もられた。その後、水銀使用量の削減割合が減少し、一次鉱出の削減率と逆転することから、各年における余剩水銀量は2030年まで減少する。VCMの2030年までの全廃によ

図 3.2.10 Maxson による中国における余剰水銀量推移

り、その後は非鉄金属製錬からの水銀回収量がほぼ供給量となり、水銀使用量の低減傾向は緩やかになることから、余剩水銀量は再上昇するものと推測された。

Maxson の試算結果を図 3.2.10 に示す $ ^{14)} $ 。条約による制約条件や諸条件などが異なっていることからその挙動も異なっている。まず、Maxson の報告では 2010 年では余剩水銀は発生せず、水銀は不足していることになっている。この違いの大きな理由は、一次鉱出のデータを最新の USGS のデータ（1050 トン→1600 トン） $ ^{36)} $ を用いたことと、Maxson の報告では VCM に使用される水銀が 2015 年まで 1200 トン/年で維持されることに由来とすると思われる。VCM の 2010 年での最新値は 780 トン/年であり $ ^{39)} $ 、大きく異なっている。また、この報告では一次鉱出を 2030 年以降も年間 300 トン/年認めており、そのため後半の余剩水銀量が大きく異なっている。

##### 3.2.3.2 中国以外のアジアにおける水銀フロー推移

2010 年～2050 年までの計算結果を図 3.2.11 に示す。また、表 3.2.6 は 2010 年から 5 年ごとの水銀需給状況と余剩水銀量推移を示す。中国以外のアジアにおけるフローを計算した後、中国の余剩水銀が供給されて利用されるケースについても併記した。アジアの輸出入の統計は調査したが、例えば、他章で扱っているマレーシアを取り上げれば、マレーシア国内で水銀を使用した製造プロセスや水銀添加製品の製造工場が無いにもかかわらず、2012 年で 519.3 トンもの水銀が大量に輸入されていると統計上記載されているなど $ ^{40} $ 、不可解な点が多く、アジア全体での検証は困難であった。まず、中国以外のアジアにおいては一次鉱出がなく、供給源が限られていることから供給量の総計は 50～100 トン程度であった。これに対し、2010 年時点で使用量は 600 トン/年程度あり、それが漸減していくことから、余剩水銀が生まれるのは 2048 年からであった。つまり、中国以外のアジアでは水銀輸入をせねば水銀需給は成り立たないことを示している。したがって、中国における余剩水銀量を考慮し、中国も含めたアジア全体での余剩水銀の推移を試算すると、2010 年～2017 年までは余剩水銀量はマイナスになっており、これはアジア以外の地域からも輸入せねば成り立たない状況を示していた。2017 年以降は 2020 年までは余剩水銀量は増加したが、その後、2030 年まで減少し、2030 年では 33 トン/年程度の余剩水銀量であった。その後は徐々に増加し、2050 年には 300 トン/年程度となった。

この推移からはアジア地域での水銀の需給は中国の余剩水銀量をどの程度利用するかに依存する。日本の寄与については表において日本を除いた場合などの数値を試算しているが、中国の余剩水銀量に比べ大きなインパクトを示していない。つまり、少なくとも中国の余剩水銀量を使用するにしても2017年まではアジア全体で不足しており、条約で認められている
図 3.2.11 2010 年～2050 年までの中国以外のアジア

における水銀需給状況と余剰水銀量推移

表 3.2.6 中国以外のアジアにおける水銀需給状況と余剰水銀量推移

2010	2015	2020	2025	2030	2035	2040	2045	2050
非鉄金属製錬から回収される水銀
日本の非鉄金属製錬から回収される水銀	36	36	36	36	36	36	36	36	36
大規模亜鉛製錬へ流入する水銀(日本、中国以外のアジア)	24	29	33	38	42	42	42	42	42
水銀回収施設割合	0%	50%	100%	100%	100%	100%	100%	100%	100%
流入水銀の施設での回収量(流入の93%が回収)	0	13	31	35	39	39	39	39	39
他の製錬からの水銀(+25%)(t)	0	3	8	9	10	10	10	10	10
日本、中国以外のアジアで非鉄金属製錬から回収される水銀(t)	0	17	39	44	49	49	49	49	49
中国以外のアジアで非鉄金属製錬から回収される水銀(t)	36	53	75	80	85	85	85	85	85
中国以外のアジアにおける水銀使用量
電池	63	25	13	0	0	0	0	0	0
歯科アマルガム	51	47	44	40	37	34	31	28	25
計測機器等	49	28	11	0	0	0	0	0	0
ランプ類	41	36	32	28	24	21	17	13	9
電気機器類	33	20	19	18	16	16	14	13	11
その他	55	50	45	40	35	35	25	20	15
VCM	0	0	0	0	0	0	0	0	0
ASGM	287	215	143	111	86	66	51	40	31
クロロアルカリ(中国以外の東アジア、東南アジア)	3	2	1	0	0	0	0	0	0
クロロアルカリ(インド)	6	3	0	0	0	0	0	0	0
クロロアルカリ(インド以外の南アジア)	8	8	8	0	0	0	0	0	0
水銀使用量総計(中国以外のアジア)	596	434	316	237	198	172	138	114	91
水銀使用量総計(日本、中国以外のアジア)	591	430	313	235	196	171	137	112	89
水銀使用量総計(日本、中国以外のアジア及びASGM除外)	304	215	170	124	110	104	85	72	58
中国以外のアジアにおける水銀供給量
日本における廃水銀含有製品からの回収量(ton-Hg)	5	4	3	2	2	2	2	2	2
廃水銀含有製品リサイクル率(%)	5%	7.5%	10%	13.75%	17.50%	21.25%	25.00%	25%	25%
日本以外のアジアにおける廃製品からの水銀回収量	15	15	16	17	20	23	22	19	15
VCMからの回収量(t)	0	0	0	0	0	0	0	0	0
クロロアルカリ(中国以外の東アジア、東南アジア)の廃止による廃棄量(t)	0	44	44	44	0	0	0	0	0
クロロアルカリ(インド)の廃止による廃棄量(t)	0	125	125	0	0	0	0	0	0
クロロアルカリ(インド以外の南アジア)の廃止による廃棄量(t)	0	0	0	66	0	0	0	0	0
中国以外のアジアで非鉄金属製錬から回収される水銀(t)	36	53	75	80	85	85	85	85	85
水銀の一次鉱出(t)	0	0	0	0	0	0	0	0	0
水銀供給量総計	56	72	94	100	106	109	108	105	102
中国以外のアジアにおける日本を除いた水銀供給量総計	15	32	55	61	69	72	71	68	64
中国以外のアジアにおける余剩水銀量(t)	-540	-362	-222	-137	-92	-63	-30	-9	11
中国以外のアジアにおける日本を除した余剩水銀量(t)	-576	-398	-258	-173	-128	-99	-66	-45	-25
中国以外のアジアにおける日本とASGMを除した余剩水銀量(t)	-289	-183	-115	-62	-42	-33	-15	-5	6
中国における余剩水銀量(t)	57	279	429	288	125	185	229	260	284
アジア全体における余剩水銀量(t)	-483	-82	207	150	33	122	199	251	295
クロロアルカリ廃棄余剩水銀量(t)	0	169	169	110	0	0	0	0	0
中国以外のアジアにおける余剩水銀保管量(t)	0	169	338	448	448	448	448	448	469
アジア全体の余剩水銀保管量(t)	0	223	909	1931	2340	2767	3615	4771	6162
必要不可欠な製品への水銀使用のための輸出は可能と思われる。また、2017年以降は中国の一次鉱出の水銀量を調整することで2029年までは余剰水銀量を理論的には解消可能である。2030年以降は一次鉱出自体廃止される設定としているが、これ以降は純粋に余剰水銀量が発生する。水銀使用量として中国以外のアジアにおいてASGMの使用量をカウントしない

（ASGM に水銀を供給しない）としても余剰水銀の発生時期は変わらなかった。以上の点について、逆の見方をすると、中国における一次鉱出と余剰水銀の調整がなされない場合は2017年からアジアで余剰水銀が発生することから、我が国からの輸出（供給）は控えるべきであり、余剰水銀対応を早期に準備する必要がある。

Maxson の中国以外のアジアのみの余剩水銀量の試算結果を図 3.2.12 に示す。Maxson の報告では 2030 年あたりから余剩水銀が発生することになっている。今回の結果と大きく異なる所は、ASGM での使用量が最新のデータに更新されたこと、日本の非鉄金属製錬からの回収量を倍以上に設定していることと、クロロアルカリの廃止に伴う余剩水銀を他製品に利用できるとしている所である。この点は条約において使用できないこととなっていることから大

## きく異なり、余剰水銀の 出現時期が異なった。

また、日本および中国以外のアジアにおける非鉄金属製錬から回収される水銀は50トン/年である。日本の現時点の回収量は36トン/年であり $ ^{1} $ 、過去の実績としては70トン/年程度であった。水銀量ではなく、廃棄物量により回収施設の容量は定められると思われるが、日本の回収産業である程度吸収できる量ではないかと考えられる。

図 3.2.12 Maxson による中国以外のアジアにおける余剩水銀量推移

##### 3.2.3.3 余剩水银保管累计量

まず、日本の場合、上記の計算で2017年まではアジア全体で水銀が不足することを考慮して、仮に2018年より輸出を禁止し、非鉄金属製錬分が余剩水銀量となると仮定すると、2050年までで1200トン程度が保管対象量（永久処分量）となる。中国および中国以外のアジアの試算結果から余剩水銀保管累計量を図3.2.13に示す。中国における余剩水銀保管累計量は、中国が自国から水銀を輸出をしない場合、2050年には10000トン近くになる。しかし、これは一次鉱出もしつつ、余剩水銀も排出するケースであり、本シナリオにおいては最大に近い見積であると考えられる。中国以外のアジアにおいては、クロロアルカリの廃止により発生する廃棄金属水銀のみが当初保管対象となり、2048年以降極めて少量余剩水銀が発生し、合わせて470トン程度である。

中国の余剩水銀量をアジアで利用した場合、アジア全体で6000トン程度となる。さらに、日本での保管量1200トンを引くと、4800トンとなり、これが現実的な中国での余剩水銀保管累計量となると考えられる。さらに、一次鉱出を調整すると3300トン程度まで抑えることが可能である。クロロアルカリの廃止に伴うものを除けば、2030年から余剩水銀が発生することになると見込まれる。
これらの数値はシナリオや個別廃棄物のデータの推計により大きく変化する。例えば、3.2.1.4でアジアの蛍光管需要の将来推計が行われているが、それでは2030年でのアジアにおける蛍光管への使用量が230トンとなっている。回収率の推移やLEDの採用など推計を変化させる要因も多々含まれることから、今後様々なケースでの将来推計が必要となろう。

図 3.2.13 2010 年～2050 年までの中国、中国以外のアジア

における余剰水銀保管量推移

### 3.3 金属水銀の安定化技術の開発・評価

#### 3.3.1 生成物の様態と回収率

転動型ボールミル法においては、2時間以上混合攪拌させた際の生成物はほぼ黒色粉末となっており、遊星ボールミル法のように中間体は見られなかった。試薬(水銀と硫黄)の投入量および生成物の回收量から回収率を計算した結果を、表3.3.1に示す。容器の構造上サンプルを最後まで回収しにくいが、回収率の平均値は90％以上となっており、生成物はほぼ回収できていたと考えられる。

表3.3.1 転動型ボールミルにおける水銀回収率

時間(hour)	番号	投入Hg(g)	投入S(g)	反応後回收量(g)	回收率(%)	回收率平均(%)
2	No.1	59.96	9.62	64.89	93.3	95.4
No.2	59.99	9.63	67.84	97.4
4	No.1	59.97	9.61	66.61	95.7	95.3
No.2	59.95	9.63	65.99	94.8
6	No.1	59.99	9.62	67.53	97.0	97.5
No.2	59.96	9.62	68.18	98.0
9	No.1	59.94	9.6	67.95	97.7	98.3
No.2	59.97	9.61	68.81	98.9
12	No.1	59.98	9.6	67.74	97.4	97.9
No.2	59.99	9.62	68.48	98.4

気相合成により生成した物質の外観(一例)を図3.3.1に示す。容器の周囲に生成した物質は赤みがかった黒色で、一部は樹枝状の結晶となっていた。また、縦型管の上部にも黒い塊が
薄く付着しており、これらはスプーンを使ってこそぎ落とさないと回収できなかった。水銀と硫黄の投入量および生成物の回収量から回収率を計算した結果を表3.3.2に示す。一部の試料では回収率60%程度と低い値になった。これは、スプーンによるこそぎ落としだけでは、管に付着した生成物を回収しきれなかったためであると考えられる。

先行研究である遊星ボールミル法においては、反応途中でのペースト状の中間体が確認され、中間体のままで存在すると、溶出試験結果は良くないことがわかっている $ ^{10)} $ 。ただし、このペースト体はさらに反応時間が長くなるにつれて徐々に硬化し、同時に黒色硫化水銀の生

図 3.3.1 生成物の外観

成が観察され、溶出試験結果も向上することがわかっている。また「投入した試料(水銀と硫黄)の質量」に対する「攪拌後に粉体として回収した生成物(ペーストを除く生成物)の質量」の割合をR(%)とすると、反応時間が長くなるに伴いRの値が大きくなり、ボール径が大きい程反応の進行が速く、適切なボール径を選ぶと、ほぼ100%の回収率が得られている。

表 3.3.2 生成物の回収率

この結果より、気相合成においては不明分があり、回收率が低いことから、やはり温度をかけない手法による方が水銀安定化に従事する作業者への曝露の観点からは望ましいと言える。転動型、遊星型については基本的な操作自身は大きく異なるわけではないことから、回收率および生成物のハンドリングの観点からは気相合成法より望ましい手法といえる。

#### 3.3.2 46 号溶出試験での水銀溶出量

転動型ボールミル法による生成物からの46号溶出試験による水銀溶出量を図3.3.2に示す。水銀溶出量は反応時間が長くなるのに伴い減少する傾向にあり、12時間反応させた場合には環境基準(0.5μg/L)を下回ることが分かった。

気相合成法における46号溶出試験結果を図3.3.3に示す。測定は各試料3回ずつ行い、図にはそれらの平均値を示している。グラフより、反応時間1時間の試料は反応時間30分の試料に比べて溶出量が10分の1程度にまで低下していることが分かった。また反応時間30分の場合では、硫黄の量が多い場合や到達温度が高い場合に

反应時間(時間)	0.5	1
到達溫度(℃)	500	600	500	600
モル比	Hg:S=1.05	回收量(g)	36.09	32.62	42.84	36.93
回收率(%)	77	70	92	79
Hg:S=1.25	回收量(g)	33.21	29.12	31.92	31.23
回收率(%)	69	61	67	65
Hg:S=1.5	回收量(g)	40.96	29.65	34.12	32.91
回收率(%)	83	60	69	66

図 3.3.2 転動型ボールミルによる生成物からの

46 号溶出試験による水銀溶出量

図3.3.3 気相合成法による生成物からの46号溶出試験による水銀溶出量
溶出量が低下する傾向が見られた。

水銀溶出量の環境基準 $ 0.5\mu g/L $ と比べると、基準を満たすような試料を生成するには、1時間程度反応を行う必要があることが分かった。

遊星ボールミルにおける46号溶出試験結果を図3.3.4に示す $ ^{10)} $ 。なお、溶出試験にはペースト状の中間体も含めた容器内の全ての生成物を使用した。先にも述べたが中間体（ボール径4.76mmのサンプル）が水銀溶出量に悪影響を及ぼしており、またボール径が大きい程に溶出量の低下が早いことが分かる。水銀溶出量の環境基準値0.5μg/Lを満たすまでに必要な時間は、ボール径19.04mmでは30分、ボール径9.52mmでは40分であった。またボール径19.04mmでは

図 3.3.4 遊星ボールミルによる生成物からの 46 号溶出試験による水銀溶出量 10)

水銀溶出量が低かったが、これはボール径が大きい程１個のボールが与える衝撃エネルギーが大きく、中間体の破壊・粉砕が促進されやすいためと考えられる。

以上より、気相合成法と遊星ボールミル法においては1時間程度で46号溶出試験を満足する水銀安定化物を作ることができるといえる。

#### 3.3.3 ヘッドスペースにおける水銀濃度測定

転動型ボールミルでの反応時間 6～36 時間の生成物に関してのヘッドスペースでの測定を行った。水銀濃度は反応時間と共に減少する傾向が見られたが、12 時間反応させた場合の生成物でも 135.2μg/m³ と作業環境評価基準(25μg/m³)を大幅に上回った。36 時間反応を行った場合に 21.3μg/m³ となり 25μg/m³ を下回ることが分かった。ただし、EU で提案されている受け入れ基準(3μg/m³)は超過した。

気相合成法による各生成物のヘッドスペースにおける水銀濃度の測定結果を図3.3.5に示す。測定は$\mathrm{Hg}^{0}$と$\mathrm{Hg}^{2+}$で形態別に行ったが、$\mathrm{Hg}^{2+}$の測定値は$\mathrm{Hg}^{0}$に比べて小さい値であったので、図にはそれらを合算した総水銀濃度を表示している。グラフより、総水銀濃度は硫黄の量が多い場合に低くなる傾向を示すことが分かった。また、EUで提案されている水銀蒸気圧の受入基準$(3\mu\mathrm{g}/\mathrm{m}^{3})$と比べると、反応時間1時間かつ硫黄の水銀に対するモル比が1.25以上という条件で、4試料中3試料が基準を達成していた。

遊星ボールミル法においては、ボール径 19.04mm、反応時間 60 分、水銀 120g の場合について、水銀と硫黄のモル比を複数(S/Hg=1.0、1.05、1.1 の 3 パターン)設定して反応を行い、生成物のヘッドスペースにおける水銀濃度を測定した結果を図 3.3.6 に示す $ ^{10} $ 。モル比 1.0 では温度の上昇と共に水銀濃度を測定した結果を図 3.3.6 に示す。

図 3.3.5 気相合成法による生成物からの放出される ヘッドスペース中総水銀濃度
度が有意に増加しており、40℃では作業環境評価基準である25μg/m³を上回る結果となったが、モル比を1.05や1.1に増やした場合は、水銀濃度は標準試薬と同等のレベルまで低下しており、EUで提案されている受け入れ基準(3μg/m³)も達成できている。これは余剰硫黄によって生成物からの水銀揮発が抑制されているためであると考えられ、水銀の揮発性の観点からは硫黄をわずかに余剰とする方が望ましいことが分かった。

以上より、気相合成法と遊星ボールミル法においては、条件設定によりEUで提案されている水銀蒸気圧受入基準を満足することがわかった。転動型ボールミル法では36時間で作業環境評価基準をようやく下回る結果で

図 3.3.6 遊星ボールミルによる生成物からの放出されるヘッドスペース中総水銀濃度 10)

あり、気相への水銀移行を重視するのであれば、さらなる処理（仕上げのための熱処理、固化）が必要となると考えられた。

#### 3.3.4 XRPD による測定結果

転動型ボールミルによる生成物の測定結果(回折図形)を図3.3.7に示す。図は見やすくする

ため回折角22～34の部分を抜粋しており、さらに反応時間4時間の試料(4h)の回折図形では全体のピーク強度に対し+100cps、6hでは+200cpsというように、反応時間が長くなるに従って100cpsずつずらして表示している。図中の2θ=23.082の線は単体の硫黄(S)に特有の回折角を表しており、黒色硫化水銀(metacinnabar)と赤色硫化水銀(cinnabar)の線についても同様である。metacinnabarとcinnabarはどちらも硫化水銀(HgS)の結晶であるが、回折角が一部異なっているので、その回折角にお

図 3.3.7 転動型ボールミルによる生成物の XRPD 測定結果

けるピーク強度を調べることにより判別が可能である。測定結果より、単体の硫黄のピークは反応時間6時間以降でほぼ存在しないこと、また反応時間が長くなるに伴ってmetacinnabarやcinnabar特有の回折角におけるピークが強くなり、さらにmetacinnabarに対するcinnabarの比率が大きくなる傾向があることが分かった。このことから、水銀と硫黄の反応は約6時間で完了し、また生成した硫化水銀は徐々にmetacinnabarからcinnabarへと変化していくと考えられる。

気相合成法による生成物の XRPD による測定結果の一部を図 3.3.8 に示す。図は見やすくするため回折角 22～34 の部分を抜粋している。また、この図では反応時間によって比較しやすいように図形を並べてある。図より、硫黄のピークは見られないので、試料中に単体の硫黄は含まれていなかったと考えられる。また生成した硫化水銀は主に cinnabar の形態を取って
いたと考えられ、さらに反応時間が長くなるに伴って metacinnabar に対する cinnabar の比率が若干増加する傾向も見られた。

遊星ボールミル法のボール径19.04mmの場合おける生成物の時間変化に伴うXRPD回折パターンの変化を図3.3.9に示す $ ^{10)} $ 。図中には硫化水銀の結晶であるcinnabarとmetacinnabarの標準試薬の回折パターンも示している。回折パターンの比較から、反応の初期段階(反応時間5～10分)で生成するペースト状の中間体はピーク強度が弱く、回折各2θ=32～35°におけるブロードなピークが観察され、非晶質の相が形成されていることが確認できる。その後、反応時間が経過するのに伴って回折パターンが連続的に変化していく様子が見られ、反応時間15分から20分にかけてmetacinnabarとほぼ同様の回折パターンになることが分かる。その後、反応時間と共にcinnabarに特有な2θ=31.22におけるピークの強度が強くなり、metacinnabarからcinnabarへと連続的に変化していく様子が分かる。

以上のことから、ボールミル型の手法では水銀と硫黄を混合攪拌することで、まず始めに

両者が一様に混合した固溶体が形成され、この固溶体が固化・粉砕されることで結晶化が進み、安定な黒色硫化水銀が生成するとが分かった。また、黒色硫化水銀が生成してからは、反応時間の経過と共に黒色硫化水銀の結晶構造が徐々に変化し、赤色硫化水銀への変化が進むことが分かった。それに比べて、気相合成法では、はじめから赤色硫化水銀が主として生成することがわかり、安定化手法による違いが表れた。

図 3.3.8 気相合成法による生成物の XRPD 測定結果

#### 3.3.5 3 手法の比較

実験結果から3つの手法を比較した結果を表3.3.3に示す。性能面では、それぞれの最適条件において、どの方法においても時間をかけると水銀溶出量の環境基準値を満足可能であった。水銀揮発量に関しては、転動型ボールミル法ではEUの暫定基準は満足できず、作業環境評価基準を満たすには36時間以上必要であった。この点において、気相合成法や遊星ボールミル法の方が優れているといえる。これらの安定化の度合いはXRPDなどのX線手法によって裏付けられた。安定化に必要な時間は転動ボールミルでは36時間以上、遊星ボールミルおよび気相合成では1時間以内であった。それぞれの最適条件における各手法の消費電力量を推定すると、転動型ボールミル法が0.18kWh

図 3.3.9 遊星ボールミルによる生成物の XRPD 測定結果 $ {}^{10)} $
気相合成法が3kWh、遊星ボールミル法が0.088kWhとなり、本実験においては消費電力量の観点では遊星ボールミルが優位であった。また、気相合成法は加熱の必要性があり、回収率において不明な部分があることから、水銀安定化物を作成時には水銀漏えいに注意が必要であった。最終的には遊星ボールミルによる金属水銀の安定化手法がこの3つの中では優れていると考えられた。ただし、遊星ボールミルは導入コストが現時点では高いと考えられることが難点である。

表 3.3.3 硫化水銀製造技術の比較

転動型ボールミル	遊星ボールミル	気相合成
溶出試験(46号法)	○	○	○
揮発試験(ヘッドスペース)	△	○	○
安定化に必要な時間	36時間以上	0.5-1時間	1時間
消費電力	中	低	高
加熱の必要性	無	無	有
作成時の水銀漏えい	無	無	注意
装置導入コスト	安	高	中

### 3.4 水銀マテリアルフローツールキットの開発

#### 3.4.1 排出移行先の特定化

本研究は、従来の水銀排出インベントリが主に排出係数や実測値を元に大気排出量を与えているのに対し、①大気、川・海洋、埋立、土壌および貯蔵（ストック）を含むリサイクルなど排出移行先とその量の特定化、②産業セクターの製造プロセスが有する処理装置（ここでは主に排ガス処理装置）の水銀捕捉性能が排出移行先に与える影響評価、③使いやすいツールキットの作成を目的としている。これまでに産業セクターからの水銀の大気排出量の計算が可能であることは検証しており、さらには各セクター別に排出移行先がわかるように、Vensimの中の主な関数に「セクターラベル」を冠して計算できるように改造した。各産業セクターからの水銀移行先を各年度の活動量から推算した結果の例を図3.4.1～3.4.8に示す。

図 3.4.1 石炭火力発電

図 3.4.3 石油火力発電

図 3.4.2 石炭燃焼ボイラ

図3.4.4 セメント
図 3.4.5 石灰石

図 3.4.6 製鉄

図 3.4.7 非鉄金属製鍊

図 3.4.8 製紙・パルプ

図 3.4.4 のセメント製造施設は特殊であり、石灰石原料の他に多種のセクターから飛灰や残渣が副原料として流入するため、主原料（石灰石）依存の大気排出と副原料依存の大気排出を区別している。図中の副原料からの一部は大気排出量となる。図 3.4.9 および図 3.4.10 に全セクターからの最終移行先および各セクター別の大気排出量推計の計算結果を示す。

図 3.4.9 全セクター合計での最終移行先
図 3.4.10 各セクター別の大気排出量推計（2010 年）

図 3.4.10 には前述したセメント副原料からの大気排出量を加味した計算結果を示す。例えば石炭火力発電セクターからの副原料（飛灰）の80%およびその他セクターから流入した副原料（産廃污泥、可燃性廃棄物、飛灰など）の60%がセメント副原料とした場合には、主原料石灰石から約2.8トンに対して9.3トンと大きな割合となる。そこで副原料全体の30%がセメントに流入するとすると4.8トンとなり、合わせて7.6トン、環境省インベントリ（2010年）の6.9トンに近くなった。また、Vensimのマテリアルフローでは基本的に排ガス処理装置などによる水銀捕捉割合を「低減割合データベース」で与えて水銀排出量を決定しているため、排ガス処理装置による水銀捕捉割合のデータが提供されていない場合には計算精度が悪いため計算からは除いていた。特に産業廃棄物セクターのデータは不足しており、ここでは単純に環境省インベントリからの2.4トンを加味した結果も合わせて示した。

#### 3.4.2 排出移行先への影響

今回対象としたセクター全体からの排出先は図3.4.9に示すように、リサイクルが大きな割合を示す。それに対し、土壌や河川・海洋に排出される水銀量は極めて少なく、副原料で流通あるいは埋立に移動することがわかる。

大気への排出で大きな割合をセメント製造が占める要因は、低減装置である電気集塵機（ESP）の水銀捕捉割合が低いことおよび他産業セクターから排出される飛灰等の副原料が流入することと推察できる。大気排出抑制を検討するため、低減装置を電気集塵機（ESP）からバグフィルタ（FF）に変更して再計算すると、図3.4.11に示すように、約3 tonの減少が見られ、

図 3.4.11 パラメータ変更による大気への水銀排出量
副原料化割合を60%から40%に変更することにより、約4 tonの減少が見られる。このようにVensim上で、低減装置の変更と副原料化割合の変更が大気排出抑制に有効であることなどが予測できることを明らかにした。

河川・海洋へ排出された水銀量の約80％を下水污泥からの排出が占めていることが計算から推定された。環境省の報告値とVensimモデルの差の原因は下水污泥の河川・海洋への排出係数にあり、下水道終末処理のフロー追加、整理を検討する必要がある。

埋立へ排出された水銀量の約80％は産業廃棄物であるスラグからの排出が占めていると推定されるが、非鉄金属製錬からのスラグ排出量、副原料化、リサイクル、埋立割合については再度精査する必要がある。また、Vensim上の市中保有からの排出量についても、データ入力が追いついていないデータがあるので、データベースの充実が今後の課題である。

土壌へ排出された水銀量の約75％が石炭火力発電からの排出であるが、排出源の排出係数の見直し、特に下水污泥については下水道終末処理のフロー追加、整理を検討する必要がある。

#### 3.4.3 ツールキット化

Vensim PLE は無料のソフトウェアであり便利ではあるが、上記のデータベースを組み込む場合に、一般にはデータベースが Excel ファイルで提供される場合が多く、Excel ファイルとリンクさせるためにここでは有料の Vensim DSS を使用した。Vensim PLE では供給量などの統計値や低減割合など「低減割合データベース」部分に直接 INPUT データを入力する方法をとっていたが、Vensim DSS では Excel データを流し込むことができるので、作業が簡便となる。また、利用者が入力データを置き換える場合など Vensim 本体に入らずとも計算が可能となるので、最終的には Vensim DSS で提供すべきであること推奨される。Vensim PLE のマテリアルフローモデルで使用されている定数部分は Switch 定数を切り替えることによって、既存のデータと Excel データを切り替えて使用できることも確認した。

#### 3.4.4 鉛、カドミウムのマテリアルフローへの適用

Pb と Cd のマテリアルフローを水銀のマテリアルフローをベースに構築する予定でいたが、Pb と Cd の需要（輸出入）と製品製造に関わる「製品製造フロー」(Level-2)と「製品製造データベース」(Level-3)の構築が先決であり、Vensim によって全体マテリアルフローを組むまだには至っていない。全体のマテリアルフローについては、3.1 の「有害金属の環境排出・廃棄物実態調査およびインベントリ・フローモデルの作成」を参照していただきたい。

Pb のマテリアルフローの一部として図 2.4.5 および図 2.4.6 の Pb を含むバッテリーのマテリアルフローおよびバッテリー車載の自動車のマテリアルフローを結合して計算させ、この部分の適正を検討した。鉛の大気排出量、市中保有（自動車）、輸出バッテリー単体、輸出バッテリー車載、中古車輸出に関する計算結果を図 3.4.12 に示す。

多数の項目（関数）を扱うことになるので、ここでは Vensim 上のプログラム文法チェックおよび「有害金属の環境排出・廃棄物実態調査およびインベントリ・フローモデルの作成」で与えられた Excel デーベースを参照できるように、Vensim DSS によるリンク方法について検討した。改善には予想外にかなりの時間を要したが、Vensim 上で本計算で用いた Excel データとのリンクおよび実行計算が可能であることは確認できた。今後は各製品群のマテリアルフローの追加と Excel ベースのマテリアルフローとの照合を行う必要がある。
図 3.4.12 バッテリーに関連する鉛のマテリアルフローに基づく結果の一部

### 3.5 水銀廃棄物処分・保管におけるリスク評価

#### 3.5.1 埋立地での水銀の排出挙動

埋立地の水相における深さ別の酸化水銀濃度およびメチル水銀濃度を図3.5.1に示す。時間の経過とともに水相中の水銀が増加していくこと、拡散によって埋立水銀層より上の土壌層へも水銀が移動していく傾向が示された。土壌に吸着される水銀量についても同様の傾向を示し、時間の経過とともに各深さにおいて増加していった。

図 3.5.1 埋立地での深さ別の水銀濃度（左端：酸化水銀（水相）、中央左：メチル水銀（水相）、中央右：酸化水銀（固相）、右端：メチル水銀（固相））

図 3.5.2 に深さ 9 m 地点での水相中の酸化水銀およびメチル水銀濃度の経時変化を示す。埋立後 40 年程度までは水銀濃度に大きな変化は見られないが、それ以降に水銀濃度は増加して
いった。約51年後には無機水銀濃度が5027 μg/m³となり、全水銀の排出基準（5000 μg/m³）を超えるため、浸出水からの水銀除去処理が必要となる。埋立処分から50年間浸出水のモニタリングを持続的に実施することは困難であり、長期間経過後に初めて顕在化する水銀排出について注意を要する。

図 3.5.2 深さ 9 m 地点での水相中の水銀濃度の経時変化（左：酸化水銀、中央：メチル水銀）と水銀摂取量の経時変化（右）

図 3.5.3 に埋立地からの累積水銀排出量の経時変化を気候条件別に示す。時間経過とともに累積水銀排出量は指数的に増加し、100 年後に年間排出量は一定に落ち着く。気候条件は乾燥しているほど排出量が低く、多雨になるほど多くなった。日本の気候条件の場合、100 年経過時に埋立地から排出された累積水銀量は約 $ 1\ g/m^{2} $ となり、排出された水銀の約 80% は $ Hg^{2+} $ であった。

図 3.5.3 埋立地からの累積水銀排出量（気候条件別）

#### 3.5.2 パラメータの感度解析

パラメータ値を変化させたときのインパクトファクターを図3.5.4に示す。降雨条件、湖沼底質でのメチル化速度係数ならびに脱メチル化速度係数、底質一水間でのメチル水銀の分配係数、湖沼長さ、底質厚さ、生物濃縮係数が特にリスク評価に大きな影響を与えるパラメータであった。

水銀の最終処分地選定の際、環境リスク評価では特にこれらのパラメータ値について正確な値を用いることで、より精度の高い環境リスク評価が可能となる。

#### 3.5.3 水銀の埋立処分における環境リスク

降雨条件を日本のものとし、表 2.5.2 のパラメータ値を用いた場合でのリスク顕在化時間（Negligible risk time）は 1412 年であった。降雨条件やパラメータ値によってこの値は大きく
変化するが、いくつかのケースにおいては水銀の埋立処分における環境リスクが社会的に許容できない可能性が示唆される。

図 3.5.4 に示すとおり 降雨条件は他のパラメータと比較して影響度が最も大きく、乾燥地域での降雨条件となると、水銀の環境リスクが永続的に無視できる（＝リスク顕在化時間が無限大）結果となった。これは湖沼に流入する水銀量と湖沼から流出する水銀量が等しくなるためである。日本で水銀を埋立処分する場合、埋立地表面を透水性が低く、長期間の物理的安定性が期待できるベントナイト層を敷設するなどして、雨水浸透を下げることが現実的かつ有効な手段として提案される。

図 3.5.4 パラメータの感度解析結果（インパクトファクター値）
### 4. 結論

本研究により得られた知見を以下に列記する。

## 1 ）有害金属の環境排出・廃棄物実態調査およびインベントリ・フローモデルの作成

## 1 -1）環境排出を考慮した有害金属のマテリアルフロー・ストックの推計

事業所を対象としたアンケート調査によって有害金属の PRTR 届出排出量（大気）の算出方法の実態を把握し、環境排出量としての PRTR データの適用可能性を考察した。その結果、非鉄金属製錬、蓄電池製造、蛍光ランプ製造、溶融亜鉛めっきなどの事業所については、届出排出量が大気排出量として利用できる性格の値であると考えられた。ただし、届出のない事業所からの排出を上乗せ補正することが必須であることも示された。Cd と Pb のマテリアルフロー・ストック量と大気排出量について、推計方法の改善を加えた推計モデルの全体を示し、2001～2010 年度における時系列的な推計を行った。マテリアルフロー量や大気排出量はいずれも非鉄金属製錬や廃棄物（特にニカド電池、鉛蓄電池）に関するものの寄与が大きく、これらの部門の推計を精緻化することの重要性が示された。排出係数を用いた一般廃棄物焼却からの大気排出量を推計し、既存の方法による推計値が未回収電池等の可燃ごみ混入率設定に起因して過大になっている可能性を指摘した。廃棄物・副産物の有効利用に伴う Cd、Pb のマテリアルフローは廃棄物焼却残渣の Cd を除けば大きくはないと考えられた。

## 1 -2）マレーシアにおける水銀排出実態調査

アジアの中進国ともいえるマレーシアを対象に、都市ごみ焼却施設および石炭火力発電所の現地調査および文献調査、ヒアリングをベースにマレーシアの水銀排出インベントリを作成した。水銀の大気への排出量は1.20～19.3トン/年と推定され、小規模金採掘の寄与が最も高く、次いで、セメント産業、医療廃棄物燃焼、石炭火力の順であった。小規模金採掘は金属水銀の輸出入のデータからもある一定の活動はありうると推定された。インベントリの作成により今後の対応分野を絞ることが可能となった。今後は小規模金採掘に関する情報収集、排出量が大きいセメント工場、有害廃棄物、医療系廃棄物燃焼施設での排ガス中水銀濃度の実測を行うことによって、より信頼性の高いインベントリを作成する必要がある。

## 2 ）水銀回収量推計の精緻化

## 2 -1）意図的水銀添加製品系廃棄物の実態、収集・回収システム

今後の製品由来水銀の回収・リサイクルシステムの在り方を検討するため、水銀含有製品に着目し、国内における水銀フローを把握した。その結果、日本における主要な水銀含有製品は蛍光管であることに変わりはないが、原料段階のフロー、輸出入等は数年で大きく変化していることがわかった。水俣条約等による国際的な動向の中で、今後も、大きな変化の可能性があると考えられる。

また、水銀含有製品の保有・退蔵量が多いと考えられる病院や診療所、歯科医院へのアンケート調査を行った。回答の得られた病院・診療所約70ヶ所および歯科医院約70ヶ所の結果を外挿すると、体温計や血压計、アマルガム等の製品として使用・保管（退蔵）されている水銀量は、25トン程度になることがわかった。血压計については、今後も使用が続くと考えられるが、それ以外については、使用は確実に減少／廃止傾向にある。しかし、その後の処理方法については、「決めていない」とするところが多く、これらを適切な回収・処理に導くことが重要と考えられた。そのためのニーズとして、行政等による費用負担等への声も大きいものの、「適切な処理方法に関する情報がほしい」「取りに来てほしい」といった回答も多く、病院等から退蔵品も含めた製品を徹底して回収するためには、適切かつ具体的な回収・処理に関する情報（回収の意義、各地域において水銀製品を適切に回収・リサイクルできる業者や連絡先等のリスト等）や回収訪問サービス等を提供することが重要と考えられた。

さらに、蛍光管の高い回収率を達成している台湾の実態を把握するため、ヒアリングおよび視察調査を行った。その結果、台湾においては、販売店（製造メーカーおよび輸入業者）
から販売量に応じた回収リサイクル税を基金に集め、それを回収・リサイクルに補助金として充てるというシステムが構築され、特に補助金のうちの半分程度がリサイクル業者を通じて回収業者等に支払われていること、また、自治体における回収方法が特徴的で、市民が排出時に容易に分別できること、それらにより回収率が9割近くにまでなっていると考えられた。

最後に、アジア地域における蛍光管への水銀需要を推定した結果、2030年には年間260トン以上の水銀需要に達する可能性があると考えられ、これらの循環や適正処理システムの検討が必要と考えられた。

これらを踏まえて、今後、適切な製品回収やそれが（長期）保管に与える影響について検討すると同時に、回収を促すための仕組み（病院等への適切な情報提供やキャンペーン等）や、回収・リサイクルにかかる費用負担も含めた、システムの検討が必要と考えられた。

## 2 -2）産業系水銀含有廃棄物の処分・回収に関する基準

水銀を都市ごみ焼却飛灰に添加することにより模擬水銀廃棄物を想定し、一般的な安定化手法であるキレート処理を行って溶出試験により評価した。日本の環告13号法の他、アメリカのTCLP試験、EUのprEN12457-4によってキレート処理物を評価した結果、水溶性の水銀であっても0.1%以下の水銀含有率であれば概ね現在の安定化手法で埋立判定基準を満足できると推定された。これより、バーゼル条約やスウェーデンが独自に定めている水銀含有率の基準0.1%には一定の合理性があると考えられる。しかし、溶解度の大きい塩化第二水銀へのキレートの添加量は相対的に大きく、他の金属の存在やその形態などにも水銀溶出量は影響される可能性がある。キレート処理の長期安定性の検討からは、水銀溶出量が増加していく傾向が示されたが、実験の保管環境における酸素の影響も考えられたため、さらなる検討が必要である。これらの事象を勘案すると、水銀含有率0.05%というのが安全側の目安になるのではないかと考えられる。今後はさらに液体キレート剤の安定化の機構などに関する科学的知見を蓄積し、水銀含有率の基準について検討する必要がある。

## 2 -3）アジアにおける余剰水銀量の将来推計

水銀の排出が最も多量で、水銀のフロー・ストックの状況の把握が要望されているアジアを対象に、既存の文献をベースにしながら、最新データおよび条約に定められた制約条件等を用いて、2010年~2050年のアジアにおける水銀需給および余剩水銀量の推移を試算した。その結果、アジア全体での水銀の輸出入を自由に行えるとすると、余剩水銀量の推移は2017年までは発生せず、水銀が不足する結果となった。2018年以降は余剩水銀が発生し、それらは中国での余剩水銀量の影響を大きく受ける結果となった。また、最終的な余剩水銀の累積量は40年間でアジア全体で6000トン程度となる。さらに、日本での保管量1200トンを引くと、4800トンとなった。中国がアジアへの金属水銀供給元となるため、この量が中国での余剩水銀保管累計量となると考えられる。さらに、中国においては一次鉱出を調整すると3300トン程度まで抑えることが可能であった。この場合、クロロアルカリの廃止に伴うものを除けば、2030年から余剩水銀が発生すると推定された。

余剩水銀発生量の推移はシナリオに依存する。例えば、製品への水銀使用の削減が急激に進めば、余剩水銀の発生は早くなると考えられる。また条約の発効前にクロロアルカリの廃止を行った場合は、その水銀の再利用は規制されない。したがって、様々なシナリオにより余剩水銀の動向は変化するが、製品や製造工程からの回収水銀が使用された後は非鉄金属製錬からの回収水銀が主な供給源になり、この水銀を保管・処分していくという図式は変化しないと思われる。

## 3 ）金属水銀の安定化技術の開発・評価

本研究ではこれまで検討してきた遊星ボールミルによる水銀安定化物の作成に加え、導入コストが安い転動型ボールミル法およびヨーロッパおよびアメリカで稼働実績のある気相合