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## 平成 29 年度 金融庁調達改善計画

限られた財源の中で政策効果を最大限向上させるためには、政策の遂行に必要な財・サービスの調達を費用対効果において優れたものとすることが不可欠である。

このため、金融庁においては、「調達改善の取組の推進について」（平成25年4月5日行政改革推進本部決定）及び「調達改善の取組の強化について（調達改善の取組指針の策定）」（平成27年1月26日行政改革推進会議）を踏まえ、次のとおり、調達改善の取組を推進することとする。

## （１）重点的に調達改善に取り組む分野、調達改善の取組内容、調達改善の目標

### ア. 調達の現状分析

金融庁の契約種別は、表1のとおり、平成27年度の契約件数は206件、契約金額は3,011百万円である。平成26年度と比較し、件数は微増（8件）だが、金額は平成27年度に「有価証券報告書等電子開示システム（EDINET）の次期システムに係る設計・開発業務」（810百万円）といった大規模な契約があったことなどから大幅増（1,075百万円）となっている。

また、競争性のある契約は156件（75.7%）、2,483百万円（82.5%）、競争性のない随意契約は50件（24.3%）、528百万円（17.5%）となっている。競争性のない随意契約については、金融庁契約監視委員会等において審議し、その適切性を確認している。

応札状況は、表2のとおり、平成27年度において、競争入札における一者応札は41件(36.3%)、1,301百万円（67.1%）、企画競争による一者応募は4件（44.4%）、40百万円（47.8%）、公募による随意契約の一者応募は24件（75.0%）、381百万円（83.4%）である。

金融庁における調達経費の内訳は、表3のようになっている。

表 1 平成 27 年度金融庁における調達の契約種別

(单位：件、百万円)

契約方式	契約件数	割合	契約金額	割合
競争性のある契約	競争入札	113	54.9%	1,939	64.4%
企画競争による随意契約	9	4.4%	83	2.8%
公募による随意契約	32	15.5%	457	15.2%
不落·不調による随意契約	2	1.0%	3	0.1%
小計	156	75.7%	2,483	82.5%
競争性のない随意契約	50	24.3%	528	17.5%
合計	206	100%	3,011	100%

（注1）平成27年度の契約に関する統計等に基づき作成（少額随意契約は含まない。）

（注2）金額及び比率は、それぞれ単位未満四捨五入しているため、合計において一致しない場合がある。
表 2 平成 27 年度金融庁における調達の応札状況

（单位：件、百万円）

1者	2者以上	合計
契約件数	契約金額	契約件数	契約金額	契約件数	契約金額
競争入札	41	1,301	72	638	113	1,939
割合	36.3%	67.1%	63.7%	32.9%	100%	100%
企画競争による随意契約	4	40	5	43	9	83
割合	44.4%	47.8%	55.6%	52.2%	100%	100%
公募による随意契約	24	381	-	-	24	381
割合	100%	100%	-	-	100%	100%

（注1）平成27年度の契約に関する統計及び内閣官房調査等に基づき作成（少額随意契約は含まない。）

（注2）金額及び比率は、それぞれ単位未満四捨五入しているため、合計において一致しない場合がある。

表 3 平成 27 年度金融庁における調達経費の内訳

(单位：件、百万円)

契約件数	割合	契約金額	割合
システム関係費	93	45.1%	2,388	79.3%
物品製造・購入費	32	15.5%	185	6.1%
委託調査費	15	7.3%	71	2.4%
会議運営委託費	8	3.9%	65	2.2%
その他	58	28.2%	302	10.0%
合計	206	100%	3,011	100%

（注1）平成27年度の契約に関する統計等に基づき作成（少額随意契約は含まない。）

（注2）金額及び比率は、それぞれ単位未満四捨五入しているため、合計において一致しない場合がある。

平成 27 年度においては、大規模な契約により契約金額の増加はあったものの、各契約種別の割合については、平成 26 年度と概ね同程度の水準となっている。

また、平成28年度の調達改善計画において、一者応札が複数年にわたり続いている案件については、重点的な取組として「公募への移行と価格交渉実施の検討」を掲げているところ、既にコスト削減の効果が出ており、外部有識者からも評価されていることを踏まえ、当該取組を引き続き継続していくこととする。

## イ．重点的な取組

調達の現状分析及びこれまでの調達改善の実施状況を分析した結果を踏まえ、別紙1のとおり取組むこととする。
## ウ．共通的な取組

今般、行政改革推進本部事務局より、全府省庁が共通して実施する取組を「共通的な取組」と位置付けられ、平成29年度調達改善計画においては、以下の各項目が指定された。

## ① 一者応札の事前審査・事後審査の実施・強化

平成27年度において、競争入札における一者応札は41件あり、カテゴリー別ではシステム関係費（22件）が53.7%、物品製造・購入費（4件）が9.8%、委託調査費（2件）が4.9%を占めている。

一者応札となった要因としては、共通的に、(a)入札時期、契約時期及び納入時期に鑑み業者の要員が不足したこと、(b)調達内容や入札参加要件に関する説明不足及びそれに起因し業者の理解が不足したこと、(c)業者に入札参加を促す働きかけが不足したことが考えられることから、別紙1のとおり取組むことにより、複数者応札の実現を通じた競争性の確保を目指すこととする。

## ② 地方支分部局等における取組の推進

金融庁に地方支分部局等は設置されていないため該当なし。

## ③ 電力調達の改善に係る取組

金融庁は中央合同庁舎第7号館に入居し、施設の維持管理・運営を行う PFI 事業者が電力調達を実施しているため該当なし。

### エ. その他の取組

その他の調達改善に係る取組については、別紙2のとおり実施することとする。

## （２）自己評価の実施方法

調達改善の自己評価については、調達改善計画の実施状況に基づき、上半期（4～9月）終了後及び年度終了後に実施し、自己評価結果をその後の調達改善の取組や調達改善計画の策定に反映させるものとする。

## （３）調達改善の推進体制等

### ア. 推進体制の構成

## ① 推進体制

「行政事業レビュー推進チーム」が調達改善を推進する。

（参考）行政事業レビュー推進チーム

統括責任者 総括審議官

副統括責任者 総務企画局総務課長

// 政策課長

メンバー 各局総務課長等
推進チームによる会合は必要に応じて開催するものとする。また、調達改善計画の推進状況のフォローアップのための実務者会合を必要に応じて開催し、その結果を推進チームへ報告する。

## ② 外部有識者の活用

取組の推進に当たっては行政事業レビューのための外部有識者及び金融庁契約監視委員会の外部有識者の意見を活用するものとする。

## ③ 内部監査の活用

毎年度実施している内部会計監査における監査項目として、調達改善計画の進捗状況を設定し、調達改善計画の検証や評価を行う。

## イ．調達の流れ

別紙3のとおり

## （４）その他

調達改善計画に関する取組状況等については、金融庁のウェブサイトにて公表するものとする。なお、計画の進捗状況を踏まえ、新たな取組の追加等があった場合には、調達改善計画の改定を行うものとする。

以上
重点的な取組、共通的な取組

平成29年度の調達改善計画
その他の取組

具体的な取組内容	新規継続区分	特に効果があったと判断した取組	取組の効果(どのようなことをして、どうなったか)
定量的	定性的
・情報システムを調達する際に作成する仕様書について、情報システムの目的・使途と仕様の内容が見合ったものになっているか等の観点から、外部有識者(CIO補佐官等)による審査を実施・情報システムの調達後において、業務の繁鬆等の運用状況を踏まえたコスト削減など、必要に応じて改善を実施し、次回調達にも反映(外部有識者(CIO補佐官等)も必要に応じて審査。)・システム監査計画(内部監査)に基づきシステムが有効に機能しているかどうかを検証すると伴に、併せてシステム投資の妥当性・有効性についても検証し、指摘事項について改善をフォローアップ。	継続
・庁舎エントランスに調達情報/オープンカウンターコーナーを設置し、当コーナーにて見積依頼書を公開配布	継続
・平成29年度においても、前年度と同様に継続して共同調達を実施・新規で共同調達に適する案件が生じた際には実施を検討・新規の汎用的な物品・役務の発注案件について、発注単位の集約を検討	継続
・コーポレートカード方式での海外出張経費の精算やETCカードでの高速料金の支払いに際して、クレジットカード決済を実施	継続
・入札情報等の調達情報をメールマガジンにて配信	継続
・情報システムの調達に関する当庁の取組と関連知識を習得させるために、情報システム担当者等研修を実施	継続
## 「調達の流れ」イメージ（一般競争契約）

予定価格の作成

技術提案書の審査

（総合評価落札方式の場合）

(契約の申込みの誘引)

(契約の申込み)

公告

事前準備

## 別紙3

入札説明会

## 事前審查

↓

·仕様書作成

·競争参加者資格の決定

·名簿作成など

or

·調達内容、資格要件等の審査（チェックリストの活用等）

·一者応札防止策として仕様を検討

·外部有識者（CIO補佐官等4名）による審査

(契約の確定)

(契約の承諾)

入札

検査（検査調書の作成）

開札

契約書の作成

落札決定

対価支払

業務完了

・開札時に一者応札となった場合、入札辞退者等への不参加理由を聴取し、「一者応札等事後調査シート」を作成する。

## 事後審查

## 事後審查

·契約監視委員会等による審査

（外部有識者として学識経験を有する者3名）
平成 26 年度

# 環境研究総合推進費補助金 研究事業 総合研究報告書

水熱処理技術を活用した

新規下水処理システムに関する研究

(3K123025)

平成27年3月

岐阜大学 小林 信介
補助事業名 環境研究総合推進費補助金研究事業（平成24年度～平成26年度）

所管 環境省

国庫補助金 16,032,000 円（複数年度の総計）

研究課題名 水熱処理技術を活用した新規下水処理システムに関する研究

研究期間 平成24年8月31日～平成26年3月31日

研究代表者名 小林 信介 (岐阜大学)
## 目次

総合研究報告書概要 …… 1

本文

1．研究背景と目的 …… 12

2．水熱処理と汚泥性状の関係 …… 14

3．水熱汚泥スラリーの脱水性能および乾燥性能 …… 34

4．水熱処理残差による水溶液中のアンモニア吸着の性能 …… 48

5．水熱処理スラリーのメタン発酵性能 …… 56

6．ISTS プロセスの物質収支およびエネルギー収支 …… 60

7．まとめ …… 67

8．参考文献 …… 68

9．研究発表および論文発表 …… 71

「国民との科学・技術対話」の実施

知的財産権の取得状況

10．研究概要図 …… 73

11．Summary（英文概要） …… 74
研究課題名：水熱処理技術を活用した新規下水処理システムに関する研究

研究番号 : 3K123025

国庫補助金清算所要額：16,032,000 円（複数年度の総計）

研究期間：平成24年8月31日～平成26年3月31日

研究代表者名：小林 信介（岐阜大学）

研究分担者：なし

## 研究目的

現在の下水污泥処理プロセスにおいては、污泥処理プロセスの高度化に伴う莫大なエネルギー消費、埋立地の問題から処理プロセスの大幅な省エネルギー化と污泥の減容化が求められている。これまでに省エネルギー化、減容化に関する様々な処理プロセスが提案されてきたが、省エネルギー化と減容化の双方に優れた下水污泥処理システムの構築には至っておらず、省エネルギー化、減容化に加えて低コスト化が実現できる新たな下水処理システムの構築が循環型社会形成する上で非常に重要となっている。

そこで本研究開発では、水熱処理技術を活用し、汚泥の加水分解による減量化を図るとともに、水熱処理汚泥の脱水性能向上による脱水プロセスの省エネルギー化、水熱処理溶液のメタン発酵によるエネルギー回収、さらにアンモニアの吸着による水熱処理残渣の高度利用を複合的に融合したFig.S-1に示すような新たな下水汚泥処理システム(Integrated Sludge Treatment System, ISTS)を構築することにより下水処理トータルシステムの省エネルギー化と高度化を目指している。

ISTS の早期構築の基盤技術開発を行うため本研究開発では、研究実施計画で示した

① 水熱処理条件が処理スラリーの性状および脱水特性に与える影響の把握、

② 水熱処理残渣の製造条件、およびアンモニアの吸着性能の確認、

③ 水熱処理汚泥のメタン発酵特性の把握

を行うことで ISTS 構築に必要な要素技術の確立を行うとともに、④として ISTS におけるエネルギー消費量を評価するため物質収支およびエネルギー収支計算を行った。
Fig.S-1 Schematic process flow of ISTS

## 研究方法

研究開発の実験では以下の3つの実験に加えて、ISTSの構築を目的とした物質収支およびエネルギー収支計算を実施した。

① これまでにも污泥に水熱処理を行うことで水熱処理が污泥性状に及ぼす影響や脱水性能が向上することは経験的に明らかにはなっているものの、水熱処理条件が污泥スラリーの性状および脱水性能に与える影響については全く明らかにされてこなかった。そこで本研究では、1．脱水污泥を原料として水熱処理実験を行い、水熱条件が水熱処理スラリーの性状に与える影響を明確にするとともに、2．水熱処理スラリーの脱水実験を行うことで、水熱処理条件が処理スラリーの脱水性能に与える影響を把握し、水熱処理污泥の脱水メカニズムについて検討を行った。

② 活性炭による水溶液中のアンモニア吸着能は極めて低いことから、水溶液中アンモニアの除去にはゼオライトや化学吸着可能な特殊な吸着剤が用いられている。水熱固体残渣は燃料としての利用も考えられるが水熱処理においては有機物の脱水縮合により細孔が比較的発達した水熱固体残渣が得られる。そのため、本研究開発においては水熱固体残渣の新たな利用方法として水溶液中のアンモニア除去について検討を行った。実験では得られた水熱処理残渣によるアンモニア吸着実験を行い、水熱処理残渣をアンモニア水に含浸させることで処理残渣のアンモニア吸着性能について評価を行った。

③ 食品廃棄物や污泥等の水熱処理を行うことによりメタン発酵性能が向上することがこれまでにも明らかにされ、数多くの研究報告がなされている。ただし、これまでの研究報告においては水熱処理後の固体残渣を分離してメタン発酵を行っている報告が多く、水熱固体残渣がメタン発酵に与える
影響については明らかになっていない。そのため当該研究開発では水熱処理により得られる水溶液および水熱処理スラリーのメタン発酵実験を行い、水熱固体残渣の有無がメタン発酵に与える影響について検討を行った。

④ ISTS を構築するためには水熱処理技術を適用した新たな污泥処理プロセスを設計する必要がある。そこで当該研究開発では①-③の結果をもとに新たな ISTS を提案し、提案する污泥処理プロセスにおけるマテリアルバランスおよびエネルギーバランスについて数値的計算を実施した。

## ① 水熱処理条件が処理スラリーの性状および脱水特性に与える影響の把握

①の実験においては、Fig.S-2 に示すマイクロ波照射型水熱処理装置を用いて水熱処理実験を行った。実験では水熱処理温度や水熱処理時間、スラリーの濃度などの水熱処理条件が汚泥性状に与える影響を評価するため、水熱処理後固体残渣の粒子径や元素分析、官能基変化、汚泥の可溶化率、得られるスラリー粘度等の測定を行うとともに、Fig.S-3 に示す定压濾過装置を用いて水熱処理を施した汚泥スラリーの固体残渣と水溶液の分離を行い、上述した性状と濾過特性の関係を評価した。実験試料としては脱水汚泥を用いた。

Fig.S-2 Schematic diagram of hydrothermal treatment unit

Fig.S-3 Schematic diagram of Constant pressure filtration unit

## ② 水熱処理残渣の製造条件およびアンモニアの吸着性能の確認

②の実験においては、水熱処理温度を変化させて水熱処理を行った固体残渣のアンモニア溶出挙動を評価するとともに、アンモニアの吸着・脱着実験を行い、市販のアンモニア吸着材との吸着・脱着性能比較を行った。実験ではFig.S-4に示す振盪型恒温槽を用いてアンモニア水溶液中に水熱処理固体残渣を投入し、一定時間ごとにアンモニア濃度を測定することで固体残渣の吸着挙動を評価した。また、アンモニア吸着させた水熱処理固体残渣を蒸留水に投入し、水溶液のアンモニア濃度を測定することでアンモニアの脱着性能を評価した。
Fig.S-4 Schematic diagram of constant temperature reservoir

## ③ 水熱処理汚泥のメタン発酵特性の把握

③の実験では下水污泥、水熱処理により得られた処理スラリーを原料とし、Fig.S-5 に示す回分式ファーメンターを用いてメタン発酵実験を行った。実験では $ 38^{\circ} $ C に設定したファーメンター（5L）に水熱処残渣、水熱処理後の濾液、および水熱処理後の乾燥固体残渣等とメタン発酵菌をそれぞれ投入することでメタンの発生量を計測し、水熱処理がメタン発酵性能に与える影響について検討を行った。発酵日数は 10 日間とし、固体物濃度は 6.1% とした。

Fig.S-5 Schematic diagram of methane fermentation reactor

④ISTS におけるマテリアルバランスおよびエネルギーバランスの計算

①から③の実験結果を基に汚泥の水熱処理、メタン発酵、アンモニア吸着および消化汚泥脱水を含むFig.S-6に示すようなISTSを新たに提案し、提案したISTSにおける物質収支およびエネルギー収支を算出した。従来の汚泥焼却処理プロセスにおける消費エネルギー量との比較を行うことにより提案システムの評価を行った。処理規模は日量当たり1万 $ m^{3} $ の下水処理場を想定しており、汚泥量は乾燥ベースで2.8 t/dayとして計算を行った。
Fig.S-6 Schematic process flow of ISTS

## 結果および考察

## ① 水熱処理条件が処理スラリーの性状および脱水特性に与える影響の把握

Fig.S-7 に異なる処理温度、処理時間で水熱処理した污泥の可溶化率を示す。可溶化率は処理前後の污泥中固体分の重量変化割合から算出している。水熱処理を行った污泥は含水率87.4%、灰分割合31.0%の脱水污泥である。水熱処理時間が同じ場合において処理温度が高くなるほど可溶化率が大きくなる傾向がみられた。ただし、各処理時間における処理温度に対する可溶化率の変化は異なっており、処理時間5minのスラリーは一番変化が大きく、処理時間が長くなるほど変化は小さくなった。また、各処理温度における処理時間に対する可溶化率の変化は、処理温度が高くなるほど可溶化率の変化は小さくなっており、特に処理温度513Kにおいてはほぼ可溶化率は変わらない結果となった。この結果から処理温度や処理時間などの処理条件を変化させたとしても可溶化率には限界値があることが分かった。スラリー濃度や污泥種を変化させた場合においても処理温度や処理時間に対する可溶化率の変化傾向は変わらなかったものの、限界可溶化率に若干の違いが見られることも当該研究により明らかとなっている。

処理温度、処理時間、スラリー濃度を変化させて水熱処理させた汚泥の定圧濾過実験を実施し、その結果より脱水のし易さの指標となる平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ を算出した。Fig.S-8 に可溶化率と平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ 算出結果を示す。平均濾過比抵抗は、可溶化率に対して指数的な関係が見られたものの、特に低可溶化率において平均濾過比抵抗のばらつきが見られ、同じ可溶化率でも平均濾過比抵抗が大きく異なる場合もあった。可溶化率が高くなることで汚泥中の有機分が液中に溶けて水熱処理後のスラリー濾度が低くなることや可溶化によりスラリー中固形分の体積率が小さくなることが平均濾過比抵抗に影響を及ぼす原因であると考えられる。ただし、汚泥中有機分の性状は水熱処理により大きく影響を受けているも
のと考えられるため、溶液側だけではなく固体側の粒子表面性状変化も脱水性能に大きく影響を及ぼしているものと考えられる。スラリー濃度は脱水性能を評価する上で重要な指標であり、スラリー濃度は水熱処理による可溶化率に大きく関係している。ただし、水熱処理時間が長い場合や処理温度が高い場合において可溶化率は大きな違いが見られておらず、また低温で処理を行った場合においても長時間の処理を行えば高温処理と同等の脱水性能が得られることが明らかとなったことから、453Kの低温で水熱処理を行うことにより水熱処理に消費するエネルギーを削減が可能であることが本実験より示唆された。

Fig. S-7 Effect of hydrothermal treatment temperature and treatment time on solubilization ratio of sludge slurry

Fig.S-8 Relationship between solubilization ratio and $ \alpha_{av} $

## ② 水熱処理残渣の製造条件およびアンモニアの吸着性能の確認

水熱処理残渣は污泥中の有機物の脱水縮合反応により形成される固体残渣で、水熱処理により固体残渣の炭化度が高くなることから一般的に固体燃料としての利用が考えられてきた。しかしながら、水熱処理残渣は脱水縮合だけではなく、加水分解反応の影響を受けているため、得られる固体物は污泥よりも高い比表面積を有している。そのため、水熱処理固体残渣のBET比表面積を測定したところ水熱処理温度が高いほど表面積が増加する傾向があることが明らかとなった。ただし、高温処理でも加水分解の影響を受けにくい493Kと513KではBET比表面積にほとんど差が見られず、493K、513Kで水熱処理を行ったBET比表面積は約38m²/gであった。493K以上の処理残渣BET比表面積は、873Kの窒素雰囲気下で製造した污泥炭化活性コークスの比表面積35m²/gより大きな比表面積を持っていることから水熱処理により生成されるアンモニアの吸着について検討を行った。未処理の污泥に比べて水溶液中へのアンモニア溶出量は小さいものの、水熱処理後の固体残渣をそのまま用いた場合にも固体残渣中のアンモニアが水溶液中に溶出するため、当該実験では水熱処理後の固体残渣を乾燥処理することによりアンモニアの吸着剤として使用した。疎水表面を有する污泥炭化物はアンモニアをほとんど吸着しないのに対して乾燥後の水熱処理污泥残渣をアンモニア水溶液中に投入することでアンモニア濃度は減少することか
ら、乾燥させた水熱処理汚泥残渣にはアンモニアの吸着性能があることが明らかとなった。また、水熱処理時の処理温度が高いほどアンモニア濃度が減少することから、アンモニアの吸着量は水熱処理温度が高いほど若干多くなった。アンモニア吸着用のcellufine繊維を用いてアンモニアの吸着実験を同様に行ったところ、比表面積が大きく異なっていることから吸着速度ではcellufineに大きく劣っていたものの、吸着時間が96時間経過した場合には513Kで処理を行った水熱処理残渣とほぼ同等の吸着性能を示していた。FT-IR分析により汚泥に水熱処理を行うことにより粒子表面にOH基の大幅な増大が確認されていることからアンモニアの吸着においては比表面積だけではなく、粒子表面の官能基もアンモニア吸着に影響しているものと考えられる。

Fig.S-9 に各水熱処理条件および吸着条件における単位吸着材当たりのアンモニア吸着量および脱着量を示す。上述したように水熱処理温度が高いほどアンモニアの吸着量が大きくなる傾向はみられるものの、吸着条件が同じ場合には吸着量には大きな違いは見られなかった。アンモニアの吸着量は吸着温度により大きく異なり、308 K で吸着した場合が最も高い吸着量が得られ、328 K の高温吸着条件においては吸着量が少なくなる結果が見られた。この結果は市販のアンモニア吸着剤 cellufine と同じ傾向を示していた。一方、汚泥活性炭における吸着量は水熱処理残渣よりも少なく、また吸着温度が低いほど高い吸着量が得られることが明らかになっている。アンモニアの脱着については脱着温度が高いほど高い脱着率が得られている。水熱処理残渣のアンモニア吸着性能は比較的高く、吸着温度を制御することで水溶液中のアンモニアの除去が可能であることが明らかとなった。また、吸着温度が同じであれば水熱処理条件に関わらず、吸着性能がほぼ同じであることから、453 K の低温水熱処理で得られる固体残渣もアンモニアの吸着剤として利用可能であることが明らかとなり、水熱処理に消費するエネルギーを低く抑えることが可能となることも明らかとなった。

Fig.S-9 Ammonia adsorption amount with hydrothermally treated solid residue
## ③ 水熱処理汚泥のメタン発酵特性の把握

水熱処理によりメタン発酵性能の向上についてはこれまでにも数多くの研究が行われ、水熱処理によりメタン発酵性およびメタン発酵速度が向上することが報告されている。ただし、汚泥を水熱処理した後分離し、メタン発酵を行っているケースがほとんどであるため、当該研究では水熱処理スラリーのメタン発酵を実施し、その発酵性についてのみ検討を行っている。Fig.S-10に汚泥試料をそのままメタン発酵を行った場合、水熱処理スラリーのメタン発酵行った場合、水熱処理後の濾液のメタン発酵を行った場合、および水熱処理後の固体残渣（ケーク）のみをメタン発酵した場合の4条件において発酵日数10日間における単位試料当たりのメタン発生量を示す。ここでの水熱処理条件は453K、60minである。また、ケーク含水率は約68%である。従来の研究で報告されているように水熱処理を行わない試料に比べて水熱処理を行った試料の単位重量当たりのメタン発生量は増加しており、当該実験においては1.64倍になっていた。水熱処理後に濾液と固体残渣に分離し、メタン発酵を行った場合にはそれぞれ15.1、3.1 ml/g/10daysとなり、従来の報告と同様に有機分が有機酸として可溶化している濾液の方が大量のメタンを発生することが可能であることが明らかになった。乾燥した固体残渣を原料とした場合にはメタンの発生は0.01ml/g/10days以下でほとんど見られず、メタン発酵に影響を与えなかったのに対して、処理残渣（ケーク）中には可溶化成分（メタン発酵の原料となる成分）が含まれており、メタン発酵の原料となることも明らかになった。また、濾液によるメタンガス量と固体残渣によるメタンガス量を足し合わせたガス量は水熱処理スラリーのメタン生成ガス量とほぼ等しくなっていることも確認された。以上のことから、水熱処理残渣はメタン発酵において悪影響を及ぼすことは無いため、水熱処理後のスラリーは固液分離を行うことなくメタン発酵槽に投入可能であることが示唆された。ただし、水熱処理を行うことで水熱処理スラリーや濾液のpHは小さくなることから、メタン発酵条件に合わせてメタン発酵槽のpH調整が必要不可欠となる。

Fig.S-10 Combustible gas production rate per unit feedstock weight in fermentation experiment
上述の試験結果より、汚泥の水熱処理による脱水性能の向上、水熱処理残渣の新たな利用先として水溶液中のアンモニア吸着材としての利用、およびメタン発酵性能の向上が確認された。そこでFig.S-6に示すISTS全体のプロセスにおける物質収支計算およびエネルギー収支計算を行った。Fig.S-11にISTSにおけるエネルギー消費量および従来型の汚泥焼却処理施設におけるエネルギー消費量の比較を示す。ISTSにおける水熱処理温度は上述した脱水性能、アンモニア吸着およびメタン発酵の結果より水熱処理温度は453Kとして計算を行っている。図に示すように従来焼却施設における消費エネルギーの大半は汚泥焼却に伴う重油によるもので全エネルギー消費の80%を上回っている。さらに焼却炉に必要な電力を加味すると全体の92%を超える。一方、ISTSにおいて最もエネルギーを消費するプロセスは水熱処理であり、ISTS全体の約85%を消費していることになる。ISTSにおいては水熱処理残渣をアンモニア吸着材として使用する場合には乾燥処理が必要であることから水熱処理残渣の乾燥にも大きなエネルギーを消費してしまうため焼却炉からの排熱利用など最適な乾燥方法を構築する必要がある。水熱処理スラリーの脱水性能は上述したように大幅に向上することから、脱水動力は半分以下に削減することが可能となっている。メタン発酵による創エネルギーについて考慮しない場合、汚泥の処理プロセス全体における消費エネルギーはISTSでは従来の汚泥処理システムの消費エネルギーよりも56%程度削減が可能であることが明らかとなった。

Fig.S-11 Total energy consumption on conventional sludge treatment system and hydrothermal treatment system
## 環境政策への貢献

これまでの汚泥処理施設においては、減容化のための脱水、焼却のための乾燥に莫大なエネルギーを消費してきたため、 $ CO_{2} $ 排出量削減の観点から汚泥処理施設における省エネルギー化は積極的に進めるべき環境政策の一つである。また、今後の污泥処理技術や処理プロセスの海外輸出を考えると技術の省エネルギー化だけではなく、処理施設における創エネルギーも魅力的なポイントとなる。本研究開発は污泥焼却施設の積極的な省エネルギー化・創エネルギー化に呼応すべく、減容化、脱水、乾燥、焼却における省エネルギー化を実現するために水熱処理技術を污泥処理に適用し、更に水熱処理技術とメタン発酵技術を融合させた創エネルギー化技術の開発に関するものである。研究開発においては、水熱処理が污泥の性状や脱水性能に与える影響について検討を行い、水熱処理により消化污泥の脱水性能が大幅に向上することを明らかにした。また、水熱処理により得られる固体残差は水溶液中のアンモニアの吸着に利用できることを明らかにし、水熱処理によりメタン発酵性能が向上することも明らかにしている。さらには、ISTSを構築することにより従来の污泥処理プロセスに比べて大幅な省エネルギーが可能であることも示している。

以上のことから水熱処理技術を汚泥処理に適用した ISTS を構築することで、下水処理施設における大幅な $ CO_{2} $ 排出量の削減が期待できることから、当該開発技術は我が国における環境政策に貢献可能であると考えられる。

## 研究成果の実現可能性

当該研究開発においては ISTS の構築を目的として、ISTS 実現のため①水熱処理による処理スラリーの性状および脱水性評価、②水熱処理残渣のアンモニア吸着能評価、③水熱処理スラリーのメタン発酵評価、および④ISTS における消費エネルギー評価の4つの要素技術開発を実施し、その成果として水熱処理による脱水性能向上、水熱処理残渣のアンモニア吸着能の発見、メタン発酵効率の向上および ISTS における消費エネルギーの大幅削減が可能であることを示した。実施したすべての要素技術開発において ISTS 構築において極めて優位な結果（成果）を示していることから、技術的には ISTS 構築の可能性は極めて高く、実現の可能性も高いものと考えている。ただし、今後は ISTS 構築におけるコスト計算を実施し、経済的観点から ISTS を評価する必要はある。

## 結論

当該研究開発においては ISTS 構築を目的とした要素技術開発を実施し、以下の結果（成果）が得られた。

① 下水污泥に対して水熱処理することで処理スラリーの脱水性能は大幅に向上することが明らかとなった。また、453Kの低温水熱処理温度においても処理時間を長くすることで脱水性能を向上させることが可能であることが明らかとなった。

② 乾燥させた水熱処理後の固体残渣は表面に親水性のOH基を有しており、水溶液中のアンモニア除去に使用可能であることが明らかとなった。また、水熱処理温度により水熱処理残渣のアンモニアの吸着性能には大きな差が見られなかったため、453Kにおける水熱処理残渣もアンモニア吸着剤と
して利用可能であることが分かった。ただし、吸着条件によりアンモニアの吸着能は大きく異なるため、ISTSでは吸着条件の最適化が必要である。

③ 汚泥に水熱処理を施すことによりメタン発酵性能を向上させることが可能であることを改めて確認した。また、水熱処理固体残渣はメタン発酵に悪影響を与えないことが確認されたため、水熱処理スラリーを直接メタン発酵槽に投入可能であることが示唆された。

④ 上述の結果より 453K における水熱処理技術を汚泥処理に適用した ISTS 全プロセスにおける消費エネルギーを算出し、従来の焼却型汚泥処理プロセスに比べて 56% の消費エネルギーを削減することが可能であることを明らかにした。これにより、汚泥処理プロセスにおける CO₂ 排出量の大幅削減が期待できる。ただし、近年では高効率な脱水装置や脱水技術が開発されているため、それらを使用したプロセスに対して ISTS の優位性をエネルギー面および経済面から評価を行う必要がある。
### 1. 研究背景と目的

現在の下水污泥処理プロセスにおいては、污泥処理プロセスの高度化に伴う莫大なエネルギー消費、埋立地の問題から処理プロセスの大幅な省エネルギー化と污泥の減容化が求められている。これまでに省エネルギー化、減容化に関する様々な処理プロセスが提案されてきたが、省エネルギー化と減容化の双方に優れた下水污泥処理システムの構築には至っておらず、省エネルギー化、減容化に加えて低コスト化が実現できる新たな下水処理システムの構築が循環型社会形成する上で非常に重要となっている。

污泥の減容化技術の一つとして水熱処理技術は1990年代後半から研究開発が進められ、Fig.1-1に示すように有機成分の加水分解により大幅な污泥減容化が可能であることが明らかにされている。しかしながら、処理溶液の水処理負荷の増大が指摘され実用化には至らなかった。2000年中頃には污泥に水熱処理を施すことでメタン発酵率が大幅に向上することが報告され、污泥のメタン発酵前処理として水熱処理が再び注目されていた。しかしながら、我が国においては液体肥料がほとんど使用されないことからアンモニアを大量に含む発酵排液処理コストの増大が課題として挙げられていた。

脱水污泥

水熱処理污泥

Fig.1-1 Appearance of sludge before and after hydrothermal treatment

このような状況の中、報告者は Fig.1-2 に示すような従来の水熱処理プロセスの欠点を補うことが可能な複合下水処理システム(Integrated Sludge Treatment System, ISTS)を提案している。ISTS では汚泥の水熱処理により有機成分の可溶化を行った後、処理スラリーは固体処理残渣と処理溶液に分離する。処理溶液中には有機分解物であるギ酸や酢酸、アミノ酸が大量に含まれており、高速メタン発酵原料として利用することができる。一方、自燃可能なレベルまで脱水された固体残渣は燃料以外にも Fig.1-3 に示すような効果が期待できるため、当該研究開発においてはメタン発酵排液に含まれるアンモニアの吸着剤として利用し、最終的にはアンモニウム肥料として窒素、炭素を大地に還元する。

ISTS 構築のためには、その要素技術として水熱処理スラリーの性状および脱水特性を把握し、処理スラリーのメタン発酵性能について把握するとともに、固体残渣活性炭によるアンモニアの吸着特性についても明らかにする必要がある。しかしながら、それら要素技術に関する詳細な研究報告はほとんどなされていない。

そこで本研究開発は、ISTS 構築に必要不可欠な要素技術である①水熱処理条件が処理スラリーの性状や脱水特性に与える影響について明らかにするとともに、②水熱処理残渣のアンモニア吸着最適条件を明らかにし、③水熱処理溶スラリーのメタン発酵性能を明らかにことを目的とする。さらに ISTS 構築の
可能性を評価するため①－③の結果を用いて ISTS における物質収支およびエネルギー収支計算を行った。

研究開発報告書の第2章では ISTS の根幹である水熱処理と汚泥性状の関係を明らかにし、第3章では水熱処理により得られる汚泥スラリーの脱水性能について評価を行った。第4章では水熱処理により得られる固体残差の新たな利用先として水溶液中のアンモニア吸着の性能について検討を行い、第5章では水熱処理スラリーのメタン発酵性能について評価を行っている。上述した ISTS に必要な要素技術の結果を用いて ISTS における物質収支およびエネルギー収支を計算し、ISTS 構築の可能性について第6章で評価を行った。第7章では2から6章において得られた結果をまとめて示した。

Fig.1-2 Schematic process flow of ISTS

Fig.1-3 Effectiveness of hydrothermally treated solid residue
## 2 ．水熱処理と汚泥性状の関係

### 2 -1. はじめに

水熱処理技術を汚泥処理施設に適用するためには、水熱処理条件と水熱処理により得られる水熱処理スラリーの性状をまず明らかにする必要がある。そのため第2章では水熱処理条件が水熱処理汚泥の性状に与える影響について検討を行った。水熱処理条件として、水熱処理温度、水熱処理時間、水熱処理時のスラリー濃度を変化させて水熱処理を行い、水熱処理を施した汚泥の性状の評価項目として、粒子径、可溶化率、スラリー粘度、汚泥乾燥試料の有機化合物中におけるC、H、Nの重量比、汚泥中の有機物の官能基の変化に着目した。また、得られた濾液について評価するため、有機酸（ぎ酸、酢酸、乳酸）濃度を測定するとともに、TOC、アンモニア濃度、全リン、全窒素の計測をおこなうことで水熱処理が水処理負荷に与える影響について検討を行った。さらに、水熱処理が下水汚泥中の有害成分に与える影響について検証を行うため、熱水処理前後の濾液中カドミウムおよび鉛濃度分析を行った。

## 2 -2 実験装置および実験方法

水熱処理には、マイルストーンゼネラル社マイクロ波照射装置 ETHOS Touch Control （以下、ETHOSとする）、反応容器に同社製 TFM（テトラフルオロメタキシノール）容器 HPV-100（以下、HPVとする）を用いた。（事前実験の結果、外熱式オートクレーブによる水熱処理実験とマイクロ波加熱による水熱処理結果がほとんど変わらないことから、今回の実験においては密閉した HPV に汚泥試料を投入後、マイクロ波を照射することで加熱を行う方式を採用している。）水熱処理装置概略図を Fig.2-1 に示す。マイクロ波照射装置は HPV にマイクロ波照射することで容器内の試料を目的の温度まで昇温させることが可能な回分式反応装置である。HPV は、高密度ポリプロピレン製の密閉型耐高温・耐高压（300℃・100bar）容器であり、HPV の蓋には未知の反応を行う際に耐圧限界を超えてしまう場合に備えて圧力を緩和するスプリング機能が備わっている。マイクロ波照射オーブン内では密閉した HPV にマイクロ波を照射し、試料をマイクロ波加熱する。加熱条件はコントロールターミナルによって操作を行った。本装置の水熱処理最高温度は 260℃であり、処理温度は HPV 内に挿入した熱電対により計測することが可能である。水熱処理中は HPV 内に投入した攪拌子を回転させることで反応容器内での反応の均一化が可能となっている。

Fig.2-1 Schematic diagram of hydrothermal treatment unit
本研究では、下水污泥処理場の異なる3種類の脱水污泥(以下、実験に使用した3種類の污泥を污泥A、污泥B、污泥Cとする。)を用いているが、本章の水熱処理污泥の性状評価においては污泥Aを使用した。原料脱水污泥の水熱処理前後の写真をFig.2-2に示しておく。污泥Aの含水率は87.4%、灰分率は31.0%である。污泥Bの含水率は81.4%、灰分率は29.0%である。污泥Cの含水率は82.8%、灰分率は31.0%である。灰分率とは乾燥污泥中において通常空気中で燃焼して残った不揮発性の無機物の割合のことである。また污泥には脱水時に添加された凝集剤も含まれているものと考えられ、下水污泥の性状については下水処理場や採取時期、前処理方法によっても大きく異なることが知られている。

水熱処理用の汚泥スラリーには、蒸留水未希釈の汚泥スラリー20g（スラリー濃度12.6%）、汚泥と蒸留水の重量比1:1で希釈したスラリー40g（スラリー濃度6.3%）、汚泥と蒸留水の重量比1:3で希釈したスラリー40g（スラリー濃度3.3%）の合計3種類のスラリーを作製した。なお、HPVの容器体積は決まっており、水熱処理中の汚泥スラリーは気化状態と液化状態に分かれる。スラリー濃度を低くすればするほど水熱処理中の液化状態部分の体積が増え、加水分解反応の促進につながることが考えられるため汚泥を蒸留水で希釈した。

今回すべての水熱実験条件において昇温速度が約100℃/minになるように加熱プログラム（Table 2-1）を設定した。そのため処理温度が高いほど昇温に要する時間が若干長くなり、処理温度が同じであればスラリー濃度や処理時間が異なっていても昇温速度は変わらない。また処理時間は、各設定温度まで昇温後に保持した時間を示し、昇温時間は含まない。水熱処理後は反応容器を反応装置から取り出し、反応容器を直接流水槽に浸すことで急速冷却を行った。常温まで急速に冷却を行った後（約1時間）、スクリューを開け、ローターからHPVを取り外し、反応容器を開封した。

Fig.2-2 Appearance of initial feedstock and after hydrothermal treatment

Table 2-1 Heating program of sludge in microwave reactor

設定温度[℃]	処理時間[min]	昇温プログラム
180	5,15,30,60	150℃(1min18sec)	170℃(15sec)	180℃(10sec)
200	190℃(25sec)	200℃(10sec)
220	190℃(25sec)	220℃(15sec)
240	190℃(25sec)	240℃(25sec)

* 昇温プログラムの数値○○℃(Δsec or min)は、○○℃までΔsec or minかけて昇温させるという意味
水熱処理条件と汚泥の性状を評価するため、当該研究開発においては処理前後の粒度分布、スラリー粘度、水熱固体残差元素分析、FT-IRによる表面官能基分析および濾液性状の分析を行った。粒度分布測定においては、レーザ回折/散乱式測定装置 (Horiba、LA-920) を用い、測定対象を水に分散させて測定を行う湿式測定法を採用した。スラリー粘度測定については、音叉型振動式粘度計（A&D 社）を用いて汚泥スラリーの粘度を測定した。汚泥試料乾燥試料の有機化合物中における炭素、水素、窒素の元素の重量比を定量する装置には、機器分析室のパーキンエルマー社製全自動元素分析装置 2400 II CHNS/O 型により、測定を行った。測定方式は、カラム分離方式、熱電導度検出器（TCD）を採用している。汚泥試料の構造（多重結合や官能基）の測定する装置には、サーモフィッシャーサイエンティフィック社製Nicolet iS5 FT-IR（フーリエ変換赤外分光光度計）を用い、ATR法により測定した。得られた濾液についてはWTW社製吸光度式水質測定器(PhotoLabシリーズ)を用いて、アンモニア濃度、全リン濃度、全窒素濃度の測定を行った。アンモニア濃度分析については濾液をインドフェノールブルー法で着色し、吸光度式水質測定器を用いてアンモニア濃度の測定を行った。全リン濃度については濾液中の全リンをオルトリン酸に分解し、モリブデンブルー法で着色し、全リン濃度を測定した。全窒素濃度分析については、濾液をジメチルフェノール法で着色し、吸光度式水質測定器を用いて全窒素濾度を測定した。ただし、上述したように吸光度式水質測定においては専用の試薬により溶液に着色し、その吸光度によって目的の物質の濃度を計測するため、夾雑物がある場合には目的物質の濃度が若干異なる場合があるので注意が必要となる。メタン発酵原料となる酢酸、ギ酸、乳酸については液体クロマトグラフィーを用いて分析を行った。カラムにはイオンクロマトグラフィー用カラム Acclaim Mixed-Mode WAX-1 を用い、検出器には電気伝導度検出器を用いた。移動相には1.5mmol/l シュウ酸溶液を用い、移動相を1.0ml/min で流しながらオートサンプラーを用いて濾液を20μl 注入した。濾液は前処理としてシリンジフィルター(MILLIPORE 社製 Millex 保有粒子径0.45μm)を用いて再度ろ過を行っている。得られた濾液に対してTOC（Total Organic Carbon）分析も同様に実施した。分析方法についてはJIS K0102-22.2に従っている。

水熱処理後の濾液中の重金属分析についても測定を行った。ただし、今回の重金属分析については一部条件において水熱処理を行った濾液を用いて分析を行っている。重金属分析装置には、サーモジャーレルアッシュ社製ICP発光分光分析装置IRIS-AP型(以降ICP)を用いた。今回の重金属分析においては汚泥焼却時に問題となるカドミウムと鉛について測定を行った。さらに、水熱処理汚泥の粒子性状を評価するため、処理スラリーのゼータ電位およびpH測定も実施した。処理スラリーのζ電位の測定については、ζ電位測定装置(Nihon Rufuto CO. Ltd., Model-502)を用い、水熱処理後の常温スラリーのζ電位測定を行った。ζ電位は吸引濾過前の水熱処理スラリーの上澄み液を採取し測定を行ったため今回の実験では比較的小さな粒子のζ電位を測定していることになる。濾液についてはpH値の測定を行なっており、常温における濾液を測定試料としpH計(Toa DKK, HM-20P)を用いて測定を行った。また、得られた粒子のSEM写真を撮ることで粒子表面形状の変化についても考察を行った。

当該実験においては水熱処理における指標の一つとして可溶化率を用いた。可溶化率とは、污泥中に含まれる有機物や微生物の死骸などの固形成分が水熱処理により液側へ溶けた割合のことを示しており、以下の式を用いて算出を行っている。

$$ 可溶化率 [\%]=\left(1-\frac{ 水熱处理後のケークの汚泥試料乾燥重量 [g]}{ 水熱处理前の汚泥試料乾燥重量 [g]}\right)\times100 $$
## 2 -3 結果および考察

水熱処理を施した時の汚泥の粒子径測定結果を Fig.2-3 に示す。なお、Fig.2-3 上の凡例において 180℃、5min はそれぞれ処理温度と処理時間のことであり、他の処理条件についても同様のことを意味する。処理温度が高くなるほど汚泥の粒子径は小さくなっていることが分かる。これは汚泥中に含まれる有機物や微生物の死骸などの固形分が分解されたことにより粒子径が小さくなったということが考えられる。また同様にスラリー濃度 12.6％、処理温度 240 ℃の汚泥 A について処理時間を 60 分に長くして水熱処理を施した時の汚泥の粒子径について着目した時、処理時間 5 分で処理した時より粒子径は小さくなった。これらのことから処理温度 180 ℃、200 ℃、220 ℃においても処理温度 240 ℃の時と同じように処理時間が長い水熱処理汚泥の方が粒子径は小さくなる可能性があることが示唆された。処理残渣粒子径の変化は次に示す処理温度と可溶化率に見られる関係と一致している。ただし、可溶化率の変化割合に比べて粒子径の変化割合の方が大きいことから、有機成分の水溶液への可溶化や加水分解反応による可溶化により均一的に粒子径が小さくなるだけではなく、水熱処理時には比較的大きな粒子（凝集体）の分裂も同時に起こっているものと考えられる。

水熱処理時のスラリー濃度を変化させて水熱処理を施した時の汚泥の粒子径測定結果を Fig.2-4 に示す。スラリー濃度が低くなるほど汚泥の粒子径は小さくなっている。これは一般的にスラリー濃度が水熱処理時の加水分解反応に大きく寄与していることから、水熱処理時のスラリー濃度が汚泥の粒子径に及ぼす影響は大きい。そのためスラリー濃度を変化させることにより汚泥の粒子径にも大きな影響を及ぼしたものと考えられる。

Fig.2-3 処理温度、処理時間を変化させて

水熱処理を施した時の污泥の粒子径測定結果

Fig.2-4 スラリー濃度を変化させて水熱処理を

施した場合の汚泥の粒子径測定結果

スラリー濃度を変化させて水熱処理を施した汚泥の可溶化率測定結果を Fig.2-5 に示す。凡例において、S は水熱処理時のスラリー濃度、Time は処理時間のことであり、これは Fig.2-6 から Fig.2-8 においても
同様である。各スラリー濃度において処理温度が高くなるほど可溶化率は高くなった。しかし処理温度200℃から220℃において、可溶化率は処理温度に対する影響が大きかったが、処理温度220℃から240℃において可溶化率は処理温度に対する依存性は小さかった。また、各処理温度においてスラリー濃度の変化に対する可溶化率の変化について見た場合、どの処理温度においてもスラリー濃度が低くなるほど可溶化率は高くなった。

処理時間を変化させて水熱処理を施した汚泥の可溶化率測定結果を Fig.2-6 に示す。各処理時間において処理温度が高くなるほど可溶化率は高くなった。ただし、各処理時間において処理温度に対する可溶化率の依存性は異なり、処理時間 5min のスラリーは一番依存性が高く、処理時間が長くなるほど依存性は低くなった。また、各処理温度において処理時間に対する可溶化率の変化について見た場合、処理温度が高くなるほど処理時間違いにおける可溶化率の変化は小さくなっており、特に処理温度 240℃においてあまり可溶化率は変わらない結果となった。可溶化率 50% ぐらいであまり変化をしなくなったことから、スラリー濃度 12.6% の汚泥を水熱処理した場合、処理温度を 240℃以上、また処理時間を 60min 以上で汚泥に水熱処理を施しても可溶化率 50% 程度から変わらない可能性があることが示唆された。

Fig.2-5 処理温度とスラリー濃度を変化させて

水熱処理を施した汚泥の可溶化率測定結果

Fig.2-6 処理温度と処理時間を変化させて

水熱処理を施した汚泥の可溶化率測定結果

水熱処理した汚泥のスラリー粘度測定結果を Fig2-7 および Fig.2-8 に示す。各処理条件において処理温度が高くなるほどスラリー粘度は指数的に小さくなった。また処理時間の違いがスラリー粘度に及ぼす影響について着目すると、各処理温度において処理時間が長くなるほどスラリー粘度は小さくなった。またスラリー濃度 12.6%において処理温度に対するスラリー粘度の依存性について着目した場合、処理時間が長くなるほど依存性は小さくなっており、スラリー粘度は $ 2.5 \, mPa \cdot s $ 程度が水熱処理により小さくなる限界値となっている。これらのことから、処理温度や処理時間は水熱処理後のスラリー粘度に大きな影響を及ぼしていることが分かる。
水熱処理時のスラリー濃度の違いがスラリー粘度について及ぼす影響について着目した場合には、各処理温度でスラリー濃度12.6%から6.3%においてスラリー粘度に大きな低下が見られたが、スラリー濃度6.3%から3.3%においてスラリー粘度はあまり変化しなかった。このことから、水熱処理後のスラリー粘度はある一定のスラリー濃度までは、濃度の違いがスラリー粘度に及ぼす影響は大きいがある。一定以上においてはスラリー濃度を変化させてもスラリー粘度にあまり影響を及ぼさない可能性があることが示唆された。

Fig.2-7 処理温度、処理時間を変化させて

水熱処理を施した汚泥のスラリー粘度測定結果

Fig.2-8 処理温度、スラリー濃度を変化させて

水熱処理を施した汚泥のスラリー粘度測定結果

Fig.2-9、Fig.2-10 に水熱処理を施した污泥 A の C、H、N の重量比のパーセント基準を示す。Fig.2-9 において Untreated は水熱処理を施していない污泥、180,5 は処理温度と処理時間を示し、他の処理条件についても同様のことを示している。また Fig.2-10 において 180,12.6 は処理温度とスラリー濃度であり、他の処理条件においても同様のことを示し、これは Fig.2-12 においても同様である。Fig.2-9、Fig.2-10 から分かるように処理条件により污泥の組成比にあまり違いは見られず、また水熱処理を施していない未処理の污泥についても水熱処理を施した污泥と同じような組成比となった。このことから、水熱処理が污泥の組成比に与える影響は小さいということが示唆される。

ここで Fig.2-9、Fig.2-10 で得られた結果から、水熱処理を施した污泥 A に定压濾過を行い、得られたケークを $ 80^{\circ}C $ で 48 時間乾燥させたケークの重量より、乾燥ケークの C、H、N の重量比の重量基準を算出した結果を Fig.2-11、Fig.2-12 に示す。Fig.2-11 に示すように水熱処理を施していない污泥に比べて、水熱処理を施した污泥は大幅に C、H、N の重量が減少し、特に炭素の重量において大幅な減少が見られた。各処理条件において水熱処理を施した污泥の C、H、N の重量は処理温度が高くなるほど減少する傾向にあったが、水熱処理を施していない污泥と水熱処理を施した污泥の C、H、N の重量の変化に比べて、大きな変化は見られなかった。また処理時間の違いが污泥の C、H、N の重量に及ぼす影響について着目
した時、処理時間が長くなるほど汚泥の C、H、N の重量の減少量も大きくなるものと推測されたが、処理時間が長くなっても汚泥の C、H、N の重量の減少量は大きくなるとは限らなかった。また Fig.2-12 に示すように、スラリー濃度 12.6% の時だけでなく、スラリー濃度 6.3% や 3.3% の時においても処理温度を高くするほど汚泥の C、H、N の重量の減少量は大きくなる傾向を示した。しかしながら、スラリー濃度の変化が汚泥の C、H、N の重量に与える影響に着目した場合においては、スラリー濃度が小さくなっても汚泥の C、H、N の重量の減少量は大きくなるとは限らなかった。

Fig.2-9 処理温度と処理時間を変化させて水熱処理を施した汚泥 A の C、H、N の重量比（パーセント基準）

Fig.2-10 処理温度とスラリー濃度を変化させて水熱処理を施した汚泥 A の C、H、N の重量比（パーセント基準）