Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
Fig.3-17 スラリー濃度変化時の減容化率

Fig.3-18 処理時間変化時の減量化率

Fig.3-19 水熱処理脱水ケークの含水率と高位発熱量の関係

## 3 -3-2 乾燥実験

気流流通型乾燥実験により得られた乾燥時間と試料含水率の関係を Fig.3-20 に示す。含水率 0.5kg/kg に達するまでの時間は未処理汚泥、20min 処理汚泥、40min 処理汚泥の順に、500min、390min、350min と加圧熱水処理時間が長くなるにつれて短くなっている。試料により初期含水率が若干異なっているため、それぞれの試料の乾燥特性曲線を Fig.3-21 に示す。乾燥特性曲線はそれぞれの試料の含水率における乾燥速度を比較したものである。図に示すように 473K で処理を行った試料については処理時間により大きな乾燥速度の変化は見られなかった。しかしながら、未処理試料と水熱処理試料を比較した場合、明らかに水熱処理を行った試料の乾燥速度は速い。特に含水率 10-20% 程度においては乾燥速度に約 2 倍の差が見られている。以上のように汚泥に水熱処理を行うことで、脱水性能を向上することが可能であ
るだけではなく、脱水後の乾燥においても優位性が見られた。汚泥に水熱処理を行うことで処理残渣の乾燥速度は大幅に向上し、含水率が10-20%の範囲において乾燥速度は約2倍も異なっていた。ただし、473Kの水熱処理温度において処理時間は乾燥速度に大きな影響は与えなかった。今回の実験においては水熱条件および乾燥条件が限定的であるため、今後は水熱処理条件や乾燥条件が処理汚泥の乾燥特性に与える影響について詳細に検討を行う必要がある。

Fig.3-20 乾燥時間に対する含水率変化

Fig.3-21 水熱処理污泥の乾燥特性曲線

## 3 -4 まとめ

脱水消化污泥を原料として水熱処理を行い、得られた処理スラリーの脱水および乾燥実験を試みた。以下に得られた知見をまとめて示すとともに、ISTS構築に対する考察を示す。

## ● 水熱処理条件と処理スラリーの脱水性能

水熱処理条件により水熱処理スラリーや水熱処理固体残渣の性状が大きく異なるため、水熱処理スラリーの脱水性能も大きく異なる。ただし、水熱処理温度が高く、水熱処理時間が長くなるほど脱水性能は向上し、水熱処理温度が低くても水熱処理時間を長くすることで脱水性能を大きく向上させることが可能であることが明らかとなった。また、脱水性能に関しては污泥種に関わらず、この傾向が見られることから、ISTSを目的とする場合には水熱処理温度を低くし、処理時間を長くすることでエネルギー的なメリットが得られることが示唆された

## ☑ 水熱処理条件と乾燥性能

第2章において水熱処理を行うことで固体残渣表面は親水性になることを示したが、水熱処理残渣の乾燥実験を行ったところ汚泥に水熱処理を行うことで処理残渣の乾燥性能が向上することが明らかとなった。また、乾燥速度は処理時間が長くなった場合においてもほとんど変化が見られないことが明らかとなった。現段階では乾燥メカニズムの詳細は明らかになってはいないが、水熱処理により粒子径が小
さくなっていることが乾燥速度向上の原因の一つであると考えられる。

水熱処理スラリーの脱水性能および水熱処理固体残渣の乾燥性能や発熱量は、脱水動力や水熱処理残渣の利用方法を考える上で非常に大きな評価パラメータである。水熱処理条件に関わらず水熱処理後の圧搾ケークの発熱量は自燃可能なレベルに達しており、また水熱処理残渣の乾燥性能も向上することが明らかとなった。さらに脱水性能は水熱処理温度が低温でも処理時間を長くすることで向上可能であることも明らかになった。脱水性能や処理スラリーの発熱量および乾燥性に加えて ISTS 構築において水熱処理に要するエネルギーを考慮して総合的に判断すると、180℃で 60min の水熱処理で十分対応が可能であることが示唆された。
## 4 ．水熱処理残渣による水溶液中のアンモニア吸着の性能

## 4 -1 はじめに

水熱処理後の固体残渣はエネルギーとしての利用が考えられるものの、水熱処理後の固体残渣は乾留処理により製造した汚泥炭化物よりも高いBET比表面積を有していることから、メタン発酵廃液のアンモニア吸着に利用できれば水熱処理を用いた污泥処理プロセスにおける一つのメリットとなる。しかしながら水熱処理後の污泥固体残渣をアンモニアの吸着剤として用いた研究報告はなく、固体残渣の吸着剤としての性状も明らかにされていない。そのため本章では、污泥の水熱処理実験を行い、得られた固体残渣のBET比表面積を測定するとともにアンモニア吸着性能の評価を行った。

## 4 -2 実験装置および実験方法

水熱処理実験の実験装置には、2章、3章と同様にマイルストーンゼネラル社製 ETHOS を用いた。また、汚泥試料として、2章、3章で用いた汚泥 A を使用し、水熱処理を行っている。水熱処理実験では HPV に試料攪拌用スターラーを入れ、サンプル 20g を投入し、所定の処理温度、時間で水熱処理を行った。水熱処理温度は 453-513K で変化させ、処理時間は 5min とした。水熱処理スラリーは 3 章で説明を行った定圧濾過装置を用いて濾過することにより濾液と固体残渣に分離した後、固体残渣についてはヤマト科学株式会社製の定温乾燥機 DY440 を用いて、353K で 24h の乾燥を行った。乾燥前後の水熱処理残渣を Fig.4-1 に示しておく。

水熱処理により得られた水熱処理固体残渣の細孔構造を調べるため、乾燥後の固体残渣はすり鉢で粉砕した後、篩で分級を行った。比表面積測定においては、乾燥水熱処理固体残渣試料をマントルヒーターで423K、1hの脱気を行った後、全自動ガス吸着量測定装置NOVA4200eを使用し、細孔分析を行った。また、比較の試料として873Kで乾留処理を施した污泥炭化物も同様の実験を行っている。

一方、アンモニアの吸着実験においては、乾燥、分級した固体残渣を用いた。今回用いた試料は乾燥、分級のみであり、水洗浄等の特別な処理は全く施していない。実験では試料0.3gをアンモニア濃度約162、1380、3320mg/Lのアンモニア水10mlに投入し、Fig.4-2に示す恒温振盪浴槽機を用いて、試料を攪拌しながらアンモニアの吸着を行った。ここで振盪速度は100/minで一定とした。吸着挙動は吸着温度により大きく変化することが知られていることから、吸着温度を278-328Kで変化させ、吸着実験を実施した。アンモニアの濃度については吸光度式水質測定器(WTW製PhotoLab6100VIS)を用いて、光学的に測定している。また、水熱処理残渣のアンモニア吸着性能と比較するため、東洋紡株式会社製のアンモニア吸着剤セルファインNと873Kで乾留処理を施した污泥Aの炭化物を用い、同様の吸着実験を行った。セルファインNはアンモニアを化学吸着する繊維状の吸着剤である。
Fig.4-1 乾燥前後の水熱処理固体残渣

Fig.4-2 恒温振盪浴槽機概略図

## 4 -3 実験結果および考察

Fig.4-3 に水熱処理温度と得られた水熱処理残渣乾燥物の BET 比表面積の関係を示す。水熱処理を行っていない乾燥污泥の比表面積は約 $ 4m^{2}/g $ であり、細孔の発達はほとんど見られなかった。水熱処理を行うことにより比表面積は増大し、また、水熱処理温度が高くなるとともに線形的に BET 比表面積が増大する傾向が見られた。ただし、493K 以上の処理温度で得られた乾燥残渣の BET 比表面積には大きな違いが見られなかった。これは水熱処理による有機物の可溶化により細孔が増大したものと考えられる。ただし、市販吸着材の BET 比表面積に比べると極めて小さく、最大でも $ 36m^{2}/g $ 程度であった。

Fig.4-4 に水熱処理残渣の積算細孔比表面積、Fig.4-5 に積算細孔容積を示す。両図とも横軸は細孔直径を示しており対数表示となっている。参考のため873Kで炭化処理した污泥Aの細孔径分布も併せて図に示した。873Kで炭化した污泥炭化物の比表面積は473Kで水熱処理を行った固体残渣とほぼ同等の比表面積を有しているものの、污泥炭化物の細孔は50nm以下のメソ孔が発達しているのに対して水熱処理を施すことにより30-400nmのマクロ細孔が発達していることがわかる。また、水熱処理温度が高くなるとともに、マクロ孔の発達が顕著であり、453Kで処理した固体残渣の3倍ほど大きな比表面積を有していることが分かった。水熱処理条件に関わらず400nm以上のマクロ孔の発達は抑制されており、特に水熱処理温度が低い453Kの処理においては比表面積の増大はほとんど見られなかった。水熱処理を行った
処理残渣にはメソ孔やミクロ孔の発達はほとんど見られず、炭化処理で得られた汚泥炭化物とは細孔の大きさや分布において大きな差が見られた。細孔容積で比較すると温度が高くなるほど400nm以上の細孔容積が急激に増大している傾向が見られ、水熱処理においては比較的大きな細孔がほとんどであることが明らかとなった。

Hydrothermal treatment temperature [K]

Fig.4-3 水熱処理温度と BET 比表面積の関係

Fig.4-4 異なる水熱処理温度で得られた

Fig.4-5 異なる水熱処理温度で得られた

乾燥水熱固体残渣の積算 BET 比表面積

乾燥水熱固体残渣の積算細孔容積

Fig.4-6 に乾燥水熱処理残渣の水溶液へのアンモニア溶出举動を示す。水熱処理残渣は濾過した後、0.3g の乾燥ケークを 10ml の蒸留水に浸し、水溶液のアンモニア濃度の測定を行っている。図には水熱処理を行わない場合の乾燥污泥のアンモニア溶出举動についても示してある。単に乾燥し污泥を蒸留水に浸した場合には、污泥中に含まれるアンモニアは蒸留水側に溶出し、アンモニア濃度は最大で 25 mg/L に達
した。一方、水熱処理を乾燥水熱処理残渣のアンモニア溶出量は処理温度に対してバラつきがあるものの乾燥汚泥の1/4-1/5以下であった。水熱処理を行った場合の方が濾液中のアンモニア濃度は高くなるのに対して、固体中にもアンモニアが含まれているものの、固体中に含まれているアンモニア量は減少していることが明らかとなった。乾燥処理だけでアンモニアの脱着挙動およびアンモニア溶出量が異なっていることから、水熱処理によるアンモニア吸着状態は通常の汚泥と異なっていることが示唆された。また、平衡アンモニア濃度は異なるものの、乾燥汚泥、乾燥水熱処理残渣に関わらず、アンモニアが水溶液に溶出する速さはほとんど変わらず、約50hで平衡に達していることから、固体中に含まれるアンモニアの存在形態は異なっているものと考えられる。

Fig.4-6 水熱処理温度とアンモニア溶出挙動の関係

Fig.4-7 に吸着時の吸着温度と吸着時のアンモニア濃度の径時変化を示す。ここでは 493K で処理を行った乾燥水熱処理残渣のアンモニア吸着挙動を示している。吸着時の温度により吸着挙動は大きく異なっており、常温（298K 程度）よりも、308K に加温した方がアンモニアの吸着量が多く、さらに加温した 328K においては吸着量が急激に減少した。一般的に物理的に吸着する場合には吸着時の温度が低いほど吸着量が増大するため、水溶液中のアンモニアは乾燥水熱処理残渣と化学的に吸着していることが示唆された。2 章に示した乾燥水熱処理残渣表面の官能基は水熱処理を行うことで親水性 OH 基が増大していることから、水溶液中のアンモニアは乾燥水熱処理残渣表面で OH 基にトラップされているものと考えられる。ただし、吸着時の温度が高くなると吸着できないため吸着量が大幅に低下したものと考えられる。

Fig.4-8 から Fig.4-10 に異なる水熱処理温度で得られた乾燥水熱処理残渣のアンモニア吸着挙動を示す。初期のアンモニア濃度は異なっており、それぞれ 162mg/L、1380mg/L、3320mg/L となっている。また、参考のため、汚泥活性炭および市販のアンモニア吸着剤であるセルファインのアンモニア吸着挙動についても併せて示しておく。水溶液に乾燥水熱処理残渣を浸した場合における平衡アンモニア濃度は 5mg/L 程度であることから、それよりも高いアンモニア水溶液中においてはアンモニアの濃度低下が見られた。
初期のアンモニアの濃度に関わらず、アンモニアの平衡吸着濃度はほぼ同じであり、乾燥水熱処理残渣のアンモニア吸着性能はほとんど変わらないことが明らかとなった。また、水熱処理時の温度により処理時の温度が高い方が、アンモニアの吸着量は若干多いものの、BET比表面積の違いで見られたように顕著な差が見られるわけでは無かった。一方、污泥炭化物の吸着能量は乾燥水熱処理残渣よりも低く、高濃度のアンモニア水からの吸着能力は極めて低いものであった。これは乾燥水熱処理残渣の表面は親水性を有しているのに対して、比較的小さな細孔を有しているものの污泥活性炭の表面は疎水性であることが原因であると考えられる。アンモニア除去用の吸着剤セルファインの吸着能は水熱処理残渣の吸着能よりも優れており、また吸着速度も速いことが分かった。

Fig.4-7 吸着時の温度とアンモニア濃度の経時変化

Fig.4-9 水熱処理温度とアンモニア吸着挙動の関係 (初期濃度 1380mg/L)

Fig.4-8 水熱処理温度とアンモニア吸着挙動の関係 (初期濃度 162mg/L)

Fig.4-10 水熱処理温度とアンモニア吸着挙動の関係 (初期濃度 3320mg/L)
Fig.4-11 に平衡アンモニア濃度とアンモニア吸着量の関係を示す。平衡アンモニア濃度に対するアンモニア吸着量は水熱処理温度により若干の違いは見られたが、493K 以上の水熱処理を行った乾燥水熱処理残渣のアンモニアの吸着特性はほとんど変わりがなかった。また、最大の吸着量については水熱処理温度に寄らずほぼ一定であることも明らかとなり、低温で水熱処理を行ってもアンモニアの吸着能があることが明らかとなった。

Fig.4-11 水熱処理温度とアンモニア吸着量の関係

Fig.4-12 にアンモニア吸着後、吸着物を蒸留水に含浸させた場合の水溶液のアンモニア濃度の経時変化を示す。ここで水溶液の温度は328Kで一定にした。アンモニアを吸着させた乾燥水熱処理残渣からのアンモニアの溶出が確認され、水熱残渣により吸着された水熱処理残渣は弱い結合により吸着されていることが示唆された。水熱処理温度によりアンモニアの吸着量に大きな違いが見られなかったため、アンモニアの脱着挙動もほぼ同じであった。ただし、水熱処理残渣に吸着されたアンモニアの脱着速度は極めて遅く、200h脱着しても平衡に達することは無かった。アンモニアの吸着量が少ない汚泥炭化物を投入した場合のアンモニア濃度はすぐに平衡に達し、アンモニア濃度も低かった。一方、アンモニア吸着量の最も多いセルファインについては脱着速度は遅く、また脱着量も少なかった。これはセルファインが化学的にアンモニアを吸着する吸着剤であるためである。

Fig.4-13 に脱着温度と脱着時のアンモニア濃度の関係を示す。ここでは 493K で水熱処理を行ったアンモニア吸着後の水熱処理残渣を含浸させた場合の結果を示す。脱着時の水溶液温度によりアンモニアの溶出挙動は異なっており、脱着温度が低い方が脱着量が少ないことが明らかとなった。ただし、常温 (298K) における脱着挙動と 308K における脱着挙動はほとんど同じであり、328K で脱着を行った場合の約半分程度であった。脱着温度が低い場合においても脱着速度は遅く、アンモニア濃度は徐々に上昇している傾向が見られた。
Fig.4-12 水熱処理温度とアンモニア脱着挙動の関係

Fig.4-13 脱着時の温度とアンモニア濃度の経時変化

Fig.4-14 に実験で使用した吸着物の吸着および脱着量を示す。脱着量については脱着時間が長いことから脱着時の近似曲線から外装し算出を行っている。上述したように308Kの吸着温度において最も吸着量が多く、また水熱処理温度が高いほど吸着量が多い結果となった。ただし、308Kの吸着温度においては水熱処理時の温度に関わらずアンモニアの吸着量に大きな差は見られなかった。また、308Kで吸着した場合の脱着量割合が少なくなっていることから、308Kにおける吸着においては粒子表面において化学的に吸着が行われていることが考えられる。アンモニア吸着用のセルファインの吸着量は水熱処理残渣に比べて多いものの、吸着量については約1.3倍程度にとどまっていた。汚泥活性炭の吸着量が最も少なく、また吸着温度とともに吸着量が少なくなっていることからアンモニアは物理的に吸着されたものと考えられるが、脱着割合が少ないため、吸脱着メカニズムについては今後の検討課題となる。

Fig.4-13 アンモニア吸着量と脱着量の関係
## 4 -4 まとめ

脱水污泥を原料として水熱処理を行い、得られた水熱処理残渣のアンモニア吸着・脱着性能について評価を行い以下の知見が得られた。

● 水熱処理温度を高くするとともに、乾燥水熱処理残渣の BET 比表面積は増大し、493K において最大 $ 38m^{2}/g $ 程度になることが分かった。ただし、一般的な吸着剤に比べると比表面積は小さかった。

● BET 比表面積は小さいものの、乾燥した水熱処理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、水熱処理温度が高いほどアンモニアの吸着能が高くなる傾向が見られた。

● 乾燥水熱処理残渣によるアンモニアの吸着時の温度は308Kが最も高く、それよりも低い場合、あるいは高い場合には吸着量が少なくなることが明らかになった。得に328Kに温度を高くした場合には吸着量は半分以下に減少した。

● 水熱処理污泥のアンモニア吸着能力は30mg/g程度であり、市販のアンモニア吸着剤に比べて小さかった。ただし、吸着性能の差はわずかであり、市販吸着材の2/3程度のアンモニアが除去可能であることが明らかとなった。

● 水熱処理を行った水熱処理固体残渣表面には親水性 OH 基が多数存在しており、この官能基によりアンモニアの吸着が可能であったと考えられる。そのため、水熱処理技術による炭化物製造により水溶性物質の除去効果を有する吸着剤を製造できる可能性があることが明らかとなった。
## 5 ．水熱処理スラリーのメタン発酵性能

## 5 -1 はじめに

水熱処理技術は污泥メタン発酵の向上技術としてすでに知られており、また水熱処理条件が污泥メタン発酵に与える影響についても数多くの研究報告がある。活性污泥法により最終的に污泥処理される污泥は生物の死骸等の有機物を多く含んでおり、通常のメタン発酵においてはメタンガスが得られるまでに時間を要することが知られているが、180℃以上の水熱反応により細胞壁を破壊するとともに、加水分解により有機物を有機酸に分解する効果があるため、比較的短時間でメタン発酵が可能であることが知られている。しかしながら、これまでの研究報告は実験室において水熱処理を行い、固液を分離した後に液成分のメタン発酵について実験的検討を行っているものが多く、固体残渣がメタン発酵に及ぼす影響についてはほとんど報告されていない。そこで、本研究では水熱処理後の処理スラリーを分離することなくメタン発酵を行い、固体残渣を含む処理スラリーのメタン発酵挙動について確認を行った。

## 5 -2 実験装置および実験方法

汚泥のメタン発酵の実験では下水汚泥の水熱処理により得られた処理スラリーを原料とし、Fig.5-1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℃に設定したファーメンター（5L）に水熱処理残渣、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。培養したメタン菌の量100mLに対して、約90gのメタン発酵原料を投入し、さらに100mLの蒸留水を加えて固体分濃度の調整を行った。それぞれメタンガスの分析にはガスクロマトグラフィーを用いた。発酵日数は15日間とし、固体物濃度は6.1%である。メタン発酵菌についてオオブユニティー(株)様より提供を受けた。水熱処理条件は180℃、60minで一定とし、水熱処理後に固液分離を行うことで濾液とケークの分離を行った。

Fig.5-1 Schematic diagram of methane fermentation reactor
## 5 -3 実験結果および考察

Fig.5-2 に汚泥、水熱処理後の濾液、ケークおよび水熱処理スラリーを原料としてメタン発酵を行った場合のガス生成量を示す。水熱処理スラリーを原料とした場合が最もガス生成量が多く、続いて濾液、未処理の汚泥、ケークの順番であった。ただし、濾液と汚泥を原料とした場合のガス発生量の違いはわずかであった。いずれの試料においても15日後にはほぼ平衡に達しており、ガスの生成はほとんど見られなかった。ただし、いずれの試料においても投入試料重量は同じであるため、水熱処理を行っていない試料についてはさらに長時間の発行により徐々にガス量が増加することも考えられる。ガスの生成が見られなくなるまでの発酵時間は若干異なっており、メタン発酵原料の量が少ないケークが最も速く、その次に水熱処理スラリーであった。

Fig.5-3 に各種試料と用いた場合のメタン発生量を示す。メタンガス発生量は、ガス発生量と同じく、水熱処理スラリーが最も多く、続いて水熱処理を行った濾液を試料とした場合のメタン発生量が多くなった。ガス生成における速度は試料により違いがほとんど見られなかったものの、メタン発生速度だけ見てみると、汚泥をそのまま用いた場合において若干ガス発生速度が遅くなっていた。生成ガスに占めるメタンガスの割合は試料により若干異なっており、濾液を試料とした場合に最も高く、メタンガスの占める割合は約48%であり、水熱処理スラリーは44%であった。汚泥を試料とした場合のメタンガス含有割合は40%であり、水熱処理を行った場合よりもメタン発生割合が小さくなった。ケークを試料とした場合のメタンガス含有割合はわずか15%であり、メタン発生挙動は大きく異なっていた。ただし、現時点において処理残渣がメタン発酵に与える詳細なメカニズムについては分かっていない。

Fig.5-2 各種試料と発生ガス量の関係

Fig.5-3 各種試料と発生メタンガス量の関係

Fig.5-4 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まとめて示す。
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、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。図には示していないが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、水熱処理残渣は脱水作用により炭化されているものの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。

Fig.5-4 各種メタン発酵原料と単位試料重量当たりのメタンガス発生量

## 5 -4 まとめ

水熱処理汚泥に対してメタン発酵実験を行い、以下の知見が得られた。

● 水熱処理を行った汚泥のメタン発酵を行った場合、水熱処理を行わなかった汚泥よりもメタン発酵量が多いことが明らかになった。メタンの生成速度は水熱処理を行うことにより速くなることが確認されたが、メタン発酵により発生するガスの生成速度については水熱処理により大幅に変化する傾向は見られなかった。
● 生成ガスに含まれるメタンガスの含有割合は試料により異なっており、濾液を試料として用いた場合が最も高く、一方でケークを試料とした場合にはわずかであった。

● 水熱処理残渣を含むことで水熱処理スラリーの生成ガス中メタン含有量は水熱処理濾液よりも若干低下するものの、汚泥よりは高く、また水熱処理スラリーをメタン発酵原料とすることで高いガス生成量を得られることが明らかとなった。そのため、ISTSにおいては水熱処理汚泥を分離する前にメタン発酵を行った方が良いことが明らかとなった。
### 6. ISTS プロセスの物質収支およびエネルギー収支

## 6 -1 はじめに

2 章から 5 章において、ISTS 構築に必要な要素技術に関する実験結果を示した。本章ではこれらの結果を用いて 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の計算を行い、ISTS の評価を行った。また、従来の汚泥焼却プロセスにおける消費エネルギーと ISTS における消費エネルギーを比較することで ISTS の省エネ性について検討を行った。

## 6 -2 計算方法

Fig.6-1 に上述した要素技術試験結果をもとに水熱技術を利用する提案下水処理プロセスの概略図を示す。提案するプロセスにおいては、水処理施設においては従来と同じ手法を用いるものとし、下水処理プロセスにおいて水熱技術を適用する。計算では99.9%以上が水で、下水流入量が約1万m³/day規模の下水処理場を想定している。この場合、含水率98%の濃縮污泥を140t/dayで処理を行う必要がある。

まず、物質（汚泥）の流れとして、提案プロセスでは図に示すように含水率約98%の濃縮汚泥は遠心脱水機を用いてプレ脱水を行い、含水率89%まで固液分離を行い、高压スラリーポンプを介して二重管式スクリュー型水熱処理装置へと搬送される。上述してきた結果より水熱処理温度180℃、水熱処理時間60 minで水熱処理を行った水熱処理スラリーは、プレ脱水機で分離した濾液と混合し、温度およびスラリー濃度、pHを調整した上でバイオフィルターを用いたメタン発酵槽に輸送される。輸送時および発酵槽へのスラリーの投入時には発酵槽内の攪拌が十分に行えるような工夫が必要となる。38℃で設定した発酵槽では10日間の発酵期間を経て、発生したメタンは槽上部より取出し、ガスホルダーへと貯蔵され、一方発酵槽上部より溢流するスラリーは遠心脱水機にて脱水を行う。含水率68%の脱水水熱処理残渣の約8割はボイラーに投入し燃焼を行い、熱エネルギーの回収を行い、残りの2割は熱風乾燥器に送られ、乾燥処理を行う。乾燥処理を行った水熱処理残渣は吸着塔に充填し、遠心脱水機からの濾液中に含まれるアンモニアの除去に用いる。ボイラーにより排出される灰については従来の通り、灰利用、あるいは埋め立て処理を行うものとする。

一方、エネルギーの流れについて、最も大きな熱源は水熱処理残渣を燃焼するボイラーであり、エネルギーの消費先は水熱反応を行う二重管式スクリュー型水熱処理装置である。ボイラーで得られる水蒸気は水熱反応装置に送られ処理スラリーの加熱に利用する。水熱処理装置より得られる熱は高压スラリーポンプから水熱処理装置への間で汚泥の予熱を行う。メタン発酵槽では槽内を38℃に制御する必要があるが、水熱処理装置から排出される高温の処理スラリーとプレ脱水装置からの脱水液を混合することにより温度調整を行う。ただし、水熱処理装置より排出される処理スラリーが持つエネルギーの方が大きいため、季節や時期によってはメタン発酵槽の冷却が必要となると思われる。水熱処理装置とは別に出す固体残渣の乾燥においてもエネルギーを必要とすることから、ボイラー排ガスの熱交換を利用して脱水汚泥の乾燥を実施する。乾燥固体残渣のアンモニア吸着の最適温度は30℃程度であることから、発酵槽から吸着塔までは放熱が少なくなるような工夫が必要となる。

上述した水熱処理を利用した汚泥処理プロセスにおける物質収支およびエネルギー収支について計算を行い、ISTS の評価をおこなった。
Fig.6-1 水熱処理を利用した ISTS 汚泥処理プロセスの概略図

## 6 -3 結果および考察

Fig.6-2 に ISTS における汚泥の物質収支、カーボン収支、窒素収支を示す。前提条件として示したように、濃縮槽から搬出される含水率 98% の汚泥重量は日量 140t であり、固体分の元素分析および水質分析の結果より、炭素含有量は約 2.6t/day、窒素含有量は 0.5t/day となる。プレ脱水により固体を多く含む汚泥スラリーと固体をほとんど含まない濾液に分離され、固体を多く含む汚泥スラリーは水熱処理装置へと搬送される。水熱処理に要するエネルギーを軽減するため、プレ脱水において汚泥スラリーの含水率を下げたいが、含水率が 89% 以下になると著しく搬送性が悪化することから、プレ脱水における脱水においては含水率 89% としている。プレ脱水した溶液中には炭素分や窒素分も多く含まれており、水熱処理される汚泥スラリーに含まれる炭素分量や窒素分量よりも溶液中に含まれる炭素化合物や窒素化合物の重量の方が実際には多く、窒素分の濃度は約 2800ppm 程度となっている。

水熱処理装置では $ 180^{\circ}C $ で 60min の処理を行うことで加水分解により固形分の約 40%が可溶化し、固体中の炭素分および窒素分は水溶液中に溶出する。ただし、固形分の一部は脱水反応により縮合し、固体残渣中の炭化度は高くなる。一方で、固体中の窒素分はアンモニア等の窒素分として水溶液中に溶出するため固体残渣中の窒素割合は減少することになる。水熱処理後の高温の処理スラリーはプレ脱水で分離された水溶液と混合し、温度、pH、濃度等を調整した後メタン発酵槽へと投入される。
プレ脱水された水溶液中にも大量の炭素分が含まれており、また水熱処理を行った処理スラリーにも炭素分が含まれていることからこれら炭素分がメタン発酵原料として利用される。水熱処理残渣もメタン発酵槽に直接投入されるが、メタン発酵において水熱処理残渣はほとんど影響しないことが明らかとなっている。38℃に保たれたメタン発酵槽ではメタンガスおよび二酸化炭素が発生するため、水溶液中の炭素分はガスへと分解される。メタン発酵実験において得られた水溶液中のガス変換率は非常に低く、本件においてはわずか13%程度であった。これは最終的に得られる炭化物の発熱量とのバランスによるものであり、当然のことながら、メタン発酵におけるカーボン利用率を向上させることは可能である。水熱処理により有機物中の窒素分が水溶液中に大幅に増大するもの、窒素濃度は3400ppm程度であるが、アンモニア濃度としてはその半分程度であると考えられるため、メタン発酵におけるアンモニア阻害はほとんどないものと考えられる。ガス中の窒素成分については測定を行っていないが、ガス中の窒素成分量はメタンや二酸化炭素に比べて非常に少ないものと考えられる。

メタン発酵槽から溢流するスラリーの含水率は98%以上であるため、遠心脱水装置を通して、固液分離を行う。水熱処理残渣を含むスラリーの脱水性能は極めて良好であることから、従来の遠心分離装置でも含水率68%まで脱水が可能であると考えられる。含水率68%の脱水スラリーは自燃可能であり、ボイラーにより焼却、熱回収される。遠心脱水装置から得られるケークの一部は乾燥装置に搬送され、熱風乾燥した後、アンモニアの吸着塔に送られる。遠心脱水機から分離される水溶液中には大量のアンモニア等窒素分が含まれているため、乾燥水熱処理固体残渣により水質基準以下まで窒素分濃度を下げることは不可能であった。ただし、水熱処理固体残渣にはリンが濃縮されており、吸着塔においてアンモニアが吸着されることから窒素およびリンを含有した肥料としての利用方法が考えられるが、これについては今後の検討課題となる。

Fig.6-3 に ISTS の各プロセスにおける処理条件とエネルギー収支を示す。ISTS を構築するためには、各プロセスにおける装置動力および水熱処理や乾燥処理に要する熱エネルギーが必要となっている。ポンプ等の電気を使用する設備の運転動力については参考文献を参照し、算出を行っている。主な熱源は水熱処理固体残渣の燃焼するポイラーであり、ポイラーでは蒸気温度 500K の水蒸気を利用して汚泥の水熱処理を行い、ポイラーの排熱回収により水熱処理固体残渣の乾燥を行うことになる。

上述してきた結果から、水熱処理温度はエネルギー消費量を抑制するため、180℃、60minと設定し、水熱処理装置からの排熱は水熱処理装置までの污泥スラリーを80℃まで昇温することが可能となっている。水熱処理後の処理スラリーはプレ脱水により得られる濾液と混合することでメタン発酵に必要な38℃の温度を維持することが可能であるため、従来のメタン発酵プロセスのようにメタン発酵槽の加温のためにエネルギーを投入する必要性はない。熱風乾燥器においても含水率69%の水熱処理残渣を完全に乾燥するためにエネルギーが必要となるが、ここではボイラー排熱を利用する予定である。

生産されるメタンガスは水熱処理時間や発酵槽における滞留時間を制御することでメタンガス主体の生産、あるいはボイラーの燃料としての利用のどちらかの選択が可能である。現時点では水熱処理に必要なエネルギーは水熱処理残渣の熱量だけでは賄うことができないため、後述するようにボイラーでは水熱処理残渣とともに燃料を投入する必要があるが、生産されたメタンガスを水熱処理用のエネルギー源として利用することも考えられる。ただし、FIT等により発電を優先的に行った方がコスト的にメリットのある場合においては、メタンガスの生産量を上げることにより、全体におけるコスト削減を図ることも可能であるものと考えられるので、今後は設備のコスト等も含めて経済的指標からISTSを評価する
Fig.6-3 ISTSにおける各プロセスにおける条件およびエネルギー収支
必要がある。

Fig.6-4に物質収支およびエネルギー収支より得られた ISTS のエネルギー消費量についてまとめて示す。図は従来の焼却プロセスにおける消費エネルギーと比較を行っている。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、本プロセスには別の投入エネルギーが必要で、重油換算量として日量330Lが必要となっているものの、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。一方、メタンによる創エネルギー効果も加味した場合における消費エネルギー量については、メタンによる創エネルギー量と水熱処理に必要な消費エネルギー量がほぼ同量であることから、ISTSの運転を維持する動力のみとなる。ただし、ISTS運転においてすべて汚泥が有するエネルギーだけで賄うことはできないため重油換算で日量68Lが必要となるが、エントロピーベースで80%のエネルギーが削減可能となっている。

Fig.6-4 ISTS と従来焼却污泥処理プロセスにおける消費エネルギーの比較
## 6 -4 まとめ

2 章から 5 章に得られた結果を基に ISTS における物質収支およびエネルギー収支の計算を行うとともに、従来の汚泥焼却処理プロセスとの比較を行った。以下に得られた知見をまとめて示すとともに、ISTS 構築に対する考察を示す

高含水率有機廃棄物の処理において有機廃棄物が有するエネルギーだけではプロセス全体のエネルギーを賄うことは当然できないため、高含水率有機廃棄物の処理プロセスにおいては従来のプロセスと比較して、如何に消費エネルギーを削減できるかが大きな課題となる。

ISTS においては水熱処理に必要なエネルギーが最も大きくなるものの、従来の污泥焼却プロセスと比較した場合には56%程度の省エネが可能であることが明らかになった。また、水熱処理技術を利用した新たなメタン発酵技術を採用することにより、さらに大きな省エネが達成可能であることが明らかとなった。

現在では脱水技術およびメタン発酵技術が発達し、焼却に要するエネルギーの削減見通しがすでに立ち始めているため、今後はさらに細かいプロセス、例えば脱水プロセス等、において消費するエネルギーの削減が求められるものと考えられるが、その場合においても脱水における動力削減が可能である水熱技術を利用した污泥処理プロセスは極めて有効であると考えられる。
### 7. まとめ

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。

● 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。

● 乾燥させた水熱処理後の固体残渣は表面に 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。また、市販の吸着剤と比較しても最大のアンモニア吸着量に大きな違いは見られなかったものの、水溶液中に含まれるアンモニアの完全除去は不可能であるが、水熱処理残渣にリンが濃縮されていることから、アンモニアを吸着した水熱処理固体残渣は肥料としての利用の可能性もあることが示唆された。

● 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。

● 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% 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。

● ISTS 構築を目的として ISTS における要素技術開発を実施し、①-④の結果に示すようにすべての結果において ISTS 構築の技術的実現性が示唆された。ただし、上述したように水熱処理汚泥によるアンモニア全量回収は不可能であるため、従来のプロセス同様にメタン発酵後には水溶液を水処理プロセスへと返流する必要がある。ただし、リンと窒素を含む水熱処理残渣は燃料としてだけではなく、肥料としての利用も検討対象となることが示唆された。
### 8 \. 参考文献

● 環境 goo http://eco.goo.ne.jp/

● 「一般廃棄物の排出及び処理状況等（平成18年度実績）について」環境省大臣官房廃棄物・リサイクル対策部廃棄物対策課

● 「産業廃棄物の排出及び処理状況等（平成18年度実績）」 環境省大臣官房廃棄物・リサイクル対策部廃棄物対策課

● 「産業廃棄物排出・処理状況調査（平成18年度実績）」 環境省大臣官房廃棄物・リサイクル対策部廃棄物対策課

● EIC ネット http://www.eic.or.jp/

● 宮城県下水道課 http://www.pref.miyagi.jp/gesui/

● 濾過工学ハンドブック 世界濾過工学会日本会編(2009) p290~324

● トコトンやさしいバイオガスの本 澤山茂樹 日刊工業新聞社(2009)

● 湯川英明 監修 バイオマスエネルギー利用技術 シーエムシー出版(2001) p175~187

● 末継、井本、宮崎、中野、下水汚泥水溶液のゾル・ゲル転移的挙動、農業土木学会論文集、No.198, pp.47～52（1998.12）

● 濾過工学ハンドブック 世界濾過工学会日本会編(2009) p2~5

● 中山賢人、水熱処理後の高温状態が汚泥の脱水性能と性状に与える影響、修士論文（2013）

● Ashida, R., A. Hagimoto, K. Miura, N. Okuyama, M. Hamaguchi, T. Shishido and N. Komatsu; “Examination of Coking Behavior of Coking Coal and Binder through Characterization Utilizing High Temperature Solvent Fractionation,” J. Jpn. Inst. Energy, 91, 48-55 (2012)

Catallo, W. J. and J. L. Comeaux; “Reductive hydrothermal treatment of sewage sludge,” Waste Management, 28, 2213-2219 (2008)

● Imai T., M. Arakane, T. Higuchi, M. Sekine, S. Murakami and M. Takeuchi; “Research Review on Sewage Sludge Treatment Using Solubilization Technologies,” J. Japan Society Waste Management Experts, 19, 1-8 (2008)

● Ishikawa, M.; “The feature and future of the reduction technology of waste sludge (in Japanese),” Environ. Conservation Eng., 28, 523-526 (1999)

Judd, S.; “A review of fouling of membrane bioreactors in sewage treatment,” Water Sci. Technol., 49, 229-235 (2004)

● Kobayashi, N., N. Okada, Y. Tanabe and Y. Itaya; “Fluid Behavior of Woody Biomass Slurry during Hydrothermal Treatment,” Ind. Eng. Chem. Res., 50, 4133-4139 (2011a)

● Kobayashi, N., S. Nomura, Y. Fujimura, H. Tsuboi, T. Kimoto and Y. Itaya; “Effect of Hydrothermal Condition on the Characteristics of Sludge,” Kagaku Kougaku Ronbunysu, 37, 460-476 (2011b)

● Kobayashi, N., S. Tachibana, S. Nomura, Y. Tanabe, Y. Fujimura, H. Tsuboi, T. Kimoto and Y. Itaya; “Effect of Hydrothermal Reaction Conditions on Filtration Performance of Sludge,” J. Jpn. Inst. Energy, 94, 119-126 (2014)
● Yoshida, H., H. Tokumoto, K. Ishii and R. Ishii; “Efficient, high-speed methane fermentation for sewage sludge using subcritical water hydrolysis as pretreatment,” Bioresour. Technol., 100, 2933-2939 (2009)
### 9. 研究発表

学会発表

日時	会議名	人数	発表タイトル
1	8/2012	第21回 日本エネルギー学会	400	水熱処理条件が汚泥の脱水に与える影響
2	9/2012	化学工学会 第44回秋季大会	800	水熱処理汚泥の高温分離に関する研究
3	10/2012	2013 AIChE Annual Meeting	数千	Enhanced Drying Process of Sewage Sludge with Carbonized Sludge
4	1/2013	第8回 バイオマス科学会議 (ポスター)	250	水熱処理時の高温脱水が脱水性能と汚泥性状に与える影響
5	1/2013	第8回 バイオマス科学会議 (ポスター)	250	水熱処理条件が汚泥の脱水および汚泥性状に与える影響
6	12/2013	International Symposium on EcoTopia Science 2013	300	Effect of Hydrothermal Reaction Conditions on Filtration Performance of Sewage Sludge
7	12/2013	Filtech 2013	1500	Effect of Hydrothermal Reaction Conditions on Dewatering Performance of Sludge
8	1/2014	第9回 バイオマス科学会議 (ポスター)	300	水熱処理条件が及ぼす汚泥脱水性能について
9	3/2014	化学工学会 第79年会	900	汚泥水熱処理残渣のアンモニア吸着材としての利用
10	9/2014	第25回 廃棄物資源循環学会	350	汚泥水熱処理残渣のアンモニア吸着剤としての利用
11	1/2015	第10回 バイオマス科学会議 (ポスター)	300	汚泥水熱処理残渣のアンモニア吸着剤としての利用

展示会

日時	会議名	人数	発表タイトル
7/3-5/2013	Thermotec 2013 (ポスター)	1万9千	水熱処理技術を用いた下水污泥処理

セミナー

日時	会議名	人数	講演タイトル
8/2014	環境エネルギーサーセミナー	60	バイオマスの有効利用技術
11/2014	グリーン・イノベーション EXPO 2014	30	下水污泥処理施設における省エネルギー化と汚泥の利用技術
学術論文

発行年	雑誌名	論文タイトル
2014	J. Jpn Inst. of Energy	Effect of Hydrothermal Reaction Conditions on Filtration Performance of Sewage Sludge
2015	化学工学論文集	高温濾過における水熱処理汚泥の濾液性状
投稿中	日本エネルギー学会誌	水熱処理汚泥残渣を用いたアンモニアの吸着挙動

「国民との科学・技術対話」の実施

インターネット上（岐阜大学 研究室の URL）にて研究成果を発信。

## 知的財産権の取得状況

岐阜大学知的財産部と水熱処理技術によるアンモニア吸着剤製造技術に関する特許の出願可能性について検討実施中。
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

## 10 ．研究概要図
### 11. Summary

To develop Integrated Sludge Treatment System (ISTS), (1) the evaluation of hydrothermally treated sludge characteristic and dewatering performance, (2) the study of ammonia adsorption by hydrothermally treated sludge, (3) the study of methane fermentation behavior of hydrothermally treated sludge, and (4) the calculation of material balance and energy balance in ISTS, was conducted in this project. Result was obtained as following.

1) Dewatering performance of hydrothermally treated sludge was significantly improved. Hydrothermal treatment temperature effected on the dewatering performance, but dewatering performance of sludge treated at low hydrothermal temperature was able to improve by increasing hydrothermal treatment time.

2) Dried sludge after the hydrothermal treatment had adsorption capability of ammonia in solution, because it had –OH radicals on the surface. Big difference in ammonia adsorption ability depends on hydrothermal temperature was not observed, but adsorption temperature strongly affected on adsorption capability.

3) Improvement of methane fermentation performance of hydrothermally treated sludge was confirmed. Direct injection of solid residue after the hydrothermal treatment into methane fermentation tank could be possible, because the residue hardly affected on methane fermentation performance.

4) By development of ISTS, 56 % of consumption energy could be saved compared with conventional sludge treatment system. By saving energy consumption, $ CO_{2} $ emission could be reduced from sludge treatment process as well. But evaluation of ISTS constriction in the aspect of economic was still needed.
資料1-2

## 特定個人情報の取扱いに関する留意点について

個人情報保護委員會事務局 平成29年1月
## 目次

＜立入検査等を踏まえた留意点＞

◆ 事例1 事務の範囲及び事務取扱担当者
◆ 事例2 研修
◆ 事例3 機器等の持込制限
◆ 事例4 アクセス制御
◆ 事例5 アクセスログ
◆ 事例6－1 その他
◆ 事例6－2 その他
◆ 事例7－1 補足(業務継続)
◆ 事例7－2 補足(個人情報)

＜漏えい事案等＞

◆ 事例①
◆ 事例②
◆ 事例③

◆ 最後に

### 1.1
## はじめに

平成

25年 5月 「行政手続における特定の個人を識別するための番号の利用等に関する法律」(番号法) 制定

26年 1月 特定個人情報保護委員會 設置

27年 9月 改正個人情報保護法 公布

27年10月 マイナンバー通知開始

28年 1月 マイナンバーの利用開始 マイナンバーカードの交付

個人情報保護委員会に改組
## 突然ですが、この数字何かわかりますか？

①26年 7月 2895万件

②27年 5月 125万件

③28年12月 42万件

(注)公表、報道ベース

④27年度 83件

⑤28年度(上半期) 66件
## 答え

(個人情報)

①26年 7月

②27年 5月

③28年12月

2895万件⇒ 民間企業

125万件⇒ 独立行政法人等

42万件⇒ 民間企業

→漏えいするなどした個人情報の件数

(特定個人情報)

④27年度

83件（重大な事態2件）

⑤28年度(上半期) 66件(重大な事態2件)

⇒個人情報保護委員会に報告された漏えい事案等の件数
漏えいしてしまうと、

信用が失墜し、市民の不安を招くだけでなく

①謝罪

②コールセンターの設置

③マスコミ対応

④訴訟？システムの利用停止？

など様々な対応を求められ、多大なコストを強いられることになります。
## 特定個人情報等の取扱いに は十分注意してください！！
## 立入検査の状況

27年度 行政機関1機関 地方公共団体1機関 2件

28年度（上半期）行政機関3機関 地方公共団体1機関 4件

28年度檢查計画 行政機関5件 地方公共団体5件

## 番号法

(報告及び立入検査)

第38条 委員会は、この法律の施行に必要な限度において、特定個人情報を取り扱う者その他の関係者に対し、特定個人情報の取扱いに関し、必要な報告若しくは資料の提出を求め、又はその職員に、当該特定個人情報を取り扱う者その他の関係者の事務所その他必要な場所に立ち入らせ、特定個人情報の取扱いに関し質問させ、若しくは帳簿書類その他の物件を検査させることができる。（略）

## (委員会による検査等)

第28条の3 特定個人情報ファイルを保有する行政機関、独立行政法人等及び機構は、個人情報保護委員会規則で定めるところにより、定期的に、当該特定個人情報ファイルに記録された特定個人情報の取扱いの状況について委員会による検査を受けるものとする。

2 特定個人情報ファイルを保有する地方公共団体及び地方独立行政法人は、個人情報保護委員会規則で定めるところにより、定期的に、委員会に対して当該特定個人情報ファイルに記録された特定個人情報の取扱いの状況について報告するものとする。

※漏えい事案等を踏まえて、随時に検査を行うことがあります。
## 立入検査は、どのような観点で行うのか？

Point $ ^{①} $ 規程が適切に定められているか。

特定個人情報保護評価書(PIA)や特定個人情報の適正な取扱いに関するガイドラインに沿って規程が定められているか。

Point② 地方公共団体が定めた規程や、上記のPIA、ガイドラインに基づいて、実施(運用)されているか。

→検査に当たっては、客観的な証拠に基づいて説明できているかという観点で検査を行いますので、客観的な証拠として記録を残すことも重要です。

例: 入退室の記録、廃棄の記録、アクセスログ、研修実施の記録など

特定個人情報の適正な取扱いに関するガイドライン(行政機関等・地方公共団体等編)より抜粋

2 講ずべき安全管理措置の内容

地方公共団体等は、安全管理措置を講ずるに当たり、番号法、個人情報保護条例、本ガイドライン、指針等及び地方公共団体における情報セキュリティポリシーに関するガイドライン等を参考に地方公共団体等において策定した情報セキュリティポリシー等を遵守することを前提とする。