Silviase/jgov_v1.4_full_ann huggingface dataset:
Fig.2-11 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（重量基準）

Fig.2-12 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（重量基準）

元素分析結果より固体残渣の水熱処理温度に対する挙動を H/C、O/C 線図に示すと Fig.2-13 のように表される（スラリー濃度 12.6%、処理時間 5min の場合の結果）。図には木質バイオマス水熱処理固体残渣の結果も併せて示した。灰分割合が大きく異なっていることから木質バイオマスと汚泥の元素割合には大きな差がある。特に汚泥の炭素割合が木質バイオマスに比べて少ないことから H/C の値は大きく異なっている。しかしながら水熱処理温度に対する残渣の組成変化の傾向は汚泥と木質バイオマスはほぼ同じであり、処理温度が高くなるとともに加水分解により有機成分が可溶化し、H/C、O/C ともに減少する。
水熱処理残渣の組成は主に脱水反応により変化し、加えてわずかな脱炭酸反応や脱メタン反応も同時に起こっている。この傾向は処理温度が高い場合の方が強くなる。処理残渣の組成は汚泥有機成分の脱水反応の進行に伴い変化するため、処理温度が高くなればなるほど H/C、O/C の値は小さくなり、見かけ上炭化度は高くなる。そのため下水汚泥や木質バイオマスなどの有機物を高温で水熱処理を行なうと石炭（褐炭）組成に近づくことが知られている。

Fig.2.13 Effect of treatment temperature on chemical compositions, O/C and H/C, of reacted sludge and woody biomass

Fig.2-14 a, b, c に得られた処理残渣の SEM 写真を示す（スラリー濃度 12.6%、処理時間 5min の場合の結果）。a は原料粒子、b および c はそれぞれ 473 K、493 K の水熱処理で得られた処理残渣粒子の SEM 写真であり、各写真ともに倍率は 1000 倍である。SEM 写真に見られる原料粒子は比較的滑らかな表面を有しているが、灰分割合が多く粉砕を行なっているため角のある形状をしている粒子、表面が爛れたような粒子も多く観察された。中には繊維が絡まったようなものや毛羽立った粒子も観測されている。水熱処理を行なった粒子については比較的粒子の角がとれた粒子が多く、表面は原料よりもザラザラしているようにも見え、また粒子表面には細孔が発達している。観察前に水洗処理を行なっているため全体的に凝集体の割合は少なく、また粒子表面には微小粒子の付着はほとんど見られなかった。粒子ごとに粒子形状および粒子表面状態が大きく異なっているため水熱処理による粒子形状の影響を判断することは困難であるが、粒子郡全体を観察すると水熱処理温度が高くなるとともに粒子は丸みを帯び、また粒子径が小さくなっている傾向があった。
a. Before hydrothermal treatment

b. After hydrothermal treatment at 473 K

c. After hydrothermal treatment at 493 K

Fig.2-14 SEM photograph of sludge and solid residues

Fig.2-15 に水熱処理を施した汚泥スラリーの定圧濾過後の乾燥ケーク中に含まれる有機物の吸収波長に対する吸光度のスペクトルを示す。図に示されているピークをそれぞれ番号で表し、Table.2-2 に波長と官能基の関係をまとめた。-OH 基のピークに最も大きな差が見られ、水熱処理をせずに乾燥したスラリーの吸光度が一番小さく、処理温度が高くなるほど吸光度が大きくなっていた。ここで、水熱処理は亜臨界領域での熱水の化学作用を用いた処理であり、この化学作用の特徴として激しい加水分解作用が挙げられる。一般的に水は水素イオンと水酸化物イオンによる加水分解作用を持つが、これらのイオン量を示すイオン積が200～220℃で極大値を示し、加水分解作用が最も激しくなる。このため、水熱処理温度が高いスラリーほど吸光度が大きくなったのは、水熱処理時の加水分解反応の影響で-OH 基が生成するように切れたことが考えられる。また-OH 基は、アルコール（R-OH）系、フェノール系、カルボン酸系が考えられるが、参考文献により、⑩の吸収波長の位置と吸光度の強さからアルコール系であることが考えられる。②～⑧の飽和炭化水素、不飽和炭化水素のピークは処理温度によって大きな違いは見られなかった。②～⑧のピークは水熱処理をせずに乾燥した未処理の汚泥のピークにも違いがなかったことから、水熱処理により炭素原子同士の結合はほとんど切れていないことが考えられる。

Fig.2-15 水熱処理温度を変化させて処理した時の乾燥ケークの赤外吸収スペクトル
Table.2-2 Fig.2-15 で示されているピークと官能基の関係

番号	①	②	③	④	⑤	⑥	⑦	⑧	⑨	⑩	⑪
官能基	N-H	$ -(CO_{2})_{2}- $	$ -(CO_{2})_{2}- $	C≡C	=C-H	C=C	$ -(CO_{2})_{2}- $	$ -CH_{3} $	OH (会合)	OH (会合)	N-H
振動形式	伸縮	伸縮 (非对称)	伸縮 (对称)	伸縮	內面変角	伸縮	內面変角 (横揺れ)	內面変角 (はさみ)	伸縮	面外変角	面外変角

Fig.2-16 に処理時間 5 分、処理温度 180℃、200℃、220℃、240℃で水熱処理を施した時の汚泥スラリー中に含まれる有機物の吸収波長に対する吸光度を示す。また同様に処理時間 15 分、60 分で水熱処理を施した時の汚泥スラリー中に含まれる有機物の吸収波長に対する吸光度をそれぞれ Fig.2-16、Fig.2-17 に示す。2900cm $ ^{-1} $ の付近のピークは脂肪族性成分の C-H 伸縮振動、1650cm $ ^{-1} $ 付近の強いピークは主にアミド基（Ⅰ）および C=O の振動、1560cm $ ^{-1} $ 付近のピークはアミド基（Ⅱ）の振動、1460cm $ ^{-1} $ 付近の幅広いピークは脂肪族性成分の CH $ _{2} $ -および CH $ _{3} $ -の変角振動、1400cm $ ^{-1} $ 付近のピークは無機成分の複合体を形成した COO-や C-H などの振動、1030cm $ ^{-1} $ 付近の著しく強いピークは主に多糖類及びアルコールの C-O 伸縮振動であるという報告がなされている。以上より、下水汚泥の組成は多糖類およびアルコール、タンパク質及び加水分解物、脂肪族成分などが主体であり、芳香族性成分は僅かであることが分かる。

Fig.2-16 処理時間 5 分で水熱処理温度を変化させて処理した時の汚泥スラリー中に含まれる有機物の吸収波長に対する吸光度
Fig.2-17 処理時間 15 分で水熱処理温度を変化させて処理した時の汚泥スラリー中に含まれる有機物の吸収波長に対する吸光度

Fig.2-18 処理時間 60 分で水熱処理温度を変化させて処理した時の汚泥スラリー中に含まれる有機物の吸収波長に対する吸光度

Fig.2-16 から Fig.2-18 はそれぞれ 5～6 回ほど測定したうちの 1 つの測定結果となるが、同条件の吸収波長に対する吸光度を測定した際、ばらつきがあった。そのため、Fig.2-15 から Fig.2-17 において特に吸光度に違いが見られた吸収波長約 $ 1024 cm^{-1} $ 、 $ 1634 cm^{-1} $ 、 $ 3345 cm^{-1} $ の吸光度について検討した。処理時間と処理温度を変化させて水熱処理を施した時の污泥スラリー中の有機物の吸収波長約 $ 1024 cm^{-1} $ の吸光度の
強さの平均値の推移を Fig.2-19 に示す。同様に吸収波長約 $ 1634 cm^{-1} $ の時を Fig.2-20 に、吸収波長約 $ 3345 cm^{-1} $ の時を Fig.2-21 に示す。Fig.2-19 に示すようにどの処理温度、処理時間で汚泥を水熱処理した時においても未処理のピークに比べて大きくなった。吸収波長 $ 1634 cm^{-1} $ 、 $ 3345 cm^{-1} $ と比べると吸収波長約 $ 1024 cm^{-1} $ において一番ばらつきが大きいということも見られた。上記でも述べているように $ 1030 cm^{-1} $ 付近の著しく強いピークは主に多糖類及びアルコールの C-O 伸縮振動であることから、処理条件の違いが多糖類及びアルコールの C-O 伸縮振動に大きな影響を及ぼしている可能性があることが示唆された。

Fig.2-20 より水熱処理時間の違いにより吸収波長約 $ 1634 cm^{-1} $ における吸光度の強さに大きな変化は見られなかったが、未処理のピークと比べてもわかるように各処理時間において水熱処理温度を高くするほど吸光度の強さはゆるやかに小さくなるという結果が得られた。上記でも述べたように $ 1650 cm^{-1} $ 付近の強いピークは主にアミド基（Ⅰ）および C=O の振動を示すが、一般的に污泥中にはアンモニア成分が含まれていることから水熱処理温度を高くすることでこの成分がアンモニアとして液中に溶ける量が多くなっているのではないかということが示唆された。

吸収波長約 $ 3345 \, cm^{-1} $ において Fig.2-16 から Fig.2-18 において、はっきりしたピークが見られた。このピークは汚泥の液側に含まれる水酸基によるピークであると考えられるが、未処理のものに比べると低くなったが処理温度、処理時間を変えて水熱処理を汚泥に施してもあまりピークの傾向に違いは見られなかった。また $ 2900 \, cm^{-1} $ 付近の脂肪族成分のピーク強度は顕著に表れているが、未乾燥の水熱処理汚泥スラリーのピークでは $ 3200 \, cm^{-1} $ 付近の水酸基の振動によるピーク強度に重なるため、大きな変化が表れていないことが分かる。

Fig.2-19 各水熱処理条件における吸収波長

$$ 1024cm^{-1} $$

Fig.2-20 各水熱処理条件における吸収波長

$$ 1634cm^{-1} $$
Fig.2-21 各水熱処理条件における吸収波長約 $ 3345cm^{-1} $ の吸光度の強さの平均値

水熱処理後の濾液中の TOC の値を Fig.2-22 に示す。濾液性状についてはスラリー濃度 12.6% の場合の結果についてのみ示している。下水污泥に水熱処理を行うことによって液側の TOC の値は大幅に増加する。これは水熱処理の加水分解作用によって下水污泥中の有機物が分解され、液側に溶出したためである。水熱処理時間 5min では水熱処理温度が高くなるほど TOC の値は増加しており、低い水熱処理温度では分解反応が遅いため長い水熱処理時間が必要となる。しかし、低い処理温度であっても十分に長い時間水熱処理を行えば、高い処理温度とほぼ同じ TOC の値となる。上述した可溶化率については処理温度が高くなり、また処理時間が長くなるとともに可溶化率が高くなる傾向がみられたが、475K 以上の水熱処理においては TOC の値はほぼ一定となっている。水熱処理においては加水分解反応とともに脱水反応も競合的に進行していることから液中に溶出する炭素溶出量には上限があるものと考えられる。ただし、水熱処理により水溶液中の TOC が増大していることから水処理負荷が懸念されるため、今後はメタン発酵により消費される炭素量について実験的検討を進める必要がある。

水熱処理により濾液中の TOC が大幅に増大することから、液体クロマトグラフより得られた水熱処理後汚泥の濾液に含まれるギ酸、酢酸、乳酸等の有機酸（低級脂肪酸濃度）測定を行った。これら低級脂肪酸は従来の固体分を含むメタン発酵に比べて高速でメタン発酵することができることが知られている。濾液中に含まれるギ酸濃度を Fig.2-23 に示す。未処理汚泥の濾液および 453K で処理を行った濾液において、ギ酸は濾液中にほとんど含まれていないことから、453K 以下の温度ではギ酸への分解反応が進んでいないものと考えられる。473K 以上の処理においてはギ酸の生成が見られたが、処理温度や処理時間により大きく変化し、その挙動は 473K、493K で処理した際は 5min から 30min にかけては増加し、30min から 60min にかけては減少していた。一方 513K で処理した際は処理時間が長いほど減少していた。これはギ酸の生成反応後、ギ酸の分解反応も進行したためと考えられる。ギ酸の生成・分解には二酸化炭素と水素も寄与しているため、ギ酸濃度についてはガス分析と合わせて考察を行う必要がある
Fig.2-22 水熱処理条件と TOC の関係

濾液中の酢酸濃度については Fig.2-24 に示すように未処理、453K、473K の 5min 処理では水熱処理後汚泥の濾液中に酢酸はほとんど含まれていなかった。しかしながら 493K 以上の処理温度では 5min の短い処理時間でも酢酸が検出された。473K でも処理時間を長くすることで酢酸の生成が確認されたが、453K では長時間処理してもほとんど生成されなかった。これより 453K 以下の温度では酢酸への分解反応が進まず、また 473K の処理条件においては酢酸への分解速度は極めて遅いことが明らかとなった。473K 以上の処理温度では処理時間が長くなるほど酢酸濃度は高くなるが、いずれ平衡に達する。ただし、濾液中に溶出可能な酢酸濃度は処理温度が高いほど大きくなっていた。また、高温処理ほど濾液量が増大していることから取得可能な酢酸量は高温になるほど多くなることを付け加えておく。

濾液中の乳酸については、Fig. 2-25 に示すようにギ酸や酢酸同様に未処理の濾液中には乳酸は含まれていなかった。しかしながら、酢酸、ギ酸とは異なり、453K の低温処理においても乳酸の生成が確認された。ただ、473K での乳酸濃度は 453K とほぼ変わりがなかった。493K の処理においてはその濾度が大幅に増大するものの 513K の乳酸濃度は 493K の濃度とほぼ変わりがない。処理時間が乳酸濃度に与える影響も大きく、処理時間が長くなるとともに乳酸濃度は高くなっている。乳酸への分解についても酢酸同様、処理温度が高く、処理時間が長いほうが適していることが明らかとなった。

今回分析した3種の有機酸は高速メタン発酵の際の原料となる。期待の通り3種類とも水熱処理により溶出液中の低級脂肪酸量は増え、処理温度が高いほど、短い時間でより大きな増加が確認された。

酢酸および乳酸について今回の実験条件の範囲においては513Kで60 minの水熱処理において最大濃度が得られており、生成した酢酸および乳酸がすべてメタン発酵に利用されるとすると原料汚泥1 kg当たり0.7 Lのメタン生成が可能となる。ただし、原料汚泥の含水率が88％であることを考慮し、乾燥汚泥基準でメタン生成量を計算すると、乾燥汚泥1 kg当たり5.8 Lのメタン生成が可能となる。30万m³/day規模の汚泥処理施設においては乾燥基準で約40 tの汚泥が得られることから、この施設においては約230 kL/dayものメタン生成が可能となる。ただ、汚泥処理施設で消費されるエネルギーに比べてわずかであ
るため、メタン生成量を向上させるための工夫が必要とはなる。

Fig.2-23 水熱処理条件とギ酸濃度の関係

Fig.2-24 水熱処理条件と酢酸濃度の関係

Fig.2-25 水熱処理条件と乳酸濃度の関係

Fig.2-26 水熱処理条件とアンモニア濃度の関係

上述した有機酸はメタン発酵原料になるのに対して、液中に溶出するアンモニアはメタン発酵の阻害物質であることが知られている。そのため、有機酸同様に濾液中のアンモニア濃度測定を行った。吸光度分析により得られた水熱処理後汚泥の濾液に含まれるアンモニア濃度をFig.2-26に示す。水熱処理により濾液中に含まれるアンモニア濃度は大幅に増大する。同じ処理時間では温度が高いほど濾液のアンモニア濃度は高くなり、同温度では処理時間が長いほど濾液のアンモニア濃度は高くなっている。濾液へのアンモニアの溶出は有機酸の分解で見られた傾向とは異なり、水熱処理温度よりも、処理時間の影
響のほうが大きい。今回の水熱処理条件の中で一番アンモニア濃度が高くなった513K、60min処理したものは、未処理のものと比べて約2倍のアンモニア濃度となっていた。上述したようにアンモニアはメタン発酵を行う際の阻害物質であるため、中温メタン発酵では3.5~4.5g/l以下、高温メタン発酵では2.5g/l以下に維持する必要がある。今回の処理条件ではすべてアンモニア濃度2.5g/l以下を満たしているが、513Kで60minの水熱処理においては高温メタン発酵を行える限界値近い濃度であるため、処理時間を制御するなどの必要がある。水熱処理によりアンモニアだけではなく多く窒素分が液側に溶出することも知られ、これら窒素分は水処理負荷を大幅に増大させることになる。そのため、アンモニア同様に濾液中に含まれる窒素分についても分析を行った。Fig.2-27より、水熱処理によって窒素分は液中に溶出している。水熱処理温度が高く、処理時間が長い方が窒素濃度は大きくなる傾向にあり、513Kで30min以上水熱処理したものは未処理のものと比べて約2.5倍の濃度となっている。この値はアンモニアの増加割合よりも大きいため、溶出する窒素分はアンモニア以外の形態で溶出していることになる。処理条件にかかわらず水熱処理を行うことで濾液中の窒素濃度は大幅に増大しているため、水熱処理において窒素分の溶出を制御するための工夫が今後の大きな課題となる。

下水污泥中にはリンも高濃度で含まれており、現在様々な手法を用いてリン回収が試みられている。しかしながら、水熱処理が污泥中のリン挙動に与える影響はほとんど明らかにされていない。そのため、本研究では濾液中リン濃度についても測定を行った。吸光度分析により得られた水熱処理後污泥の濾液に含まれる全リン濃度のグラフをFig.2-28に示す。上述した窒素分については固体中の窒素分が液側に溶出するのに対して、液側に存在していたリンも水熱処理により固体側に固定化されていることが明らかとなった。処理時間や処理温度により濾液中のリン濃度に大きな変化はないが、水熱処理を施すことで液中に存在していた約70%のリンが失われていた。この温度条件においてリンが気体として存在していることは考えられないため、水熱処理をかけることで固体の形で固定化されているものと考えられ、今後は固体残差中に存在するリンの化合物形態について調査を進める必要がある。

Fig.2-27 水熱処理条件と全窒素濃度の関係

Fig.2-28 水熱処理条件と全リン濃度の関係
Fig2-29 に水熱処理により得られた処理液の pH 値および処理スラリーの ζ 電位を示す（スラリー濃度 12.6%、処理時間 5min の場合の結果）。横軸に pH 値、縦軸に ζ 電位絶対値、また各測定点における処理温度を示している。この実験での水熱処理時間は 5 分で、スラリー濃度は 33.3 %である。常温で可溶化した処理液の pH は 6.2 であるが、処理温度が高くなるとともに pH は徐々に小さくなり酸性度が強くなる。可溶化率が高くなる 453 K の水熱処理で pH は急激に小さくなり、493-493 K で極小値となった後、533 K の処理液は中性に近づく。木質バイオマスの水熱処理液でも処理温度が高くなるとともに pH は減少し、pH の値が 3 程度下まで小さくなることが報告されているが、pH に極小値は見られなかった。汚泥の水熱処理による pH 変化は汚泥中有機可溶化成分の過分解による有機酸の生成およびアンモニアの生成によるものと考えられ、空素含有量が多い汚泥の特徴であるといえる。

Fig.2-29 pH value of filtrate and zeta potential of slurry conducted hydrothermal treatment at various treatment temperatures

処理スラリーのζ電位絶対値は処理温度が高くなるとともに除々に減少し、pH値同様に493-493 Kで極小値をとり、533 Kでは最大となる。処理液のpHがほぼ同じでも処理温度によってζ電位絶対値は異なっているため水熱処理による粒子改質は認められる。特に513 Kにおけるζ電位絶対値の急激な増大は粒子表面のカルボキシル基の増大であると推察される。ただし、水熱処理における汚泥スラリーのζ電位の変化については水熱処理による粒子改質よりも処理溶液のpHに大きく依存しているものと考えられる。ζ電位絶対値は処理温度とともに小さくなるため粒子の凝集性が増し大きな凝集体を形成しているものと推測されたが、処理スラリー凝集体の平均粒子径は可溶化が進むとともに小さくなっていた。ただし、超音波処理前後の平均粒径の変化割合（超音波処理後の平均粒子径を超音波処理前の平均粒子径で除した値）は処理温度に対するζ電位変化の傾向と一致しており、ζ電位絶対値の最も小さい473 Kの処理において最も小さくなっている。

水熱処理による重金属挙動についてもほとんど明らかになっていないことから今回の実験では汚泥焼却時に問題となるカドミウムと鉛の濃度分析を行った。それぞれの定量分析結果を Table 2-3 に示す。ここでの水熱処理条件は 513K で 60 min である。ろ液中の鉛濃度は水熱処理を行うことで増大し、原料汚泥に含まれる鉛の約 17~34%が液側に溶出した。一方、カドミウムについては処理前と処理後の濃度に変
化がなく、固体側に濃縮しているものと考えられる。重金属成分により水熱処理による溶出挙動は大きく異なっていることが明らかとなったため、今後はその他重金属の挙動についても詳細に検討し、水熱処理と重金属挙動について明らかにしておく必要がある。

Table 2-3 重金属定量分析结果

カドミウム	鉛
検査報告値	0.05mg/L	0.2mg/L
液中に完全に溶解したと仮定した場合	0.0507ppm	0.202ppm
処理前汚泥サンプル	0.0018ppm(3.6%)	0.0076ppm(3.7%)
処理後汚泥サンプル1回目	0.0033ppm(6.5%)	0.0693ppm(34%)
処理後汚泥サンプル2回目	0.0020ppm(3.9%)	0.0336ppm(17%)

$ ^{*} $ スラリー密度 $ 1g/cm^{3} $ と仮定して概算

## $ ^{*} $ ( )は溶出率

## 2 -4 まとめ

脱水污泥を原料として水熱処理を行い、得られた処理スラリーの性状分析を行った。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。

## ● 水熱処理条件と可溶化率の関係

水熱処理温度を高くし、また水熱処理時間を長くすることにより下水污泥の可溶化率は高くなる傾向が見られた。ただし、初期のスラリー濃度が同じ場合には処理温度を高くしても限界があり、また処理時間を長くしても可溶化率には上限があることが確認された。そのため、低温処理においても長時間の水熱処理を行うことで可溶化率の向上が可能であることが明らかとなった。ただし、可溶化率の上限値は初期の污泥スラリー濃度により異なっており、初期スラリー濃度が低い方が可溶化率は高くなる傾向が見られた。そのため、污泥の水熱処理を行う際には初期のスラリー濃度を高くし、また低温で長時間の水熱処理を行うことで可溶化率の向上が可能であることが明らかとなった。

## ● 水熱処理条件とスラリー粘度の関係

水熱処理温度が高く、また水熱処理時間が長くなるとともに得られる水熱処理スラリーの粘度は小さくなる傾向が見られた。ただし、水熱処理温度が水熱処理スラリーの粘度に与える影響は処理時間がスラリー粘度に与える影響よりも大きく、処理温度を高くすることにより短時間でスラリー粘度が下がることが明らかになった。一方で、低温処理においては処理時間を長くしてもスラリー粘度が下がらなかった。これは水熱処理時間と水熱処理温度が処理スラリーの粒子径に与える影響に大きく関係があるものと考えられる。初期のスラリー濃度は可溶化率に与える影響が大きいことから、初期スラリー濃度が処理スラリーの粘度に与える影響も大きく、処理スラリー濃度が小さいほど処理スラリーの粘度が小さくなる傾向が見られた。処理スラリーの粘度はスラリーの搬送やメタン発酵における動力と大きく関連することから、水熱処理時には初期のスラリー濃度を上げるなどの工夫を行う必要があることが明らかとなった。
## 水熱処理条件と水熱処理残渣分析結果

水熱処理温度を高くし、また水熱処理時間を長くすることで、水熱処理残渣の炭化度は高くなることが明らかとなった。ただし、水熱処理温度が水熱処理残渣中のCの分解に与える影響は処理時間がC成分の分解に与える影響よりも大きいものと考えられるが、180℃の処理でも処理時間を長くすることにより220℃で処理した場合と同様の炭化物が得られることが明らかになった。このため、水熱処理温度を高くした場合や水熱処理時間を長くした場合においては水熱処理残渣の燃料としての利用が可能であることが示唆された。

水熱処理残渣の表面は炭化水素の一部がOH基に置き換えられたアルコール系のOH基が多く存在し、水熱処理温度が高く、また水熱処理時間が長くなるとともに増大する傾向が見られた。これは炭化度が高くなるとともに粒子表面が疎水性になる酸素が存在しない条件下で得られる污泥炭化物の性状とは大きく異なり、水熱処理で得られる炭化物はアンモニア等の吸着が可能な親水性を有する官能基が存在していることが明らかとなった。

## ● 水熱処理条件と濾液性状の関係

得られる濾液については高温水熱処理により有機分が液側に溶出するが、可溶化分の中にはメタン発酵に利用可能な酢酸が大量に含まれていることが明らかとなった。ただし、水熱処理温度が高く、処理時間が長くなるとともに、メタン発酵阻害となるアンモニア濃度も液中に増大するため、アンモニア濃度を低くするための処理条件を模索する必要がある。

有機酸とアンモニアの溶出挙動は処理スラリーのpHからも判断でき、比較的低温では酸やアンモニアの生成が見られないためpHは低くないものの、処理温度が高くなるとともに汚泥有機物の分解が進行し、pHが小さくなる傾向が見られる。ただし、水熱処理温度がさらに高くなるとアンモニアの生成がおこるため、処理スラリーのpHが再び増大する。水熱処理温度および水熱処理時間により酸やアンモニアの溶出挙動が大きく異なる。ただし、TOCについては低温処理でも長時間処理を行うことで処理条件により大きな違いが見られなくなることから、メタン発酵においては低温、長時間処理を行う方がエネルギー的なメリットが得られやすいと考えられる。

上述したように汚泥に水熱処理を施した場合、その水熱処理条件により得られる水熱処理水ラリーの性状は大きく異なる。ISTSを構築する上では、処理スラリーの可溶化率（分解率）、粘度がメタン発酵性能や輸送動力を決定する上で重要なパラメータとなる。上述した結果と水熱処理に要する消費エネルギーを考慮し、総合的に判断するとISTSを構築する場合の水熱処理条件は180℃程度の低温で、60分程度の長時間処理を行うのが良いものと判断される。
## 3 ．水熱汚泥スラリーの脱水性能および乾燥性能

### 3 -1. はじめに

本章では処理条件を変えて下水污泥に水熱処理を行うことで、水熱処理が污泥の脱水性能に与える影響について考察する。処理条件を変えて下水污泥に水熱処理を施すことで脱水性能に影響を及ぼすことは経験的に明らかになっているものの、その詳細は分かっていない。そこでパラメータとして水熱処理温度、水熱処理時間、水熱処理時の污泥スラリー濃度、污泥原料の種類を変化させて実験を行い、脱水性能の詳細について検討した。水熱処理条件として処理温度や処理時間、水熱処理時の污泥スラリー濃度、污泥原料や冷却時間を変えて污泥に水熱処理を施し、定圧濾過実験を行った。また、水熱処理污泥の脱水メカニズムの解明に向けて、水熱処理污泥の性状と脱水性能の関係性について検討するとともに、污泥の脱水性能が向上したことによる污泥の減容化率についても検討した。さらに水熱処理後の脱水ケークの乾燥実験を実施し、水熱処理固形残渣の乾燥性能についても併せて検討を行った。

### 3 -2. 実験装置および実験方法

## 3 -2-1 脱水実験

水熱処理には、第2章で説明したマイクロ波照射型の水熱処理装置を用い、水熱処理方法は2章と同様とした。定圧濾過実験の実験装置にはステンレス製の定圧濾過器を用いた(Fig.3-1参照)。本実験装置は、直径2.56cm、長さ20cm、濾過面積は5.14cm²であり、フィルターは保留粒子径50μmのシリコンフィルターの上部に保留粒子径1μmのセルロース濾紙(桐山製作所)を用いた。濾液出口には電子天秤（A&D社製FX-300i）が置いてあり、電子天秤は同社製プログラムソフトウェアRsMulti ver.1.10wにより1秒おきに計量データを保存した。定圧濾過実験においては準備した汚泥試料をHPV内で十分に攪拌した後、濾過装置に投入した。濾過装置を密閉した後、Heガスを作用させて0.5MPaの一定圧力を加圧した状態でデッドエンド濾過を行った。得られる濾液は濾過装置下部に設置してある電子天秤にて秤量し、濾過時間に対する濾液重量を測定した。濾過ケークの固形分率については、濾液が完全に搾り出させる前にケーク部分を取り出し、80℃の乾燥器内で48h乾燥させた後の乾燥重量から計算している。

実験試料には、下水污泥処理場の異なる脱水污泥である污泥A、污泥B、污泥Cを用いた。水熱処理温度が污泥の脱水性能に与える影響、水熱処理時のスラリー濃度が污泥の脱水性能に与える影響、および水熱処理時間が污泥の脱水性能に与える影響の実験では污泥Aを用いた。污泥原料を変えた時の水熱処理が污泥の脱水性能に与える影響の実験では污泥A、污泥B、污泥Cを用いた。水熱処理後の冷却時間の変化が污泥の脱水性能に与える影響の実験では污泥Bを用いている。実験に使用した污泥スラリーの作製については、第2章に説明の通りである。ただし、污泥B、污泥Cのスラリー濃度について、蒸留水未希釈の污泥スラリーはそれぞれ18.6%、17.2%である。また同様に污泥と蒸留水の重量比1:1で希釈したスラリーはそれぞれ9.3%、8.6%であり、污泥と蒸留水の重量比1:3で希釈したスラリーはそれぞれ4.6%、4.3%である。水熱処理温度が污泥の脱水に与える影響の実験ではスラリー濃度12.6%の污泥に処理温度180℃、200℃、220℃、240℃、処理時間5分の条件で処理した。水熱処理時のスラリー濃度が污泥の脱水性能に与える影響の実験ではスラリー濃度12.6%、6.3%、3.3%の污泥に処理温度180℃、200℃、220℃、240℃、処理時間5分の条件で処理を行った。水熱処理時間が污泥の脱水性能に与える影響の実験ではスラリー濃度12.6%の污泥に処理温度180℃、200℃、220℃、240℃、処理時間5分、15分、30分、
60 分の条件で処理を行った。汚泥原料を変えた時の水熱処理が汚泥の脱水性能に与える影響の実験では処理温度 180℃、200℃、220℃、240℃、処理時間 5 分の条件で処理した。またスラリー濃度は、汚泥 A は 3.3%、6.3%、12.4%、汚泥 B は 4.6%、9.3%、18.6%、汚泥 C は 4.3%、8.6%、17.2% を用いた。水熱処理後の冷却時間の変化が汚泥の脱水性能に与える影響の実験ではスラリー濃度 9.3% の汚泥に処理時間 240℃、処理時間 5 分の条件で処理を行った。

Fig.3-1 定压濾過器

汚泥スラリーの濾過性能を評価するため次式を用いて平均濾過比抵抗の算出を行った。平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ を（式3-1）の Ruth の定圧濾過速度式と（式3-2）の Ruth の定圧濾過係数の式より算出した。

$$ \frac{\mathrm{d}\theta}{\mathrm{d}V}=\frac{2}{K A^{2}}\left(V+V_{m}\right) $$

$$ K=\frac{2p(1-m s)}{\mu\rho s\alpha_{a v}} $$

dθはろ過時間変化[s]、dVは単位時間当たりのろ液体積変化[m³]、KはRuthの定圧濾過係数[-]、Aは濾過面積[m²]、Vはケークの濾液体積[m³]、 $ V_{m} $ は仮想のケークの濾液体積[m³]、pは濾過圧力[Pa]、mはケークの湿乾質量比[-]、sは水熱処理後のスラリー濃度[-]、μは濾液粘度[Pa·s]、ρは濾液密度[kg/m³]、 $ \alpha_{av} $ は平均濾過比抵抗[m/kg]である。一般的に平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ の値は $ 10^{n} $ オーダーで評価を行い、 $ 10^{11} $ m/kg程度までのケークは易濾過性、 $ 10^{12}\sim10^{13} $ m/kg程度のケークは中程度、 $ 10^{13} $ m/kg以上のものは難濾過性と評価することができる。そのため、平均濾過比抵抗の値の大小により脱水性能を評価することができる。

## 3 -2-1 乾燥実験

水熱処理汚泥の乾燥実験には Fig.3-2 に示す気流乾燥装置を用いた。気流乾燥試験装置はコンプレッサー(ZWT150)、分散板、スタイルフォーム製乾燥トンネル、測定用電子天秤から構成されている。乾燥トンネルは内寸 $ 10 \times 10 \, cm $ の矩形型で $ 1200 \, mm $ の長さ有している。トンネルの吸入口から $ 1000 \, mm $ の底面に $ 10 \times 10 \, cm $ の正方形の穴が開いており、そこから試料を挿入する。試料は電子天秤の上に置かれたガラス
板の上に置かれており、電子天秤をパソコンと接続し、A&D社の計量プログラムWinCTによって連続的に重量を記録できるようになっている。また、試料を置くガラス板表面には熱電対が取り付けられており、試料温度が測れるようになっている。トンネル上部から試料上に熱電対が差し込まれており、試料上部を流れる空気の温度も同様に計測可能となっている。乾燥時の空気流量は320 l/minとし、トンネル内温度は313 Kとした。乾燥試料は直径27mm、厚さ16mmのタブレット状に成形し、成形した試料をガラス板の上に置き、ジャッキを用いてトンネル底部の穴から挿入した。この際、試料表面とトンネル内部の底の高さが同じ高さになるようにした。気流乾燥終了後、473 Kの乾燥機で完全に乾燥させることで無水材料質量を求めている。今回の乾燥試料には2章で説明したマイクロ波照射型の水熱処理装置により水熱処理を行った固体処理残渣を用いた。乾燥実験に用いた処理残渣の水熱処理条件をTable 3-1に示しておく。水熱処理温度は473Kとし、処理時間は20 minおよび40 minとした。比較のため、乾燥試料として未処理の污泥も用いた。

Fig.3-2 乾燥装置概略図

本実験においては水熱処理汚泥と未処理汚泥の乾燥速度について評価を行った。含水率は乾量基準の重量基準含水率を用い、次式より算出をおこなった。

含水率 $ \omega[\mathrm{kg}\cdot\mathrm{kg}^{-1}/\mathrm{kg}^{-1}] $

$$ \omega=\frac{W_{_{W}}}{W} $$

$ W_{w} $ ：水の重量 $$ kg $$ 、W：無水材料質量 $$ kg $$

また、含水率と時間、試料温度と時間の関係から次式より乾燥速度を算出した。

乾燥速度 R[kg - 水/hr·m² - 乾燥面積]

$$ R=-\frac{W d\omega}{A d\theta} $$

W：無水材料質量 $$ kg $$ 、A：乾燥面積 $$ m^{2} $$ 、θ：時間 $$ hr $$
Table 3-1 乾燥実験処理試料作製条件

試料	水熱处理条件
Run 1	脱水消化污泥（水熱未处理）	✗
Run 2	脱水消化污泥（水熱处理）	473 K (20min)
Run 3	脱水消化污泥（水熱处理）	473 K (40min)

### 3 -3. 結果および考察

## 3 -3-1 脱水実験

汚泥 A に水熱処理を施した後の汚泥スラリーに対して定圧濾過した際の濾過時間に対する濾液重量の測定結果を Fig.3-3 に示す。各処理温度におけるろ過時間に対する濾液重量を比較しやすくするため、濾過時間を 0 秒から 100 秒、濾液重量を 0g から 14g の測定結果を示す。濾液重量について着目した場合、220℃で処理した汚泥より、240℃で処理した汚泥の方が多くなった。図には示していないが 200℃で処理した汚泥の濾液重量は 220℃で処理した汚泥の濾液重量よりも少ない結果となった。これは汚泥の固形成分が液中に可溶化したことが原因であると考えられる。汚泥を水熱処理することで汚泥中の有機物や微生物などの固形成分が加水分解されて液側に溶出し、その溶出した量だけ濾液重量が多くなることが考えられる。実際に水熱処理により汚泥の固形成分が液中に溶けだした割合を示す可溶化率は、水熱処理温度が高くなるほど高くなっており、可溶化した汚泥の重量を考慮して濾液重量を算出した場合には、過不足分はほぼ一致する。また水熱処理温度が高くなるほど汚泥の濾過速度は速くなっていることが分かる。ただし、水熱処理が汚泥の性状に与える影響は、各水熱処理温度で異なっており、同条件で濾過速度を評価できているとは言い難い。そのため、濾過時間に対する濾液重量の測定結果から、濾過のしにくさを表す指標である平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ により評価した。処理温度に対する平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ の算出結果を Fig.3-4 に示す。処理温度が高くなるほど平均濾過比抵抗は指数的に小さくなった。一般的に平均濾過比抵抗は $ 10^{11}m/kg $ 程度までのケークは易濾過性、 $ 10^{12}\sim10^{13}m/kg $ 程度のケークは中程度、 $ 10^{13}m/kg $ 以上のものは難濾過性と評価できるため、処理温度 180℃、200℃で水熱処理した汚泥の脱水性能は難濾過性、処理温度 220℃で水熱処理した汚泥の脱水性能は中程度の濾過性、処理温度 240℃で水熱処理した汚泥の脱水性能は易濾過性ということが言える。そのため、処理温度が汚泥の脱水性能に与える影響は非常に大きいと言える。

処理温度 180℃、200℃、220℃、240℃において処理時のスラリー濃度を変えて水熱処理を施し定圧濾過実験を行い、濾過時間に対する濾液重量を測定し、その結果より平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ の算出を行った。各処理温度において各水熱処理時のスラリー濾度に対する平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ の算出結果を Fig.3-5 に示す。水熱処理時のスラリー濾度が 12.6% の時と同様に、3.3% と 6.3% の時も同じように処理温度が高くなるほど平均濾過比抵抗は小さくなった。また各処理温度において水熱処理時のスラリー濾度が高くなっても平均濾過比抵抗はあまり変わらなかった。一般的に水熱処理時の加水分解反応により汚泥の固形成分が液側へ溶けるため、スラリー濾度は水熱処理により大きく寄与している。そのため、処理後のスラリー濾度が平均濾過比抵抗に、つまり脱水性能に大きく影響を与えることが推測される。ここで水熱処理による汚泥の固形成分を考慮したスラリー濾度を水熱処理後のスラリー濾度としている。

次に水熱処理後のスラリー濃度に対する平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ の算出結果を Fig.3-6 に示す。各水熱処理時のスラリー濾度において水熱処理後のスラリー濾度が高くなるほど平均濾過比抵抗は大きくなった。
しかし、同程度の平均濾過比抵抗であっても水熱処理後のスラリー濃度に大幅な違いが見られる。また、図上の曲線について着目した場合、水熱処理時のスラリー濾度が高くなるとともに曲線も水熱処理後のスラリー濾度が高い方向へ移行している。そのため、水熱処理後のスラリー濾度だけが平均濾過比抵抗に影響を及ぼすのでなく、水熱処理時のスラリー濾度と水熱処理後のスラリー濾度の両方により平均濾過比抵抗の値が決定されることが示唆された。

Fig.3-3 処理温度を変えて水熱処理を施した

汚泥の濾過時間に対する濾液重量（スラリー濃度12.6%）

Fig.3-5 水熱処理時のスラリー濃度に対する 平均濾過比抵抗 $\alpha_{av}$

Fig.3-4 処理温度を変えて水熱処理を施した汚泥の平均濾過比抵抗 ∂av

Fig.3-6 水熱処理後のスラリー濃度に対する 平均濾過比抵抗 ∂av
処理温度 180℃、200℃、220℃、240℃において処理時間を変えて水熱処理を施した後の汚泥スラリーの濾過時間に対する濾液重量を測定したところ、各処理温度において処理時間が長くなるほど濾過速度は速くなっていた。ここでも、平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ により脱水性能の評価を行った。各処理温度において各処理時間に対する平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ の算出結果を Fig.3-7 に示す。各処理温度において処理時間が平均濾過比抵抗に及ぼす影響は異なった。処理温度 180℃においては、処理時間が長くなるほど平均濾過比抵抗も指数的に小さくなった。処理時間 200℃においては、処理時間 5 分から 15 分では 10 分の 1 ほど平均濾過比抵抗が小さくなったが、処理時間 15 分から 60 分ではあまり平均濾過比抵抗が変化しなかった。処理温度 220℃においては、処理時間 5 分から 15 分ではやや平均濾過比抵抗は小さくなったが、処理時間 15 分から 60 分ではあまり平均濾過比抵抗は変化しなかった。さらに処理温度 240℃においては、すべての処理時間であまり平均濾過比抵抗は変わらなかった。これらのことから、処理温度が低い処理スラリーについても処理時間を長くすることで、処理温度が高い処理スラリーと同じような脱水性能を持つということが分かる。また処理温度を高くし、処理時間を長くしたとしても平均濾過比抵抗は約 $ 10^{12} $ m/kg で一定となり、これ以上を脱水性能は向上しないということが言える。そのため、処理温度 180℃においては、処理時間を 60 分より長くした場合には、平均濾過比抵抗の値が約 $ 10^{12} $ m/kg まで小さくなり、脱水性能が向上する可能性があることが示唆された。

汚泥 B においてスラリー濃度 18.6%、9.3%、4.6% で水熱処理した汚泥スラリーの濾過時間に対する濾液重量の測定を行うとともに、汚泥 C においてもスラリー濾度 17.2%、8.6%、4.3% で水熱処理した汚泥スラリーの濾過時間に対する濾液重量の測定をおこなった。Fig.3-8 に汚泥 A、汚泥 B、汚泥 C において処理温度を変化させて水熱処理を施した時の平均濾過比抵抗 $ a_{av} $ 算出結果を示す。各汚泥について処理温度が高くなるほど平均濾過比抵抗は小さくなった。しかしながら、各汚泥について各処理温度における平均濾過比抵抗については、平均濾過比抵抗の値は $ 10^{n} $ オーダーで評価を行うため、処理した汚泥の種類の違いが平均濾過比抵抗に及ぼす影響はほとんどないことが分かった。また、蒸留水未希釈の汚泥 A、汚泥 B、汚泥 C は、水熱処理時のスラリー濾度に違いがあったにも関わらず、平均濾過比抵抗に違いが見られなかった。水熱処理時の加水分解反応により汚泥の固形成分が液側へ溶けるため、スラリー濾度は水熱処理により大きく寄与し、水熱処理時のスラリー濾度ではなく、水熱処理による汚泥の固形成分を考慮したスラリー濾度が平均濾過比抵抗に及ぼす影響は大きいことが推測される。また汚泥処理場の脱水槽で投入される凝集剤の種類や量は処理場により異なるが、各処理温度において汚泥原料の違いにより平均濾過比抵抗は変わらなかったため、本研究に用いた処理場の異なる3種類の水熱処理汚泥においては凝集剤が脱水性能に及ぼす影響が小さい可能性があることが示唆された。

Fig.3-9 に汚泥 A、汚泥 B、汚泥 C において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平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ 算出結果を示す。蒸溜水未希釈で汚泥を水熱処理した時と同じように蒸留水を希釈した時においても平均濾過比抵抗はあまり変わらなかった。これらのことから処理した汚泥の種類の違いが汚泥の脱水性能に及ぼす影響は、水熱処理時のスラリー濾度の影響はほとんどなく、処理温度により影響は非常に大きいことが言える。
Fig.3-7 水熱処理時間に対する平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $

Fig.3-8 污泥 A、污泥 B、污泥 C の処理温度変化時の平均濾過比抵抗算出結果

Fig.3-9 污泥 A、污泥 B、污泥 C の水熱処理時のスラリー濃度変化時の平均濾過比抵抗算出結果

汚泥 B を用い、水熱処理温度 $ 240^{\circ}C $ 、スラリー濃度 9.3% の汚泥に水熱処理を行った。その後、1h、96h、173.3h で冷却し、定圧濾過実験を行った。水熱処理後の冷却時間が長くなるにつれて濾過速度は遅くなっていること、また冷却時間が長くなるにつれて濾過終了時の濾液重量が少なくなっていることが分かった。冷却時間変化の汚泥スラリーの濾過のしにくさを考察するため、平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ を算出した。ここで冷却時間と平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $ の関係を Fig.3-10 に示す。平均濾過比抵抗は冷却時間に対して指数的に大きくなっていることが分かる。一般的な $ \alpha_{av} $ の評価から冷却時間 1h の汚泥スラリーはケーク抵抗が小さく、冷却時間 96h、173.3h の汚泥スラリーはケーク抵抗が中程度と評価することができる。このことから冷却時間変化が濾過性能に非常に影響を与えるということが分かる。
冷却時間が長くなるにつれて可溶化率が低くなっていることが分かる。先述の条件で冷却した污泥スラリーの水熱処理時のスラリー濃度は、当然のことながらそれぞれほぼ変わらない。そのため、可溶化率が低くなっていくことは、冷却時間が長くなるにつれてケーク中から固形成分が析出していくことを示している。この結果をFig.3-11に示す。この結果より、冷却時間が長くなるにつれて濾過終了時の濾液重量が少なくなるのは、濾液重量の減少分だけケーク中に析出していることが考えられる。このため、冷却時間とともにケーク体積が増えたことが、濾過速度が遅くなり、濾過時間も長くなる原因の一つと考えられる。

Fig.3-10 冷却時間変化時の平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $

Fig.3-11 冷却時間変化時の可溶化率測定結果

冷却時間と水熱処理スラリーの濾過性について詳細な考察を行うために、濾過性能のパラメーターの一つである粒度分布測定を行った。冷却時間変化ごとに乾燥ケークの粒度分布を測定した結果を Fig.3-12 に示す。冷却時間とともに乾燥ケーク中に含まれる粒子径は大きくなった。一般にケーク中に含まれる粒子の粒子径が大きい方が濾過速度は速くなるが、粒子径が一番大きいスラリー、つまり冷却時間が一番長いスラリーほど濾過速度が遅くなっている。このことより、ケーク体積、ケーク中に含まれる粒子数、粒子径のパラメーターを用いて考慮すると、濾過速度が遅くなったのは、粒子径における影響よりも、ケーク体積、ケーク中に含まれる粒子数による影響の方が大きかったのではないかと考えられる。

水熱処理後のスラリーの粒子径（メジアン径）に対する平均濾過比抵抗の関係を Fig.3-13 に示す。一般的に粒子径が小さいスラリーの方が脱水性能は悪くなることが分かっている。しかし水熱処理後のスラリーの粒子径が小さくなるほど平均濾過比抵抗は小さく、つまり脱水性能は向上しており、一般論と相反する結果となった。様々な処理条件で污泥に水熱処理を施しており、どの処理条件においても粒子径が小さくなるほど脱水性能が向上しており、実験操作は正確であるということが覗える。また水熱処理は污泥に加水分解反応を施していることから、処理温度が高く、また処理時間が長くなるほどスラリーの粒子径は小さくなる。そのため、水熱処理後のスラリーの粒子径が脱水性能に与えている影響以上にスラリー濃度や粒子性状が脱水性能に影響を与えているものと考えられた。
Fig.3-12 冷却時間変化時粒度分布測定結果

Fig.3-13 粒子径变化時の平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $

上述の結果より水熱処理時のスラリー濃度と水熱処理後のスラリー濃度の両方により平均濾過比抵抗の値が決定されることが示唆されるため、処理前後のスラリー濾度と脱水性能の関係について検討を行った。ここで水熱処理時のスラリー濾度と水熱処理後のスラリー濾度の比（式3-3）に着目した。

水熱処理後のスラリー濃度

水熱処理前のスラリー濃度

(3-2)の可溶化率の定義式は下記の(3-6)のように表すことができる。

$$ 可溶化率 =1-\frac{ 水熱処理後の脱水污泥乾燥重量 }{ 水熱処理に用いた污泥試料乾燥重量 }=1-\frac{ 水熱処理後のスラリー濃度 }{ 水熱処理前のスラリー濃度 } $$

(3-6)からも分かるように水熱処理時のスラリー濃度と水熱処理後のスラリー濃度の比は可溶化率に関係していることが分かる。そこで可溶化率に対する平均濾過比抵抗の関係をFig.3-14に示す。図にはAだけでなく汚泥B、汚泥Cについても示す。水熱処理温度、水熱処理時間、水熱処理時のスラリー濾度、汚泥原料の処理条件が異なっていても、可溶化率0.3から0.5程度において平均濾過比抵抗は、可溶化率に対して指数的に小さくなる傾向が見られ、平均濾過比抵抗は可溶化率に大きく影響を与えることが示唆された。しかし特に低い可溶化率において $ \alpha_{av} $ のばらつきが見られ、同じ可溶化率でも $ \alpha_{av} $ が大きく異なる場合もあった。また平均濾過比抵抗は可溶化率により決まっているため、汚泥原料が異なっても、可溶化率が分かれば平均濾過比抵抗を求めることができ脱水性能の良し悪しを評価できる可能性があることが示唆される。
Fig.3-14 可溶化率に対する平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $

SludgeA, 200 ℃, 12.6 %, 5 min
SludgeA, 220 ℃, 12.6 %, 5 min
SludgeA, 240 ℃, 12.6 %, 5 min
SludgeA, 200 ℃, 6.3 %, 5 min
SludgeA, 220 ℃, 6.3 %, 5 min
SludgeA, 240 ℃, 6.3 %, 5 min
SludgeA, 200 ℃, 3.3 %, 5 min
SludgeA, 220 ℃, 3.3 %, 5 min
SludgeA, 240 ℃, 3.3 %, 5 min
SludgeA, 180 ℃, 12.6 %, 15 min
SludgeA, 200 ℃, 12.6 %, 15 min
SludgeA, 220 ℃, 12.6 %, 15 min
SludgeA, 240 ℃, 12.6 %, 15 min
SludgeA, 180 ℃, 12.6 %, 30 min
SludgeA, 220 ℃, 12.6 %, 30 min
SludgeA, 240 ℃, 12.6 %, 30 min
SludgeA, 180 ℃, 12.6 %, 60 min
SludgeA, 200 ℃, 12.6 %, 60 min
SludgeA, 220 ℃, 12.6 %, 60 min
SludgeA, 240 ℃, 12.6 %, 60 min
SludgeB, 180 ℃, 18.6 %, 5 min
SludgeB, 200 ℃, 18.6 %, 5 min
SludgeB, 220 ℃, 18.6 %, 5 min
SludgeB, 240 ℃, 18.6 %, 5 min
SludgeB, 180 ℃, 9.3 %, 5 min
SludgeB, 220 ℃, 9.3 %, 5 min
SludgeB, 240 ℃, 9.3 %, 5 min
SludgeB, 200 ℃, 4.6 %, 5 min
SludgeB, 220 ℃, 4.6 %, 5 min
SludgeB, 240 ℃, 4.6 %, 5 min
SludgeC, 180 ℃, 17.2 %, 5 min
SludgeC, 200 ℃, 17.2 %, 5 min
SludgeC, 220 ℃, 17.2 %, 5 min
SludgeC, 240 ℃, 17.2 %, 5 min
SludgeC, 200 ℃, 8.6 %, 5 min
SludgeC, 240 ℃, 8.6 %, 5 min
SludgeC, 200 ℃, 4.3 %, 5 min
SludgeC, 220 ℃, 4.3 %, 5 min
SludgeC, 240 ℃, 4.3 %, 5 min

水熱処理後のスラリー粘度に対する平均濾過比抵抗 $ a_{av} $ を Fig.3-15 に示す。スラリー粘度が大きくなるほど平均濾過比抵抗は大きくなり、またスラリー粘度に対して指数的な関係が見られた。水熱処理後のスラリーの粘度に対する $ a_{av} $ のばらつき $ (R^{2}=0.98) $ は、Fig.3-14 において見られた可溶化率に対する $ a_{av} $ のばらつき $ (R^{2}=0.72) $ よりも小さく、可溶化率に比べて水熱処理後のスラリー粘度の方が平均濾過比抵抗に影響を与えている可能性があることが示唆され、可溶化率は水熱処理時のスラリー濾度と水熱処理後のスラリー濾度の比と関係があり、スラリー粘度と可溶化率はスラリー濾度に関係していることが示唆

Fig.3-15 スラリー粘度に対する平均濾過比抵抗 $ \alpha_{av} $
このことから、Fig.3-16 にスラリー粘度と可溶化率の関係性について示す。スラリー粘度と可溶化率には帯状のような関係性が見られたものの、可溶化率に対してスラリー粘度のばらつきは大きく、水熱処理後のスラリー粘度と可溶化率に密接な関係があるとは言い難いことが分かった。

Fig.3-16 スラリー粘度に対する可溶化率

処理温度 180℃、200℃、220℃、240℃に対してスラリー濃度を 3.3%、6.3%、12.6%に変化させて汚泥 A に 5 分間水熱処理を施し、定圧濾過実験を行ったことにより得られた圧搾ケークの重量と水熱処理時に用いた投入汚泥の重量から求めた減容化率算出結果を Fig.3-17 に示す。各処理温度においてスラリー濃度が低い汚泥スラリーほど、より減容化されることが分かり、各スラリー濃度において水熱処理温度が高くなるほど減容化率も大きくなっていることが分かった。またスラリー濃度 12.6%の汚泥 A を処理温度 180℃、200℃、220℃、240℃に対して処理時間 5 分、15 分、30 分、60 分に変化させて水熱処理を施した汚泥スラリーの減容化率を Fig.3-18 に示す。処理温度 200℃において処理時間が長くなるほど減容化率は大幅に大きくなったが、処理温度 220℃、220℃においては処理時間が長くなっても減容化率約 20%でほぼ変わらなくなっており、60 分以上に処理時間を長くしても減容化率は約 20%以上に増えないことが明らかとなった。これらのことから、水熱処理技術を用いた汚泥処理プロセスにおいて焼却を行わずにそのまま埋め立て処理を行う場合、大幅に汚泥が減容化されていることから埋め立て処理にかかるコストを大幅におさえることができることが示唆された。

Fig.3-19 に得られた脱水ケークの含水率と高位発熱量の関係を示す（汚泥 A、スラリー濃度 12.6%、処理時間 5min の場合の結果）。脱水ケークの含水率は圧搾後のケークを 105℃ の乾燥器内で乾燥し、その重量変化より算出を行った。また、ケークの高位発熱量はボンベ熱量計を用いて計測を行っている。図に示すように用いた汚泥の含水率は 85% 以上で燃料なしでは焼却することができないのに対して、水熱処理条件に関わらず、処理後の脱水ケークの発熱量は 15 MJ/kg を超えており、燃料なしで自燃が可能であることが明らかとなった。