JP2009131848A - シミュレーション方法、シミュレーション装置、生物処理方法、ならびに、生物処理装置 - Google Patents

Abstract

【課題】本発明は、予測精度の低下を抑制しつつキャリブレーションの手間を削減させ得るシミュレーション方法ならびにシミュレーション装置の提供、ならびに、要する手間を削減し得る生物処理方法や生物処理装置の提供を課題としている。
【解決手段】
細菌による処理対象物質の分解反応における最大反応速度の値と、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に所定の関数関係を有する状態でパラメータに用いることで課題を解決する。
【選択図】図１

Description

本発明は、シミュレーション方法、シミュレーション装置、生物処理方法、ならびに、生物処理装置に関する。

現在、水処理、例えば、下水処理、工場排水処理などにおいて、処理の効率化、処理能力の高度化、水処理に用いられるエネルギーの省力化、水処理のコストの低コスト化などが進められている。
例えば、種々の条件下でのプロセスの挙動を経験に基づいて予測し、水処理施設の運転条件の設定を行なう手法は、種々の条件下でのプロセスの挙動を定量的に予測することが困難であるため、水処理が非効率的であり、エネルギーの浪費、コストの増加をもたらすという欠点があり改良が求められている。
このようなことから、経験に基づく種々の条件下でのプロセスの挙動の予測に代えて、細菌群の増殖や死滅などの反応を計算するシミュレーションが導入され、より定量的な予測を行なうことが試みられている（例えば、特許文献１〜４参照）。

この内、特許文献２には、下水処理プロセスを構成する単位装置を部品としてモデル化する、下水処理プロセスシミュレータシステムが開示されている。
このシステムは、一般に「ＡＳＭ２」などと呼ばれる、ＩＡＷＱ（現「ＩＷＡ」）活性汚泥モデルＮｏ．２を有し、該ＩＡＷＱ（現「ＩＷＡ」）活性汚泥モデルＮｏ．２によりモデル成分入力値に基づいて部品毎にモデル成分出力値を求めるシミュレータと、下水処理プロセスへ流入する流入水の水質をオンラインで計測する計測手段とを有している。
さらに、このシステムは、計測値とモデル成分入力値を含む相関式を用いた変換手段を有し、計測手段からの計測値を変換手段の相関式を用いてモデル成分入力値に変換する演算手段とを備えている。
そして、前記特許文献２に記載の発明は、流入水の水質と処理水質に基づき、反応速度論定数をキャリブレーションするものである。

しかし、生物処理における処理水の水質は、種々の要因に影響を受け、たとえ処理水質に基づくキャリブレーションを実施して、一旦は、実際の処理水質に近いシミュレーション結果が得られたとしても、時間の経過とともに、実際の処理水質とシミュレーション結果との乖離が大きくなる。
したがって、頻繁にキャリブレーションをやり直さなければ処理水質の予測精度を低下させてしまうこととなる。
すなわち、従来のシミュレーション方法やシミュレーション装置においては、予測精度の低下を抑制しつつキャリブレーションの手間を削減することが困難であるという問題を有している。
また、このようなシミュレーションによって処理水質の予測を実施しつつ生物処理工程を実施する生物処理方法や生物処理装置においては、予測精度の低下を防止することが困難なことから、実際の処理水質を確認する作業などの手間を削減することが困難である。

特開平８−３２３３９３号公報 特開２０００−１０７７９６号公報 特公平７−１０６３５７号公報 特開平９−４７７８５号公報

本発明は、高い予測精度を維持しつつキャリブレーションの手間を削減させ得るシミュレーション方法ならびにシミュレーション装置の提供を課題としている。
また、本発明は、要する手間を削減し得る生物処理方法や生物処理装置の提供を課題としている。

本発明者らは、前記課題を解決すべく鋭意検討を行った結果、従来は、定数として扱われていた細菌による処理対象物質の最大反応速度の値が、生物処理工程において単位数量の細菌に単位時間あたりに負荷される前記処理対象物質の量や単位数量の細菌に単位時間あたりに処理された前記処理対象物質の量によって変化することを見出した。
また、これらと関数関係を有する状態で最大反応速度の値をパラメータに用いることで従来よりも予測精度に優れたシミュレーション結果が得られることを見出し本発明の完成に到ったのである。

すなわち、本発明に係るシミュレーション方法は、処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を予測すべく、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値をパラメータに用いるシミュレーション方法であって、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で前記最大反応速度の値をパラメータに用い、しかも、前記関数は、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴としている。

また、本発明にかかるシミュレーション装置は、処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を予測すべく、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値がパラメータに用いられてシミュレーションが実施されるシミュレーション装置であって、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で前記最大反応速度の値がパラメータに用いられており、しかも、前記関数は、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴としている。

また、本発明にかかる生物処理方法は、処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値をパラメータに用いたシミュレーションによって予測しつつ前記生物処理工程を実施する生物処理方法であって、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で最大反応速度の値を前記パラメータに用いており、しかも、前記関数が、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴としている。

さらに、本発明にかかる生物処理装置は、処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値がパラメータに用いられたシミュレーションによって予測しつつ前記生物処理工程が実施される生物処理装置であって、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で最大反応速度の値が前記パラメータに用いられており、しかも、前記関数が、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴としている。

なお、本明細書における「最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質の量または細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数」とは、横軸にＬの値、縦軸にＶの値をとってこの関数をグラフ化したときに、全体が右上がりの状態になっていることを意図するものであり、局所的にＬの値の増大によってＶの値が低下する場合をも含むことを意図するものである。

また、この「生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質の量」とは、「生物処理工程に外部から導入される処理対象物質の量」ならびに「生物処理工程において他の細菌などによって産生される処理対象物質の量」などを合計した「処理対象物質の量」を意図している。

また、この「生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された処理対象物質の量」とは、「生物処理工程に外部から導入される処理対象物質の量の内で、分解された処理対象物質の量」ならびに「生物処理工程において他の細菌などによって産生される処理対象物質の量の内で、分解された処理対象物の量」などを合計した「分解された処理対象物質の量」を意図している。
この「分解された処理対象物の処理量」は、「生物処理工程に外部から導入される処理対象物質の量」と「生物処理工程において他の細菌などによって産生される処理対象物質の量」との合計から「処理液に残留する処理対象物質の量」を減じることで求めることができる。

なお、本明細書中においては、特別の記載がない限りにおいては、「最大反応速度」との用語は、一個の細菌が単位時間あたりに分解する処理対象物質の最大質量を意図しており、例えば、この「最大反応速度」は、生物処理工程において単位時間あたりの処理対象物質の濃度変化の量：ΔＳ（ｆｇ／ｍ³／ｈ）と、生物処理工程において用いられている単位体積あたりの細菌数：ｎ（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）とを求めて下記式（４）を計算して求めることができる。

また、単位時間あたりに分解される処理対象物質の濃度変化量については、処理対象物質を含む溶液と処理対象物質を分解する細菌を含む汚泥とを混合した試料を作製して、該試料中の処理対象物質の濃度の経時変化を測定するなどして求めることができる。

また、「生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質の量」は、例えば、生物処理工程に単位時間あたりに単位体積あたりに外部から導入される処理対象物質の量と生物処理工程において他の細菌などによって単位時間あたりに単位体積あたりに産生される処理対象物質の量との合計量：Ｑ（ｆｇ／ｍ³／ｄａｙ）と、生物処理工程において用いられている単位体積あたりの細菌数：ｎ（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）とを求めて下記式（５）を計算して求めることができる。

また、「生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された処理対象物質の量」も、上記式（５）における“Ｑ（ｆｇ／ｍ³／ｄａｙ）”を、生物処理工程に外部から導入される処理対象物質の量と生物処理工程において他の細菌などによって産生される処理対象物質の量との合計から処理液に残留する処理対象物質の量を減じたものに置き換えて上記式（５）における“Ｌ（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）”を計算することで求めることができる。

そして、「最大反応速度と生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質の量または細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間の関係を表す関数ｆ（ｘ）がｇ（ｘ）とｈ（ｘ）との間を通る関数である」とは、ｘ＞０において「ｈ（ｘ）＞ｆ（ｘ）＞ｇ（ｘ）の関係を満たしている」ことを意図している。

なお、ｈ（ｘ）＞ｆ（ｘ）＞ｇ（ｘ）の関係については、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質の量または細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量（Ｌ：ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が実質上とり得る値の範囲において満足していればよく、例えば、ｘが無限大となるような場合においてもｈ（ｘ）＞ｆ（ｘ）＞ｇ（ｘ）の関係を満たしていることを必要とするものではない。

この生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質の量または細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量（Ｌ）が実質上とり得る値の範囲とは、処理対象物質が主としてアンモニアや硝酸等の窒素化合物で、その他に有機化合物等があまり含有されていない窒素含有排水などを処理するためのアンモニア酸化細菌によるアンモニア酸化の工程においては、通常、１００〜４０００（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。
また、例えば、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸酸化の工程においては、通常、１０００〜６００００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。
また、硝酸還元細菌による硝酸還元の工程においては、通常、５〜７０（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。
さらに、亜硝酸還元細菌による亜硝酸還元の工程においては、通常、５〜１２０（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。

また、下水等、アンモニア等の窒素化合物以外に有機化合物も含有されている場合をも含めると、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質の量または細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量（Ｌ）が実質上とり得る値の範囲は、アンモニア酸化細菌によるアンモニア酸化の工程においては、通常、１００〜３５０００（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。
また、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸酸化の工程においては、通常、１０００〜１２００００００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。
また、硝酸還元細菌による硝酸還元の工程においては、通常、５〜２５００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。
さらに、亜硝酸還元細菌による亜硝酸還元の工程においては、通常、５〜３５００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である。

なお、細菌１個あたりに単位時間に処理されている処理対象物質の量が、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷されている処理対象物質の量を超えることは通常の生物処理工程においては発生しない。
そして、硝化、脱窒といった生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に負荷される処理対象物質（窒素成分）の量が、アンモニア酸化細菌によるアンモニア酸化の工程において、１００〜３５０００（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である場合、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸酸化の工程において、１０００〜１２００００００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である場合、硝酸還元細菌による硝酸還元の工程において、５〜２５００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である場合、及び、亜硝酸還元細菌による亜硝酸還元の工程において、５〜３５００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）である場合には、通常、細菌１個あたりに単位時間に処理された処理対象物質の量に基づいたシミュレーション結果との間に大きな差が発生される可能性は低い。

本発明によれば、生物処理工程において単位数量の細菌に単位時間あたりに負荷される前記処理対象物質の量などが変動した場合などにおいても細菌による処理対象物質の最大反応速度をより正確に定義できシミュレーションの予測精度を向上させ得る。
したがって、シミュレーション方法ならびにシミュレーション装置における予測精度の低下を抑制しつつキャリブレーションの手間を削減させ得る。
また、実際の処理水質の確認頻度を低減させることができ、生物処理方法や生物処理装置の運転に要する手間を削減させ得る。

生物処理装置を示す概略ブロック図。 実験例１におけるアンモニア酸化細菌のアンモニア酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例１における亜硝酸酸化細菌の亜硝酸酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例１における硝酸還元細菌の硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例１における亜硝酸還元細菌の亜硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 生物処理装置をモデル化した実験設備を示す概略図。 窒素の負荷変動を示すグラフ。 生物処理工程（実験後）の処理水質を示すグラフ。 実験期間における反応槽中の菌数変化を示すグラフ。 実験期間における反応槽中の菌数変化を示すグラフ。 実験期間における反応槽中のＭＬＳＳ変化を示すグラフ。 実験例２におけるアンモニア酸化細菌のアンモニア酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例２における亜硝酸酸化細菌の亜硝酸酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例２における硝酸還元細菌の硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例２における亜硝酸還元細菌の亜硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例1〜３を網羅したアンモニア酸化細菌のアンモニア酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例1〜３を網羅した亜硝酸酸化細菌の亜硝酸酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例1〜３を網羅した硝酸還元細菌の硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 実験例1〜３を網羅した亜硝酸還元細菌の亜硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を示すグラフ。 本発明のシミュレーションと従来のシミュレーションとにおける相違を示す比較表。 本発明のシミュレーションと従来シミュレーションとによるシミュレーション結果比較グラフ。 本発明のシミュレーションと従来シミュレーションとによるシミュレーション結果比較グラフ。 アンモニア酸化細菌のアンモニア酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量との相関関係（実験例４の結果）を示すグラフ。 亜硝酸酸化細菌の亜硝酸酸化反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量との相関関係（実験例４の結果）を示すグラフ。 硝酸還元細菌の硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量との相関関係（実験例４の結果）を示すグラフ。 亜硝酸還元細菌の亜硝酸還元反応における最大反応速度と、細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量との相関関係（実験例４の結果）を示すグラフ。 塩化物イオン濃度によるアンモニア酸化細菌の最大反応速度変化（実験例５の結果）を示すグラフ。 塩化物イオン濃度による亜硝酸酸化細菌の最大反応速度変化（実験例５の結果）を示すグラフ。 塩化物イオン濃度による硝酸還元細菌の最大反応速度変化（実験例５の結果）を示すグラフ。 塩化物イオン濃度による亜硝酸還元細菌の最大反応速度変化（実験例５の結果）を示すグラフ。

本実施形態の生物学的水処理のシミュレーション方法について、窒素成分を処理対象物質として含有する排水を被処理水として、硝化・脱窒などの生物処理工程を実施する場合を例に説明する。

図１は、本実施形態のシミュレーション方法により各生物処理工程後の処理水の水質を予測しつつ排水の生物学的処理が実施される生物処理装置を示す概略ブロック図である。
図中の符号１は、排水を一連の処理工程に導入するための第一連絡管であり、符号２は、該第一連絡管１により排水（被処理水）が導入される硝化槽を表している。

図中の符号３は、硝化槽２から排出される処理液が流通される第二連絡管であり、符号４は、この第二連絡管３を通じて硝化槽２の処理液が被処理水として流入される脱窒槽を表している。

図中の符号５は、脱窒槽４から排出される処理液が流通される第三連絡管であり、符号６は、この第三連絡管５を通じて脱窒槽４の処理液が被処理水として流入される再曝気槽を表している。

図中の符号７は、再曝気槽６から排出される処理液が流通される第四連絡管であり、符号８は、この第四連絡管７を通じて再曝気槽６の処理液が被処理水として流入される沈殿槽を表している。

さらに、図中の符号９は、沈殿槽８から沈殿分離された上澄液が分離液として系外に排出される第五連絡管を表している。
また、ここでは、詳述しないがこの図１に示す生物処理装置には、前記沈殿槽８で沈殿分離された汚泥の一部を系外に余剰汚泥として排出するための連絡管（以下「汚泥引抜き配管」ともいう）ならびに、前記沈殿槽８で沈殿分離された汚泥の一部を硝化槽２に返送するための連絡管（以下「返送汚泥配管」ともいう）とが備えられている。

前記硝化槽２に第一連絡管１を通じて導入される被処理水（排水）には、通常、アンモニア性窒素が含有されている。
そして、前記硝化槽２には、アンモニア酸化細菌、亜硝酸酸化細菌などを含む活性汚泥が収容されており、前記被処理水の導入によって硝化槽２に導入される処理対象物質であるアンモニア性窒素は、前記活性汚泥と前記被処理水とにより硝化槽２に形成されてなる混合相中において細菌によって分解（酸化）される。

前記アンモニア酸化細菌としては、例えば、ニトロソモナス（Ｎｉｔｒｏｓｏｍｏｎａｓ）、ニトロソコッカス（Ｎｉｔｒｏｓｏｃｏｃｃｕｓ）などが挙げられ、前記亜硝酸酸化細菌としては、例えば、ニトロバクター（Ｎｉｔｒｏｂａｃｔｅｒ）、ニトロスピラ（Ｎｉｔｒｏｓｐｉｒａ）などが挙げられる。

また、酸化能力を発揮する細菌として、被処理水中の有機物質の分解において酸化能力を発揮する細菌が活性汚泥中にさらに含有されていてもよく、このような細菌としては、例えば、バチルス（Ｂａｃｉｌｌｕｓ）属細菌、ズーグレア（Ｚｏｏｇｌｏｅａ）属細菌、マイクロコッカス（Ｍｉｃｒｏｃｏｃｃｕｓ）属細菌などが挙げられる。

この硝化槽２には、流入される被処理水と活性汚泥とによってこの硝化槽２に形成される混合相について各種測定値が実施される。
この硝化槽２においては、この測定値をパラメータとして脱窒槽４に向けて流下される処理水の水質を予測するシミュレーション装置が設けられている。
このシミュレーション装置には、汚泥に含まれている細菌による硝化反応の最大反応速度の値がパラメータに用いられており、しかも、この最大反応速度の値は、この硝化槽２においてアンモニア酸化細菌に負荷されるアンモニア性窒素の量などと関数関係を有する状態でパラメータに用いられている。
このシミュレーション装置によるシミュレーション方法については、後段において詳述する。

前記脱窒槽４には、硝酸還元細菌、亜硝酸還元細菌、亜酸化窒素還元細菌等を含む活性汚泥が収容されている。
そして、この脱窒槽４には、前記硝化槽２の処理水（脱窒槽４における被処理水）の導入によって処理対象物質である硝酸性窒素、亜硝酸性窒素、および、亜酸化窒素などが導入される。
この導入された処理対象物質は、前記活性汚泥と前記被処理水とにより脱窒槽４に形成される混合相中において前記細菌によって分解（還元）される。
そして、この細菌によって亜硝酸性窒素や硝酸性窒素などを窒素ガスに還元し、該窒素ガスを大気中に放散することで被処理水から窒素成分が除去される。

前記脱窒槽４の活性汚泥には、処理対象物質に対して還元能力を発揮する細菌として、例えば、脱窒活性に関与する細菌を含有させることができ、例えば、アルカリジェネス（Ａｌｃａｌｉｇｅｎｅｓ）属細菌、アゾアルカス（Ａｚｏａｒｃｕｓ）属細菌、パラッコッカス（Ｐａｒａｃｏｃｃｕｓ）属細菌、シュードモナス（Ｐｓｅｕｄｏｍｏｎａｓ）属細菌などが挙げられる。

この脱窒槽４においては、硝化槽２から流入される被処理水と活性汚泥とによって形成される混合相について各種測定が実施される。
そして、この測定値をパラメータとして、再曝気槽６に向けて流下される処理水の水質を予測するシミュレーション装置が設けられている。
このシミュレーション装置には、汚泥に含まれている細菌による脱窒反応の最大反応速度の値がパラメータに用いられており、しかも、この最大反応速度の値は、この脱窒槽４において細菌に負荷される処理対象物質の量と関数関係を有する状態で用いられている。

このシミュレーション装置によるシミュレーション方法については、後段において詳述する。

前記再曝気槽６には、脱窒槽４の処理水（脱窒槽４から導入される被処理水）中に残留する有機物を好気条件下において分解除去するための曝気手段（図示せず）が備えられている。

前記沈殿槽８は、前記再曝気槽６から導入される被処理水に含有される活性汚泥などの固形成分を液体成分と沈殿分離するために必要な平均滞留時間を確保すべく、被処理水の流入量に対する十分な容積を有するよう形成されている。

次いで、シミュレーション装置ならびにシミュレーション方法について説明する。

このシミュレーション装置に用いられる水質のシミュレーションモデルとしては、最大反応速度の値と、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間（例えば、一日）に負荷される処理対象物質の量との関数関係を、ＩＷＡ（世界水協会）により作成された、ＡＳＭ１、ＡＳＭ２、ＡＳＭ２ｄ、ＡＳＭ３などに組み込んで改良したものを用いることができる。
なかでも、ＡＳＭ３は、モデルの拡張が容易であり、ＡＳＭ３に基づいたシミュレーションモデルを用いることが好ましい。

例えば、このＡＳＭ３に基づいたモデルに対して、最大反応速度の値と生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される前記処理対象物質の量との間に所定の関係が保たれるように関数をシミュレーション装置に組み込んでシミュレーションを実施する。

ここで、この最大反応速度の値と生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される前記処理対象物質の量との間に設ける関数の定義について説明する。
この関数については、最大反応速度の値と生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される前記処理対象物質の量との相関関係を求めるべく複数のデータを採取し、該データ群による回帰分析を実施するなどして定めることができる。

この最大反応速度：Ｖ（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）については、生物処理工程において単位時間あたりの処理対象物質の濃度変化の量：ΔＳ（ｆｇ／ｍ³／ｈ）と、生物処理工程において用いられている単位体積あたりの細菌数：ｎ（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）とを求めて下記式（４）

を計算して求めることができる。

なお、細菌数（ｃｏｐｙ）の単位については、換算係数を用いて、生物量（ｇ−ＣＯＤ_Cr）の単位に置き換えた状態でシミュレーションに採用することも可能であり、例えば、細菌数：１ｃｏｐｙ＝３．９６５×１０^-10ｍｇ−ＣＯＤ_Cr＝３．９６５×１０^-13ｇ−ＣＯＤ_Crなる換算係数で細菌数（ｃｏｐｙ）を生物量（ｇ−ＣＯＤ_Cr）の単位に換算して採用することができる。

この生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量：Ｌ（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）については、生物処理工程において単位時間あたりに単位体積あたりに負荷される処理対象物質の量：Ｑ（ｆｇ／ｍ³／ｄａｙ）と、生物処理工程において用いられている単位体積あたりの細菌数：ｎ（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）とを求めて下記式（５）

を計算して求めることができる。

なお、生物処理工程において単位時間あたりに単位体積あたりに負荷される処理対象物質の量（Ｑの値）については、１日間の実測を必要とするものではなく、例えば、半日の負荷の値を実測してその値を倍にして１日あたりの値に換算することもでき、逆に、２日以上の実測を実施して得られた実測値を測定日数で除して１日あたりの値に換算することもできる。

そして、生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量：Ｌ（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）の値が変化した場合に最大反応速度の値：Ｖ（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）の値がどのように変化するかを、例えば、数点〜数十点のデータを採取して、該データをもとに分析を実施する。
なお、データ採取の点数は、少なくとも４点以上とするのが好ましい。

通常、これらのデータは、生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量をｘ軸（横軸）とし、最大反応速度の値をｙ軸（縦軸）とする平面にプロットすると右肩上がりの点群を形成する。
なお、最大反応速度の値については、後段において説明する測定方法によって定めることができる。

すなわち、これらの点群は、下記式（２）

におけるｙ₁の値をｘの値の増大とともに増大させる関数ｇ（ｘ）と
下記式（３）

におけるｙ₂の値をｘの値の増大とともに増大させ、しかも、ｙ₂＞ｙ₁となる関数ｈ（ｘ）との間に、その殆どを存在させることができる。
そして、このｇ（ｘ）とｈ（ｘ）との間を通る関数ｆ（ｘ）を適宜設定して、生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量（Ｌ値）との間に下記式（１）

となる関数関係を有する状態で、この最大反応速度の値：Ｖ（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）をパラメータとしてシミュレーション装置に用いることにより処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させることができ、キャリブレーションの手間を削減させ得る。
したがって、この関数ｆ（ｘ）については、通常、生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量の値（Ｌ）の増大にともなって、最大反応速度の値（Ｖ）を増大させる関数となる。
そして、一般的な生物処理においてシミュレーション結果を実際の処理水質により近似させ得る点においてこの関数ｆ（ｘ）としては、下記一般式（６）

（ただし、ａ、ｂ、ｃは定数）などで定義される関数から選定することが好ましい。

次いで、硝化、脱窒の各生物処理工程におけるシミュレーション装置ならびにシミュレーション方法について、より詳しく説明する。

（硝化工程）
前記硝化槽２においては、主として、アンモニア性窒素がアンモニア酸化細菌によって亜硝酸性窒素に分解されるアンモニア酸化と、該アンモニア酸化によって形成された亜硝酸性窒素の一部又は全部が亜硝酸酸化細菌によって硝酸性窒素に酸化される亜硝酸酸化との二つの工程が実施されることから、それぞれについてパラメータを設定する。

（アンモニア酸化について）
硝化槽２における、アンモニア性窒素の酸化反応は、例えば、従来のモデルでは、下記式（７）のようにして与えられてきた。

ただし、
μ_NH4：最大比増殖速度（１／ｄａｙ）
Ｙ_NH4：増殖収率（ｇ−ＣＯＤ_Cr／ｇ ＮＨ₄−Ｎ）
Ｓ_O2：溶存酸素濃度（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｓ_NH4：溶解性のアンモニア濃度（ｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｍ³）
Ｓ_ALK：アルカリ度（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｋ_O2：溶存酸素飽和係数（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｋ_NH4：アンモニア飽和係数（ｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｍ³）
Ｋ_ALK：アルカリ度飽和係数（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｘ_NH4：硝化槽内のアンモニア酸化細菌濃度（ｇ−ＣＯＤ_Cr／ｍ³）

そして、このμ_NH4、Ｙ_NH4については定数であることから、単位アンモニア酸化細菌量が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（最大反応速度）である（μ_NH4／Ｙ_NH4）の値は、従来のモデルにおいては定数として与えられてきた。

一方で本実施形態にかかるシミュレーション装置には、上記式（７）のモデルに代えて、下記式（８）を組み込んで用いる。

ただし、
Ｌ_AOB：アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量（ｆｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
Ｓ_O2：溶存酸素濃度（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｓ_NH4：溶解性のアンモニア濃度（ｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｍ³）
Ｓ_ALK：アルカリ度（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｋ_O2：溶存酸素飽和係数（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｋ_NH4：アンモニア飽和係数（ｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｍ³）
Ｋ_ALK：アルカリ度飽和係数（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｘ_AOB：硝化槽内のアンモニア酸化細菌濃度（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）
なお、細菌数（ｃｏｐｙ）に代えて、生物量（ｇ−ＣＯＤ_Cr）をシミュレーションに採用することが可能である点については先に述べたとおりである。

そして、単位アンモニア酸化細菌量が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（すなわち、最大反応速度（式（７）における（μ_NH4／Ｙ_NH4））をアンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量を変数とする関数（ｆ_AOB（Ｌ_AOB））とすることにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させることができ、キャリブレーションの手間を削減させ得る。

なお、この式（８）に用いる関数を、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（９）

におけるｙ_AOB1の値をｘの値の増大とともに増大させる関数ｇ_AOB（ｘ）と下記式（１０）

におけるｙ_AOB2の値をｘの値の増大とともに増大させ、しかも、ｙ_AOB2＞ｙ_AOB1となる関数ｈ_AOB（ｘ）との間を通る関数とすることによってシミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。
通常、アンモニアや硝酸等の窒素化合物以外に有機化合物等があまり含有されていない被処理水（処理対象物が主として窒素成分である排水）の生物学的処理に用いられているアンモニア酸化細菌によるアンモニア酸化の反応において、このアンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量：Ｌ_AOB（ｆｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）が１００≦Ｌ_AOB≦４０００の範囲では、前記式（９）における関数ｇ_AOB（ｘ）を下記式（１１）

（ただし、ａ₁＝７．０×１０²、ｂ₁＝５．５×１０³、ｃ₁＝−７．０×１０）
とし、前記式（１０）における関数ｈ_AOB（ｘ）を下記式（１２）

（ただし、ａ₂＝７．０×１０²、ｂ₂＝５．５×１０³、ｃ₂＝８．０×１０）で与えられる関数とすることでシミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。

すなわち、例えば、このアンモニア酸化細菌による生物処理工程における最大反応速度を、以下の式（１３）

ただし、
Ｖ_AOB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_AOB：アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量（ｆｇ ＮＨ₄−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
により定義付けてシミュレーション装置のパラメータとして用いることができる。

また、下水なども含めて、一般に窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理に用いられているアンモニア酸化細菌全般におけるアンモニア酸化反応の予測を行う場合においては、前記式（１１）におけるａ₁、ｂ₁、ｃ₁の値を、それぞれ、ａ₁＝４．０×１０³、ｂ₁＝１．０×１０⁴、ｃ₁＝−２．５×１０³とし、前記式（１２）におけるａ₂、ｂ₂、ｃ₂の値を、それぞれ、ａ₂＝４．０×１０³、ｂ₂＝１．０×１０⁴、ｃ₂＝２．５×１０³とすることで従来のシミュレーションに比べて精度の高い予測値を得ることができる。

したがって、Ｖ_AOBとＬ_AOBとを関係付ける関数については、アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量：Ｌ_AOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が１．０×１０²≦Ｌ_AOB≦３．５×１０⁴において、最大反応速度：Ｖ_AOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛４．０×１０³・Ｌ_AOB／（１．０×１０⁴＋Ｌ_AOB）−２．５×１０³｝≦Ｖ_AOB≦｛４．０×１０³・Ｌ_AOB／（１．０×１０⁴＋Ｌ_AOB）＋２．５×１０³｝となるように定められることが好ましい。
この好ましい態様によれば、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得る。

また、窒素成分とともに被処理水に塩化物イオンが含有されている場合には、この塩化物イオン濃度によっても最大反応速度が影響される。
しかも、アンモニア酸化細菌は、塩化物イオン濃度の増大とともにアンモニア酸化反応の最大反応速度を増大させる傾向にあることから被処理水中のアンモニア性窒素のみならず塩化物イオンの量との間にも所定の関数関係を有する状態で最大反応速度の値をパラメータに用いることでシミュレーションの精度をより向上させることができる。

したがって、上記式（８）のモデルに代えて、下記式（１４）を組み込んで用いることでシミュレーションの精度をより向上させることができる。

ただし、
Ｌ_AOB：アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量（ｆｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
Ｄ_CL：硝化工程に流入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
Ｓ_O2：溶存酸素濃度（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｓ_NH4：溶解性のアンモニア濃度（ｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｍ³）
Ｓ_ALK：アルカリ度（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｋ_O2：溶存酸素飽和係数（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｋ_NH4：アンモニア飽和係数（ｇ ＮＨ₄−Ｎ／ｍ³）
Ｋ_ALK：アルカリ度飽和係数（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｘ_AOB：硝化槽内のアンモニア酸化細菌濃度（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）
なお、細菌数（ｃｏｐｙ）に代えて、生物量（ｇ−ＣＯＤ_Cr）をシミュレーションに採用することが可能である点については先に述べたとおりである。

そして、一個のアンモニア酸化細菌が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（すなわち、最大反応速度：Ｖ_AOB）をアンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量を変数とする関数（ｆ_AOB（Ｌ_AOB））と塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_AOB（Ｄ_CL））との積（Ｖ_AOB＝ｆ_AOB（Ｌ_AOB）・ｋ_AOB（Ｄ_CL））とすることにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させることができ、キャリブレーションの手間を削減させ得る。

この塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_AOB（Ｄ_CL））は、硝化工程に流入される被処理水中の塩化物イオン濃度：Ｄ_CL（ｍｇ／ｌ）がＤ_CL≦４．０×１０³の範囲において、（１＋４．４×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_AOB（Ｄ_CL）≦（１＋１．６４×１０^-4・Ｄ_CL）となるように定められることが好ましい。

（亜硝酸酸化について）
硝化槽２における、亜硝酸性窒素の酸化反応は、例えば、従来のモデルでは、下記式（１５）のようにして与えられてきた。

ただし、
μ_NO2：最大比増殖速度（１／ｄａｙ）
Ｙ_NO2：増殖収率（ｇ−ＣＯＤ_Cr／ｇ ＮＯ₂−Ｎ）
Ｓ_O2：溶存酸素濃度（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｓ_NO2：溶解性の亜硝酸濃度（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｍ³）
Ｓ_ALK：アルカリ度（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｋ_O2：溶存酸素飽和係数（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｋ_NO2：亜硝酸飽和係数（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｍ³）
Ｋ_ALK：アルカリ度飽和係数（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｘ_NO2：硝化槽内の亜硝酸酸化細菌濃度（ｇ−ＣＯＤ_Cr／ｍ³）

そして、このμ_NO2、Ｙ_NO2については定数であることから、単位亜硝酸酸化細菌量が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（最大反応速度）である（μ_NO2／Ｙ_NO2）の値は、従来のモデルにおいては定数として与えられてきた。

一方で本実施形態にかかるシミュレーション装置には、上記式（１５）のモデルに代えて、下記式（１６）を組み込んで用いる。

ただし、
Ｌ_NOB：亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
Ｓ_O2：溶存酸素濃度（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｓ_NO2：溶解性の亜硝酸濃度（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｍ³）
Ｓ_ALK：アルカリ度（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｋ_O2：溶存酸素飽和係数（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｋ_NO2：亜硝酸飽和係数（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｍ³）
Ｋ_ALK：アルカリ度飽和係数（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｘ_NOB：硝化槽内の亜硝酸酸化細菌濃度（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）
なお、細菌数（ｃｏｐｙ）に代えて、生物量（ｇ−ＣＯＤ_Cr）をシミュレーションに採用することが可能である点については先に述べたとおりである。

そして、単位亜硝酸酸化細菌量が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（すなわち、最大反応速度（式（１５）における（μ_NO2／Ｙ_NO2））を、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量を変数とする関数（ｆ_NOB（Ｌ_NOB））とすることにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させることができ、キャリブレーションの手間を削減させ得る。

なお、この式（１６）に用いる関数を、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（１７）

におけるｙ_NOB1の値をｘの値の増大とともに増大させる関数ｇ_NOB（ｘ）と下記式（１８）

におけるｙ_NOB2の値をｘの値の増大とともに増大させ、しかも、ｙ_NOB2＞ｙ_NOB1となる関数ｈ_NOB（ｘ）との間を通る関数とすることによってシミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。
通常、アンモニアや硝酸等の窒素化合物以外に有機化合物等があまり含有されていない被処理水（処理対象物が主として窒素成分である排水）がアンモニア酸化細菌により生物学的処理された後の処理水の亜硝酸酸化に用いられている亜硝酸酸化細菌によって、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量：Ｌ_NOB（ｆｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）が１０００≦Ｌ_NOB≦６００００となる範囲で亜硝酸性窒素の酸化を実施させる場合には、前記式（１７）における関数ｇ_NOB（ｘ）を下記式（１９）

（ただし、ａ₃＝２．５×１０⁴、ｂ₃＝９．５×１０⁴、ｃ₃＝−１．７×１０³）
とし、前記式（１８）における関数ｈ_NOB（ｘ）を下記式（２０）

（ただし、ａ₄＝２．５×１０⁴、ｂ₄＝９．５×１０⁴、ｃ₄＝２．２×１０³）
として、このｇ_NOB（ｘ）とｈ_NOB（ｘ）との間を通って、そして、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量を変数とする関数によってこの亜硝酸酸化細菌による亜硝酸性窒素の酸化反応の最大反応速度を定義することにより、シミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。

すなわち、例えば、この亜硝酸酸化細菌による生物処理工程における最大反応速度を、以下の式（２１）

ただし、
Ｖ_NOB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_NOB：亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₂−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
により定義付けてシミュレーションのパラメータとして用いることができる。

また、下水なども含めて、一般に窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理に用いられている亜硝酸酸化細菌全般における亜硝酸酸化反応の予測を行う場合においては、前記式（１９）におけるａ₃、ｂ₃、ｃ₃の値を、それぞれ、ａ₃＝２．５×１０⁵、ｂ₃＝４．０×１０⁵、ｃ₃＝−１．０×１０⁵とし、前記式（２０）におけるａ₄、ｂ₄、ｃ₄の値を、それぞれ、ａ₄＝２．５×１０⁵、ｂ₄＝４．０×１０⁵、ｃ₄＝１．０×１０⁵とすることで従来のシミュレーションに比べて精度の高い予測値を得ることができる。

したがって、Ｖ_NOBとＬ_NOBとを関係付ける関数については、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量：Ｌ_NOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が１．０×１０³≦Ｌ_NOB≦１．２×１０⁶となる範囲において、最大反応速度：Ｖ_NOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛２．５×１０⁵・Ｌ_NOB／（４．０×１０⁵＋Ｌ_NOB）−１．０×１０⁵｝≦Ｖ_NOB≦｛２．５×１０⁵・Ｌ_NOB／（４．０×１０⁵＋Ｌ_NOB）＋１．０×１０⁵｝となるように定められることが好ましい。
この好ましい態様によれば、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得る。

また、窒素成分とともに被処理水に塩化物イオンが含有されている場合には、この塩化物イオン濃度によっても最大反応速度が影響される。
しかも、亜硝酸酸化細菌は、塩化物イオン濃度の増大とともに亜硝酸酸化反応の最大反応速度を低下させる傾向にあることから被処理水中の亜硝酸性窒素のみならず塩化物イオンの量との間にも所定の関数関係を有する状態で最大反応速度の値をパラメータに用いることでシミュレーションの精度をより向上させることができる。

したがって、上記式（１６）のモデルに代えて、下記式（２２）を組み込んで用いることでシミュレーションの精度をより向上させることができる。

ただし、
Ｌ_NOB：亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
Ｄ_CL：硝化工程に流入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
Ｓ_O2：溶存酸素濃度（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｓ_NO2：溶解性の亜硝酸濃度（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｍ³）
Ｓ_ALK：アルカリ度（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｋ_O2：溶存酸素飽和係数（ｇ Ｏ₂／ｍ³）
Ｋ_NO2：亜硝酸飽和係数（ｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｍ³）
Ｋ_ALK：アルカリ度飽和係数（ｍｏｌｅ ＨＣＯ₃／ｍ³）
Ｘ_NOB：硝化槽内の亜硝酸酸化細菌濃度（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）
なお、細菌数（ｃｏｐｙ）に代えて、生物量（ｇ−ＣＯＤ_Cr）をシミュレーションに採用することが可能である点については先に述べたとおりである。

そして、一個の亜硝酸酸化細菌が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（すなわち、最大反応速度：Ｖ_NOB）を亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量を変数とする関数（ｆ_NOB（Ｌ_NOB））と塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_NOB（Ｄ_CL））との積（Ｖ_NOB＝ｆ_NOB（Ｌ_NOB）・ｋ_NOB（Ｄ_CL））とすることにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させることができ、キャリブレーションの手間を削減させ得る。

この塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_NOB（Ｄ_CL））は、硝化工程に流入される被処理水中の塩化物イオン濃度：Ｄ_CL（ｍｇ／ｌ）がＤ_CL≦４．０×１０³の範囲において、（１−８．７×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NOB（Ｄ_CL）≦（１−４．０×１０^-5・Ｄ_CL）となるように定められることが好ましい。

（脱窒工程について）
前記脱窒槽４においては、主として、硝酸性窒素が硝酸還元細菌によって亜硝酸性窒素に還元される亜硝酸還元と、前記硝酸還元細菌によって形成された亜硝酸性窒素が亜硝酸還元細菌によって窒素に還元される亜硝酸還元との二つの工程が実施されることから、それぞれについてパラメータを設定する。

（硝酸還元について）
前記脱窒槽４における、硝酸還元細菌による硝酸性窒素の還元反応については、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（２３）

におけるｙ_NARB1の値をｘの値の増大とともに増大させる関数ｇ_NARB（ｘ）と下記式（３）

におけるｙ_NARB2の値をｘの値の増大とともに増大させ、しかも、ｙ_NARB2＞ｙ_NARB1となる関数ｈ_NARB（ｘ）との間を通る関数で硝酸還元細菌による硝酸性窒素の還元反応の最大反応速度を定義することにより、シミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。
通常、アンモニアや硝酸等の窒素化合物以外に有機化合物等があまり含有されていない被処理水（処理対象物が主として窒素成分である排水）がアンモニア酸化細菌及び亜硝酸酸化細菌により生物学的処理（硝化工程）された後の処理水の硝酸還元に用いられている硝酸還元細菌によって、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量：Ｌ_NARB（ｆｇ ＮＯ₃−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）が、５．０≦Ｌ_NARB≦７０の範囲で硝酸性窒素の還元を実施させる場合には、前記式（２３）における関数ｇ_NARB（ｘ）を下記式（２５）

（ただし、ａ₅＝１．０×１０²、ｂ₅＝８．５×１０² 、ｃ₅＝−２．０）
とし、前記式（２４）における関数ｈ_NARB（ｘ）を下記式（２６）

（ただし、ａ₆＝１．０×１０²、ｂ₆＝８．５×１０²、ｃ₆＝１．８）
として、このｇ_NARB（ｘ）とｈ_NARB（ｘ）との間を通って、そして、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素を変数とする関数によってこの硝酸還元細菌による硝酸性窒素の還元反応の最大反応速度を定義することにより、シミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。

すなわち、例えば、この硝酸還元細菌による生物処理工程における最大反応速度を、以下の式（２７）

ただし、
Ｖ_NARB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_NARB：硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₃−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
により定義付けてシミュレーションのパラメータとして用いることができる。

また、下水なども含めて、一般に窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理に用いられている硝酸還元細菌全般における硝酸還元反応の予測を行う場合においては、前記式（２５）におけるａ₅、ｂ₅、ｃ₅の値を、それぞれ、ａ₅＝２．２×１０²、ｂ₅＝７．０×１０²、ｃ₅＝−１．７×１０²とし、前記式（２６）におけるａ₆、ｂ₆、ｃ₆の値を、それぞれ、ａ₆＝２．２×１０²、ｂ₆＝７．０×１０²、ｃ₆＝７０とすることで従来のシミュレーションに比べて精度の高い予測値を得ることができる。

したがって、Ｖ_NARBとＬ_NARBとを関係付ける関数については、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量：Ｌ_NARB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が５．０≦Ｌ_NARB≦２５００となる範囲において、最大反応速度：Ｖ_NARB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛２．２×１０²・Ｌ_NARB／（７．０×１０²＋Ｌ_NARB）−１．７×１０²｝≦Ｖ_NARB≦｛２．２×１０²・Ｌ_NARB／（７．０×１０²＋Ｌ_NARB）＋７０｝となるように定められることが好ましい。
この好ましい態様によれば、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得る。

また、窒素成分とともに被処理水に塩化物イオンが含有されている場合には、この塩化物イオン濃度によっても最大反応速度が影響される。
しかも、硝酸還元細菌は、塩化物イオン濃度の増大とともに硝酸還元反応の最大反応速度を低下させる傾向にあることから被処理水中の硝酸性窒素のみならず塩化物イオンの量との間にも所定の関数関係を有する状態で最大反応速度の値をパラメータに用いることでシミュレーションの精度をより向上させることができる。

したがって、一個の硝酸還元細菌が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（すなわち、最大反応速度：Ｖ_NARB）を、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量を変数とする関数（ｆ_NARB（Ｌ_NARB））と塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_NARB（Ｄ_CL））との積（Ｖ_NARB＝ｆ_NARB（Ｌ_NARB）・ｋ_NARB（Ｄ_CL））とすることにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させることができ、キャリブレーションの手間を削減させ得る。

この塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_NARB（Ｄ_CL））は、硝化工程に流入される被処理水中の塩化物イオン濃度：Ｄ_CL（ｍｇ／ｌ）がＤ_CL≦４．０×１０³の範囲において、（１−７．９×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NARB（Ｄ_CL）≦（１−１．０×１０^-5・Ｄ_CL）となるように定められることが好ましい。

（亜硝酸還元について）
前記脱窒槽４における、亜硝酸還元細菌による亜硝酸性窒素の還元反応については、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（２８）

におけるｙ_NIRB1の値をｘの値の増大とともに増大させる関数ｇ_NIRB（ｘ）と下記式（２９）

におけるｙ_NIRB2の値をｘの値の増大とともに増大させ、しかも、ｙ_NIRB2＞ｙ_NIRB1となる関数ｈ_NIRB（ｘ）との間を通る関数で亜硝酸還元細菌による亜硝酸性窒素などの還元反応の最大反応速度を定義することにより、シミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。
通常、アンモニアや硝酸等の窒素化合物以外に有機化合物等があまり含有されていない被処理水（処理対象物が主として窒素成分である排水）がアンモニア酸化細菌及び亜硝酸酸化細菌により生物学的処理（硝化工程）された後の処理水の還元に用いられている亜硝酸還元細菌によって、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量：Ｌ_NIRB（ｆｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）が、５．０≦Ｌ_NIRB≦１２０の範囲で亜硝酸性窒素の還元を実施させる場合には、前記式（２８）における関数ｇ_NIRB（ｘ）を下記式（３０）

（ただし、ａ₇＝６．０×１０¹、ｂ₇＝３．５×１０² 、ｃ₇＝−７．０）
とし、前記式（２９）における関数ｈ_NIRB（ｘ）を下記式（３１）

（ただし、ａ₈＝６．０×１０¹、ｂ₈＝３．５×１０²、ｃ₈＝３．０）
として、このｇ_NIRB（ｘ）とｈ_NIRB（ｘ）との間を通って、そして、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素を変数とする関数によってこの亜硝酸還元細菌による亜硝酸性窒素などの還元反応の最大反応速度を定義することにより、シミュレーションの予測精度をいっそう向上させ得る。

すなわち、例えば、この亜硝酸還元細菌による生物処理工程における最大反応速度を、以下の式（３２）

ただし、
Ｖ_NIRB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_NIRB：亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₂−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
により定義付けてシミュレーションのパラメータとして用いることができる。

また、下水なども含めて、一般に窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理に用いられている硝酸還元細菌全般における硝酸還元反応の予測を行う場合においては、前記式（３０）におけるａ₇、ｂ₇、ｃ₇の値を、それぞれ、ａ₇＝７．０×１０²、ｂ₇＝２．５×１０³、ｃ₇＝−２．５×１０²とし、前記式（３１）におけるａ₈、ｂ₈、ｃ₈の値を、それぞれ、ａ₈＝７．０×１０²、ｂ₈＝２．５×１０³、ｃ₈＝２．５×１０²とすることで従来のシミュレーションに比べて精度の高い予測値を得ることができる。

したがって、Ｖ_NIRBとＬ_NIRBとを関係付ける関数については、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量：Ｌ_NIRB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が５．０≦Ｌ_NIRB≦３．５×１０³となる範囲において、最大反応速度：Ｖ_NIRB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛７．０×１０²・Ｌ_NIRB／（２．５×１０³＋Ｌ_NIRB）−２．５×１０²｝≦Ｖ_NIRB≦｛７．０×１０²・Ｌ_NIRB／（２．５×１０³＋Ｌ_NIRB）＋２．５×１０²｝となるように定められることが好ましい。
この好ましい態様によれば、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得る。

また、窒素成分とともに被処理水に塩化物イオンが含有されている場合には、この塩化物イオン濃度によっても最大反応速度が影響される。
しかも、亜硝酸還元細菌は、塩化物イオン濃度の増大とともに亜硝酸還元反応の最大反応速度を低下させる傾向にあることから被処理水中の亜硝酸性窒素のみならず塩化物イオンの量との間にも所定の関数関係を有する状態で最大反応速度の値をパラメータに用いることでシミュレーションの精度をより向上させることができる。

したがって、一個の亜硝酸還元細菌が一日あたりに分解する処理対象物質の最大質量（すなわち、最大反応速度：Ｖ_NIRB）を、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量を変数とする関数（ｆ_NIRB（Ｌ_NIRB））と塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_NIRB（Ｄ_CL））との積（Ｖ_NIRB＝ｆ_NIRB（Ｌ_NIRB）・ｋ_NIRB（Ｄ_CL））とすることにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させることができ、キャリブレーションの手間を削減させ得る。

この塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｋ_NIRB（Ｄ_CL））は、硝化工程に流入される被処理水中の塩化物イオン濃度：Ｄ_CL（ｍｇ／ｌ）がＤ_CL≦４．０×１０³の範囲において、（１−６．０×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NIRB（Ｄ_CL）≦（１−５．０×１０^-6・Ｄ_CL）となるように定められることが好ましい。

なお、上記に説明したように、主としてアンモニアや硝酸等の窒素化合物が処理対象物質であり、他に有機性化合物を多く含有していない被処理水の生物処理の工程における細菌の反応については、例えば、硝化槽内において処理対象物質がアンモニア性窒素で、細菌がアンモニア酸化細菌である場合においては、前記式（１１）に示す関数ｇ_AOB（ｘ）と、前記式（１２）に示す関数ｈ_AOB（ｘ）の間を通る関数、例えば、前記式（１３）に示す関数によって最大反応速度を定義することで通常、精度の高いシミュレーションを実施させることができる。
また、処理対象物質が亜硝酸性窒素で、細菌が亜硝酸酸化細菌である場合においては、前記式（１９）に示す関数ｇ_NOB（ｘ）と、前記式（２０）に示す関数ｈ_NOB（ｘ）の間を通る関数、例えば、前記式（２１）に示す関数によって最大反応速度を定義してシミュレーション装置に組み込むことで、通常、精度の高いシミュレーションを実施させることができる。

また、脱窒槽内において処理対象物質が硝酸性窒素で、細菌が硝酸還元細菌である場合においては、前記式（２５）に示す関数ｇ_NARB（ｘ）と、前記式（２６）に示す関数ｈ_NARB（ｘ）の間を通る関数、例えば、前記式（２７）に示す関数によって最大反応速度を定義することで、通常、精度の高いシミュレーションを実施させることができる。
また、脱窒槽内において処理対象物質が亜硝酸性窒素で、細菌が亜硝酸還元細菌である場合においては、前記式（３０）に示す関数ｇ_NIRB（ｘ）と、前記式（３１）に示す関数ｈ_NIRB（ｘ）の間を通る関数、例えば、前記式（３２）に示す関数によって最大反応速度を定義することで、通常、精度の高いシミュレーションを実施させることができる。

したがって、生物処理工程に硝化工程を有する場合は、前記式（１３）に示す関数および前記式（２１）に示す関数によってアンモニア酸化ならびに亜硝酸酸化の最大反応速度を定義してシミュレーション装置に組み込み、生物処理工程にさらに脱窒工程を有する場合は、前記式（１３）に示す関数、前記式（２１）に示す関数に加え前記式（２７）に示す関数と前記式（３２）に示す関数によってアンモニア酸化、亜硝酸酸化、硝酸還元及び亜硝酸還元の最大反応速度を定義してシミュレーション装置に組み込むことで、より精度の高いシミュレーションを実施させることができる。
なお、要すれば、下記に示す方法により、最大反応速度と細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との関係を求めてシミュレーション装置に組み込むようにしてもよい。
また、下記方法により細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量を求めるとともに処理後に残留する処理対象物質の量を求めて、細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量を計算し、最大反応速度と細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量との関係を示す関数をシミュレーション装置に組み込むようにしてもよい。

（最大反応速度）
（アンモニア酸化速度）
硝化槽の活性汚泥（硝化汚泥）中に含まれる細菌によるアンモニア酸化速度の測定（アンモニア酸化速度試験）は、以下のように行なう。

５００ｍｌ容三角フラスコに、希釈水［１ｌあたりの組成：炭酸水素ナトリウム ２４０ｍｇ、ＢＯＤ−Ａ液〔ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、緩衝液（ｐＨ７．２）〕１ｍｌ、ＢＯＤ−Ｂ液（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、硫酸マグネシウム溶液） １ｍｌ、ＢＯＤ−Ｃ液（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、塩化カルシウム溶液） １ｍｌ、ＢＯＤ−Ｄ液〔ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、塩化鉄（ＩＩＩ）溶液〕１ｍｌ、残部 水］ ３９０ｍｌを入れ、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの塩化アンモニウム水溶液 １０ｍｌを添加して、混合物Ａを調製する。ついで、５００ｍｌ容三角フラスコ内の混合物Ａを、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０分間以上曝気し、溶液Ａを得る。ここで、溶液ＡのｐＨを測定する。

硝化汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、硝化汚泥試料を得る。

その後、得られた硝化汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記溶液Ａと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、塩化アンモニウムに由来するアンモニア性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記硝化汚泥試料と前記溶液Ａとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、ＪＩＳ Ｋ ０１０２の１４の項に従い、汚泥濃度を測定する。

塩化アンモニウムに由来するアンモニア性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４２．５の項に従う）を行なうことにより、アンモニア性窒素の量を測定する。分析結果より単位時間あたりのアンモニア性窒素の量の変化を算出し、これをアンモニア酸化の最大反応速度とすることができる。

（亜硝酸酸化速度）
一方、硝化汚泥中に含まれる細菌による亜硝酸酸化速度の測定（亜硝酸酸化速度試験）は、以下のように行なう。

５００ｍｌ容三角フラスコに、前記希釈水 ３９０ｍｌを入れ、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの亜硝酸ナトリウム水溶液 １０ｍｌを添加して、混合物Ｂを調製する。ついで、５００ｍｌ容三角フラスコ内の混合物Ｂを、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０分間以上曝気し、溶液Ｂを得る。ここで、溶液ＢのｐＨを測定する。

硝化汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、硝化汚泥試料を得る。

その後、得られた硝化汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記溶液Ｂと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記硝化汚泥試料と前記溶液Ｂとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、汚泥濃度を測定する。

亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４３．１．２の項に従う）を行なうことにより、亜硝酸性窒素の量を測定する。分析結果より単位時間あたりの亜硝酸性窒素の量の変化を算出し、これを亜硝酸酸化の最大反応速度として求めることができる。

（硝酸還元速度）
脱窒槽の活性汚泥（脱窒汚泥）中に含まれる細菌による硝酸還元速度の測定（硝酸還元速度試験）は、以下のように測定する。
５００ｍｌ容三角フラスコに、前記希釈水３８０ｍｌを入れ、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの硝酸ナトリウム水溶液 １０ｍｌを添加し、ついで、メタノール水溶液〔５０００ｍｇメタノール／ｌ〕 １０ｍｌを添加して、混合物Ｃを調製する。その後、前記混合物Ｃに、散気球により窒素ガスを吹き込み、１０分間脱気する。ここで、前記混合物ＣのｐＨを測定する。前記５００ｍｌ容三角フラスコに、シリコン栓をし、撹拌しながら窒素ガスを吹き込み、該５００ｍｌ容三角フラスコ内の気相中の空気を除く。その後、１ｌ容テドラーバックに窒素ガスを吹き込み、前記５００ｍｌ容三角フラスコのシリコン栓に設置する。

脱窒汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、脱窒汚泥試料を得る。

その後、得られた脱窒汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記混合物Ｃと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、硝酸ナトリウムに由来する硝酸性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記脱窒汚泥試料と前記混合物Ｃとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、汚泥濃度を測定する。

硝酸ナトリウムに由来する硝酸性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４３．２．５の項に従う）を行なうことにより、硝酸性窒素の量を測定する。
分析結果より単位時間あたりの硝酸性窒素の量の変化を算出し、これを硝酸還元反応の最大反応速度として求めることができる。

（亜硝酸還元速度）
一方、脱窒槽の活性汚泥（脱窒汚泥）中に含まれる細菌による亜硝酸還元速度の測定（亜硝酸還元速度試験）は、以下のように測定する。

５００ｍｌ容三角フラスコに、前記希釈水３８０ｍｌを入れ、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの亜硝酸ナトリウム水溶液 １０ｍｌを添加し、ついで、メタノール水溶液〔５０００ｍｇメタノール／ｌ〕 １０ｍｌを添加して、混合物Ｄを調製する。その後、前記混合物Ｄに、散気球により窒素ガスを吹き込み、１０分間脱気する。ここで、前記混合物ＤのｐＨを測定する。前記５００ｍｌ容三角フラスコに、シリコン栓をし、撹拌しながら窒素ガスを吹き込み、該５００ｍｌ容三角フラスコ内の気相中の空気を除く。その後、１ｌ容テドラーバックに窒素ガスを吹き込み、前記５００ｍｌ容三角フラスコのシリコン栓に設置する。

脱窒汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、脱窒汚泥試料を得る。

その後、得られた脱窒汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記混合物Ｄと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記脱窒汚泥試料と前記混合物Ｄとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、汚泥濃度を測定する。

亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、活性汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４３．１．２の項に従う）を行なうことにより、亜硝酸性窒素の量を測定する。分析結果より単位時間あたりの亜硝酸性窒素の量の変化を算出し、これを亜硝酸還元反応の最大反応速度として求めることができる。

（細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量）
生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される前記処理対象物質の量は、生物処理工程に単位時間あたりに単位体積あたりに外部から導入される処理対象物質の量と、生物処理工程において単位時間あたりに単位体積あたりに産生される処理対象物質の量との合計量と、生物処理工程において用いられている単位体積あたりの細菌数とを求めることで計算により求め得る。
この内、生物処理工程に単位時間あたりに単位体積あたりに外部から導入される処理対象物質の量については、例えば、被処理水の流入量と該被処理水中の処理対象物質濃度とを測定して、一日あたりに硝化槽や脱窒槽などへ流入される処理対象物質の量を計算により求めて、硝化槽や脱窒槽などの容積で除して求めることができる。また、生物処理工程において産生される処理対象物質の量は、通常、この処理対象物質の元になる物質が外部から生物処理工程に導入される量と同等とみなすことができ、アンモニア酸化細菌が収容されている硝化槽における亜硝酸性窒素の産生量は、硝化槽に外部から導入されるアンモニア性窒素の量と同等とみなすことができる。さらに、単位体積あたりの細菌数については、硝化槽や脱窒槽などの汚泥を分析して細菌数を求めて硝化槽や脱窒槽などの容積で除して求めることができる。

この内、被処理水中の処理対象物質濃度については、例えば、処理対象物質がアンモニア性窒素である場合には、ＪＩＳ Ｋ ０１０２にしたがって、インドフェノール青吸光光度法、中和滴定法、イオン電極法、イオンクロマトグラフ法などにより測定することができる。
また、亜硝酸性窒素については、ＪＩＳ Ｋ ０１０２にしたがって、吸光光度法、イオンクロマトグラフ法などにより測定することができる。
また、硝酸性窒素については、ＪＩＳ Ｋ ０１０２にしたがって、還元蒸留−吸光光度法、銅・カドミウムカラム還元−吸光光度法、イオンクロマトグラフ法などにより測定することができる。
さらに、全窒素の測定方法としては、例えば、総和法、ケルダール窒素法、還元蒸留ケルダール法、紫外線吸光光度法などが挙げられる（「下水試験方法」、上巻、１９９７年版、財団法人 日本下水道協会参照）。

また、活性汚泥（硝化汚泥または脱窒汚泥）中に含まれる各種細菌の細菌数は、例えば、活性汚泥（硝化汚泥または脱窒汚泥）に含まれる細菌に由来するＤＮＡを抽出して、リアルタイムＰＣＲに代表される各種の核酸検出方法により定量することができる。

活性汚泥（硝化汚泥または脱窒汚泥）に含まれる細菌に由来するＤＮＡの抽出は、土壌からのＤＮＡの抽出に用いられる手法、例えば、活性汚泥中の細菌を物理的手段（ビーズなど）により破砕し、ＤＮＡを抽出することなどにより行なわれうる。ＤＮＡの単離には、特に限定されないが、例えば、商品名：ＦａｓｔＤＮＡ ＳＰＩＮ Ｋｉｔ ｆｏｒ Ｓｏｉｌ〔キュービオジェン（Ｑｂｉｏｇｅｎｅ）社製〕、商品名：ＩＳＯＩＬ ｆｏｒ Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇ（株式会社ニッポンジーン製）などが用いられうる。具体的には、例えば、商品名：ＩＳＯＩＬ ｆｏｒ Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇ（株式会社ニッポンジーン製）を用いた場合、以下のように活性汚泥からＤＮＡを単離することができる。

各反応槽から活性汚泥（硝化汚泥または脱窒汚泥）を採取し、２ｍｌ容のマイクロ遠心チューブに入れる。また、活性汚泥の固形物濃度（ＭＬＳＳ濃度）が、１５００〜２０００ｍｇ／ｌである場合、２ｍｌの活性汚泥、２０００〜３０００ｍｇ／ｌである場合、１．５ｍｌの活性汚泥、３０００〜５０００ｍｇ／ｌである場合、１ｍｌの活性汚泥、５０００〜７０００ｍｇ／ｌである場合、０．７ｍｌの活性汚泥、７０００〜１００００ｍｇ／ｌである場合、０．５ｍｌの活性汚泥を採取する。

その後、前記マイクロ遠心チューブに入れた活性汚泥を、２０６３０×ｇ（１５００ｒｐｍ）、２分間、４℃の遠心分離および２０６３０×ｇ（１５０００ｒｐｍ）、３０秒間、４℃の遠心分離に供する。ついで、得られた活性汚泥を、予め６５℃に加温した４５０μｌのＬｙｓｉｓ Ｓｏｌｕｔｉｏｎ ＢＢ〔商品名：ＩＳＯＩＬ ｆｏｒ Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇ（株式会社ニッポンジーン製）に添付〕に懸濁させる。

その後、得られた懸濁物を、Ｂｅａｄｓ Ｔｕｂｅ〔商品名：ＩＳＯＩＬ ｆｏｒ Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇ（株式会社ニッポンジーン製）に添付〕に移す。また、元のチューブを、予め６５℃に加温した４５０μｌのＬｙｓｉｓ Ｓｏｌｕｔｉｏｎ ＢＢで洗浄し、洗浄後に得られた懸濁物を前記Ｂｅａｄｓ Ｔｕｂｅに移す。前記Ｂｅａｄｓ Ｔｕｂｅ中の懸濁物に、５０μｌのＬｙｓｉｓ Ｓｏｌｕｔｉｏｎ ２０Ｓ〔商品名：ＩＳＯＩＬ ｆｏｒ Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇ（株式会社ニッポンジーン製）に添付〕を添加し、混和させる。

その後、得られた混合物を、６５℃で１５分間維持し、ついで、ビーズ式破砕機〔商品名：Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｅｒ（株式会社ニッポンジーン製）〕に供して、３０００ｒｐｍで、９０秒間、Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇを行なう。その後、得られた産物を、６５℃で４０分間、穏やかに混合しながら維持し、ついで、１２０００×ｇ、１分間、２０℃で遠心分離し、上清 約６６０μｌを２ｍｌのチューブに回収する。前記上清に、４４０μｌのＰｕｒｉｆｉｃａｔｉｏｎ Ｓｏｌｕｔｉｏｎ〔商品名：ＩＳＯＩＬ ｆｏｒ Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇ（株式会社ニッポンジーン製）に添付〕を添加し、混和させる。その後、６００μｌのクロロホルムを添加し、穏やかに撹拌し、ついで、１２０００×ｇ、１５分間、２０℃の遠心分離にて、水層９００μｌを２ｍｌチューブに回収する。得られた産物に、等量（９００μｌ）のＰｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ Ｓｏｌｕｔｉｏｎ〔商品名：ＩＳＯＩＬ ｆｏｒ Ｂｅａｄｓ Ｂｅａｔｉｎｇ（株式会社ニッポンジーン製）に添付〕を添加し、混合する。得られた産物を遠心分離し、得られた沈殿物を、Ｗａｓｈ Ｓｏｌｕｔｉｏｎで洗浄する。その後、得られた沈殿物に１ｍｌの７０容量％ エタノールと２μｌの商品名：Ｅｔｈａｃｈｉｎｍａｔｅ（株式会社ニッポンジーン製）とを添加して、エタノール沈殿を行ない、ＤＮＡの沈殿物を得る。得られたＤＮＡの沈殿物に、２００μｌのＴＥ緩衝液（組成：１０ｍＭ Ｔｒｉｓ−ＨＣｌ（ｐＨ８．０）、０．１ｍＭ ＥＤＴＡ）を添加し、該ＤＮＡを溶解させ、ＰＣＲ用ＤＮＡ試料を得ることができる。

そして、リアルタイムＰＣＲにより、活性汚泥中に含まれる各種細菌の細菌数を定量することができる。
この場合、活性汚泥から抽出した核酸試料と、活性汚泥中に含まれる細菌に適したプライマー対およびプローブとを用いて、定量対象となる細菌の核酸の増幅に適したＰＣＲ条件（温度、時間、サイクル）で反応を行なうことにより、活性汚泥中に含まれる各種細菌および細菌数が定量される。前記プライマー対としては、例えば、アンモニア酸化細菌数定量用として、ＣＴＯ １８９ｆＡ／Ｂ、ＣＴＯ １８９ｆＣ、ＲＴ１ｒなど、亜硝酸酸化細菌の一種であるＮｉｔｒｏｓｐｉｒａ数定量用として、ＮＳＲ１１１３ｆ、ＮＳＲ１２６４ｒなどが挙げられる。また、前記プローブとしては、アンモニア酸化細菌定量用として、ＴＭＰ１、亜硝酸酸化細菌の一種であるＮｉｔｒｏｓｐｉｒａ数定量用として、ＮＳＲ１１４３Ｔａｑなどが挙げられる。

具体的には、例えば、アンモニア酸化細菌、亜硝酸酸化細菌および真正細菌それぞれの細菌数は、アンモニア酸化細菌について、ＣＴＯ １８９ｆＡ／Ｂ〔ＧＧＡＧＲＡＡＡＧＣＡＧＧＧＧＡＴＣＧ（配列番号：１）〕およびＣＴＯ １８９ｆＣ〔ＧＧＡＧＧＡＡＡＧＴＡＧＧＧＧＡＴＣＧ（配列番号：２）〕をフォワードプライマー〔例えば、ＣＴＯ １８９ｆＡ／Ｂ：ＣＴＯ １８９ｆＣ＝２：１の混合物〕とし、ＲＴ１ｒ〔ＣＧＴＣＣＴＣＴＣＡＧＡＣＣＡＲＣＴＡＣＴＧ（配列番号：３）〕をリバースプライマーとするプライマー対と、ＴＭＰ１〔ＣＡＡＣＴＡＧＣＴＡＡＴＣＡＧＲＣＡＴＣＲＧＣＣＧＣＴＣ（配列番号：４）〕プローブとを有するプライマー／プローブセット；亜硝酸酸化細菌について、ＮＳＲ１１１３ｆ〔ＣＣＴＧＣＴＴＴＣＡＧＴＴＧＣＴＡＣＣＧ（配列番号：５）〕とＮＳＲ１２６４ｒ〔ＧＴＴＴＧＣＡＧＣＧＣＴＴＴＧＴＡＣＣＧ（配列番号：６）〕とのプライマー対と、ＮＳＲ１１４３Ｔａｑ〔ＡＧＣＡＣＴＣＴＧＡＡＡＧＧＡＣＴＧＣＣＣＡＧＧ（配列番号：７）〕のプローブとを有するプライマー／プローブセットを用いたＴａｑＭａｎ法により定量化されうる。

なお、それぞれのプローブとしては、５’末端をＦＡＭ（６−ｃａｒｂｏｘｙｆｌｕｏｒｅｓｃｅｉｎ）、３’末端をＴＡＭＲＡ（６−ｃａｒｂｏｘｙｔｅｔｒａｍｅｔｈｙｌｒｈｏｄａｍｉｎｅ）で標識したものが挙げられる。

また、硝酸還元細菌数の定量用プライマー対として、ｎａｒＨ５０Ｆ、ｎａｒＨｒ３Ｂなどが挙げられる。
具体的には、硝酸還元細菌定量用として、ｎａｒＨ５０Ｆ 〔ＡＡＲＴＧＹＡＴＣＧＧＹＴＧＣＣＡ（配列番号：８）〕をフォワードプライマーとし、ｎａｒＨｒ３Ｂ〔ＴＣＣＣＡＲＫＣＣＴＴＧＧＧＲＴＡＧ（配列番号：９）〕をリバースプライマーとするプライマー対としたＳＹＢＲ Ｇｒｅｅｎ法などにより定量化されうる。

また、亜硝酸還元細菌数の定量用プライマー対として、ｎｉｒＫ８７６、ｎｉｒＫ１０４０およびｃｄ３ａＦ、Ｒ３ｃｄなどが挙げられる。
具体的には、亜硝酸還元細菌定量用として、ｎｉｒＫ８７６ 〔ＡＴＹＧＧＣＧＧＶＡＹＧＧＣＧＡ（配列番号：１０）〕をフォワードプライマーとし、ｎｉｒＫ１０４０ 〔ＧＣＣＴＣＧＡＴＣＡＧＲＴＴＲＴＧＧＴＴ（配列番号：１１）〕をリバースプライマーとするプライマー対、ｃｄ３ａＦ 〔ＧＴＳＡＡＣＧＴＳＡＡＧＧＡＲＡＣＳＧＧ（配列番号：１２）〕をフォワードプライマーとし、Ｒ３ｃｄ〔ＧＡＳＴＴＣＧＧＲＴＧＳＧＴＣＴＴＧＡ（配列番号：１３）〕をリバースプライマーとするプライマー対としたＳＹＢＲ Ｇｒｅｅｎ法により定量化されうる。

前記リアルタイムＰＣＲには、濃度が１０⁷、１０⁶、１０⁵、１０⁴、１０³、または１０²コピー／５μｌ／１反応であるサンプルを用いて作成された検量線が用いられる。具体的には、前記検量線は、リアルタイムＰＣＲの対象となる遺伝子に対応する核酸をＰＣＲにより増幅し、その後、プラスミドベクターにクローニングした組み換えプラスミドを用いて作成されたものである。例えば、亜硝酸酸化細菌の場合、ＮＳＲ１１１３ｆとＮＳＲ１２６４ｒとのプライマー対を用いて、亜硝酸酸化細菌に特異的な１６Ｓ ｒＲＮＡ遺伝子を増幅させ、得られた産物をプラスミドベクターにクローニングして得られた組み換えプラスミドを検量線作成用のスタンダードとして用いた。前記リアルタイムＰＣＲは、濃度（遺伝子数）が既知のスタンダードサンプルと、試料から精製したＤＮＡ（１ｎｇ、若しくは、１０ｎｇ）を鋳型として用いて行なわれる。通常、前記リアルタイムＰＣＲは、１６Ｓ ｒＲＮＡ遺伝子や水質の浄化に係わる酵素をコードする遺伝子、例えば、アンモニア酸化細菌の１６Ｓ ｒＲＮＡ遺伝子〔Ａｐｐｌ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌ．、２００１年発行、第６７巻、第９７２頁〜第９７６頁〕、亜硝酸酸化細菌の一種であるニトロスピラの１６Ｓ ｒＲＮＡ遺伝子〔Ｅｎｖｉｒｏｎ．Ｓｃｉ．Ｔｅｃｈｎｏｌ．、２００３年発行、第３７巻、第３４３頁〜第３５１頁〕、硝酸還元細菌のｎａｒＨ遺伝子〔Ｓｙｓｔｅｍ．Ａｐｐｌ．Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌ．、２０００年発行、第２３巻、第４７頁〜第５７頁〕、亜硝酸還元細菌のｎｉｒＳ（シトクロムｃｄ１タイプの亜硝酸還元酵素）遺伝子〔ＦＥＭＳ Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ Ｅｃｏｌｏｇｙ ２００４年発行、第４９巻、第４０１頁〜第４１７頁〕、ｎｉｒＫ（銅含有タイプの亜硝酸還元酵素）遺伝子〔Ｊ．Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌ．Ｍｅｔｈｏｄｓ．、２００４年発行、第５９巻、第３２７頁〜第３３５頁〕などをターゲットとして行なわれる。

スタンダードサンプルそれぞれの濃度のＣｔ値（閾値とＰＣＲの増幅曲線が交わる点）を算出し、Ｃｔ値と濃度との関係から検量線を作成する。一方、試料ＤＮＡについてもＣｔ値を求め、スタンダードサンプルから作成した検量線に当てはめることにより、リアルタイムＰＣＲに使用した試料ＤＮＡ １ｎｇ若しくは、１０ｎｇあたりの前記遺伝子のコピー数を求める。最終的に、例えば、活性汚泥１ｍｌあたりの細菌数は、下記式（３３）

から導かれる。

なお、リアルタイムＰＣＲのターゲットとする遺伝子は、細菌の種類により１個の細菌細胞に存在する数が異なるので、上記式（３３）から求めた細菌数を遺伝子数で割ることにより、正確な細菌数を算出することができる。

リアルタイムＰＣＲ法により得られた細菌数から、下記式（３４）

に基づき、細菌（アンモニア酸化細菌、亜硝酸酸化細菌、硝酸還元細菌、亜硝酸還元細菌）の濃度（ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｌ）を求める。
なお、前記１細菌あたりの乾燥重量には、測定値あるいは文献値〔文献値の例：０．２８ｐｇ／細胞、Ａｐｐｌ．Ｅｎｖｉｒｏｎ．Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌ（２００２），６８，２４５−２５３）などの値が用いられる。
また、前記換算係数は、下記式（３５）

Ｃ₅Ｈ₇Ｏ₂Ｎ＋５Ｏ₂ → ５ＣＯ₂＋２Ｈ₂Ｏ＋ＮＨ₃ ・・・（３５）

から、細菌の酸素消費量（５×３２）を分子量（１１３）で割ることにより計算できる。この場合、前記の換算係数は、１．４１６である。
これを細胞１つあたりに換算すると、１細胞 （１細菌）＝０．２８ｐｇ×１．４１６ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｍｇ−ＳＳ＝３．９６５×１０^-10ｍｇ−ＣＯＤ_Cr＝３．９６５×１０^-13ｇ−ＣＯＤ_Crとなる。

通常、主としてアンモニアや硝酸等の窒素化合物が処理対象物質であり、他に有機性化合物を多く含有していない被処理水の生物処理の工程における細菌の反応については、前記式（１３）、（２１）、（２７）、（３２）に示す関数によって最大反応速度を定義し、パラメータとして用いることにより精度の高いシミュレーションを実施させることができるが、上記に説明した方法によって、より実際の生物処理工程に合致した関数を求めてシミュレーション装置に組み込むことでより精度の高いシミュレーションを実施させることができ、キャリブレーションの手間をよりいっそう削減させることができる。

なお、このシミュレーション装置に組み込まれる設定項目としては、上記に説明した以外に、例えば、被処理水の溶存酸素（ｍｇ−Ｏ₂／ｌ）、溶解性不活性有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｌ）、易分解性有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｌ）、アルカリ度（ｍｏｌｅＨＣＯ₃／ｌ）、浮遊不活性有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｌ）、遅分解性有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｌ）、従属栄養細菌（ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｌ）、従属栄養細菌の細胞内貯蔵有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ_Cr／ｌ）、浮遊物質（ｍｇ−ＳＳ／ｌ）などが挙げられる。

また、このシミュレーション装置は、適宜設定を変更して、他の生物学的処理におけるシミュレーションを実施させることも可能である。

このようなシミュレーション装置でのシミュレーションを実施しつつ生物処理を実施することにより、予想外に処理対象物質を多く含んだ処理液を次段の処理に流下させてしまって正常な状態への復旧に手間取ったり、あるいは、過剰に時間を掛けて処理を実施してしまったりするなど生物処理に係る手間が必要以上に増大することを抑制させることができ、生物処理方法を効率の良いものとし得る。
したがって、生物処理装置の運転に要する手間も削減させることができ、運転コストの低減なども図ることができる。

なお、このシミュレーション方法やシミュレーション装置、あるいは、これらを用いた生物処理方法ならびに生物処理装置は、硝化、脱窒にかかるもののみならず、処理対象物質が有機ハロゲン化合物であれば、デハロコッコイデス（Ｄｅｈａｌｏｃｏｃｃｏｉｄｅｓ）属細菌などの脱ハロゲン能を持つ細菌を用いた生物処理工程や、処理対象物質が硫酸などの硫黄化合物であれば、硫酸還元菌、例えば、デスルフォトマキュラム（Ｄｅｓｕｌｆｏｔｏｍａｃｕｌｕｍ）属細菌、デスルフォバクター（Ｄｅｓｕｌｆｏｂａｃｔｅｒ）属細菌、デスルフォバクテリウム（Ｄｅｓｕｌｆｏｂａｃｔｅｒｉｕｍ）属細菌、デスルフォヴィクリオ（Ｄｅｓｕｌｆｏｖｉｃｒｉｏ）属細菌などを用いた生物処理工程においても本実施形態において説明した硝化、脱窒における場合と同様の効果を期待できるものである。

（実験例１）
主としてアンモニア及び硝酸が処理対象物質であり、他に有機性化合物を多く含有していない被処理水に対する硝化・脱窒の生物処理工程に用いられている汚泥を対象として最大反応速度の値と、生物処理工程において細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係調査を実施した。

（アンモニア酸化細菌の反応速度）
アンモニア酸化細菌の反応速度は、以下のようにして測定を実施する。
５００ｍｌ容三角フラスコに、希釈水［１ｌあたりの組成：炭酸水素ナトリウム ２４０ｍｇ、ＢＯＤ−Ａ液〔ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、緩衝液（ｐＨ７．２）〕１ｍｌ、ＢＯＤ−Ｂ液（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、硫酸マグネシウム溶液） １ｍｌ、ＢＯＤ−Ｃ液（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、塩化カルシウム溶液） １ｍｌ、ＢＯＤ−Ｄ液〔ＪＩＳ Ｋ ０１０２の２１の項に従う、塩化鉄（ＩＩＩ）溶液〕１ｍｌ、残部 水］ ３９０ｍｌを入れ、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの塩化アンモニウム水溶液 １０ｍｌを添加して、混合物Ａを調製する。ついで、５００ｍｌ容三角フラスコ内の混合物Ａを、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０分間以上曝気し、溶液Ａを得る。ここで、溶液ＡのｐＨを測定する。

硝化汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、硝化汚泥試料を得る。

その後、得られた硝化汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記溶液Ａと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、塩化アンモニウムに由来するアンモニア性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記硝化汚泥試料と前記溶液Ａとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、ＪＩＳ Ｋ ０１０２の１４の項に従い、汚泥濃度を測定する。

塩化アンモニウムに由来するアンモニア性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４２．５の項に従う）を行なうことにより、アンモニア性窒素の量を測定する。分析結果より単位時間あたりのアンモニア性窒素の量の変化を算出し、この変化量をアンモニア酸化の最大反応速度とする。

上記測定方法により、汚泥濃度の異なる試料を約５０点測定し、最大反応速度の値と、生物処理工程においてアンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との相関関係を調査した。
得られた結果を、最大反応速度の値を縦軸に、アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量を横軸としたグラフにプロットした。
結果を図２に示す。

この図２からも、最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量の増大にともなって最大反応速度の値が増大していることがわかる。
さらに、最大反応速度をＶ_AOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）とし、細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量をＬ_AOB（ｆｇ ＮＨ₄−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）とした際に、アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量：Ｌ_AOBが１００〜４０００（ｆｇ ＮＨ₄−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）の範囲においては、Ｖ_AOBとＬ_AOBとが下記式（３６）

に良く一致する関係にあることがわかる。

（亜硝酸酸化細菌の反応速度）
亜硝酸酸化細菌の反応速度は、以下のようにして測定を実施する。
５００ｍｌ容三角フラスコに、前記希釈水 ３９０ｍｌを入れ、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの亜硝酸ナトリウム水溶液 １０ｍｌを添加して、混合物Ｂを調製する。ついで、５００ｍｌ容三角フラスコ内の混合物Ｂを、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０分間以上曝気し、溶液Ｂを得る。ここで、溶液ＢのｐＨを測定する。

硝化汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、硝化汚泥試料を得る。

その後、得られた硝化汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記溶液Ｂと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記硝化汚泥試料と前記溶液Ｂとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、汚泥濃度を測定する。

亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４３．１．２の項に従う）を行なうことにより、亜硝酸性窒素の量を測定する。分析結果より単位時間あたりの亜硝酸性窒素の量の変化を算出し、これを亜硝酸酸化の最大反応速度として求める。

上記測定法により、汚泥濃度の異なる試料を約５０点測定し、最大反応速度の値と、生物処理工程において亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質（アンモニア性窒素および亜硝酸性窒素）の量との相関関係を調査した。
得られた結果を、最大反応速度の値を縦軸に、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量を横軸としたグラフにプロットした。
結果を図３に示す。

この図３からも、最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量の増大にともなって最大反応速度の値が増大していることがわかる。

さらに、最大反応速度をＶ_NOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）とし、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素との合計量をＬ_NOB（ｆｇ−Ｎ（ＮＨ₄−Ｎ＋ＮＯ₂−Ｎ）・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）とした際に、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量：Ｌ_NOBが１０００〜６００００（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）の範囲においては、Ｖ_NOBとＬ_NOBとが下記式（３７）

に良く一致する関係にあることがわかる。
ここでＬ_NOBをアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素との合計量としたのは、硝化槽内でアンモニア性窒素はアンモニア酸化細菌により亜硝酸性窒素に転換され、亜硝酸性窒素としては、通常、この合計量が負荷されるためである。

（硝酸還元細菌の反応速度）
脱窒汚泥中に含まれる細菌による硝酸還元速度の測定（硝酸還元速度試験）は、以下のようにして実施する。
５００ｍｌ容三角フラスコに、前記希釈水３８０ｍｌを入れ、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの硝酸ナトリウム水溶液 １０ｍｌを添加し、ついで、メタノール水溶液〔５０００ｍｇメタノール／ｌ〕 １０ｍｌを添加して、混合物Ｃを調製する。その後、前記混合物Ｃに、散気球により窒素ガスを吹き込み、１０分間脱気する。ここで、前記混合物ＣのｐＨを測定する。前記５００ｍｌ容三角フラスコに、シリコン栓をし、撹拌しながら窒素ガスを吹き込み、該５００ｍｌ容三角フラスコ内の気相中の空気を除く。その後、１ｌ容テドラーバックに窒素ガスを吹き込み、前記５００ｍｌ容三角フラスコのシリコン栓に設置する。

脱窒汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、脱窒汚泥試料を得る。

その後、得られた脱窒汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記混合物Ｃと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、硝酸ナトリウムに由来する硝酸性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記脱窒汚泥試料と前記混合物Ｃとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、汚泥濃度を測定する。

硝酸ナトリウムに由来する硝酸性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４３．２．５の項に従う）を行なうことにより、硝酸性窒素の量を測定する。
分析結果より単位時間あたりの硝酸性窒素の量の変化を算出し、これを硝酸還元反応の最大反応速度として求めることができる。

上記測定方法により、汚泥濃度の異なる試料を約５０点測定し、最大反応速度の値と、生物処理工程において硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質量との相関関係を調査した。
得られた結果を、最大反応速度の値を縦軸に、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素の量を横軸としたグラフにプロットした。
結果を図４に示す。

この図４からも、最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量の増大にともなって最大反応速度の値が増大していることがわかる。

さらに、最大反応速度をＶ_NARB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）とし、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される全窒素量をＬ_NARB（ｆｇＮ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）とした際に、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量：Ｌ_NARBが５〜７０（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）の範囲においては、Ｖ_NARBとＬ_NARBとが下記式（３８）

に良く一致する関係にあることがわかる。

ここで、実施例では流入する被処理水中の全窒素量はアンモニア性窒素量と亜硝酸性窒素量と硝酸性窒素量の合計量にほぼ等しいことと、硝化槽においてほぼ全てのアンモニア性窒素および亜硝酸性窒素が硝酸性窒素に転換されていたことから、硝酸還元細菌１個あたりに負荷される窒素量は被処理水中の全窒素量（Ｔ−Ｎ）に等しいとして計算を行った。
仮に、全窒素量がアンモニア性窒素量と亜硝酸性窒素量と硝酸性窒素量の合計量に等しくない場合、または、硝化槽内でアンモニア性窒素および亜硝酸性窒素が硝酸性窒素まで完全に硝化されない場合は、脱窒槽に流入する硝酸性窒素量をＬ_NARBとすることが望ましい。

（亜硝酸還元細菌の反応速度）
脱窒汚泥中に含まれる細菌による亜硝酸還元速度の測定（亜硝酸還元速度試験）は、以下のように測定する。

５００ｍｌ容三角フラスコに、前記希釈水３８０ｍｌを入れ、恒温槽中、３０℃に維持し、撹拌しながら、１０００ｍｇ−Ｎ／ｌの亜硝酸ナトリウム水溶液 １０ｍｌを添加し、ついで、メタノール水溶液〔５０００ｍｇメタノール／ｌ〕 １０ｍｌを添加して、混合物Ｄを調製する。その後、前記混合物Ｄに、散気球により窒素ガスを吹き込み、１０分間脱気する。ここで、前記混合物ＤのｐＨを測定する。前記５００ｍｌ容三角フラスコに、シリコン栓をし、撹拌しながら窒素ガスを吹き込み、該５００ｍｌ容三角フラスコ内の気相中の空気を除く。その後、１ｌ容テドラーバックに窒素ガスを吹き込み、前記５００ｍｌ容三角フラスコのシリコン栓に設置する。

脱窒汚泥を５００ｍｌ採取し、遠心分離器によって固液分離する。得られた産物から、上澄み液を除去し、前記希釈水 ５０ｍｌに撹拌し、分散させる。得られた産物の全容量を、前記希釈水を用いて、１００ｍｌとなるように調整し、脱窒汚泥試料を得る。

その後、得られた脱窒汚泥試料 １００ｍｌを、前記５００ｍｌ容フラスコに入れ、前記混合物Ｄと混合する。混合と同時に、５ｍｌ容シリンジで、前記混合により得られた試料 ５ｍｌをサンプリングし、フィルター（アドヴァンテック社製、商品名：ガラス繊維ろ紙ＧＦ−７５、孔径：０．３μｍ）で濾過する。なお、亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費されるまで（約２時間）、一定時間毎に、サンプリングを行なう。

また、前記脱窒汚泥試料と前記混合物Ｄとの混合直後に、前記サンプリングとは別に、３０ｍｌの試料を採取し、汚泥濃度を測定する。

亜硝酸ナトリウムに由来する亜硝酸性窒素が消費された後、残りの混合物のｐＨを測定すると共に、活性汚泥濃度を測定する。

各サンプリング時点での試料を、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の４３．１．２の項に従う）を行なうことにより、亜硝酸性窒素の量を測定する。分析結果より単位時間あたりの亜硝酸性窒素の量の変化を算出し、これを亜硝酸還元反応の最大反応速度として求める。

上記測定方法により、汚泥濃度の異なる試料を約５０点測定し、最大反応速度の値と、生物処理工程において亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質量との相関関係を調査した。
得られた結果を、最大反応速度の値を縦軸に、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量を横軸としたグラフにプロットした。
結果を図５に示す。

この図５からも、最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量の増大にともなって最大反応速度の値が増大していることがわかる。

さらに、最大反応速度をＶ_NIRB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）とし、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される全窒素量をＬ_NIRB（ｆｇＮ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）とした際に、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量：Ｌ_NIRBが５〜１２０（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）の範囲においては、Ｖ_NIRBとＬ_NIRBとが下記式（３９）

に良く一致する関係にあることがわかる。

ここで、実施例では流入する被処理水中の全窒素量はアンモニア性窒素量と亜硝酸性窒素量と硝酸性窒素量の合計量にほぼ等しいことと、硝化槽においてほぼ全てのアンモニア性窒素が硝酸性窒素または亜硝酸性窒素に転換されていたことから、亜硝酸還元細菌１個あたりに負荷される窒素量は被処理水中の全窒素量（Ｔ−Ｎ）に等しいとしてＬ_NIRBの算出を行った。
仮に、全窒素量がアンモニア性窒素量と亜硝酸性窒素量と硝酸性窒素量の合計量に等しくない場合、または、硝化槽内でアンモニアが完全に硝化されない場合は、脱窒槽に流入する硝酸性窒素と亜硝酸性窒素の合計量をＬ_NIRBとすることが望ましい。

（実験例２）
前記実験例１よりも、高負荷な状態で、しかも、実設備を模擬させた状態で最大反応速度と細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量との関係を調査した。

（設備）
用いた実験設備の概要を図６に示す。
実験設備は、有効容積３５リットルの反応槽と、該反応槽で生物処理させる被処理水（原水）を調整する原水タンク、該原水タンクから被処理水を反応槽に供給するための原水ポンプ、反応槽から処理水を排出するための処理水ポンプ、反応槽中において散気を行うためのエアポンプ（ブロワ）、脱窒工程時に反応槽にメタノールを供給するためのメタノールポンプ、反応槽中の槽内水のｐＨ調整を行うｐＨ調整ポンプ等によって構成されている。
また、この実験設備は、各機器の運転が制御盤によりタイマーや設定値等で制御され、運転記録がデータロガーに記録されるように構成されている。

（生物処理工程の設定）
前記反応槽の運転状態を下記（１）〜（４）のように切り替えることにより硝化工程、脱窒工程、酸化工程、沈殿工程のサイクル運転を行った。
尚、反応槽への原水の投入量は、１４リットル／１サイクルとし、５６リットル／日とした。
（１）硝化工程（２時間）
・活性汚泥含有液が所定容量入っている反応槽に、原水の投入を開始すると同時に、ブロワによる散気を行い、硝化工程を開始する。
・ブロワは反応槽内に設置した溶存酸素濃度計（ＤＯ計）の指示値と連動させ、溶存酸素濃度（ＤＯ）が３．０±０．１ｍｇ／ｌの範囲内で運転できるよう自動でＯＮ−ＯＦＦさせる。
・硝化によるｐＨの低下を避けるため、反応槽内に設置したｐＨ計と連動させ、ｐＨが７．７以上を維持できるよう、自動で２％苛性ソーダをｐＨ調整ポンプで添加する。
・反応槽の温度センサで水温を測定し、ヒーターで３０℃前後を維持できるよう加温する（この反応槽内の温度維持については、脱窒工程、酸化工程も同じ）。
（２）脱窒工程（２時間）
・ブロワによる散気を停止し、反応槽内を撹拌機により混合する。
・それと同時に５％に調整したメタノールをポンプにより注入する。
（３）酸化工程（１時間）
・酸化工程の開始と同時にブロワによる散気を再開し、残留するメタノールを処理する。
・硝化工程と同様にＤＯを３．０±０．１ｍｇ／ｌでコントロールする。
（４）沈殿工程（１時間）
・酸化工程終了時に、撹拌機、ブロワ、ヒーター、苛性ソーダの添加を停止して反応槽内を静置し、固液分離を行う。
・４５分後に処理水排出ポンプを稼働させて、指定水位まで処理水を排出する。
この（１）〜（４）の工程（６時間／１サイクル）を１日４サイクル実施、設定の負荷の窒素含有排水を処理した。

（被処理水の調整）
反応槽に供給する被処理水（原水）は以下の試薬を用いて、窒素やリンの組成が火力発電所排水処理設備を模擬した濃度になるよう調整を行い、窒素負荷を変動させつつ反応槽に供給し処理後の処理水に残留する窒素の量を測定した。
（使用試薬）
ＮＨ₄−Ｎ： ３０ ｍｇ／ｌ（硫酸アンモニウム）
ＮＯ₃−Ｎ： ２０ ｍｇ／ｌ（硝酸ナトリウム）
ＰＯ₄−Ｐ： ２ ｍｇ／ｌ（リン酸二水素ナトリウム）
ＮａＨＣＯ₃：３６０ｍｇ／ｌ（炭酸水素ナトリウム）

なお、窒素負荷の設定を増加する場合は、原水と同様の基質の比率で作成した濃縮基質を作成し、原水投入と並行して濃縮基質を反応槽内に投入した。
濃縮基質の投入量が原水の投入量の１／５０以下になるよう基質濃度を調整し、負荷上昇時にも反応槽内の水力学的滞留時間がほとんど変化しないよう配慮した。
この反応槽への負荷の与え方をどのように変化させたかを図７に示す。
反応槽における容積負荷は、０．０８ｇ−Ｎ／ｌ／ｄを基準状態とし、一時的にこの基準負荷に対して２倍の負荷、ならびに２．５倍の負荷となるように変動させた。

この負荷変動によって、沈殿工程時に排出される処理水中の窒素成分がどのように変化するかを調査した。
結果を、図８に示す。
この図８にも示されているように、処理水に残留する各態窒素（ＮＨ₄−Ｎ、ＮＯ₂−Ｎ、ＮＯ₃−Ｎ）の濃度は運転期間を通して１ｍｇ／ｌ以下となっており、反応槽に流入させた窒素のほぼ全量が脱窒処理されていることがわかった。

この期間における反応槽内の活性汚泥中の菌数の変化を調査した結果を、図９、図１０に示す。
また、槽内水のＭＬＳＳ濃度の変動状況について調査した結果を図１１に示す。
これらの図からもわかるように、それぞれの細菌は運転期間中で約１オーダーの範囲で大きく変動していた。
ＭＬＳＳの変動幅が２０００〜５０００ｍｇ／ｌの範囲であったのに比べると、その中に含まれる細菌が大きく変動していたことがわかる。

この菌数で窒素負荷を除して、細菌１個あたりに一日に負荷される窒素の量：Ｌ（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）と、最大反応速度を：Ｖ（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）とを求めた。
結果を、図１２〜図１５に示す。図１２は、アンモニア酸化細菌について、図１３は、亜硝酸酸化細菌について、図１４は硝酸還元細菌について、そして、図１５は、亜硝酸還元細菌について細菌１個あたりに一日に負荷される窒素の量：Ｌ（fｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）と、最大反応速度を：Ｖ（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）とを求めた結果を示すものである。
このように、実験例１と同様に、高い負荷においても、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量の増大にともなって最大反応速度の値が増大していることがわかる。
また、その増大する傾向が下記式（４０）

（ただし、ａ、ｂ、及びｃは、それぞれ独立した定数である。）
となる形式の関数に良く一致することがわかる。
したがって、この式（４０）に示すような関数を設けてシミュレーションを行うことでその予測精度を向上させ得ることがわかる。

また、先の実験例１の結果（図２〜図５）と、この図１２〜図１５に示す結果と、さらに、有機化合物が含まれた窒素含有排水を処理している排水処理槽から採取した汚泥について同様の実験（実験例３）を行った結果を、図１６〜図１９に示す。

この図１６からも、Ｖ_AOBとＬ_AOBとを関係付ける関数については、アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量：Ｌ_AOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が１．０×１０²≦Ｌ_AOB≦３．５×１０⁴において、最大反応速度：Ｖ_AOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛４．０×１０³・Ｌ_AOB／（１．０×１０⁴＋Ｌ_AOB）−２．５×１０³｝≦Ｖ_AOB≦｛４．０×１０³・Ｌ_AOB／（１．０×１０⁴＋Ｌ_AOB）＋２．５×１０³｝となるように定められることでシミュレーションの予測精度を向上させ得ることがわかる。
また、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得ることがわかる。

また、図１７からは、Ｖ_NOBとＬ_NOBとを関係付ける関数について、亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量：Ｌ_NOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が１．０×１０³≦Ｌ_NOB≦１．２×１０⁶となる範囲において、最大反応速度：Ｖ_NOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛２．５×１０⁵・Ｌ_NOB／（４．０×１０⁵＋Ｌ_NOB）−１．０×１０⁵｝≦Ｖ_NOB≦｛２．５×１０⁵・Ｌ_NOB／（４．０×１０⁵＋Ｌ_NOB）＋１．０×１０⁵｝となるように定められることでシミュレーションの予測精度を向上させ得ることがわかる。
また、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得ることがわかる。

また、図１８からは、Ｖ_NARBとＬ_NARBとを関係付ける関数について、硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量：Ｌ_NARB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が５．０≦Ｌ_NARB≦２５００となる範囲において、最大反応速度：Ｖ_NARB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛２．２×１０²・Ｌ_NARB／（７．０×１０²＋Ｌ_NARB）−１．７×１０²｝≦Ｖ_NARB≦｛２．２×１０²・Ｌ_NARB／（７．０×１０²＋Ｌ_NARB）＋７０｝となるように定められることでシミュレーションの予測精度を向上させ得ることがわかる。
また、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得ることがわかる。

さらに、図１９からは、Ｖ_NIRBとＬ_NIRBとを関係付ける関数については、亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量：Ｌ_NIRB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）が５．０≦Ｌ_NIRB≦３．５×１０³となる範囲において、最大反応速度：Ｖ_NIRB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）が｛７．０×１０²・Ｌ_NIRB／（２．５×１０³＋Ｌ_NIRB）−２．５×１０²｝≦Ｖ_NIRB≦｛７．０×１０²・Ｌ_NIRB／（２．５×１０³＋Ｌ_NIRB）＋２．５×１０²｝となるように定められることでシミュレーションの予測精度を向上させ得ることがわかる。
また、下水なども含めて窒素成分が処理対象物質として含有されている被処理水の生物学的処理全般に当該関数を適応し得ることがわかる。

すなわち、生物処理工程に硝化工程を有する場合は、下記式（４１）

ただし、
Ｖ_AOB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_AOB：アンモニア酸化細菌１個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素量（ｆｇ ＮＨ₄−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
に示す関数によってアンモニア酸化の最大反応速度を定義するとともに、下記式（４２）

ただし、
Ｖ_NOB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_NOB：亜硝酸酸化細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₂−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
に示す関数によって亜硝酸酸化の最大反応速度を定義してシミュレーション装置に組み込み、生物処理工程にさらに脱窒工程を有する場合は、前記式（４１）に示す関数、前記式（４２）に示す関数に加え、下記式（４３）

ただし、
Ｖ_NARB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_NARB：硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₃−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
に示す関数によって硝酸還元の最大反応速度を定義し、下記式（４４）

ただし、
Ｖ_NIRB：最大反応速度（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）
Ｌ_NIRB：亜硝酸還元細菌１個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₂−Ｎ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）
に示す関数によって亜硝酸還元の最大反応速度を定義してシミュレーション装置に組み込むことで、より精度の高いシミュレーションを実施させることができる。

これら結果をもとに、従来のＩＷＡのＡＳＭ３（活性汚泥モデルＮｏ．３）計算プログラムの硝化工程及び脱窒工程に関する最大反応速度に代えて、上記式（４１）乃至（４４）に示す、細菌１個あたりに一日に負荷される窒素の量によって変化する最大反応速度の関係式を組み込んで、本発明の活性汚泥モデル（新規モデル）の実証を行った。

この新規モデルに基づくＡＳＭ計算用のＰｅｔｅｒｓｏｎ’ｓマトリクスを表１（表は、一部のみ）に示す。

このマトリクスは、図２０の比較表に示すとおり最大反応速度が一定の従来モデルと相違している。
これら新規モデル及び従来モデル（ＡＳＭ３）を用いて、窒素負荷を基準負荷から２．５倍に増加させた、直後と、負荷上昇後の処理量の履歴の影響を十分受けていると考えられる４８時間後の処理水の水質についてシミュレートし、実測データとの比較を行った。
結果を、図２１（負荷増加直後）、図２２（負荷増加後４８時間）に示す。
図中のプロットは、実験の分析値、実線は細菌１個あたりに一日に負荷される窒素の量によって変化する最大反応速度の関係式を組み込んだシミュレータ（新規モデル）により計算した結果、破線は従来のＡＳＭ３にて計算した結果をそれぞれ示す。
実験の水質分析値は、負荷上昇直後は硝化工程でアンモニアが消費されるのに約１２０分、脱窒工程で硝酸が処理されるのにも１２０分要していたが、負荷上昇後４８時間が経過すると、アンモニアの消費には約８０分、硝酸の消費は約６０分で終了しており、処理速度の向上が確認された。
亜硝酸の生成は硝化脱窒を含めほとんど認められなかった。
新規モデルのシミュレータによる計算結果は、負荷上昇直後および負荷上昇後４８時間の計算結果を良好に再現できており、また、水質予測精度は、目標値である分析値±２０％を達成した。
一方、従来のＡＳＭ３の計算結果は、硝化工程は４８時間の間の硝化菌の増殖により処理速度の向上を再現できているが、脱窒工程は従属栄養微生物の増殖のみでは処理速度の向上が再現できておらず、活性の変化を再現できていないものと考えられた。
以上のように、本発明によればシミュレーションの予測精度を向上させ得ることがわかる。

（実験例４）
（細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質量適用事例）
実験例１乃至３において採取されたデータを基にして、“細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質（窒素）の量”を計算して求め、図１６〜図１９と同様にグラフ化した結果を、図２３〜図２６に示す。
なお、実験例１〜３のように、“細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質（窒素）の量”をファクターとして利用すれば、処理水質の予測計算を行う場合に、生物処理の結果を反映させる必要がないため計算速度を早めることが出来る。
一方で、この実験例４のように“細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質（窒素）の量”をファクターとして利用する場合には、生物処理後の処理水の水質を測定し、その測定に基づいて“細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質（窒素）の量”を算出して、結果を最大反応速度に反映させるべくフィードバックさせる必要があることから結果の予測に手間を要することとなる。
しかし、負荷と処理量とにおいて差が生じやすい（処理水に処理対象物質を残留させやすい）場合などにおいては、“細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量”をファクターとして利用する方が、精度の高いシミュレーション結果を得られやすいという利点がある。
なお、通常の生物処理工程においては、図８や、図１６〜図１９と図２３〜図２６との対比に示されているように、細菌１個あたりの一日の負荷と処理量とには大きな差がないため、計算速度を向上させる点において“細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量”をファクターとして利用することが好適である。

（実験例５）
（塩化物イオンの影響調査）
実験例１にて作製した溶液Ａ、Ｂ、Ｃ、Ｄにそれぞれ、２０００ｍｇ／ｌ、４０００ｍｇ／ｌの濃度となるように塩化物イオン濃度を加えた以外は、実験例１の最大反応速度の測定と同様に最大反応速度を測定した。
そして、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値をそれぞれ、Ｖ_AOB0、Ｖ_NOB0、Ｖ_NARB0、Ｖ_NIRB0とし、これらを１００とした場合の最大反応速度の値（Ｖ_AOB、Ｖ_NOB、Ｖ_NARB0、Ｖ_NIRB）を塩化物イオン２０００ｍｇ／ｌ及び４０００ｍｇ／ｌ加えた場合について求めた。
結果をそれぞれ、図２７〜図３０に示す。

この図２７からも、アンモニア酸化細菌によるアンモニア酸化反応においては、（１＋４．４×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_AOB（Ｄ_CL）≦（１＋１．６４×１０^-4・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_AOB（Ｄ_CL）（ただし、「Ｄ_CL」は塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）を表す）を設定して、最大反応速度：Ｖ_AOBと、細菌１個あたりに単位時間に負荷されるアンモニア性窒素の量：Ｌ_AOBとのあいだに、Ｖ_AOB＝ｆ_AOB（Ｌ_AOB）・ｋ_AOB（Ｄ_CL）の関数を設定することにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させうることがわかる。

また、図２８からは、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸酸化反応においては、（１−８．７×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NOB（Ｄ_CL）≦（１−４．０×１０^-5・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_NOB（Ｄ_CL）（ただし、「Ｄ_CL」は塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）を表す）を設定して、最大反応速度：Ｖ_NOBと、細菌１個あたりに単位時間に負荷される亜硝酸性窒素の量：Ｌ_NOBとのあいだに、Ｖ_NOB＝ｆ_NOB（Ｌ_NOB）・ｋ_NOB（Ｄ_CL）の関数を設定することにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させうることがわかる。

また、図２９からは、硝酸還元細菌による硝酸還元反応においては、（１−７．９×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NARB（Ｄ_CL）≦（１−１．０×１０^-5・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_NARB（Ｄ_CL）（ただし、「Ｄ_CL」は塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）を表す）を設定して、最大反応速度：Ｖ_NARBと、細菌１個あたりに単位時間に負荷される硝酸性窒素の量：Ｌ_NARBとのあいだに、Ｖ_NARB＝ｆ_NARB（Ｌ_NARB）・ｋ_NARB（Ｄ_CL）の関数を設定することにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させうることがわかる。

さらに、図３０からは、亜硝酸還元細菌による亜硝酸還元反応においては、（１−６．０×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NIRB（Ｄ_CL）≦（１−５．０×１０^-6・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_NIRB（Ｄ_CL）（ただし、「Ｄ_CL」は塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）を表す）を設定して、最大反応速度：Ｖ_NIRBと、細菌１個あたりに単位時間に負荷される亜硝酸性窒素の量：Ｌ_NIRBとのあいだに、Ｖ_NIRB＝ｆ_NIRB（Ｌ_NIRB）・ｋ_NIRB（Ｄ_CL）の関数を設定することにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させうることがわかる。

なお、この図２７から図３０に示された実験例５の結果については、実験例１のように“細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量”をファクターとして利用する場合のみならず、実験例４のように“細菌１個あたりに一日に処理された処理対象物質の量”をファクターとして利用する場合にも同様に反映させうるものである。
すなわち、アンモニア酸化細菌１個あたりに単位時間に処理されるアンモニア性窒素の量を“Ｌ_AOB”、亜硝酸酸化細菌１個あたりに単位時間に処理される亜硝酸性窒素の量を“Ｌ_NOB”、硝酸還元細菌１個あたりに単位時間に処理される硝酸性窒素の量を“Ｌ_NARB”、及び亜硝酸還元細菌１個あたりに単位時間に処理される亜硝酸性窒素の量を“Ｌ_NIRB”としたときにおいても、（１＋４．４×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_AOB（Ｄ_CL）≦（１＋１．６４×１０^-4・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_AOB（Ｄ_CL）、（１−８．７×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NOB（Ｄ_CL）≦（１−４．０×１０^-5・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_NOB（Ｄ_CL）、（１−７．９×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NARB（Ｄ_CL）≦（１−１．０×１０^-5・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_NARB（Ｄ_CL）、及び（１−６．０×１０^-5・Ｄ_CL）≦ｋ_NIRB（Ｄ_CL）≦（１−５．０×１０^-6・Ｄ_CL）となる関数：ｋ_NIRB（Ｄ_CL）（ただし、「Ｄ_CL」は塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）を表す）を設定して、最大反応速度：Ｖ_AOB、Ｖ_NOB、Ｖ_NARB、及びＶ_NIRBとの間に、Ｖ_AOB＝ｆ_AOB（Ｌ_AOB）・ｋ_AOB（Ｄ_CL）、Ｖ_NOB＝ｆ_NOB（Ｌ_NOB）・ｋ_NOB（Ｄ_CL）、Ｖ_NARB＝ｆ_NARB（Ｌ_NARB）・ｋ_NARB（Ｄ_CL）、及びＶ_NIRB＝ｆ_NIRB（Ｌ_NIRB）・ｋ_NIRB（Ｄ_CL）の関数を設定することにより、処理水の水質の予測精度を従来のシミュレーションに比べて向上させうる。

以上のように、本発明によれば予測精度の低下を抑制しつつキャリブレーションの手間を削減させ得るシミュレーション方法などを実施させうることがわかる。

２：硝化槽、４：脱窒槽、６：再曝気槽、８：沈殿槽

Claims (10)

1. 処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を予測すべく、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値をパラメータに用いるシミュレーション方法であって、
   生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で前記最大反応速度の値をパラメータに用い、しかも、前記関数は、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴とするシミュレーション方法。
2. 前記処理対象物質が窒素成分であり、前記生物処理工程が硝化工程又は脱窒工程のいずれかである請求項１記載のシミュレーション方法。
3. 前記窒素成分がアンモニア性窒素であり、前記硝化工程におけるアンモニア酸化細菌の酸化反応の最大反応速度をＶ_AOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）、硝化工程においてアンモニア酸化細菌１個あたりに単位時間に処理された前記アンモニア性窒素の量をＬ_AOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）としたときに、下記式（４）
   

   

   Ｖ_AOB＝ｆ_AOB（Ｌ_AOB） ・・・（４）
   〔ただし、ｆ_AOBは、１．０×１０²≦Ｌ_AOB≦３．５×１０⁴において、｛４．０×１０³・Ｌ_AOB／（１．０×１０⁴＋Ｌ_AOB）−２．５×１０³｝≦Ｖ_AOB≦｛４．０×１０³・Ｌ_AOB／（１．０×１０⁴＋Ｌ_AOB）＋２．５×１０³｝となるように定められる関数である。〕
   となる関数ｆ_AOBでＶ_AOBとＬ_AOBとを関係付けてパラメータに用いる請求項２記載のシミュレーション方法。
4. 前記窒素成分が亜硝酸性窒素であり、前記硝化工程における亜硝酸酸化細菌の酸化反応の最大反応速度をＶ_NOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）、硝化工程において亜硝酸酸化細菌１個あたりに単位時間に処理された前記亜硝酸性窒素の量をＬ_NOB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）としたときに、下記式（５）
   

   

   Ｖ_NOB＝ｆ_NOB（Ｌ_NOB） ・・・（５）
   〔ただし、ｆ_NOBは、１．０×１０³≦Ｌ_NOB≦１．２×１０⁶において、｛２．５×１０⁵・Ｌ_NOB／（４．０×１０⁵＋Ｌ_NOB）−１．０×１０⁵｝≦Ｖ_NOB≦｛２．５×１０⁵・Ｌ_NOB／（４．０×１０⁵＋Ｌ_NOB）＋１．０×１０⁵｝となるように定められる関数である。〕
   となる関数ｆ_NOBでＶ_NOBとＬ_NOBとを関係付けてパラメータに用いる請求項２記載のシミュレーション方法。
5. 前記窒素成分が硝酸性窒素であり、前記脱窒工程における硝酸還元細菌の還元反応の最大反応速度をＶ_NARB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）、脱窒工程において硝酸還元細菌１個あたりに単位時間に処理された前記硝酸性窒素の量をＬ_NARB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）としたときに、下記式（６）
   

   

   Ｖ_NARB＝ｆ_NARB（Ｌ_NARB） ・・・（６）
   〔ただし、ｆ_NARBは、５．０≦Ｌ_NARB≦２．５×１０³において、｛２．２×１０²・Ｌ_NARB／（７．０×１０²＋Ｌ_NARB）−１．７×１０²｝≦Ｖ_NARB≦｛２．２×１０²・Ｌ_NARB／（７．０×１０²＋Ｌ_NARB）＋７０｝となるように定められる関数である。〕
   となる関数ｆ_NARBでＶ_NARBとＬ_NARBとを関係付けてパラメータに用いる請求項２記載のシミュレーション方法。
6. 前記窒素成分が亜硝酸性窒素であり、前記脱窒工程における亜硝酸還元細菌の還元反応の最大反応速度をＶ_NIRB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｈ^-1）、脱窒工程において亜硝酸還元細菌１個あたりに単位時間に処理された前記亜硝酸性窒素の量をＬ_NIRB（ｆｇ・ｃｏｐｙ^-1・ｄａｙ^-1）としたときに、下記式（７）
   

   

   Ｖ_NIRB＝ｆ_NIRB（Ｌ_NIRB） ・・・（７）
   〔ただし、ｆ_NIRBは、５．０≦Ｌ_NIRB≦３．５×１０³において、｛７．０×１０²・Ｌ_NIRB／（２．５×１０³＋Ｌ_NIRB）−２．５×１０²｝≦Ｖ_NIRB≦｛７．０×１０²・Ｌ_NIRB／（２．５×１０³＋Ｌ_NIRB）＋２．５×１０²｝となるように定められる関数である。〕
   となる関数ｆ_NIRBでＶ_NIRBとＬ_NIRBとを関係付けてパラメータに用いる請求項２記載のシミュレーション方法。
7. 前記窒素成分とともに被処理水に塩化物イオンが含有されており、該被処理水を細菌によって生物学的に硝化処理又は脱窒処理した後の処理水の水質を、前記被処理水に含有されている窒素成分の濃度に基づいて計算された最大反応速度の値をパラメータに用い、しかも、前記被処理水中の塩化物イオン濃度を変数とする関数の計算結果に基づいて前記最大反応速度の値を計算することにより、前記塩化物イオン濃度との間に関数関係を有する状態で、前記最大反応速度の値をパラメータに用いて予測する請求項３乃至６のいずれか１項に記載のシミュレーション方法。
8. 処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を予測すべく、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値がパラメータに用いられてシミュレーションが実施されるシミュレーション装置であって、
   生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で前記最大反応速度の値がパラメータに用いられており、しかも、前記関数は、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴とするシミュレーション装置。
9. 処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値をパラメータに用いたシミュレーションによって予測しつつ前記生物処理工程を実施する生物処理方法であって、
   生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で最大反応速度の値を前記パラメータに用いており、しかも、前記関数が、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴とする生物処理方法。
10. 処理対象物質を含有する被処理水を、前記処理対象物質を分解する細菌によって生物学的に処理する生物処理工程後の処理水の水質を、前記細菌による前記処理対象物質の最大反応速度の値がパラメータに用いられたシミュレーションによって予測しつつ前記生物処理工程が実施される生物処理装置であって、
    生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量との間に関数関係を有する状態で最大反応速度の値が前記パラメータに用いられており、しかも、前記関数が、前記最大反応速度の値をＶとし、生物処理工程において細菌１個あたりに単位時間に処理された前記処理対象物質の量をＬとしたときに、Ｌの値の増大とともにＶの値を増大させる関数であることを特徴とする生物処理装置。

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