JP5255818B2 - シミュレーション方法 - Google Patents

Description

本発明は、シミュレーション方法に関する。

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て処理水の水質を一定以上に維持すべく、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おそれがあることから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ＩＡＷＱ（現「ＩＷＡ」）活性汚泥モデルＮｏ．２を有し、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、下水処理プロセスに導入される被処理水中の成分等をオンラインで計測する計測手段と、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た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。
そして、前記特許文献２に記載の発明は、被処理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、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、窒素成分を含有する被処理水を細菌によって生物学的に硝化処理あるいは脱窒処理する際には、被処理水中の塩化物イオンが細菌による硝化、脱窒の反応に影響を与えており、しかも、その量に応じた影響を与えていることを見出し本発明の完成にいたったのである。

すなわち、本発明に係るシミュレーション方法は、窒素成分を含有する被処理水を細菌によって生物学的に硝化処理あるい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て予測するシミュレーション方法であって、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ることを特徴としている。

本発明によれば、窒素成分を含有する被処理水を細菌によって生物学的に硝化処理あるいは脱窒処理した後の処理水の水質を予測すべく実施するシミュレーションにおいて、硝化、脱窒の反応に影響を与える塩化物イオンの濃度を最大反応速度の値に反映させることができ、シミュレーション結果と実際の処理水の水質との乖離を抑制させ得る。
すなわち、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を提供し得る。

また、そのことによって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に要する手間を削減させ得る。

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、硝化処理、脱窒処理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、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。

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

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

７は、再曝気槽６から排出される処理水が流通される第四連絡管であり、８は、この第四連絡管７を通じて再曝気槽６の処理水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、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である。
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中の塩化物イオン濃度を測定する塩化物イオン濃度計と、流入される被処理水と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実施される各種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（図示せず）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と前記塩化物イオン濃度との双方に対して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おり、前記硝化槽２の処理水（脱窒槽４における被処理水）の導入によって脱窒槽４に導入される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に形成されてな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には、硝化槽２から流入される被処理水中の塩化物イオン濃度を測定する塩化物イオン濃度計と、流入される被処理水と活性汚泥とによりこの脱窒槽４に形成される混合相について実施される各種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前記塩化物イオン濃度との双方に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。

なお、ここでは詳述しないが、従来公知の生物処理装置に採用されている各種構成ならびに改良を本発明の効果を損ねない範囲において本実施形態の生物処理装置にも採用することができる。

次いで、上記生物処理装置を用いた生物処理方法におけるシミュレーション方法について説明する。

前記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ならびに塩化物イオン濃度との関数関係を、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、モデルの拡張が容易であるという観点から、ＡＳＭ３に基づいて改良することが好ましい。

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一個あたりに一日に負荷される前記処理対象物質の量ならびに塩化物イオン濃度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一個あたりに一日に負荷される前記処理対象物質の量ならびに塩化物イオン濃度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、まず、前記被処理水に塩化物イオンが含有されていない場合の最大反応速度の値と生物処理工程において細菌一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。
なお、この“被処理水に塩化物イオンが含有されていない”との用語は、本明細書中においては、“塩化物イオンが全く含有されていないか含有されていたとしても微量で無視できる程度の状態”を意図して用いている。
通常、被処理水中の塩化物イオン濃度が５００ｍｇ／ｌ以下であれば、“被処理水に塩化物イオンが含有されていない状態”とみなすことができる。

また、“最大反応速度”との用語は、一個の細菌が一時間あたりに分解するアンモニア性窒素や亜硝酸性窒素などの処理対象物質の最大質量を意図しており、例えば、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）とを求めて計算して求めることができる。

例えば、この塩化物イオンが含有されていない状態としてみなすことができ、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度：Ｖ₀（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）については、硝化、脱窒などの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（１）

を計算して求めることができる。

なお、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（ΔＳ）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測定することができる。

また、細菌数（ｃｏｐｙ）の単位については、換算係数を用いて、生物量（ＣＯＤｃｒ）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−ＣＯＤｃｒなる換算係数で細菌数（ｃｏｐｙ）を生物量（ＣＯＤｃｒ）の単位に換算して採用することができる。

この硝化、脱窒など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アンモニア性窒素や亜硝酸性窒素などの処理対象物質の量：Ｌ（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）については、硝化処理あるいは脱窒処理の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（２）

を計算して求めることができる。

なお、この“生物処理工程において細菌一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、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、塩化物イオンの影響がない状態（被処理水に塩化物イオンが含有されていないとみなすことができる状態）における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）の値が変化した場合に最大反応速度の値：Ｖ₀（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）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。

通常、これらのデータは、硝化、脱窒処理の工程において細菌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得る。

すなわち、これらの点群は、下記式（３）

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Ａ（ｘ）と
下記式（４）

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Ｂ（ｘ）との間に、その殆どを存在させることができる。
したがって、このＡ（ｘ）とＢ（ｘ）との間を通る関数ｇ（ｘ）を適宜設定して、生物処理工程において細菌一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（５）

となる関数関係を設定することが好ましい。
すなわち、硝化、脱窒処理において細菌一個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量（Ｌ）が実質上とり得る範囲において、Ｂ（Ｌ）＞ｇ（Ｌ）＞Ａ（Ｌ）の関係となるようにして上記式（５）となる関数関係を設定することが好ましい。

なお、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）が実質上とり得る値の範囲とは、例えば、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／ｄａｙ）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（硝化処理工程）においては、通常、１０００〜６００００（fｇ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）である。
また、例えば、硝酸還元細菌による硝酸還元の工程（脱窒処理工程）においては、通常、５〜８０（fｇ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）である。
さらに、例えば、亜硝酸還元細菌による亜硝酸還元の工程（脱窒処理工程）においては、通常、５〜１２０（fｇ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）である。

さらに、前記関数ｇ（ｘ）としては、Ｌの値の増大とともにＶ₀の値を増大させる関数を選定することが好ましい。
なお、この“Ｌの値の増大とともにＶ₀の値を増大させる関数”としては、横軸にＬの値、縦軸にＶ₀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状態であれば、局所的にＬの値の増大によってＶ₀の値が低下する場合を含んでいてもよい。
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ｇ（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。

このようなＬの値の増大とともにＶ₀の値を増大させる関数を選定することで、シミュレーションの精度をより向上させ得る。

そして、処理水の水質の予測精度をさらに向上させてキャリブレーションの手間をいっそう削減させるべく、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値：Ｖ₀（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）と、塩化物イオン濃度の影響を反映させるための関数とによって細菌一個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量と被処理水中の塩化物イオンの濃度とのそれぞれに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としてシミュレーション装置に用いる。

次いで、この塩化物イオン濃度の影響を反映させるための関数について説明する。
この関数を設定すべく、まずは、塩化物イオンを含む被処理水が流入された場合の影響についての調査を実施する。
この塩化物イオンの影響については、上記と同様にして、生物処理工程に導入される被処理水の塩化物イオン濃度の値：Ｄ_CL（ｍｇ／ｌ）が既知の場合の最大反応速度：Ｖ（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）を求め、上記において求めた塩化物イオンが含有されていない状態での最大反応速度の値（Ｖ₀）とを比較することにより求めることができる。

この塩化物イオン濃度については、イオンクロマトグラフ分析法（ＪＩＳ Ｋ ０１０２の３５．３の項に従う）などにより測定することができ、また、イオン電極法等を用いた塩化物イオンセンサによっても測定可能である。

なお、このとき、通常、データは、生物処理の工程において流入される被処理水中の塩化物イオン濃度を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反応の種類によって右肩上がりまたは右肩下がりのいずれかの傾向を有する点群が形成される。

具体的には、硝化処理の工程において流入される被処理水中の塩化物イオン濃度をｘ軸（横軸）とし、アンモニア酸化細菌によるアンモニア酸化の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。

また、硝化処理の工程において流入される被処理水中の塩化物イオン濃度をｘ軸（横軸）とし、亜硝酸酸化細菌による亜硝酸酸化の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下がりの点群を形成する。

また、脱窒処理の工程において流入される被処理水中の塩化物イオン濃度をｘ軸（横軸）とし、硝酸還元細菌による硝酸還元の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下がりの点群を形成する。

さらに、脱窒処理の工程において流入される被処理水中の塩化物イオン濃度をｘ軸（横軸）とし、亜硝酸還元細菌による亜硝酸還元の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下がりの点群を形成する。

したがって、この塩化物イオン濃度の値を変数とする関数：ｆ（ｘ）を、下記式（７）

となるように定めて最大反応速度の値に反映させることができる。
ここで、Ｖ₀については、上記式（５）にて処理対象物質の量：Ｌ（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）を変数とする関数ｇ（ｘ）の計算結果により与えられていることから、最大反応速度の値は、細菌１個あたりに一日に負荷される処理対象物質の量ならびに塩化物イオン濃度の双方との間に関数関係を有する状態で定義され、下記式（８）

により定義されることとなる。
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（９）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−ＣＯＤｃｒ／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−ＣＯＤｃｒ／ｍ³）

そして、このμ_NH4、Ｙ_NH4については定数であることから、一個の細菌が一時間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。
また、被処理水中の塩化物イオン濃度（Ｄ_CL）などの因子については、全く検討されていない状態であった。

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（９）のモデルに代えて、下記式（１０）を組み込んで用いる。

ただし、
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）
Ｌ_AOB：細菌一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_NH4：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（ＣＯＤｃｒ）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、一個の細菌が一時間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（９）における（μ_NH4／Ｙ_NH4））をこの通常、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（ｇ_AOB（Ｌ_AOB））と塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｆ_AOB（Ｄ_CL））との積とすることにより、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（１０）における細菌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（ｇ_AOB（Ｌ_AOB））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（１１）

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Ａ_AOB（ｘ）と下記式（１２）

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Ｂ_AOB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、アンモニア酸化細菌によりアンモニア性窒素の酸化を実施させる場合においては、前記関数Ａ_AOB（ｘ）を下記式（１３）

（ただし、ａ₁＝７．０×１０²、ｂ₁＝５．５×１０³、ｃ₁＝−７．０×１０）
とし、前記関数Ｂ_AOB（ｘ）を下記式（１４）

（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。

また、上記式（１０）における塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｆ_AOB（Ｄ_CL））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（１５）

におけるｙ_AOB3の値をｘの値の増大とともに増大させる関数Ｃ_AOB（ｘ）と下記式（１６）

におけるｙ_AOB4の値をｘの値の増大とともに増大させ、しかも、ｙ_AOB4＞ｙ_AOB3となる関数Ｄ_AOB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、アンモニア酸化細菌によりアンモニア性窒素の酸化を実施させる場合においては、前記関数Ｃ_AOB（ｘ）を下記式（１７）

とし、前記関数Ｄ_AOB（ｘ）を下記式（１８）

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（１９）

ただし、
Ｖ_AOB：アンモニア酸化細菌による最大反応速度（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）
Ｄ_CL：硝化処理工程に導入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
Ｌ_AOB：アンモニア酸化細菌一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）
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。

（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（２０）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−ＣＯＤｃｒ／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−ＣＯＤｃｒ／ｍ³）

そして、このμ_NO2、Ｙ_NO2については定数であることから、一個の細菌が一時間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。
また、被処理水中の塩化物イオン濃度（Ｄ_CL）などの因子については、全く検討されていない状態であった。

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（２０）のモデルに代えて、下記式（２１）を組み込んで用いる。

ただし、
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）
Ｌ_NOB：細菌一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_NO2：硝化槽内の亜硝酸酸化細菌濃度（ｃｏｐｉｅｓ／ｍ³）

なお、この式（２１）における細菌一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（ｇ_NOB（Ｌ_NOB））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（２２）

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Ａ_NOB（ｘ）と下記式（２３）

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Ｂ_NOB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、亜硝酸酸化細菌により亜硝酸性窒素の酸化を実施させる場合においては、前記関数Ａ_NOB（ｘ）を下記式（２４）

（ただし、ａ₃＝２．５×１０⁴、ｂ₃＝９．５×１０⁴、ｃ₃＝−１．７×１０³）
とし、前記関数Ｂ_NOB（ｘ）を下記式（２５）

（ただし、ａ₄＝２．５×１０⁴、ｂ₄＝９．５×１０⁴、ｃ₄＝２．２×１０³）
として、このＡ_NOB（ｘ）とＢ_NOB（ｘ）との間を通って、そして、細菌一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。

また、上記式（２１）における塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｆ_NOB（Ｄ_CL））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（２６）

におけるｙ_NOB3の値をｘの値の増大とともに減少させる関数Ｃ_NOB（ｘ）と下記式（２７）

におけるｙ_NOB4の値をｘの値の増大とともに減少させ、しかも、ｙ_NOB4＞ｙ_NOB3となる関数Ｄ_NOB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、亜硝酸酸化細菌により亜硝酸性窒素の酸化を実施させる場合においては、前記関数Ｃ_NOB（ｘ）を下記式（２８）

とし、前記関数Ｄ_NOB（ｘ）を下記式（２９）

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（３０）

ただし、
Ｖ_NOB：亜硝酸酸化細菌による最大反応速度（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）
Ｄ_CL：硝化処理工程に導入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
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／ｄａｙ）
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。

（脱窒工程）
（硝酸還元）
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も、上記と同様にその還元反応の最大反応速度：Ｖ_NARB（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）を下記式（３１）

ただし、
Ｖ_NARB：硝酸還元細菌による最大反応速度（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）
Ｄ_CL：脱窒処理工程に導入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
Ｌ_NARB：硝酸還元細菌一個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量（ｆｇ ＮO₃−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
に記載のごとく塩化物イオン濃度と関数関係を有し、且つ、硝酸還元細菌一個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量と関数関係を有する状態でシミュレーションに用いる。

なお、この式（３１）における細菌一個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量を変数とする関数（ｇ_NARB（Ｌ_NARB））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（３２）

におけるｙ_NARB1の値をｘの値の増大とともに減少させる関数Ａ_NARB（ｘ）と下記式（３３）

におけるｙ_NARB2の値をｘの値の増大とともに減少させ、しかも、ｙ_NARB2＞ｙ_NARB1となる関数Ｂ_NARB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、硝酸還元細菌により硝酸性窒素の還元を実施させる場合においては、前記関数Ａ_NARB（ｘ）を下記式（３４）

（ただし、ａ₇＝１．０×１０²、ｂ₇＝８．５×１０² 、ｃ₇＝−２．０）
とし、前記関数Ｂ_NARB（ｘ）を下記式（３５）

（ただし、ａ₈＝１．０×１０²、ｂ₈＝８．５×１０²、ｃ₈＝１．８）
として、このＡ_NARB（ｘ）とＢ_NARB（ｘ）との間を通って、そして、細菌一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。

また、上記式（３１）における塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｆ_NARB（Ｄ_CL））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（３６）

におけるｙ_NARB3の値をｘの値の増大とともに減少させる関数Ｃ_NARB（ｘ）と下記式（３７）

におけるｙ_NARB4の値をｘの値の増大とともに減少させ、しかも、ｙ_NARB4＞ｙ_NARB3となる関数Ｄ_NAIRB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、硝酸還元細菌により硝酸性窒素の還元を実施させる場合においては、前記関数Ｃ_NARB（ｘ）を下記式（３８）

とし、前記関数Ｄ_NARB（ｘ）を下記式（３９）

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（４０）

ただし、
Ｖ_NARB：硝酸還元細菌による最大反応速度（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）
Ｄ_CL：脱窒処理工程に導入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
Ｌ_NARB：硝酸還元細菌一個あたりに一日に負荷される硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₃−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
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。

（亜硝酸還元）
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おいては、その還元反応の最大反応速度：Ｖ_NIRB（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）を下記式（４１）

ただし、
Ｖ_NIRB：亜硝酸還元細菌による最大反応速度（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）
Ｄ_CL：脱窒処理工程に導入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
Ｌ_NIRB：亜硝酸還元細菌一個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｆｇ ＮO₂−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
に記載のごとく塩化物イオン濃度と関数関係を有し、且つ、亜硝酸還元細菌一個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量と関数関係を有する状態でシミュレーションに用いる。

なお、この式（４１）における細菌一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（ｇ_NIRB（Ｌ_NIRB））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（４２）

におけるｙ_NIRB1の値をｘの値の増大とともに減少させる関数Ａ_NIRB（ｘ）と下記式（４３）

におけるｙ₂の値をｘの値の増大とともに減少させ、しかも、ｙ_NIRB2＞ｙ_NIRB1となる関数Ｂ_NIRB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、亜硝酸還元細菌により亜硝酸性窒素の還元を実施させる場合においては、前記関数Ａ_NIRB（ｘ）を下記式（４４）

（ただし、ａ₅＝６．０×１０¹、ｂ₅＝３．５×１０² 、ｃ₅＝−７．０）
とし、前記関数Ｂ_NIRB（ｘ）を下記式（４５）

（ただし、ａ₆＝６．０×１０¹、ｂ₆＝３．５×１０²、ｃ₆＝３．０）
として、このＡ_NIRB（ｘ）とＢ_NIRB（ｘ）との間を通って、そして、細菌一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。

また、上記式（４１）における塩化物イオン濃度を変数とする関数（ｆ_NIRB（Ｄ_CL））は、変数をｘ（ただし、ｘ＞０）としたときに下記式（４６）

におけるｙ_NIRB3の値をｘの値の増大とともに減少させる関数Ｃ_NIRB（ｘ）と下記式（４７）

におけるｙ_NIRB4の値をｘの値の増大とともに減少させ、しかも、ｙ_NIRB4＞ｙ_NIRB3となる関数Ｄ_NIRB（ｘ）との間を通る関数であり、通常、亜硝酸還元細菌により亜硝酸性窒素の還元を実施させる場合においては、前記関数Ｃ_NIRB（ｘ）を下記式（４８）

とし、前記関数Ｄ_NIRB（ｘ）を下記式（４９）

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（５０）

ただし、
Ｖ_NIRB：亜硝酸還元細菌による最大反応速度（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）
Ｄ_CL：脱窒処理工程に導入される被処理水中の塩化物イオン濃度（ｍｇ／ｌ）
Ｌ_NIRB：亜硝酸還元細菌一個あたりに一日に負荷される亜硝酸性窒素量（ｆｇ ＮＯ₂−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）
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。

なお、上記に示した細菌一個あたりに一日に負荷されるアンモニア性窒素、亜硝酸性窒素あるいは硝酸性窒素などの処理対象物質の量と最大反応速度との関係については、要すれば、下記に示す方法により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。

（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 Ｋ０１０２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 Ｋ０１０２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 Ｋ０１０２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〔参考文献：Ｒａｌｆ Ｐｅｔｒｉ ａｎｄ Ｊｏｈａｎｎｅｓ Ｆ．Ｉｍｈｏｆｆ，２０００年，Ｓｙｓｔｅｍａｔｉｃ ａｎｄ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｍｉｃｒｏｂｉｏｌｏｇｙ，２３巻，４７頁〜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（５１）

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（５１）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（５２）

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／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（５３）

Ｃ₅Ｈ₇Ｏ₂Ｎ＋５Ｏ₂ → ５ＣＯ₂＋２Ｈ₂Ｏ＋ＮＨ₃ ・・・（５３）

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 ＝０．２８ｐｇ×１．４１６ｍｇ−ＣＯＤｃｒ／ｍｇ−ＳＳ＝３．９６５×10^-10ｍｇ−ＣＯＤｃｒとなる。

通常、前記式（１９）（３０）（４０）（５０）など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、上記に説明した実測データを採用することによって、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／ｌ）、易分解性有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ／ｌ）、アルカリ度（ｍｏｌｅＨＣＯ₃／ｌ）、浮遊不活性有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ／ｌ）、遅分解性有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ／ｌ）、従属栄養細菌（ｍｇ−ＣＯＤ／ｌ）、従属栄養細菌の細胞内貯蔵有機物質（ｍｇ−ＣＯＤ／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水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よいものとし得る。
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、上記例示に限定されるものではない。

次いで、実施例を示して、より詳しく説明するが、本発明は、これらの例に限定されるものではない。

１．最大反応速度の値と、生物処理工程において細菌一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
（塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値（Ｖ₀）の測定）
（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、この変化量を塩化物イオンの影響がない状態でのアンモニア酸化の最大反応速度（Ｖ_AOB0）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細菌一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、細菌一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、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、細菌一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この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_AOB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）とし、細菌一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／ｄａｙ）とした際に、Ｖ_AOB0とＬ_AOBとが下記式（５４）

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、これを塩化物イオンの影響がない状態での亜硝酸酸化の最大反応速度（Ｖ_NOB0）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細菌一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、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、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、細菌一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この最大反応速度の値が増大していることがわかる。

さらに、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度をＶ_NOB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）とし、細菌一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（ＮＨ₄＋ＮＯ₂）−Ｎ／ｃｏｐｙ／ｄａｙ）とした際に、Ｖ_NOB0とＬ_NOBとが下記式（５５）

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、亜硝酸酸化細菌には亜硝酸性窒素として、通常、この合計量が負荷されるためである。

（硝酸還元速度）
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、これを塩化物イオンの影響がない状態での硝酸還元反応の最大反応速度（Ｖ_NARB0）として求めることができる。

上記測定方法により、塩化物イオンの影響がない状態での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、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４に示す。

この図４からも、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、細菌一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、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度をＶ_NARB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）とし、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／ｄａｙ）とした際に、Ｖ_NARB0とＬ_NARBとが下記式（５６）

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Ｌ_NARB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、これを塩化物イオンの影響がない状態での亜硝酸還元反応の最大反応速度（Ｖ_NIRB0）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、塩化物イオンの影響がない状態で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、細菌一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、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値が定数ではないこと、ならびに、細菌一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、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度をＶ_NIRB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）とし、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／ｄａｙ）とした際に、Ｖ_NIRB0とＬ_NIRBとが下記式（５６）

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、亜硝酸還元細菌一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。

２．塩化物イオンの影響調査
前記溶液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、塩化物イオンの影響がない状態で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（Ｖ_AOB0、Ｖ_NOB0、Ｖ_NARB0、Ｖ_NIRB0）を１００として、塩化物イオンを２０００ｍｇ／ｌ、４０００ｍｇ／ｌ加えた場合の最大反応速度の値（Ｖ_AOB、Ｖ_NOB、Ｖ_NARB0、Ｖ_NIRB）を求めた。
結果をそれぞれ、図６〜９に示す。

この図６からも、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値に対して、下記式（１７）

と、下記式（１８）

とに示される関数Ｃ_AOB（ｘ）と関数Ｄ_AOB（ｘ）との間を通る関数を設定し、塩化物イオン濃度を変数としたときの計算結果を、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度（Ｖ_AOB0）に乗じてアンモニア酸化細菌の最大反応速度（Ｖ_AOB）とすることで、シミュレーションの精度を向上し得ることがわかる。

また、この図７からも、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値に対して、下記式（２８）

と下記式（２９）

とに示される関数Ｃ_NOB（ｘ）と関数Ｄ_NOB（ｘ）との間を通る関数を設定し、塩化物イオン濃度を変数としたときの計算結果を、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度（Ｖ_NOB0）に乗じて亜硝酸酸化細菌の最大反応速度（Ｖ_NOB）とすることで、シミュレーションの精度を向上し得ることがわかる。

さらに、図８からは、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値に対して、下記式（３８）

と下記式（３９）

とに示される関数Ｃ_NARB（ｘ）と関数Ｄ_NARB（ｘ）との間を通る関数を設定し、塩化物イオン濃度を変数としたときの計算結果を、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度（Ｖ_NARB0）に乗じて硝酸還元細菌の最大反応速度（Ｖ_NARB）とすることで、シミュレーションの精度を向上し得ることがわかる。

さらに、図９からは、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度の値に対して、下記式（４８）

と下記式（４９）

とに示される関数Ｃ_NIRB（ｘ）と関数Ｄ_NIRB（ｘ）との間を通る関数を設定し、塩化物イオン濃度を変数としたときの計算結果を、塩化物イオンの影響がない状態での最大反応速度（Ｖ_NIRB0）に乗じて亜硝酸還元細菌の最大反応速度（Ｖ_NIRB）とすることで、シミュレーションの精度を向上し得ることがわかる。

すなわち、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。

生物処理装置を示す概略ブロック図。 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。 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。 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。 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。 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を示すグラフ。

符号の説明

２：硝化槽、４：脱窒槽、６：再曝気槽、８：沈殿槽

Claims (8)

1. 窒素成分を含有する被処理水を細菌によって生物学的に硝化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て予測するシミュレーション方法であって、
   アンモニア酸化細菌によるアンモニア性窒素の酸化反応の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し該塩化物イオン濃度の値が増大した際に最大反応速度の値が増大する関数で塩化物イオン濃度と関係付けられた前記最大反応速度の値をパラメータに用いて前記硝化処理後の処理水の水質を予測することを特徴とするシミュレーション方法。
2. 前記最大反応速度の値をＶ_AOB（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記塩化物イオン濃度の値をＤ_CL（ｍｇ／ｌ）として、前記被処理水に塩化物イオンが含有されていない場合の最大反応速度の値をＶ_AOB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記関数をｆ_AOB（ｘ）とした際に、下記式（１）
   

   

   によって最大反応速度の値（Ｖ_AOB）が塩化物イオン濃度（Ｄ_CL）と関係付けられておりしかも、前記関数ｆ_AOB（ｘ）は、下記式（２）
   

   

   を満たす（ｘ、ｙ）の軌跡が、下記式（３）
   

   

   で与えられる直線と、下記式（４）
   

   

   で与えられる直線との間を通る直線または曲線となる関数である請求項１記載のシミュレーション方法。
3. 窒素成分を含有する被処理水を細菌によって生物学的に硝化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て予測するシミュレーション方法であって、
   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し該塩化物イオン濃度の値が増大した際に最大反応速度の値が減少する関数で塩化物イオン濃度と関係付けられた前記最大反応速度の値をパラメータに用いて前記硝化処理後の処理水の水質を予測するシミュレーション方法。
4. 前記最大反応速度の値をＶ_NOB（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記塩化物イオン濃度の値をＤ_CL（ｍｇ／ｌ）として、前記被処理水に塩化物イオンが含有されていない場合の最大反応速度の値をＶ_NOB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記関数をｆ_NOB（ｘ）とした際に、下記式（９）
   

   

   によって最大反応速度の値（Ｖ_NOB）が塩化物イオン濃度（Ｄ_CL）と関係付けられておりしかも、前記関数ｆ_NOB（ｘ）は、下記式（１０）
   

   

   を満たす（ｘ、ｙ）の軌跡が、下記式（１１）
   

   

   で与えられる直線と、下記式（１２）
   

   

   で与えられる直線との間を通る直線または曲線となる関数である請求項３記載のシミュレーション方法。
5. 窒素成分を含有する被処理水を細菌によって生物学的に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て予測するシミュレーション方法であって、
   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し該塩化物イオン濃度の値が増大した際に最大反応速度の値が減少する関数で塩化物イオン濃度と関係付けられた前記最大反応速度の値をパラメータに用いて前記脱窒処理後の処理水の水質を予測するシミュレーション方法。
6. 前記最大反応速度の値をＶ_NARB（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記塩化物イオン濃度の値をＤ_CL（ｍｇ／ｌ）として、前記被処理水に塩化物イオンが含有されていない場合の最大反応速度の値をＶ_NARB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記関数をｆ_NARB（ｘ）とした際に、下記式（１７）
   

   

   によって最大反応速度の値（Ｖ_NARB）が塩化物イオン濃度（Ｄ_CL）と関係付けられておりしかも、前記関数ｆ_NARB（ｘ）は、下記式（１８）
   

   

   を満たす（ｘ、ｙ）の軌跡が、下記式（１９）
   

   

   で与えられる直線と、下記式（２０）
   

   

   で与えられる直線との間を通る直線または曲線となる関数である請求項５記載のシミュレーション方法。
7. 窒素成分を含有する被処理水を細菌によって生物学的に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て予測するシミュレーション方法であって、
   亜硝酸還元細菌による亜硝酸性窒素の還元反応の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し該塩化物イオン濃度の値が増大した際に最大反応速度の値が減少する関数で塩化物イオン濃度と関係付けられた前記最大反応速度の値をパラメータに用いて前記脱窒処理後の処理水の水質を予測するシミュレーション方法。
8. 前記最大反応速度の値をＶ_NIRB（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記塩化物イオン濃度の値をＤ_CL（ｍｇ／ｌ）として、前記被処理水に塩化物イオンが含有されていない場合の最大反応速度の値をＶ_NIRB0（ｆｇ／ｃｏｐｙ／ｈ）、前記関数をｆ_NIRB（ｘ）とした際に、下記式（２５）
   

   

   によって最大反応速度の値（Ｖ_NIRB）が塩化物イオン濃度（Ｄ_CL）と関係付けられておりしかも、前記関数ｆ_NIRB（ｘ）は、下記式（２６）
   

   

   を満たす（ｘ、ｙ）の軌跡が、下記式（２７）
   

   

   で与えられる直線と、下記式（２８）
   

   

   で与えられる直線との間を通る直線または曲線となる関数である請求項７記載のシミュレーション方法。

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