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本章では、MizuPro モデルの構成要素（コンポーネント）とプロセスについて詳しく解説します。ここで得られる情報は、ユーザーがコンポーネント間の相互作用を理解する助けとなり、モデルのロジックや数学的記述の背景にある考え方を示します。
コンポーネント（状態変数群、SV とも呼ばれます）の種類を区別する記号は 4 つあります。
溶存 SV は水とともに移送され、コロイド SV と粒子状 SV は汚泥の一部となり、沈降プロセスを通じて水から分離できます。
表 1：MizuPro モデルのコンポーネント
| 記号 | コンポーネント名 | 定義 | 単位 |
| SB | Readily biodegradable substrate（生物易分解性基質） | 易分解性有機物の一群を代表する有機物。 | g COD.m-3 |
| CB | Colloidal biodegradable substrate（コロイド状生分解性基質） | 生分解性の有機成分で、凝集して XB を形成する。分析的には凝集またはろ過（0.1 ミクロンより大きく 1.2 ミクロンより小さい）で近似できる。 | g COD.m-3 |
| XB | Slowly biodegradable substrate（生物難分解性基質） | 細胞外酵素によって加水分解され SB を放出する高分子量の粒子状物質。流入水から直接導入される。 | g COD.m-3 |
| SU | Soluble unbiodegradable organics（溶解性生物非分解性有機物） | 生物学的にも化学的にも分解されず、処理水中に流出する溶存有機物。通常、硝化プラントの処理水に対して凝集ろ過試験を行って測定される。窒素およびリンの含有量も持つ。 | g COD.m-3 |
| CU | Colloidal unbiodegradable organics（コロイド状生物非分解性有機物） | 難分解性の有機物で、凝集して XU を形成し、汚泥またはケーキとしてプラントから流出する。分析的には凝集またはろ過（0.1 ミクロンより大きく 1.2 ミクロンより小さい）で近似できる。 | g COD.m-3 |
| XU | Particulate unbiodegradable organics（粒子状生物非分解性有機物） | 1.2 ミクロンより大きい難分解性有機物。加水分解されず、生物学的・化学的反応によって変換されないまま残存する。コロイド状難分解性物質から凝結を介して、あるいはポリマー（Xpolymer）ポリマーの経時劣化によって形成されることがある。 | g COD.m-3 |
| XE | Endogenous decay products（内生自己分解生成物群） | 好気および無酸素環境下での細胞溶解時に放出される有機物で、変換速度が極めて遅く、SNHx と SPO4 を放出しながら XB に変換される。XE は SRT の増加とともにシステム内に蓄積する。 | g COD.m-3 |
| XOHO | Ordinary heterotrophic organisms (OHO)（従属栄養微生物群(OHO)） | 生物易分解性基質（SB）を消費する汎用的な通性の通常従属栄養微生物で、好気および無酸素環境下で生物学的除去を行うことができる。粒子状物質の加水分解も担う。MizuPro では 2 段階の脱窒、すなわち SNO3 の SNO2 への還元と、SNO2 の SN2 への還元を行う。 | g COD.m-3 |
| XAOB | Aerobic ammonia oxidizers (AOB)（好気性アンモニア酸化細菌群(AOB)） | 硝化の第 1 段階（SNHx から SNO2 へ）を担う偏性好気性の独立栄養微生物。 | g COD.m-3 |
| XNOB | Nitrite oxidizers (NOB)（亜硝酸酸化細菌群(NOB)） | 硝化の第 2 段階（SNO2 から SNO3 へ）を担う偏性好気性の独立栄養微生物。 | g COD.m-3 |
| XSOO | Sulfur-oxidizing organisms (SOO)（硫黄酸化微生物群(SOO)） | 好気および無酸素環境下で SH2S を 2 段階で酸化する。第 1 段階では SH2S から XS（元素状硫黄）へ、第 2 段階では XS から SSO4 へ酸化する。 | g COD.m-3 |
| SNHx | 全アンモニア（NHx） | 全アンモニア性窒素はアンモニウムと遊離アンモニアの合計。生物反応の増殖に不可欠な栄養素。 | g N.m-3 |
| SNO2 | 亜硝酸（NO2） | 亜硝酸と亜硝酸イオンの合計であり、無酸素反応の電子受容体。 | g N.m-3 |
| SNO3 | 硝酸（NO3） | 無酸素反応の電子受容体。 | g N.m-3 |
| SN,B | Soluble biodegradable organic N (from SB)（溶解性生分解性有機N（SB由来）） | アンモニア化によって窒素を全アンモニアとして放出する、窒素を含む溶存有機物（尿素、アミノ酸、アミンなど）。モデル内では COD は付随しない。 | g N.m-3 |
| XN,B | Particulate biodegradable organic N (from XB)（粒子状生分解性有機N） | 加水分解により SN,B を放出する、窒素を含む粒子状有機物（タンパク質など）。モデル内では COD を持たない。 | g N.m-3 |
| XN,U | Particulate unbiodegradable organic N（粒子状生物非分解性有機N） | プラント内で生物学的にも化学的にも分解されず、ケーキ固形分とともに流出する、窒素を含む粒子状有機物。コロイド状難分解性物質から凝結を介して、あるいはポリマー（Xpolymer）ポリマーの経時劣化によって形成されることがある。 | g N.m-3 |
| SPO4 | オルトリン酸（PO4） | 溶解性無機リンで、リン酸、リン酸二水素イオン、リン酸水素イオン、リン酸イオンの組み合わせを表す。生物反応の増殖に不可欠な栄養素。 | g P.m-3 |
| SP,B | Soluble biodegradable organic P (from SB)（溶解性生分解性有機P（SB由来）） | リンを SPO4 として放出する、リンを含む溶存有機物。モデル内では COD を持たない。 | g P.m-3 |
| XP,B | 粒子状生分解性有機 P（XB 由来） | 加水分解により SP,B を放出する、リンを含む粒子状有機物。モデル内では COD を持たない。 | g P.m-3 |
| XP,U | Particulate unbiodegradable organic P（粒子状生物非分解性有機P） | プラント内で生物学的にも化学的にも分解されず、ケーキ固形物分とともに流出する、リンを含む粒子状有機物。コロイド状難分解性物質から凝結を介して形成されることがある。 | g P.m-3 |
| SO2 | 溶存酸素（O2） | 溶存酸素は好気系の主要な電子受容体であり、ガス移動の対象となる。 | g O2.m-3 |
| SCH4 | 溶存メタン（CH4） | 溶存メタンは炭素の最も還元された形態。ガス移動の対象となる。 | g COD.m-3 |
| SH2 | 溶存水素（H2） | 溶存水素はガス移動の対象となる。 | g COD.m-3 |
| SCO2 | 全無機炭素（CO2） | 炭酸、炭酸水素イオン、炭酸イオンの合計。多くの生物反応の最終生成物である。炭酸水素としては硝化の基質となる。 | g TIC.m-3 |
| XINORG | Inorganics in feed and biomass（無機物群、給水およびバイオマス中） | 流入水およびバイオマス中に存在する無機不活性物（0.11 g TSS.g COD-1）を表す。SNa および SCl の含有量を持つ。 | g TSS.m-3 |
| Xpolymer | ポリマー | 粒子の凝集と沈降を促進するために凝集補助剤またはフロキュラントとして添加される。通常、粒子を架橋しフロック構造を強化するカチオン性またはアニオン性のポリ電解質。 | g TSS.m-3 |
| SCAT | その他の強陽イオン（Na+ として） | ナトリウムとして表され、バイオマスにとって不可欠な元素。pH および沈殿反応に関与する。 | g Na.m-3 |
| SAN | その他の強陰イオン（Cl- として） | 塩化物として表され、バイオマスにとって不可欠な元素。pH および沈殿反応に関与する。 | g Cl.m-3 |
| SCa | カルシウム | pH および沈殿反応に関与する。 | g Ca.m-3 |
| SF | フッ化物 | 地下水中に自然に存在するか、飲料水中で歯の健康のために添加される。 | g F.m-3 |
| SBr | 臭化物 | 原水中、特に海水や一部の地下水中に存在する。 | g Br.m-3 |
| SMg | マグネシウム | pH および沈殿反応に関与する。 | g Mg.m-3 |
| SK | カリウム | pH および沈殿反応に関与する。 | g K.m-3 |
| SH2S | 硫化水素（H2S） | 溶存硫化水素ガスで、ガス移動、生物反応、化学反応の対象となる。 | g S.m-3 |
| SSO4 | 硫酸塩（SO4） | SH2S 酸化の最終生成物。pH の決定に関与する。 | g S.m-3 |
| XS | Particulate elemental sulfur (S)（粒子状の元素状硫黄(S)） | SH2S の部分酸化の中間生成物。 | g S.m-3 |
| SSO3 | 亜硫酸塩（SO3） | pH の決定に関与し、脱塩素剤として使用される。 | g S.m-3 |
| SFe2 | 第一鉄イオン（Fe2） | 第一鉄イオンは第二鉄イオンに酸化され、その後 XHFO の形成に関与する。 | g Fe.m-3 |
| SHOCl | Free chlorine (HOCl)（遊離塩素(HOCl)） | 塩素を水に添加したときに生成する主要な消毒剤。アンモニアと反応してクロラミンを形成し、ブレークポイント塩素処理におけるクロラミンの分解を通じて再生される。 | g Cl2.m-3 |
| SNH2Cl | Monochloramine (MCA)（モノクロラミン(MCA)） | 遊離塩素がアンモニアと反応して形成される無機クロラミン。高い pH 値で支配的なクロラミン種。 | g Cl2.m-3 |
| SNHCl2 | Dichloramine (DCA)（ジクロラミン(DCA)） | モノクロラミンのさらなる塩素化、またはアンモニアと過剰な塩素の直接反応から形成される無機クロラミン。低い pH 値で優勢となる。 | g Cl2.m-3 |
| SNCl3 | Trichloramine (TCA)（トリクロラミン(TCA)） | 低い pH または高い塩素対窒素比で形成される無機クロラミン。 | g Cl2.m-3 |
| SMCAAI | Monochloramine autodecomposition intermediate (MCAAI)（モノクロラミン自己分解中間体(MCAAI)） | ブレークポイント塩素処理においてジクロラミンが水と反応するときに形成される不安定な中間体。モノクロラミンまたはジクロラミンとの反応を介して分解し、遊離塩素、窒素ガス、塩化物を生成する。 | g Cl2.m-3 |
| SSr | Strontium ions（ストロンチウムイオン群） | 原水中、特に地下水や海水中に存在する。スケール形成を通じて膜プロセスに干渉することがあり、超純水用途では除去が必要となる。 | g Sr.m-3 |
| SBa | Barium ions（バリウムイオン群） | 一部の地下水源に見られる。膜のスケール形成を引き起こす可能性のある不溶性硫酸塩沈殿物（BaSO4）を形成する。 | g Ba.m-3 |
| SMn2 | Manganese ions（マンガンイオン群） | 無酸素の地下水や表流水に一般的に見られる。 | g Mn.m-3 |
| SNi | Nickel ions（ニッケルイオン群種） | 飲料水中で規制される重金属汚染物質。逆浸透膜またはイオン交換によって除去される。 | g Ni.m-3 |
| SCu | Copper ions（銅イオン群） | 産業排水や銅管の腐食から水システムに入り込む可能性のある重金属。飲料水中で規制され、超純水用途では除去が必要となる。 | g Cu.m-3 |
| SZn | 亜鉛イオン | 産業源や亜鉛めっき材料から一般的に存在する。飲料水基準で規制される。 | g Zn.m-3 |
| SCd | Cadmium ions（カドミウムイオン群） | 飲料水中で低濃度で規制される有毒な重金属。膜プロセスによって除去される。 | g Cd.m-3 |
| SSiO2 | シリカ | ほとんどの天然水中に存在する。特に高い pH と温度で逆浸透膜にスケールを引き起こすことがある。 | g SiO2.m-3 |
| SBOH3 | ホウ素 | pH に応じてホウ酸（B(OH)3）またはホウ酸イオンとして存在する溶存ホウ素。除去が難しく、特に海水淡水化や超純水製造で懸念される。 | g B.m-3 |
| XHFO,H | Active hydrous ferric oxide, high surface (HFO,H)（活性水和酸化第二鉄、高表面(HFO,H)） | 表面積が大きく SPO4 を結合する能力が高い水酸化第二鉄。混合条件が強いほど、XHFO,L に比べて XHFO,H の形成が多くなる。 | g Fe.m-3 |
| XHFO,L | Active hydrous ferric oxide, low surface (HFO,L)（活性水和酸化第二鉄、低表面(HFO,L)） | 表面積が小さく SPO4 を結合する能力が低い水酸化第二鉄。混合条件が不十分なほど、XHFO,H に比べて XHFO,L の形成が多くなる。 | g Fe.m-3 |
| XHFO,old | Aged unused hydrous ferric oxide (HFO,old)（熟成した未使用の水和酸化第二鉄(HFO,old)） | 第二鉄の添加が過剰で SPO4 があまり利用できない場合、形成された XHFO,H と XHFO,L は経時劣化して XHFO,old になる。これらは SPO4 を除去する能力を持たない。 | g Fe.m-3 |
| XHFO,H,P | P-bound hydrous ferric oxide, high surface (HFO,H,P)（P結合水和酸化第二鉄、高表面(HFO,H,P)） | XHFO,H と形成される Fe-SPO4 錯体。 | g Fe.m-3 |
| XHFO,L,P | P-bound hydrous ferric oxide, low surface (HFO,L,P)（P結合水和酸化第二鉄、低表面(HFO,L,P)） | XHFO,L と形成される Fe-SPO4 錯体。 | g Fe.m-3 |
| XHFO,H,P,old | Aged P-bound hydrous ferric oxide, high surface (HFO,H,P,old)（熟成したP結合水和酸化第二鉄、高表面(HFO,H,P,old)） | XHFO,H,P の経時劣化した形態。 | g Fe.m-3 |
| XHFO,L,P,old | Aged P-bound hydrous ferric oxide, low surface (HFO,L,P,old)（熟成したP結合水和酸化第二鉄、低表面(HFO,L,P,old)） | XHFO,L,P の経時劣化した形態。 | g Fe.m-3 |
| SFe3a,p | Monomeric acidic ferric species（単量体の酸性第二鉄化学種群） | 単量体の酸性第二鉄化学種群は、Fe3+、Fe(OH)2+ および Fe(OH)2+ 種の合計を表す。 | g Fe.m-3 |
| SFe3a,m | Monomeric basic ferric species（単量体の塩基性第二鉄化学種群） | 単量体の塩基性第二鉄化学種群は、Fe(OH)4- 種を表す。 | g Fe.m-3 |
| XHAO,H | Active hydrous aluminium oxide, high surface (HAO,H)（活性水和酸化アルミニウム、高表面(HAO,H)） | 表面積が大きく SPO4 を結合する能力が高い水酸化アルミニウム。混合条件が強いほど、XHAO,L に比べて XHAO,H の形成が多くなる。 | g Al.m-3 |
| XHAO,L | Active hydrous aluminium oxide, low surface (HAO,L)（活性水和酸化アルミニウム、低表面(HAO,L)） | 表面積が小さく SPO4 を結合する能力が低い水酸化アルミニウム。混合条件が不十分なほど、XHAO,H に比べて XHAO,L の形成が多くなる。 | g Al.m-3 |
| XHAO,old | Aged unused hydrous aluminium oxide (HAO,old)（熟成した未使用の水和酸化アルミニウム(HAO,old)） | XHAO が過剰で SPO4 があまり利用できない場合、形成された XHAO と XHAO,L は経時劣化して XHAO,old になる。これらは SPO4 を除去する能力を持たない。 | g Al.m-3 |
| XHAO,H,P | P-bound hydrous aluminium oxide, high surface (HAO,H,P)（P結合水和酸化アルミニウム、高表面(HAO,H,P)） | XHAO,H と形成される Al-SPO4 錯体。 | g Al.m-3 |
| XHAO,L,P | P-bound hydrous aluminium oxide, low surface (HAO,L,P)（P結合水和酸化アルミニウム、低表面(HAO,L,P)） | XHAO,L と形成される Al-SPO4 錯体。 | g Al.m-3 |
| XHAO,H,P,old | Aged P-bound hydrous aluminium oxide, high surface (HAO,H,P,old)（熟成したP結合水和酸化アルミニウム、高表面(HAO,H,P,old)） | XHAO,H,P の経時劣化した形態。 | g Al.m-3 |
| XHAO,L,P,old | Aged P-bound hydrous aluminium oxide, low surface (HAO,L,P,old)（熟成したP結合水和酸化アルミニウム、低表面(HAO,L,P,old)） | XHAO,L,P の経時劣化した形態。 | g Al.m-3 |
| SAla,p | Monomeric acidic aluminium species（単量体の酸性アルミニウム化学種群） | 加水分解度が低い（OH:Al 比が低い）溶存単量体アルミニウム種で、Al3+ や Al(OH)2+ 、Al(OH)2+ など。 | g Al.m-3 |
| SAla,m | Monomeric basic aluminium species（単量体の塩基性アルミニウム化学種群） | 加水分解度がより高い溶存単量体アルミニウム種で、Al(OH)4- など。 | g Al.m-3 |
| XPACl | Polyaluminium chloride (PACl)（ポリ塩化アルミニウム(PACl)） | 多核水酸化アルミニウム種（例：Al13）を含む予備重合アルミニウム凝集剤。 | g Al.m-3 |
| XPACl,P | P-bound polyaluminium chloride (PACl)（P結合ポリ塩化アルミニウム(PACl)） | リン酸と錯形成した多核水酸化アルミニウム種。リン除去に寄与する沈殿アルミニウム-リン酸化合物を表す。 | g Al.m-3 |
| XCaCO3 | 炭酸カルシウム（CaCO3） | pH制御に不可欠な化学物質。容易に形成される沈殿物。 | g TSS.m-3 |
| XACP | Amorphous calcium phosphate (ACP)（非晶質リン酸カルシウム(ACP)） | 元素組成は Ca3(PO4)2 * 4H2O。 | g TSS.m-3 |
| XBSH | Brushite (BSH)（ブルシャイト(BSH)） | 元素組成は CaHPO4 * 2H2O。ストルバイトより低い pH 値で形成される。 | g TSS.m-3 |
| XSTR | Struvite (STR)（ストルバイト(STR)） | 嫌気環境下で形成され、元素組成は MgNH4PO4 * 6H2O。 | g TSS.m-3 |
| SPFOA | Dissolved Perfluorooctanoic Acid (PFOA)（溶存ペルフルオロオクタン酸(PFOA)） | 水相中に存在する難分解性の PFAS（ペルフルオロアルキル化合物およびポリフルオロアルキル化合物）。 | µg PFAS.m-3 |
| XPFOA | Adsorbed Perfluorooctanoic Acid (PFOA)（吸着したペルフルオロオクタン酸(PFOA)） | 活性炭、生物膜、浮遊粒子などの固体表面に吸着した PFOA。 | µg PFAS.m-3 |
| SPFOS | Dissolved Perfluorooctyl Sulfonate (PFOS)（溶存ペルフルオロオクタンスルホン酸(PFOS)） | 水相中に存在する難分解性の PFAS で、PFOA より高い表面活性と吸着ポテンシャルを持つ。 | µg PFAS.m-3 |
| XPFOS | Adsorbed Perfluorooctyl Sulfonate (PFOS)（吸着したペルフルオロオクタンスルホン酸(PFOS)） | 活性炭、生物膜、浮遊粒子などの固体表面に吸着した PFOS。 | µg PFAS.m-3 |
| XEcoli | Escherichia coli（大腸菌） | 微生物学的水質と処理効果を評価するために用いられる糞便指標細菌。 | cfu.m-3 |
| XCrypto | クリプトスポリジウム | 塩素消毒に耐性を持つ原虫寄生虫で、水系病原体。 | oocysts.m-3 |
| SH | エンタルピー | システムの温度を計算するために用いられるエネルギー的な性質。フィードユニットからプラントへ流れる。 | MJ.m-3 |
| GCO2 | 二酸化炭素ガス（CO2） | 水処理ユニットの気泡中に表される気体形態。 | g C.m-3 |
| GCH4 | メタンガス（CH4） | 水処理ユニットの気泡中に表される気体形態。 | g COD.m-3 |
| GH2 | 水素ガス（H |
水処理ユニットの気泡中に表される気体形態。 | g COD.m-3 |
| GO2 | 酸素ガス（O2） | 水処理ユニットの気泡中に表される気体形態。 | g O2.m-3 |
| GNH3 | アンモニアガス（NH3） | 水処理ユニットの気泡中に表される気体形態。 | g N.m-3 |
| GN2 | 窒素ガス（N2） | 水処理ユニットの気泡中に表される気体形態。 | g N.m-3 |
| GH2S | 硫化水素ガス（H2S） | 水処理ユニットの気泡中に表される気体形態。 | g S.m-3 |
| GCO2,atm | 二酸化炭素ガス（CO2） | 水処理ユニット周辺の大気中に表される気体形態。 | %v/v |
| GCH4,atm | メタンガス（CH4） | 水処理ユニット周辺の大気中に表される気体形態。 | %v/v |
| GH2,atm | 水素ガス（H2） | 水処理ユニット周辺の大気中に表される気体形態。 | %v/v |
| GO2,atm | 酸素ガス（O2） | 水処理ユニット周辺の大気中に表される気体形態。 | %v/v |
| GNH3,atm | アンモニアガス（NH3） | 水処理ユニット周辺の大気中に表される気体形態。 | %v/v |
| GN2,atm | 窒素ガス（N2） | 水処理ユニット周辺の大気中に表される気体形態。 | %v/v |
| GH2S,atm | 硫化水素ガス（H2S） | 水処理ユニット周辺の大気中に表される気体形態。 | %v/v |
生分解性溶存有機炭素（BDOC）は、易分解性基質（SB）とコロイド状生分解性基質（CB）から構成されます。
生物易分解性基質（SB）成分はバイオマスに取り込まれ、増殖と呼吸に使われます。
コロイド状生分解性基質（CB）成分は凝結して粒子状成分になります（凝結の段落を参照）。
粒子状成分は加水分解されて溶存成分となり、バイオマスがそれを利用して増殖できるようになります（加水分解の段落を参照）。
生物易分解性基質（SB）を消費する汎用的な通性の通常従属栄養微生物で、好気および無酸素環境下で生物学的除去を行うことができます。粒子状物質の加水分解も担います。MizuPro では 2 段階の脱窒、すなわち SNO3 の SNO2 への還元と、SNO2 の SN2 への還元を行います。
表 2：炭素除去に関与する通常従属栄養微生物
| 生物学的プロセス | 概念の説明 |
|---|---|
| SB、O2 による好気増殖 |
好気条件下での SB による増殖。 SO2、栄養素（SNHx、SPO4、SCAT、SAN、SCa、SMg）を必要とする。 pH に対するベル型阻害関数：BellinhpH |
| SB、NO2- による無酸素増殖 |
無酸素条件下での SB による増殖。これは MizuPro における脱窒の第 2 段階であり、SNO2 が SN2 に還元される。 SNO2、栄養素（SNHx、SPO4、SCAT、SAN、SCa、SMg）を必要とする。 pH に対するベル型阻害関数：BellinhpH |
| SB、NO3- による無酸素増殖 |
無酸素条件下での SB による増殖。 これは MizuPro における脱窒の第 1 段階であり、SNO3 が SNO2 に還元される。 SNO3、栄養素（SNHx、SPO4、SCAT、SAN、SCa、SMg）を必要とする。 pH に対するベル型阻害関数：BellinhpH。 |
| OHO の死滅 | 無酸素および好気条件下での OHO の死滅プロセス。このプロセスは XE を放出する（死滅-再生成の概念）。 |
硝化速度は、BNR（生物学的栄養塩除去）プラントの設計と信頼性の高いシミュレーションにおいて最も重要なパラメータです。硝化菌の最大比増殖速度は 0.2 ～ 1 d-1 の範囲です。
MizuPro は 1 段階硝化モデルであり、次の 2 種類の生物を使用します。
MizuPro における硝化の第 1 段階（SNHx から SNO2 へ）を担う偏性好気性の独立栄養微生物。
表 3：硝化に関与する好気性アンモニア酸化菌
| 生物学的プロセス | 概念の説明 |
|---|---|
| AOB の増殖 |
SNHx を電子供与体として用いる AOB の増殖プロセス。 これは硝化の第 1 段階であり、SNHx が SNO2 に酸化される。 SCO2 が炭素源として使われる。 SO2、栄養素（SNHx、SPO4、SCAT、SAN、SCa、SMg）を必要とする。 pH に対するベル型阻害関数：BellinhpH。 |
| AOB の死滅 | 無酸素および好気条件下での AOB の死滅プロセス。このプロセスは XE を放出する。 |
MizuPro における硝化の第 2 段階（SNO2 から SNO3 へ）を担う偏性好気性の独立栄養微生物。
表 4：硝化に関与する亜硝酸酸化菌
| 生物学的プロセス | 概念の説明 |
|---|---|
| NOB の増殖 |
SNO2 を電子供与体として用いる NOB の増殖プロセス。 これは硝化の第 2 段階であり、SNO2 が SNO3 に酸化される。 SCO2 が炭素源として使われる。 SO2、栄養素（SNHx、SPO4、SCAT、SAN、SCa、SMg）を必要とする。 pH に対するベル型阻害関数：BellinhpH。 |
| NOB の死滅 | 無酸素および好気条件下での NOB の死滅プロセス。このプロセスは XE を放出する。 |
硝化は次の要因の影響を受けます。
好気セル内のアンモニアレベルが半飽和に近い場合、反応槽をプラグフローとしてシミュレーションすることが重要です。
硝化菌の増殖速度を測定するには、2 種類の異なる試験を行うことができます。
脱窒は、従属栄養微生物の増殖プロセスで電子受容体として使われる、酸素の酸化形態の還元プロセスです。脱窒が完全であれば、これらの電子受容体は順次還元されて窒素ガス（SN2）になります。
脱窒は炭素源の利用可能性の影響を受けます。RBCOD 濃度を把握することは、窒素除去の設計とモデリングにとって極めて重要です。 脱窒速度は次の要因によって制御されます。
無酸素条件下での MizuPro のモデル仕様は、次のようにまとめられます。
生物学的リン除去はバイオマス合成を介して達成されます。この経路は、細胞壁、DNA、ATP を構築する分子にリンをバイオマス重量の 1 ～ 2% として取り込みます。このプロセスはフィードから少なくとも 30% の P を除去し、汚泥に移行させることができます。
化学的沈殿モデルについては、専用の段落で説明します。
加水分解は、より大きな分子が、液相に溶存する、より小さな分子に分解されるプロセスです。MizuPro では、加水分解は粒子状成分が溶存成分に変換される生物学的プロセスです。プロセス速度は従属栄養バイオマスの濃度に依存します。
アンモニア化プロセスは、有機窒素が溶存アンモニアに変わる窒素循環の一部です。MizuPro では、溶存有機窒素化合物がアンモニアに変換されます。プロセス速度は従属栄養バイオマスの濃度に依存します。
生物学的リン変換はアンモニア化プロセスと類似していますが、このプロセスでは有機リンがリン酸に変換されます。プロセス速度は従属栄養バイオマスの濃度に依存します。
MizuPro では、このプロセスは内生分解生成物の極めて遅い加水分解を模擬するために用いられ、XE を粒子状生分解性基質にゆっくりと変換します。プロセス速度は従属栄養バイオマスの濃度に依存します。
アンモニアの利用可能性が限られている場合にのみ起こるプロセスです。バイオマスを電子供与体として SNO3 と SNO2 を SNHx に還元することで、バイオマスの増殖に十分なアンモニア生成を確保します。
物理化学的プロセスは、生物活性とは独立して起こる化学反応と物理的変換を記述します。
MizuPro では、これらは酸塩基平衡（pH、イオン種分別、アルカリ度を支配する）から、化学的沈殿、凝結・凝集（フロック形成）、消毒、および PFAS（ペルフルオロアルキル化合物およびポリフルオロアルキル化合物）の収着まで多岐にわたります。
初期の機構論的モデル（例：ASM1）は、アルカリ度が枯渇することと、炭酸水素の不足および低 pH を通じて硝化に与える有害な影響を推定するために、アルカリ度の計算を行っていました。ADM1 以降、そして今日のすべての最新ソフトウェアは、化学平衡に基づいて pH を計算し、「仮想」滴定によってアルカリ度を決定します。
pH を計算する方法は 3 つあります。
1) Musvoto（2000）のような速度論的アプローチ — これは既存の Gujer マトリックスツールに実装しやすいですが、プロトン化-脱プロトン化反応と生物反応の速度の差が非常に大きいため、計算効率が非常に悪いです。
2) Tableau — これは標準的な化学的手法であり、拡張が容易ですが、主要な種を含む多次元非線形問題を解く必要があります。1 つの溶液の pH を決定するには十分ですが、プラントモデルに 1000 か所（一部はリサイクルループ内など）があると、問題の次元は容易に数十万に達し、毎タイムステップ効率的に解くことが不可能になります。
3) ほとんどのソフトウェアが使う方法：pH、アルカリ度、イオン強度を解く。pH とイオン強度（IS）が既知であれば、各イオン種の濃度は全コンポーネント濃度から計算できます（すなわち、全アンモニア+アンモニウムは、ある pH と IS で未解離アンモニアとアンモニウムイオンに分けられます）。この方法は、pH と IS の値を推測し、イオン種を計算し、電荷収支と IS 誤差を確認し、電荷収支と IS 誤差の両方がゼロになるまで Newton-Raphson 法で pH と IS を変化させることに基づいています。
この方法の利点は、解くべき変数が限られていること（基本ケースでは 2 つ）です。欠点は、種を計算するための方程式を各種について手動で構築する必要があることです（ただし Maple や SymPy Python ライブラリなどの記号ソルバーが利用できます）。pH モデルが一定の複雑さ（例：多数の種やイオン対がある場合）を超えると、方程式は記号的に解けなくなることがあります。この場合、pH と IS に 1 つの中心種（Fe3+ や HCO3- など）を加えることで問題の次元が増加します（すなわち 2 つではなく 3 つの変数を解く）。これにより方程式の複雑さが大幅に軽減され、解の計算時間はわずかに増加するだけです。
モデルの components タブでは、各状態変数が定義され、そのデフォルトの全コンポーネント濃度（例：SNHx はアンモニア + アンモニウムの合計）がモデル内のさまざまな水種について設定されます。これは GUI の「Input setup」タスクに相当します（詳細は Wiki の他の章で近日中に提供されます）。
表 5：MizuPro の components シート
純粋なアンモニア溶液では、2 つの解離/イオン化反応と 1 つの物質収支があります。
水の解離：[H+] * [OH-] = kW
アンモニアのイオン化：[H+] * [NH3] /[NH4+] = KiNH3
物質収支：SNHx = [NH3] + [NH4+]
アンモニアの種分別を計算するために、3 つの方程式を 3 つの変数について解くことができます。
[OH-] = kW /[H+]
[NH3] = (KiNH3 * SNHx) /([H+] + KiNH3)
[NH4+]= ([H+] * SNHx) /([H+] + KiNH3)
これは、特により複雑な系（炭酸塩、リン酸塩、イオン対形成など）の場合、記号ソルバーで解くことができます。SymPy は記号数学のための Python ライブラリで、オンライン（http://live.sympy.org/）で使用できます。上記のアンモニア種分別の系は、次のコードで解くことができます。
from sympy import symbols, solve, Eq
SNHx, OH, H, NH4_p, NH3, KiNH3, KW= symbols('SNHx, OH, H, NH4_p, NH3, KiNH3, KW')
solve((Eq(KW, H*OH), Eq( KiNH3, NH3*H/NH4_p), Eq(SNHx, NH4_p+NH3)), OH, NH4_p, NH3)
ここで：
| from sympy import symbols, solve, Eq | 適切なライブラリと関数を読み込む |
| SNHx, OH, H, NH4_p, NH3, KiNH3, KW=symbols('SNHx, OH, H, NH4_p, NH3, KiNH3, KW') | 変数とパラメータを宣言する |
| solve((Eq(KW, H*OH), Eq( KiNH3, NH3*H/NH4_p), Eq(SNHx, NH4_p+NH3)), OH, NH4_p, NH3) |
3 つの方程式の系を与える（カンマは「=」記号を意味する） および 3 つの未知変数 |
結果は次のようになります。
図 1：SymPy ソルバーの結果
pH の定義を知っていれば：
[H+] = 10(-pH)
これらの方程式は、MizuPro モデルファイルの pH シートにある pH 表に入力されます。
表 6：MizuPro におけるアンモニアの化学形態の平衡マトリクス
SNHx は g/m3（mg/L に相当、速度論モデルで使用）から mol/L（平衡モデルで使用）に変換する必要があるため、N の原子質量（AMN * 1000 = 14000 mg/mol）で除算されます。DYNAMIZU はこの情報から必要な方程式系とソルバー設定を自動的に構築します。
これらの種を pH の関数としてプロットすると、既知の解離曲線が得られます（0.0001 モルの純粋アンモニア溶液について）。
図 2：pH の関数としてのアンモニア種の解離曲線
pH とイオン強度の推測値（すなわち pH=7.0、IS=0.0001 mol/kg）を設定することが可能です。
種分別計算に用いられる解離定数と酸解離定数は、温度とイオン強度に敏感です。これらはモデルの計算変数群の中で補正されます。
水の解離定数については、Van't Hoff の式を用いて定数値を温度について補正します。他の化合物については、利用可能な場合には経験式を用います。
表 7：温度について補正された水の解離定数
典型的な排水のような非理想的な水相では、イオンは分子間の引力と斥力によって相互作用し、それらの相互作用は総電荷濃度とともに増加します。これらの相互作用により、反応に利用可能な（活性な）イオンの数が減少します。したがって、理想条件下でイオンが持つはずの活量を得るには、測定濃度を補正する必要があります。
DYNAMIZU はイオン強度について Davies 補正式を使用しており、これはイオン強度が 0 ～ 0.5 mol/kg の範囲で有効です（Tait et al., 2012）。活量補正係数（1 価、2 価、3 価イオンについてそれぞれ fmono、fdi、ftri）により、非理想的な水相についてイオン濃度を補正できます。
DYNAMIZU では、これらの活量係数群を解離定数を直接補正するために使用しており、そのため計算されたイオン濃度（Species シート内）は運転員が測定した濃度そのものとなり、平衡表の式が簡略化されます。
例として、水の解離については：
[H+]*fmono * [OH-]*fmono = KW
は次と等価です：
[H+] * [OH-] = KW/fmono²
表 8：イオン強度（活量）について補正された水の解離定数
これらの補正係数の値は、まずイオン強度の推測値に基づいて計算されます。
イオン強度の推測値に基づいて解離定数と活量定数が補正されたので、コンポーネントの種分別を計算できます。
[H+] 濃度は 1e-7 mol/L、25℃での kW は 1.08e-14 であるため、
[OH-] = 1e-14/1e-7 = 1.08e-7
アンモニアの pK は 9.244、すなわち KiNH3 は 1e-9.244 です。
全アンモニア（SNHx）濃度を 1.4 mgN/L = 0.1 mmol/L = 0.0001 mol/L とします。
[NH3] = 0.0001 * 1e-9.244 /(1.08e-7 + 1e-9.244) = 5.64273e-7 mol/L
[NH4+] = 0.0001 * 1.08e-7 /(1.08e-7 + 1e-9.244) = 9.93879e-5 mol/L（すなわち pH 7 ではほとんどのアンモニアがイオン化している）
これらの計算は pH シートで確認できます。
表 9：MizuPro におけるアンモニア種分別計算
この種分別を知ることで、総電荷収支誤差とイオン強度を計算できます。pH シートでは、電荷収支・イオン強度表に、電荷収支計算のための適切な電荷数と、イオン強度を計算するための適切な係数が含まれており、次のように計算されます。
ここで zi は種の電荷です。
表 10：MizuPro における総電荷収支誤差とイオン強度の計算
各種の濃度に対応する電荷を掛け、全種について合計して全体の電荷収支を計算します。ここでは、次が成り立つはずです。
電荷収支：[H+] + [NH4+] = [OH-]
各種の濃度に対応するイオン強度係数（0.5*zi²）を掛け、全種について合計して総イオン強度を計算します。
アルカリ度は、本質的には pH を当量点（約 pH 4.1）まで下げるために加えなければならない 1 価酸の量です。この単純な例では、それは本質的には水酸化物イオン濃度（無視できるプロトン濃度を差し引いたもの）であり、pH 4 では（実用上）すべてイオン化する遊離アンモニアで調整されます。
SALK = [OH-] + [NH3] - [H+]
これらの計算は、扱う完全な系について MizuPro の計算変数タブで、加えて pH タブの化学マトリックス上で確認できます。
上記の段落で説明したように、これら 3 つの変数と pH はすべて相関しているため、すべてをユーザーが設定することはできません。
アンモニア溶液の例では、電荷収支計算は次のようになります。
[H+] + [NH4+] = [OH-] = 1e-7 + 9.93879e-5
これは 1.08e-7 に等しくないため、電荷収支誤差が生じます（電荷収支 = 0.000099 mol/L）。0.1 mmol/L のアンモニア溶液の pH は 7 ではありません。さらに、計算されたイオン強度は 0.00005 mol/L であり、これは推測値（0.00001 mol/L）とは異なります。
Newton-Raphson ソルバーの役割は、ユーザーが選択したオプションに応じてこの系を解くことです（フィードのみの場合。他のプロセスユニットでは 2 番目のケースが使われます）。
表 11：pH 指定ルールと変数
| ルール | pH 指定 （Feed の configure モードで利用可能なオプション） |
入力変数 | 解かれる変数 | 目標値 |
|---|---|---|---|---|
| pHSet | pH とアルカリ度を入力 | pH SALK |
SCAT,NET IS SCO2 |
Chargebalanceerror ISerror SCO2error |
| NonpHSet | 陽イオンと CO2 を入力 | SCO2 SCAT SAN |
pH IS |
Chargebalanceerror ISerror |
ユーザーが pH 7 を設定し、低いアルカリ度（0.5 mg CaCO3/L）を設定した場合、電荷収支、アルカリ度、IS の誤差は溶液中に一部のイオンが不足していることを意味します。Newton-Raphson ソルバーは、すべての誤差がゼロに近づくまで CO2 濃度を調整し、正味の不足陽イオンを計算します。その後、次の表で説明するように、計算された正味の不足陽イオンで初期の陽イオンまたは陰イオン濃度が調整されます。
表 12：pH とアルカリ度を入力 オプションを選択した場合の陽イオンと陰イオンの計算（pHSet）
| 修正された陽イオンと陰イオンの計算 | 種類（平衡） | |
| 記号 | 名称 | 式 |
| SCAT | 陽イオン濃度 | If((SCAT_0 + SCAT,NET) > 0; SCAT_0 + SCAT,NET; SCAT_0) |
| SAN | 陰イオン濃度 | If((SCAT_0 + SCAT,NET) > 0; SAN_0; SAN_0 - SCAT,NET) |
この例では、計算された SCO2 濃度は 0.53 g TIC.m-3 で、計算された SCAT,NET はアンモニウムを打ち消すために -0.09 mmol.L-1 です。これにより次の結果が得られます。
表 13：pHSet モードを選択した上記例の入力変数と解かれた変数
| 名称 | 値 | 単位 |
|---|---|---|
| IS | 9.97E-05 | ISunit |
| SCO2 | 0.53 | mg TIC/L |
| SALK | 0.5 | mg CaCO3/L |
| SCAT_NET | -0.090 | mmol/L |
| SCAT | 0.00 | mmol/L |
| SAN | 0.090 | mmol/L |
| SNHx | 1.4 | g N/m3 |
| [NH4+] | 0.100 | mmol/L |
| [NH3] | 0.00039 | mmol/L |
| chargebalanceerror | 4E-15 | eq.L-1 |
| ISerror | 2E-15 | ISunit |
| SCO2error | -2E-10 | mg CaCO3/L |
イオン組成のすべてがユーザーによって定義されます。Newton-Raphson ソルバーは、電荷収支誤差と IS 誤差がゼロに近づくまで pH と IS を調整します。
適切な N のモル質量、pK 値、イオン強度補正を用いた、この 20℃の非緩衝溶液での実際の pH は 9.79 です。これにより次の結果が得られます。
表 14：NonpHSet モードを選択した上記例の入力変数と解かれた変数
| 名称 | 値 | 単位 |
|---|---|---|
| pH | 9.79 | pHunit |
| IS | 2.89E-05 | ISunit |
| SCO2 | 0 | mg TIC/L |
| SALK | 5.0 | mg CaCO3/L |
| SCAT | 0.000 | mmol/L |
| SAN | 0.000 | mmol/L |
| SNHx | 1.4 | g N/m3 |
| [NH4+] | 0.029 | mmol/L |
| [NH3] | 0.071 | mmol/L |
| chargebalanceerror | -2E-13 | eq.L-1 |
| ISerror | -2E-13 | ISunit |
| SCO2error | nd | mg CaCO3/L |
Musvoto, E., Wentzel, M., Loewenthal, R., Ekama, G., 2000. Integrated chemical-physical processes modelling - I. Development of a kinetic-based model for mixed weak acid/base systems. Water Res. 34, 1857–1867. doi:10.1016/S0043-1354(99)00334-6
Tait, S., Solon, K., Volcke, E.I.P., Batstone, D.J., 2012. A unified approach to modelling wastewater chemistry: model corrections, in: Conference Proceedings: 3rd IWA/WEF Wastewater Treatment Modelling Seminar, WWTmod 2012. Presented at the 3rd Wastewater Treatment Modelling Seminar (WWTmod2012), pp. 51–62.
電気伝導率とその逆数である抵抗率は、溶存イオン含有量を迅速にインラインで把握できるため、水処理業界における基本的な制御変数です。電気伝導率は、塩分濃度、薬品注入、膜性能、脱塩効率、製品水質の監視に広く用いられ、抵抗率は特にボイラー給水や超純水プロセス水などの高純度用途で極めて重要です。溶存固形分の変化に直接応答するため、これらはプロセスの安定性、汚染レベル、システム全体の性能を示す信頼できる指標となります。
水質監視用途では、塩溶液を用いて塩含有量を測定電気伝導率に関連付けます。KCl は一般的な国際標準であり、NaCl は塩水（例：海水、汽水）に適用され、442 型溶液は天然淡水用途に用いられます。
開発された電気伝導率の式は、基準として 25℃における純 H2O の伝導率の総和と、塩分依存項を利用し、脱塩水と超純水水質の間の遷移を表すクリーンウォーター指数によって補正されます。この式は、プローブ校正標準に基づくモデルパラメータ（KCl、NaCl、442 法に関する）と、それに応じて当てはめられた値を統合します。
この式において、ECH2O,25 は 25℃における純水の基準伝導率を表し、モデルが低塩分の限界挙動を捉えることを保証します。第 2 項は溶存塩（SSAL）のバルク伝導率への非線形寄与を記述します。パラメータ fEC,a と fEC,b は塩分に対するべき乗依存性をスケーリングし、イオン間相互作用と高濃度での理想的な線形挙動からの偏差を考慮します。fEC,c によって支配される指数減衰係数は、塩分がゼロに近づくときの伝導率の変化を緩和することで、低塩分領域でのモデル精度を改善します。これらが一体となって、物理的に意味のある限界挙動を保持しながら、希薄から塩水の条件までを網羅できる柔軟な経験的表現を提供します。
電気抵抗率は伝導率の逆数として表されます。実際の水処理運転では、EC はほとんどの場合 25℃の水温で正規化されますが、実際のフィールド温度での伝導率に変換するために Arrhenius 係数（θEC）も導入されています。
次の表はモデルの入力パラメータをまとめたもので、このうち fEC,a と fEC,b はより正確な用途別の EC 予測のために調整でき、一方 fEC,c は純水用途に関して微調整されるべきものです。
表 15：EC 予測のためのモデル入力パラメータ
|
パラメータ |
KCl |
NaCl |
442 |
単位 |
|
fEC,a |
3.991 |
3.84 |
4.408 |
mS m-1 gTDS-1 m3 |
|
fEC,a |
0.0423 |
0.0403 |
0.0726 |
- |
|
fEC,a |
0.115 |
gTDS m-3 |
||
|
θEC |
1.023 |
- |
||
以下の段落では、水和酸化第二鉄（HFO）フロックを形成する鉄の添加による化学的リン除去について説明します。同じ機構が、水和酸化アルミニウム（HAO）に沈殿するアルミニウムの添加を記述するために用いられます。本文を簡潔にするため、HFO のみに言及します。
非晶質酸化鉄（HFO、Smith et al.（2011）により Fe(OH)3(s) とみなされる）の沈殿は、その表面にイオンのための多数の吸着サイトを提供し、これによりイオンの HFO への吸着と共沈の両方が可能になります。モデルの概念は、リン酸の吸着と共沈のみに焦点を当てて開発されています。
このモデルは、反応性サイト密度（活性サイト係数、ASF と呼ばれ、HFO 1 モルあたりのサイト数として表される）の概念に基づいており、これは HFO 上の酸素結合サイトからなり、リン酸種とプロトンがこれを競合します。この基礎に基づいて、平衡モデルである表面錯体化モデルが Smith et al.（2011, 2008）によってすでに開発されています。単位体積あたりの利用可能な総サイト数（SiteT、mol.m-3）は、HFO の平均活性サイト係数数（ASFHFO）と沈殿した HFO の量（XHFO、mol Fe.L-1）の積として定義されます。各サイトは HPO42-、H2PO4-、H3PO4 と二座および単座の表面錯体を形成する能力を持ちます（MUSIC モデル、(Hiemstra and VanRiemsdijk, 1996)）。二座種とは、リン酸種（H2PO4- または H3PO4）が 2 つの金属原子を持つ 2 つのサイトに結合していることを意味します。モデルを単純に保つため、HFO への結合には（種分別を特定せずに）1 種類のリン酸のみが考慮されます。したがって、活性サイト係数数を表すパラメータの値は、表面錯体化モデルで用いられるものと比較して調整が必要になることがあります。
HFO の平均活性サイト係数数（ASFHFO）は、混合強度と HFO の経時劣化に依存することが分かっています（Smith et al., 2008; Szabo et al., 2008）。さらに、この平衡モデルは、Szabo et al.（2008）によって観察された実験結果、たとえば初期の速い除去に続く遅い除去からなるリン除去の速度論的挙動や、HFO の経時劣化（活性表面サイトの損失）の影響を記述するようには設計されていませんでした。HFO による化学的リン除去の詳細な動的物理化学モデルは Hauduc et al.（2015）によって開発されました。このモデルは Smith et al.（2008）の平衡モデルに基づいています。
MizuPro で開発された速度論モデルは、この動的挙動を捉えつつ、モデルを可能な限り単純に保つことを目指しています。モデリングの概念は、考慮される主要なプロセスについて以下の段落で詳しく説明します。
モデルを単純にするため、HFO 沈殿の速度論は考慮せず、鉄は HFO の形態で処理プロセスの反応槽に直接入るとみなします。ただし、注入点での混合条件はフロックのサイズに大きく影響します。よく混合された金属注入点では、より小さなフロックが生じます。より小さなフロックは活性サイト係数が高く、サイズに対して反応性表面が大きいことを意味します。
フロック集団を表現するため、モデルには 3 種類のフロックが含まれます。
したがって、異なる HFO 間での鉄投与量の分配は、フィードプロセスユニットのコードで考慮されます。
表 16：フィードプロセスユニットのコードにおける異なる HFO フロック種類への鉄投与量の分配
| 記号 | 名称 | 式 | 単位 |
| XHFO,H | 活性水和酸化第二鉄、高表面積（HFO,H） | G/(KG+G) | g Fe.m-3 |
| XHFO,L | 活性水和酸化第二鉄、低表面積（HFO,L） | SFe-XHFO,H | g Fe.m-3 |
金属投与ユニットのパラメータは次のとおりです。
低 pH および高 pH での HFO と HAO の溶解を考慮するため、平衡モデルで酸塩基反応を記述する必要があります。課題は、固相が平衡に関与することであり、これは純粋に速度論的なモデリング枠組みの中では直接解くことができません。
そこで、平衡へ向かう速度論的駆動力と Metcalf & Eddy の平衡種分別モデルを結合した、ハイブリッドモデリング概念が開発されました。これにより、モデルは物質収支と整合性を保ちつつ、水和金属酸化物の pH 依存の溶解・沈殿挙動を捉えることができます。
新しいモデリング概念には次のものが含まれます。
図 3：ミョウバンと鉄の溶解度図（Metcalf & Eddy）
平衡における理論的な単量体種濃度は、これらの式から導かれます。
表 17：平衡における単量体種濃度
これらの計算変数は、次に同等の状態変数濃度と平衡濃度との差を計算するために使われ、その後、酸性および塩基性条件下での水和金属酸化物の解離の速度論的速度式に含まれる、平衡への「駆動力」を構築します。
表 18：MizuPro における HFO と HAO の解離速度論的速度式
表 19：Gujer マトリックスにおける HFO の解離/沈殿プロセス
表 20：Gujer マトリックスにおける HAO の解離/沈殿プロセス
このモデルは、Hauduc et al.（2015）で用いられた Szabo et al.（2008）の実験データに対して検証され、さまざまな鉄投与量と pH 条件にわたる残留リンを対象としました。Hauduc et al.（2015）モデルの結果は実線で、DYNAMIZU の結果は破線で示されています。DYNAMIZU の結果は、試験した pH 範囲全体で測定データと良好な一致を示しており、モデルが HFO 効率に対する pH 依存の影響を捉えていることを確認しています。
図 4：鉄投与量と pH 条件の関数としての残留溶存 P 濃度
リン酸は HFO に結合するとみなされます。結合プロセスの化学量論係数は表 21 に示されています。この表で用いられる速度論的速度式、化学量論係数、速度論パラメータは、それぞれ表 24、25、26 にまとめられています。
表 21：HFO へのリン酸の結合と脱着の化学量論
このモデルは次のプロセスを考慮します。
速度論的速度式は、遊離結合サイトの濃度に対して一次であり、関与するリン成分に対するモノー飽和項がモデルの数学的安定性を保証します。
P の脱着プロセスは、結合リンと遊離リンの間で観察される平衡を再現するためにモデルで使われます（Smith et al., 2011, 2008）。これらのプロセスは結合プロセスの逆です。
速度論的速度式は、使用される各 HFO 成分の濃度に対して一次であり、HFO に結合した関与するリン成分に対するモノー飽和項がモデルの数学的安定性を保証します。
モデルは 3 種類の HFO（High、Low、old）のみを考慮します。リン酸が結合しているかどうかにかかわらず、HFO フロックは同じ経時劣化速度論を持つとみなされます。したがって、必要な経時劣化プロセスは 2 つのみですが、それぞれに 3 つの変換が含まれます。
| HFO,H => HFO,L | 未使用の活性水和酸化アルミニウム、高表面積が活性水和酸化アルミニウム、低表面積に変わる |
| HFO,H,P=>HFO,H,P,old | P 結合水和酸化アルミニウム、高表面積が経時劣化した P 結合水和酸化アルミニウム、高表面積に変わる |
速度論的速度式は、全 HFO,H 成分（XHFO,H+XHFO,H,P）に対して一次です。
| HFO,L => HFO,old | 未使用の活性水和酸化アルミニウム、低表面積が経時劣化した未使用水和酸化アルミニウムに変わる |
| HFO,L,P=>HFO,L,P,old | P 結合水和酸化アルミニウム、低表面積が経時劣化した P 結合水和酸化アルミニウム、低表面積に変わる |
速度論的速度式は、全 HFO,L 成分（XHFO,L+XHFO,L,P）に対して一次です。
経時劣化した使用済み水和酸化アルミニウムは不活性とみなされ、リンはフロック構造中に完全に閉じ込められることを意味します。ただし、数学的な目的のために、リン溶解プロセス（次の段落を参照）における HFO,H,P,old と HFO,L,P,old は例外です。
HFO 経時劣化の化学量論係数は表 22 で確認できます。この表で用いられる速度論的速度式、化学量論係数、速度論パラメータは、それぞれ表 24、25、26 にまとめられています。
表 22：HFO 経時劣化プロセスの化学量論
*注：THFO,H = XHFO,H + XHFO,H,P および THFO,L =XHFO,L + XHFO,L,P
P の溶解プロセスは、バイオマスの増殖のためにリン酸が枯渇することが決してないようにするためにモデルに含まれています。これは、遊離リン酸濃度が一定を下回ると、経時劣化した HFO に結合したリン酸は脱着できないため、それらが放出されることを保証します。速度論的速度式は、経時劣化した HFO に結合した全リン酸（XHFO,H,P,old+XHFO,L,P,old）に対して一次であり、このプロセスのオン/オフの切り替えは、溶存リン酸濃度に依存する対数飽和式によって管理されます。
結合リン溶解の化学量論係数は表 23 に示されています。この表で用いられる速度論的速度式、化学量論係数、速度論パラメータは、それぞれ表 24、25、26 にまとめられています。
表 23：結合リン溶解の化学量論
表 24：HFO プロセスの速度論的速度式
表 25：HFO 化学量論パラメータ
表 26：HFO 速度論パラメータ
図 5：DYNAMIZU における化学的リン除去のモデリング概念
Hauduc, H., Takács, I., Smith, S., Szabo, A., Murthy, S., Daigger, G.T., Spérandio, M., 2015. A dynamic physicochemical model for chemical phosphorus removal. Water Res. 73, 157–170. https://doi.org/10.1016/j.watres.2014.12.053
Hiemstra, T., VanRiemsdijk, W.H., 1996. A surface structural approach to ion adsorption: The charge distribution (CD) model. J. Colloid Interface Sci. 179, 488–508.
https://doi.org/10.1006/jcis.1996.0242
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Smith, S., Takács, I., Murthy, S., Daigger, G.T., Szabo, A., 2008. Phosphate complexation model and its implications for chemical phosphorus removal. Water Environ. Res. 80, 428–438.
Szabo, A., Takács, I., Murthy, S., Daigger, G.T., Licsko, I., Smith, S., 2008. Significance of design and operational variables in chemical phosphorus removal. Water Environ. Res. 80, 407–416. https://doi.org/10.2175/106143008X268498
MizuPro では、固形分の調質と分離プロセスは 3 つのステップに従います。
凝結プロセスは、コロイド状生分解性基質（CB）とコロイド状難粒子状生物非分解性有機物（CU）を、それぞれ粒子状生分解性基質（XB）と粒子状難分解性有機物（XU）に変換します。
速度論は次の要因によって駆動されます。
これらの各成分に凝結速度パラメータが関連付けられています。
ポリマー注入量の影響を捉えるため、生物反応速度モデルに新しい状態変数 Xpolymer が実装されました。ポリマーは投与後、流れ中に固形分がなくても時間とともに不活性になるため、反応性容積内でポリマーを難分解性粒子状CODに変換する新しいプロセスが生物反応速度モデルに追加されました。組成はポリアクリルアミドとみなされ、元素収支が維持されるように補正されます。
ポリマー濃度は下流で利用可能であり、固液分離ユニットが固形分除去効率への影響を考慮するために使用されます。
下表に示すように、4 つの沈殿物が MizuPro に実装されています。
表 27：MizuPro に実装された沈殿物：
| 記号 | 名称 | 化学式 |
|---|---|---|
| XCaCO3 | 炭酸カルシウム（CaCO3） | CaCO3 |
| XSTR | Struvite (STR)（ストルバイト(STR)） | MgNH4PO4 * 6H2O |
| XBSH | ブルシャイト | CaHPO4 * 2H2O |
| XACP | Amorphous calcium phosphate (ACP)（非晶質リン酸カルシウム(ACP)） | Ca3(PO4)2 * 4H2O |
沈殿を予測するため、Musvoto et al.（2000）の速度論的速度式が用いられます。これは速度論パラメータ qPREC と、熱力学的平衡からの偏差を特徴づける駆動力に依存します。数学的には、駆動力はイオン積と溶解度定数の差です。溶解度定数はイオン活量について補正されるため、イオン強度効果がモデル化されます。
Musvoto, E., Wentzel, M., Loewenthal, R., Ekama, G., 2000. Integrated chemical-physical processes modelling - I. Development of a kinetic-based model for mixed weak acid/base systems. Water Res. 34, 1857e1867. http://dx.doi.org/10.1016/S0043-1354(99)00334-6.
塩素処理は、長年にわたり一般的に用いられてきた水の消毒方法です。病原体の不活化は、細胞壁の破壊をもたらす次亜塩素酸（HOCl）の強力な酸化作用に基づいており、それによって微生物を殺します。塩素処理は殺菌および殺ウイルス性に非常に優れており、短い接触時間で有効です。しかし、原虫に対する効果は低いです（水処理で適用される投与量の範囲では、ジアルジアに対する中程度の不活化とクリプトスポリジウムに対するわずかな効果）。
HOCl は pH に応じて水中で H+ と OCl- に解離しますが、これは次亜塩素酸イオンが HOCl 自体よりもはるかに効果の低い消毒剤であるため重要です。HOCl の解離は MizuPro の pH モデルの一部です。
図 6：pH の関数としての水中での HOCl の解離
アンモニアが次亜塩素酸と反応し、その過程でさまざまな量のモノ、ジ、トリクロラミンを生成することはよく知られています。これらの化合物が主に注目されるのは、好ましくない味と、その形成が病原体不活化に利用可能なまま残る遊離塩素濃度を減少させるためです。
MizuPro の塩素処理モデルは、Wahman, 2018（https://doi.org/10.1002/awwa.1146）から実装されたクロラミンの形成・分解プロセスを組み込み、Basu and De Souza, 2011（https://doi.org/10.2166/aqua.2011.040）に基づく HOCl とクロラミンの脱塩素プロセスを追加しています。モデルの主要な経路のみが実装されており、モデル構造は DYNAMIZU のモデル構造に適合させる必要があり、これには状態変数群とパラメータの単位の完全な変換も必要でした。
塩素処理が有機化合物、溶存鉄、マンガン、硫化物に及ぼす酸化作用（およびそれによって消毒に利用可能な遊離塩素を減少させる塩素要求量）、ならびにトリハロメタン（THM）やハロ酢酸（HAA）などの他の消毒副生成物の形成は、DYNAMIZU の初回リリースでは考慮されていないことに注意が必要です。これらのテーマは、将来の開発において重要なものとして位置づけられています。
塩素はさまざまな形態で適用でき、DYNAMIZU は次亜塩素酸ナトリウム（NaOCl）とガス状（Cl2）形態の投与を提供します。投与された薬品は水中で反応して HOCl を形成します。
DYNAMIZU に実装されたモデルは、Wahman, 2018 で示された塩素ブレークポイント曲線を再現できます。
図 7：塩素ブレークポイント曲線（Wahman, 2018）
モノクロラミンの変換の動態もモデルによって良好に捉えられます。
図 8：MizuPro によってシミュレーションされたモノクロラミン変換の動態
モノクロラミン変換に対する pH の影響も良好に捉えられます。
図 9：MizuPro によってシミュレーションされたモノクロラミン変換に対する pH の影響
まとめ：DYNAMIZU のプラント全体モデルの現在の実装におけるクロラミン化合物の形成と動態により、アンモニアの存在によるブレークポイントを予測できますが、さまざまな有機化合物や金属の酸化反応は次のリリースで実装される予定です。
病原体は、DYNAMIZU が対象とする一部の用途（例：飲料水製造）で懸念となることがあります。そのため、初期段階として、2 つの病原体、すなわち E. coli（水質規制の一部を構成することが多い一般的な細菌）と Cryptosporidium（特定の消毒手段、特に塩素処理に対する耐性のためしばしば懸念される原虫）が状態変数として生物速度論モデルに追加され、それぞれについてこれらの病原体に対する次亜塩素酸の影響を扱う 2 つの不活化プロセスが、よく知られた Chick-Watson モデルに基づいて追加されました。
ここで：
速度係数と薬品の指数は、文献からの HOCl 不活化に関する利用可能なデータに基づいて、各病原体についてそれぞれ校正されています。直接使用できる明示的な値はありませんでしたが、さまざまな査読付き論文で公表された除去率を検討することで、生物反応速度モデルにデフォルトとして設定されるパラメータを校正することが可能でした。
クロラミンの消毒効果（次亜塩素酸と比べると軽微）は、モデルの現在の形態では無視されていることに注意が必要です。この不活化経路も考慮する将来のモデル拡張が計画されています。
現在の初期の 2 つの病原体のセットは、ユーザーのフィードバックや関心、利用可能な文献に応じて、将来的にジアルジアや一部のウイルスなど、いくつか他のものを加えて拡張することも計画されています。
UV とオゾン処理による病原体の不活化は、現在それぞれのプロセスユニットモデルの一部であり（詳細は技術リファレンスの特殊ユニット群セクションを参照）、プラント全体の MizuPro モデルの一部ではありません。
PFAS（ペルフルオロアルキル化合物およびポリフルオロアルキル化合物）は、さまざまな用途に使われる人為的なフッ素化合物の一群を指します。これらの物質は環境中に自然には存在せず、生分解性が乏しいため自然界で難分解性であり、地下水、表流水、土壌、堆積物に蓄積します。最も一般的に存在する 2 つを含む多くの PFAS、すなわち PFOS（ペルフルオロオクタンスルホン酸）と PFOA（ペルフルオロオクタン酸）は、高い懸念を持つ優先有害物質として指定されています。生分解が無視できることを考えると、環境中での PFAS の運命と分布は基本的に粒子への収着によって決まり、これは分配に似たプロセスとして十分によく記述できます。
DYNAMIZU26 は、社内のすべてのフルプラントモデルおよびフォーカスモデルでモデルオプションとして有効にできる速度論的分配モデルによって、PFOA と PFOS の追跡を提供します。単純に Models タブに移動し、「Micropollutants」の下で「PFAS are considered（PFAS を考慮する）」オプションを選択するだけです（デフォルト設定では考慮されません）。これにより、4 つの追加の状態変数（粒子状および溶存の PFOA と PFOS）と 2 つの追加のプロセス（PFOA と PFOS の収着）、ならびに 4 つの追加のモデルパラメータ（PFOA と PFOS の収着速度と平衡分配係数、「Conversion kinetics（変換の動力学）」の中に配置される）が導入されます。
図 10：DYNAMIZU26 における微量汚染物質のモデルオプション
Zareitalabad et al.（2013）は、表流水と排水についてのラボおよびフィールドデータに基づく、有効な水/有機炭素分配係数の数値を報告しました。表流水で測定された中央値濃度を堆積物中の中央値濃度に関連付けたところ、濃度群、流出水中については約 5000 L/kg、PFOS については約 16000 L/kg の水/有機炭素分配係数が示唆されました（logKoc の「全球平均」値は PFOA と PFOS についてそれぞれ 3.7 と 4.2 と報告されました）。排水については、下水汚泥で測定された中央値濃度を処理水中の中央値濃度に関連付けた結果、濃度群、流出水中については約 5000 L/kg、PFOS については約 20000 L/kg の値が得られました（このマトリックスでの logKoc は PFOA と PFOS についてそれぞれ 3.7 と 4.3 と報告されました）。後者の Koc 値は、再利用用途に焦点を当てて、DYNAMIZU で平衡分配係数のデフォルトパラメータとして使われています。他の給水種類では調整/校正が必要になることがあります。収着機構の速度論はマトリックスによって大きく異なり、ほとんどの研究はさまざまな種類の土壌に関するデータを公表しているため、それらを排水に適用する際には注意が必要です。DYNAMIZU は Wei et al., 2017 から導出されたデフォルトの収着速度値を使用していますが、利用可能であれば現場の測定に基づいてこのパラメータを見直すか、そのようなデータがない場合は感度分析を行うことが推奨されます。DYNAMIZU における PFAS 関連の収着プロセスの化学量論と速度式を下表に示します。
表 28：MizuPro における PFAS 関連の収着の化学量論と速度式
Zareitalabad, P., Siemens, J., Hamer, M., Amelung, W., 2013. Perfluorooctanoic acid (PFOA) and perfluorooctanesulfonic acid (PFOS) in surface waters, sediments, soils and wastewater – A review on concentrations and distribution coefficients. Chemosphere 91, 725–732. http://dx.doi.org/10.1016/j.chemosphere.2013.02.024
Wei, C., Song, X., Wang, Q., Hu, Z, 2017. Sorption kinetics, isotherms and mechanisms of PFOS on soils with different physicochemical properties. Ecotoxicology and Environmental Safety 142, 40–50. http://dx.doi.org/10.1016/j.ecoenv.2017.03.040