好気性条件の下、反応槽に流入させた、溶解性窒素を含有する被処理水中で、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を表面部に担持させた担体を流動させることにより、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法であって、前記反応槽内にて前記被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、該亜硝酸型硝化菌の亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルになるように、担体投入率反応槽の単位容積当たりの担体総表面積を調整する、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。前記反応槽内にて前記被処理水のpHが7.3~8.5となるよう調整する、請求項1に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。流入溶解性窒素負荷が、2.5~11.5g/m2担体/dayとなるように、担体投入率を調整する、請求項1又は2に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。担体投入率を、4~55m2/m3に調整する、請求項1又は2に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。前記反応槽から流出する被処理水のアンモニア性窒素NH4-N濃度、亜硝酸性窒素NO2-N濃度および硝酸性窒素NO3-N濃度を計測し、下記aとbとcとの組み合わせ、下記aとcとの組み合わせ、下記bとcとの組み合わせ、下記d単独および下記e単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて、前記反応槽における曝気量の調整を行いながら、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、請求項1~4の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。aNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。bNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。cNH4-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。dNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。eNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。好気性条件の下、反応槽に流入させた、溶解性窒素を含有する被処理水中で、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を表面部に担持させた担体を流動させることにより、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法であって、前記反応槽の内部が、前記被処理水が流入して来る上流側から前記被処理水が流出して行く下流側に向かって、前記被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁により複数の区画に仕切られており、前記各区画内にて前記被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、該亜硝酸型硝化菌の亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルになるように、担体投入率反応槽の単位容積当たりの担体総表面積を調整する、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。前記各区画内にて前記被処理水のpHが7.3~8.5となるよう調整する、請求項6に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。前記各区画内にて流入溶解性窒素負荷が、2.5~11.5g/m2担体/dayとなるように、担体投入率を調整する、請求項6又は7に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。前記各区画内にて担体投入率を、4~55m2/m3に調整する、請求項6又は7に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。前記各区画内の被処理水のアンモニア性窒素NH4-N濃度、亜硝酸性窒素NO2-N濃度および硝酸性窒素NO3-N濃度を計測し、前記各区画間を仕切る隔壁の内の任意の隔壁より上流側の区画においては、下記aとbとcとの組み合わせ、下記aとcとの組み合わせ、下記bとcとの組み合わせ、下記d単独および下記e単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量の調整を行い、前記任意の隔壁より下流側の区画においては、下記fとgとhとの組み合わせ、下記fとhとの組み合わせ、下記gとhとの組み合わせ、下記i単独および下記j単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量の調整を行いながら、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、請求項6~9の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。aNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。bNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。cNH4-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。dNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。eNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。fNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。gNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。hNH4-N濃度がある設定値以上になったら曝気を開始させる。iNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。jNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。前記担体が、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を、またはアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌および亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を表面部に担持させたものである、請求項1~10の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。被処理水のORP酸化還元電位を-150mV以下とした状態で、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、請求項1~11の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。活性汚泥を用いることなく、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して被処理水から脱窒を行う、請求項1~12の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。溶解性窒素を含有する被処理水が、常温かつ溶解性窒素濃度50mg/L以下の廃水である、請求項1~13の何れか一項に記載の嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法。以下、本発明を具体的な実施形態に基づき説明するが、本発明は、これに限定されて解釈されるものではなく、本発明の範囲を逸脱しない限りにおいて、当業者の知識に基づいて、種々の変更、修正、改良を加え得るものである。本発明に係る生物学的窒素除去方法は、反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、被処理水中の担体投入率を調整することにより、前記3の反応である硝酸型硝化反応を抑止するほどに、前記1の反応である亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量を高めることで、前記2の反応である嫌気性アンモニア酸化反応に必要なアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを確保するものである。図16は、亜硝酸型硝化菌および硝酸型硝化菌それぞれの増殖速度に対して、被処理水のpHが与える影響を模式的に示したグラフである。この図16に示すように、被処理水のpHは高いほど、亜硝酸型硝化菌に比べて硝酸型硝化菌の増殖速度が低下することから、前記3の硝酸型硝化反応を抑止するためには、被処理水中のpHが高い方が好ましい。また、本発明者らが、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法について検討を重ねたところ、被処理水がアルカリ性であると、前記2の嫌気性アンモニア酸化反応が起こりやすくなり、溶解性窒素除去率が向上することがわかった。本発明に係る生物学的窒素除去方法は、これらの知見に基づき、反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態で、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去を行う。反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整する方法としては、被処理水にアルカリ剤を投入する方法が好適に採用できる。使用するアルカリ剤の種類は、特に限定されるものではないが、たとえば、炭酸ナトリウム、炭酸水素ナトリウム、水酸化ナトリウム、水酸化カルシウム消石灰等が好適に使用できる。なお、反応槽内における被処理水の具体的なpHとしては、7.3~8.5が好ましい。被処理水のpHが7.3以上になると、溶解性窒素除去率の向上効果が顕著となり、被処理水が酸性あるいは中性の場合に比して、明らかに高い溶解性窒素除去率が得られる。また、被処理水のpHが8.5までの範囲では、pHが高くなるにつれて、溶解性窒素除去率も高くなるが、pHが8.5を超えると、溶解性窒素除去率が頭打ちとなる。したがって、pHを8.5以下にすることにより、アルカリ剤の無駄な消費を抑え、ランニングコストを低下させることができる。本発明に係る生物学的窒素除去方法においては、このように反応槽内にて被処理水がアルカリ性となるよう調整した状態とした上で、被処理水中の溶解性窒素濃度に基づいて、担体投入率を調整する。ここに、担体投入率とは、反応槽の単位容積当たりの担体総表面積である。たとえば、被処理水中の溶解性窒素濃度が低い場合に、担体投入率を低減する。次いで、担体を反応槽内で均一な分布状態となるように流動させる。これにより、単位時間、担体表面積当たりのアンモニア負荷を反応槽内全体に亘り一様に確保することが可能である。このような状態で、各担体の表面部に担持された微生物膜に優占種の1種として含まれた亜硝酸型硝化菌により、亜硝酸型硝化反応が生じるが、前記のように担体投入率を低減すると、担体の単位表面積当たりのアンモニア負荷が大きくなり、その結果、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌の増殖により、担体の単位表面積当たりの亜硝酸型硝化菌の数が増加して、微生物膜の膜厚が増大し、担体表面積当たりのアンモニア性窒素の除去速度が増大する。このように担体投入率を調整することで、亜硝酸型硝化菌を優占種の1種として含む微生物膜の膜厚が増大して、亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が増加し、当該反応による亜硝酸の生成量が硝酸型硝化反応を抑止するレベルになると、生成した亜硝酸が硝酸に転換されることなしに、嫌気性アンモニア酸化反応に必要な亜硝酸を確保することが可能となる。そして、その結果、担体の単位表面積当たりの窒素の除去速度が増大し、液相から微生物膜へのアンモニウムイオンの移動速度に見合った窒素除去速度を確保することが可能となる。なお、担体には、前記のように微生物膜の膜厚が増大しても、微生物膜を担持可能なものを採用することが必要である。以上の点について、図17AないしCを用いて、さらに詳細に説明する。図17AないしCは、担体の表面部において、担体の内側に向かって、DO値とともに、アンモニア性窒素濃度、亜硝酸性窒素濃度、硝酸性窒素濃度および窒素ガス濃度がどのように変化するかを模式的に示す図であり、図17Aは、多量の酸素を必要とした初期の生物学的窒素除去技術、図17Bは、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した従来の生物学的窒素除去技術、および図17Cは、本発明に係る嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去技術について示したものである。各図において、矩形部の横の長さは、担体の表面部に担持された微生物膜の膜厚を意味し、図面上左側が微生物膜の表面部である。また、矩形部の縦の長さは、アンモニア性窒素濃度、亜硝酸性窒素濃度、硝酸性窒素濃度および窒素濃度の多寡を示し、たとえば、図17Cでは、微生物膜の表面部において、DO値およびアンモニア性窒素濃度が最大であるが、膜内方図面上右側に向かって、DO値およびアンモニア性窒素濃度が低下するとともに、亜硝酸性窒素濃度が増大し、DO値が零となる位置において、亜硝酸性窒素濃度の方がアンモニア性窒素濃度より大となり、さらに膜内方に向かって、硝酸性窒素濃度および窒素濃度が増大する一方、アンモニア性窒素濃度および亜硝酸性窒素濃度が低下している。図17AないしCを比較すれば、図17Aにおいては、微生物膜の表面部から硝酸性窒素濃度が増大し始め、アンモニア性窒素濃度が零となった以降、硝酸性窒素濃度が全体を占めるのに対して、図17BおよびCにおいては、DO値が零となる位置において、亜硝酸性窒素濃度およびアンモニア性窒素濃度が確保され、それにより嫌気性条件下で嫌気性アンモニア酸化反応が生じ、それ以降で硝酸性窒素濃度とともに窒素濃度が増大している。図17Bと図17Cとにおいて、DO値が零となっている位置における亜硝酸性窒素濃度とアンモニア性窒素濃度とを比較すれば、担体投入率の調整による微生物膜の膜厚の違いに起因して、微生物膜の膜厚が厚い図17Cの方が、亜硝酸性窒素濃度が高く、それにより、以降の硝酸型硝化反応が抑制される。以上のように、従来は、亜硝酸型硝化反応の促進と、硝酸型硝化反応の抑制とに対して、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値を調整することにより、個別に対処していたところ、本発明においては、亜硝酸の生成が、硝酸型硝化反応の抑止に寄与することを利用して、亜硝酸型硝化反応の促進と硝酸型硝化反応の抑制とを同時に達成するために、硝酸型硝化反応の抑制を起こすレベルで亜硝酸型硝化反応の促進を行うことにより、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約を緩和しつつ、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して、実用的レベルの高い脱窒効果を得ることが可能となる。図1は、本発明に係る生物学的窒素除去方法を実施するための水処理システムの一例を示す概略図である。図1に示すように、この被処理水の処理システム10は、被処理水の上流側から下流側に向かって、第1沈殿槽12と、反応槽14と、混和槽16と、第2沈殿槽18と、pH計34、DO計20およびPO4計22と、アルカリ剤注入ポンプ36および凝集剤注入ポンプ24とから概略構成されている。本発明において処理の対象となりえる被処理水は、溶解性窒素を含有する窒素含有液であり、アンモニア性窒素の他、亜硝酸性窒素、有機性窒素、その他の窒素を含んでいてもよく、下水、し尿、食品排水、工場排水、その他の産業排水等である。本発明は、処理対象である被処理水のアンモニア性窒素濃度、反応槽内での水温およびDO値に対する制約を緩和しつつ、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して実用的レベルで脱窒を可能とすることを特徴とするものであり、たとえば常温かつ溶解性窒素濃度50mg/L以下の低窒素濃度である都市下水や生活廃水に対しても適用可能である。第1沈殿槽12は、この槽内に流入させた処理すべき被処理水から固形物を沈殿させ、除去するために設けられ、この槽内の上澄み液を接続配管を通じて下流側の反応槽14に流入させるようにしている。なお、第1沈殿槽12の底に溜まった汚泥は、定期的に第1沈殿槽12から除去し、汚泥処理施設に送り、そのまま処分するようにしている。反応槽14は、単一槽であり、内部が隔壁30により、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、3つの区画15a、15b、15cに仕切られている。隔壁30は、その下端部と反応槽14の底面との間に隙間を設けるなどすることにより、被処理水の流通を完全には遮断しないよう設けられており、その結果、仕切られた3つの区画は互いに連通し、反応槽14に流入した被処理水は上流側の区画から下流側の区画へと順次区画間を流通する。なお、本発明においては、図1の例のように、反応槽14の内部が隔壁30によって複数の区画に仕切られていることは必須ではなく、このような仕切のない反応槽を用いることも可能である。また、反応槽14の内部を隔壁30により複数の区画に仕切る場合、その区画の数は、図1の例のように、3つに限定されるものではなく、2つあるいは4つ以上であってもよい。従来、亜硝酸型硝化反応を行う亜硝化槽と、嫌気性アンモニア酸化反応を行う嫌気性アンモニア酸化槽とを別々に設け、亜硝化槽においては、好気性条件下で被処理水中のアンモニア性窒素をアンモニア酸化細菌の作用により亜硝酸性窒素に酸化する亜硝化工程を行い、一方亜硝化槽においては、亜硝酸性窒素を電子受容体とし、残存したアンモニア性窒素を電子供与体として独立栄養微生物の作用により窒素ガスを発生させる嫌気性アンモニア酸化反応工程とを行っていたところ、この水処理システム10は、単一槽内において、これらの好気性亜硝化工程および嫌気性アンモニア酸化反応工程を行うようにしたものである。より詳細には、反応槽14内には、菌を担持する担体26が投入されるとともに、散気装置が設置され、第1沈殿槽12から配管を通じて液送された被処理水に対して、散気装置により酸素を送り込むとともに、被処理水を攪拌し、それにより被処理水中で菌を担持する担体26が流動させられ、被処理水中で一様に分布するようにしている。図3に示すように、担体26は、粒状の樹脂製担体であり、担体26が被処理水中で流動しても担体26が菌を保持可能である限り、その大きさおよび形状は、任意である。たとえば、円柱形、球形等で、外形寸法が数mm程度のものでよい。図3の例では、担体26の表面部の亜硝酸型硝化ゾーンには主に亜硝酸型硝化菌が、嫌気性アンモニア酸化反応ゾーンには主に嫌気性アンモニア酸化菌が担持されるようにしている。なお、亜硝酸型硝化ゾーンには亜硝酸型硝化菌に加えて、アンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌が担持されるようにしてもよい。より詳細には、担体26は、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を、またはアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌および亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を表面部に担持させている。これにより、被処理水中の担体26において、優占種として、より外側に位置する亜硝酸型硝化菌は好気性条件とされ、より内側に位置する嫌気性アンモニア酸化菌は、亜硝酸型硝化菌により取り囲まれる形態で嫌気性条件が確保されるようにしている。2層の微生物膜の外側の層に、亜硝酸型硝化菌に加えて、アンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌が担持されている場合には、アンモニア以外の溶解性窒素は、該好気性菌によりアンモニアに分解された後、亜硝酸型硝化菌による亜硝酸型硝化反応に供されることになる。なお、微生物膜は、亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含むものであればよく、その形態は、図3のような2層構造を呈するものに限定されない。たとえば、図4に示すように、亜硝酸型硝化菌72と嫌気性アンモニア酸化菌74とが、担体26の表面部において、混在した状態で微生物膜中に存在していてもよい。また、図5に示すように、担体26の表面が微細な凹凸を有する場合において、嫌気性条件が得られやすい凹部には主に嫌気性アンモニア酸化菌74が存在し、好気性条件が得られやすい凸部には主に亜硝酸型硝化菌72が存在するような状態になっていてもよい。さらに、図6に示すように、担体26の表面部において、亜硝酸型硝化菌72は、好気性条件が得られやすいよう露出した状態で存在し、嫌気性アンモニア酸化菌74は、嫌気性条件が得られやすいよう他の菌たとえば、BOD酸化菌等76で覆われた状態で存在していてもよい。亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌としては、Nitorosomonas属に属する菌等が挙げられる。アンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌としては、Bacillus属に属する菌等が挙げられる。担体26の材質としては、以下に説明するように、散気装置による強い攪拌力に起因して、各担体26の表面部に作用するせん断力に耐えるような強度特性を有し、かつ被処理水中で各担体26が流動する間、表面部に亜硝酸型硝化菌および嫌気性アンモニア酸化菌を保持し得る吸水性あるいは親水性を有する必要がある。特に、本発明においては、溶解性窒素濃度に応じて、担当投入率を調整するようにしており、それにより担体26の表面部に存在する亜硝酸型硝化菌を優占種の1種として含む微生物膜の膜厚が増大するようにしているところ、このように膜厚が増大しても、亜硝酸型硝化菌および嫌気性アンモニア酸化菌を保持し得る特性を有する必要がある。この点において、担体26の材質としては、たとえば、発泡性の吸水性ポリウレタンであって、特に親水性樹脂であるTPU熱可塑性ポリウレタン樹脂を主成分として比較的高濃度で有し、強度特性を確保するために、疎水性プレポリマーである架橋剤を添加したものが好ましい。亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との2種の優占種、または亜硝酸型硝化反応に寄与する亜硝酸型硝化菌とアンモニア以外の溶解性窒素を分解しアンモニアとする好気性菌と嫌気性アンモニア酸化反応に寄与する嫌気性アンモニア酸化菌との3種の優占種を含む微生物膜を、担体の表面部に担持させるには、たとえば、担体の表面に、それらの菌を含む汚泥を少量付着させた後、その担体を、下水等の溶解性窒素を含有する水を収容した槽に投入して、数日間放置し、菌を増殖させればよい。なお、このような方法で微生物膜を担持させる場合、前記亜硝酸型硝化菌および好気性菌は好気性条件下で増殖し、前記嫌気性アンモニア酸化菌は嫌気性条件下で増殖するため、特別な操作を行わずとも、微生物膜の外側の層は前記亜硝酸型硝化菌および好気性菌が優占種となり、内側の層は嫌気性アンモニア酸化菌が優占種となる。散気装置は、従来用いられているようなディフィーザではなく、被処理水中に酸素を溶存させる機能と、被処理水を被処理水中の担体26とともに流動させる攪拌機能とを備えた散気装置であることが好ましい。この点において、たとえば、ドラフトチューブエアレータ28が好適である。図2は、図1において隔壁30により3つに仕切られた反応槽14の区画の1つを示す。図1および図2に示すように、ドラフトチューブエアレータ28は、既知であり、その基本的構成としては、下端にインペラー40が設けられたシャフト42と、シャフト42に連結された駆動装置44と、インペラー40の直下に位置決めされた散気管46と、散気管46に連通するブロワ32と、インペラー40の径と略同一の径を有し、インペラー40から下方に延びるドラフトチューブ48とを有し、駆動装置44によりシャフト42を回転させてインペラー40により被処理水を攪拌するとともに、ブロワ32から散気管46を通じて被処理水中に空気を送り込み、ドラフトチューブ48により被処理水と気泡とを槽底部に導き、底部の攪拌力を高めるとともに、酸素溶存効率を高めるようにしている。ブロワ32は、DO計20に接続され、DO計20によって計測した被処理水中のDO値に応じて、ブロワ32から送り込まれる空気量曝気量を調整し、以て被処理水中のDO値が適切な値となるようにしている。図18は、本発明の生物学的窒素除去方法により脱窒した被処理水における溶解性窒素の除去率、NO2-N生成濃度およびNO3-N生成濃度が、溶解性窒素負荷に対するDOの比率によりどのように変化するかを示すグラフである。このグラフに示すように、溶解性窒素負荷に対するDOの比率が低すぎると、微生物膜に含まれる亜硝酸型硝化菌が十分な酸素を確保できないため、亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が不十分となり、低い溶解性窒素除去率しか得られない。一方、溶解性窒素負荷に対するDOの比率が高すぎると、過剰な酸素により、亜硝酸型硝化反応により生成した亜硝酸が、さらに硝酸型硝化反応により酸化されて硝酸が生成されてしまうとともに、微生物膜に含まれる嫌気性アンモニア酸化菌にまで酸素が到達して嫌気性条件を十分に満足できなくなるため、嫌気性アンモニア酸化反応が促進されなくなり、低い溶解性窒素除去率しか得られない。このように、DOは、窒素除去反応に必要な量に対し過不足なく供給されなければならないが、DOは窒素除去反応だけでなく、被処理水中の有機物によっても消費されるため、溶解性窒素負荷のみに基づいて、曝気量を適切な値に調整するのは困難である。図19は、本発明の生物学的窒素除去方法により脱窒した被処理水における溶解性窒素の除去率、NO2-N生成濃度およびNO3-N生成濃度が、溶解性総有機炭素負荷に対するDOの比率によりどのように変化するかを示すグラフである。このグラフに示すように、溶解性総有機炭素負荷に対するDOの比率が低いと、有機物によるDOの消費によって、窒素除去反応に必要な量のDOの確保が困難となり、低い溶解性窒素除去率しか得られない。これらの点を考慮すると、反応槽14における曝気量の調整は、図20に示すような方法で行うことがより好ましい。すなわち、反応槽14の下流側に、アンモニア性窒素NH4-N濃度を計測するNH4-N計50、亜硝酸性窒素NO2-N濃度を計測するNO2-N計52、硝酸性窒素NO3-N濃度を計測するNO3-N計54を設けて、反応槽14から流出する被処理水のNH4-N濃度、NO2-N濃度およびNO3-N濃度を計測し、下記aとbとcとの組み合わせ、下記aとcとの組み合わせ、下記bとcとの組み合わせ、下記d単独および下記e単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて、反応槽14における曝気量散気装置56への空気供給量の調整を行うのが好ましい。aNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。bNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。cNH4-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。dNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。eNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。なお、図21に示すように、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30a、30bにより複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、各区画に、NH4-N濃度を計測するNH4-N計50、NO2-N濃度を計測するNO2-N計52、NO3-N濃度を計測するNO3-N計54を設けて、各区画内の被処理水のNH4-N濃度、NO2-N濃度およびNO3-N濃度を計測し、各区画間を仕切る隔壁30a、30bの内の任意の隔壁30aより上流側の区画15aにおいては、下記aとbとcとの組み合わせ、下記aとcとの組み合わせ、下記bとcとの組み合わせ、下記d単独および下記e単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量散気装置56への空気供給量の調整を行い、前記任意の隔壁30aより下流側の区画15b、15cにおいては、下記fとgとhとの組み合わせ、下記fとhとの組み合わせ、下記gとhとの組み合わせ、下記i単独および下記j単独からなる群より選択される何れかの手段を用いて曝気量散気装置56への空気供給量の調整を行うのが好ましい。aNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。bNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させる。cNH4-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を増加させる。dNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。eNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気量を減少させ、ある設定値以下になったら曝気量を増加させる。fNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。gNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させる。hNH4-N濃度がある設定値以上になったら曝気を開始させる。iNO3-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。jNO2-N濃度がある設定値以上になったら曝気を停止させ、ある設定値以下になったら曝気を開始させる。このような方法で曝気量の調整を行うことにより、過剰な曝気が抑制されるとともに、曝気不足が抑止される。なお、前記のように、反応槽14の内部が複数の区画に仕切られている場合において、任意の隔壁30aより下流側の区画15b、15cでは、曝気量の増減ではなく、曝気散気装置56への空気供給自体の停止と開始による調整オン-オフ制御を行うのは、被処理水中の有機物によるDOの消費は、上流側の区画15a内でほとんど完了し、下流側の区画15b、15cでは、有機物によるDOの消費についてはあまり考慮する必要がないので、曝気量の増減よりも、単純なオン-オフ制御による調整の方が容易だからである。図1に示すように、反応槽14には、pH計34が設置されている。これにより、反応槽14内の被処理水のpHを測定し、そのpHに応じて、被処理水のpHを調整するためのアルカリ剤、たとえば、炭酸ナトリウムを、アルカリ剤注入ポンプ36を駆動することにより反応槽14内の被処理水中に供給して、被処理水がアルカリ性好ましくは、pH7.3~8.5となるように調整し、嫌気性アンモニア反応が起こりやすい状態にする。図1に示すように、反応槽14の下流側には、途中にPO4計22が付設された配管を介して混和槽16が接続され、混和槽16内には、モータ駆動の攪拌装置が設置されている。これにより、反応槽14において亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化菌とにより処理された被処理水のPO4濃度をPO4計により測定し、そのPO4濃度に応じて、固形性有機物および/またはリンを凝集するための凝集剤、たとえば、ポリ塩化アルミニウムPACを、凝集剤注入ポンプ24を駆動することにより、混和槽16内の被処理水中に供給するとともに、攪拌装置により被処理水を攪拌し、以て被処理水中の固形性有機物および/またはリンを所定濃度になるまで除去するようにしている。混和槽16の下流には、配管を介して第2沈殿槽18が設けられ、混和槽16内で凝集剤により凝集した固形性有機物および/またはリンが、この第2沈殿槽18内で沈殿するようにしている。沈殿したリンは、定期的に第2沈殿槽18の底から引き抜かれ、汚泥処理施設に送られて、処分されるようにしている。一方、第2沈殿槽18内の上澄み液は、脱窒およびリン除去済みの処理水としてシステムの外に送られるようにしてある。なお、PO4計22、凝集剤注入ポンプ24および混和槽16は、第1沈殿槽12の上流側に設置してもよい。この場合には、反応槽14において生物学的に窒素除去される前の被処理水に対して凝集剤を添加し、反応槽14の上流側に設置された第1沈殿槽12内で、凝集剤により凝集した固形性有機物および/またはリンが沈殿し、反応槽14の下流側に設置された第2沈殿槽18では、脱窒およびリン除去済みの処理水に含まれる固形物が沈殿することになる。以上の構成を有する、水処理システム10について、その作用を以下に詳細に説明する。まず、処理すべき被処理水を第1沈殿槽12に供給する。第1沈殿槽12内において、被処理水中の異物は沈殿する一方、第1沈殿槽12内の上澄み液は、配管を通じて、反応槽14に送られる。なお、第1沈殿槽12内の底に沈殿した汚泥は、適宜引き抜かれ、汚泥処理施設に送られて、処分される。次いで、被処理水は、反応槽14内において、本発明の生物学的窒素除去方法により窒素除去される。より詳細には、反応槽14内に流入された被処理水は、pH計34にて、そのpHが測定され、そのpHに応じて、炭酸ナトリウム等のアルカリ剤が、アルカリ剤注入ポンプ36の駆動により被処理水中に供給され、被処理水がアルカリ性好ましくは、pH7.3~8.5となるように調整される。このように、被処理水がアルカリ性となるよう調整されることにより、嫌気性アンモニア反応が起こりやすい状態となり、その結果、高い溶解性窒素除去率が得られるようになる。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、図21に示すように、各区画に、pH計34とアルカリ剤注入ポンプ36を設置し、各区画内にて被処理水がアルカリ性好ましくは、pH7.3~8.5となるように調整することが好ましい。また、この被処理水は、ドラフトチューブエアレータ28により攪拌されて、表面部に亜硝酸型硝化菌と嫌気性アンモニア酸化菌とが担持された複数の担体26が、図2の矢印に示すように、被処理水中を一様に流動するとともに、ドラフトチューブエアレータ28により被処理水中に空気が送り込まれる。その際、DO計20により被処理水中の溶存酸素の濃度を測定し、それによりドラフトチューブエアレータ28のブロワ32を制御して、被処理水中に所定の好気性条件が作り出されるようにしている。また、反応槽14内に流入された被処理水の溶解性窒素濃度に基づいて、被処理水に投入する担体26の担体投入率を予め調整しておく。より具体的には、担体投入率は、反応槽14の単位体積当たりの担体26の表面積として定義され、反応槽14内に投入する担体26の数を増減することで、このような担体投入率を調整することが可能である。このような状態で、まず反応槽14内に流入された被処理水は、各担体26の表面部に担持された微生物膜に含まれる優占種の1種である亜硝酸型硝化菌により、好気性条件の下で、亜硝酸型硝化反応が生じ、アンモニア性窒素が、亜硝酸性窒素に変換される。その際、予め担体投入率を調整しておくことにより、たとえば、担体投入率を低減することにより、亜硝酸型硝化反応を通じて亜硝酸型硝化菌を優占種の1種として含む微生物膜の厚みを増大させることが可能である。これにより、担体26の単位表面積当たりの溶解性窒素の除去速度が高まり、さらに亜硝酸型硝化反応が促進され、亜硝酸が生成される。この場合、亜硝酸の生成が硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルで生じることにより、亜硝酸は生成されるが、生成した亜硝酸が硝酸に転換されることなしに、嫌気性アンモニア酸化反応に必要な亜硝酸性窒素を確保することが可能となる。以上のように、被処理水中の担体投入率を調整することにより、亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量を、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルにまで高めることで、嫌気性アンモニア酸化反応に必要なアンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とを確保している。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合、前記のような担体投入率の調整は、各区画毎に行う。次いで、各担体26の表面部に担持された微生物膜に含まれる優占種の1種である嫌気性アンモニア酸化菌により、擬似的な嫌気性条件の下で、嫌気性アンモニア酸化反応が生じ、アンモニア性窒素と亜硝酸性窒素とが窒素に変換される。ここで、前述のとおり、被処理水は、嫌気性アンモニア酸化反応が起こりやすいアルカリ性に調整されているため、この嫌気性アンモニア酸化反応によって、高い脱窒効果が得られる。次いで、被処理水は、配管を通じて混和槽16に送られる。その際、PO4計により計測したPO4濃度に基づいて、凝集剤注入ポンプ24を制御することにより、混和槽16内に供給する凝集剤の量を調整するとともに、被処理水が攪拌され、凝集剤によりPO4が凝集する。次いで、被処理水は、第2沈殿槽18に配管を通じて送られ、ここで凝集した固形有機物および/またはリンが沈澱され、沈澱汚泥は、汚泥処理施設に送られて処分される。第2沈殿槽18内の生物学的窒素除去およびリン除去処理の施された上澄み液は、別途処理水として、再利用されるか、処分される。以上で、本発明による水処理システム10による水処理が完了する。なお、本水処理は、被処理水を連続的に流入させて、連続処理してもよいし、場合によりバッチ処理してもよい。以上の構成を有する水処理システム10によれば、嫌気性アンモニア酸化反応を利用して脱窒を行うことにより、被処理水を脱窒するのに必要な酸素量を低減することが可能であるとともに、脱窒を行うのに活性汚泥を用いず、活性汚泥の代わりに菌を担持した担体を用いることから、活性汚泥を反応槽に返流する設備が不要であると同時に、活性汚泥中に必然的に混入する固形性有機物が分解するに際し、酸素が消費されることもなく、総じて、アンモニア性窒素等の溶解性窒素を含有する被処理水の水処理に必要な酸素量を格段に低減することが可能である。本発明の生物学的窒素除去方法を実施するに際しては、流入溶解性窒素負荷が2.5~11.5g/m2担体/dayとなるように、担体投入率を調整するのが好ましい。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、各区画内にて流入溶解性窒素負荷が前記範囲となるように、担体投入率を調整するのが好ましい。図23は、溶解性窒素除去速度およびNO3-N生成濃度が、流入溶解性窒素負荷によりどのように変化するかを示すグラフであり、図24は、流入溶解性窒素負荷が比較的低い場合において、NO3-N生成濃度が、流入溶解性窒素負荷によりどのように変化するかを示すグラフである。これらのグラフに示すように、流入溶解性窒素負荷が2.5~11.5g/m2担体/dayの範囲では、溶解性窒素除去速度がほぼ直線的に上昇し、溶解性窒素除去率グラフ内の直線の傾きが最大となる。流入溶解性窒素負荷が2.5g/m2担体/day未満では、NO3-N生成濃度が高いことから、硝酸型硝化反応の抑止が困難であると考えられ、11.5g/m2担体/dayを超えると、溶解性窒素除去速度が低下し始める。具体的な担体投入率としては、4~55m2/m3に調整することが好ましく、概ねこのような範囲に調整すれば、亜硝酸型硝化反応よる亜硝酸の生成量を、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルにまで高めることができ、高い溶解性窒素除去率が得られる。なお、反応槽14の内部が、被処理水が流入して来る上流側から被処理水が流出して行く下流側に向かって、被処理水の流通を完全には遮断しない隔壁30により複数の区画15a、15b、15cに仕切られている場合には、各区画内にて担体投入率を前記範囲に調整することが好ましい。また、本発明は、反応槽内における被処理水の最大流速が、0.7m/sec以上となるように被処理水を撹拌しながら実施することが好ましい。このような撹拌により、担体表面に対する被処理水の流速が高まる結果、亜硝酸型硝化反応よる亜硝酸の生成量を、硝酸型硝化反応を抑止するほどのレベルにまで高めることができ、高い溶解性窒素除去率が得られる。また、本発明の生物学的窒素除去方法は、被処理水のORP酸化還元電位を-150mV以下とした状態で実施することが好ましく、-300mV以下とした状態で実施することがより好ましい。図25は、溶解性窒素除去率が、反応槽流入水の酸化還元電位によりどのように変化するかを示すグラフである。このグラフに示すように、反応槽流入水の酸化還元電位が-150mV以下、特に-300mV以下である場合、高い溶解性窒素除去率が得られる一方、-150mVを超えると急激に溶解性窒素除去率が低下する。被処理水のORPが高い場合に、ORPを低下させる方法としては、被処理水に還元剤を注入する方法が挙げられる。たとえば、図22に示すように、反応槽14の前段上流側に、ORP調整槽57を設け、ORP調整槽57内に流入した被処理水のORPをORP計58で計測し、ORPが所定の値になるように、還元剤注入ポンプ60を制御して、ORP調整槽57内に注入する還元剤の量を調整する。こうして、還元剤の注入により、ORPが所定の値となるよう調整された被処理水は、後段下流側の反応槽14に流入する。還元剤としては、第1沈殿槽の引抜汚泥等の水処理工程で発生する汚泥を用いてもよいし、工業生産された薬品を用いてもよい。薬品としては、被処理水中に含まれる有機物により酸化を受けにくいものを使用することが好ましく、たとえば、硫化ナトリウムが好適に使用できる。また、窒素除去は本発明の生物学的窒素除去方法により行い、溶解性有機物とリンの除去は活性汚泥を用いて行うということも可能であるが、この場合には、本発明の生物学的窒素除去方法による窒素除去は、反応槽に活性汚泥を流入させることなく実施することが好ましい。反応槽に活性汚泥が流入してしまうと、本発明の生物学的窒素除去方法における菌による反応が阻害される恐れがある。図26は、窒素除去は本発明の生物学的窒素除去方法により行い、溶解性有機物とリンの除去は活性汚泥を用いて行う場合のフロー図である。このように、第1沈殿槽12の上流側に嫌気槽62を設置し、反応槽14と第2沈殿槽18との間に好気槽64を設置するとともに、第1沈殿槽12から反応槽14を経由せず好気槽64に至るバイパス路66と、第2沈殿槽18から嫌気槽62に戻る返送路68を設けることにより、反応槽14に活性汚泥を流入させることなく、活性汚泥を用いて溶解性有機物とリンの除去を行うことができる。具体的には、まず、嫌気槽62内において、活性汚泥により被処理水中の溶解性有機物を除去する。その後、嫌気槽62内の被処理水は、活性汚泥を伴って第1沈殿槽12に流入し、第1沈殿槽12内で活性汚泥と固形性有機物が沈降分離する。そして、活性汚泥と固形性有機物とを含まない上澄み液は、反応槽14に流入し、反応槽14内で本発明の生物学的窒素除去方法により窒素が除去された後、好気槽64に流入する。一方、第1沈殿槽12で沈降分離された活性汚泥は、反応槽14には流入することなく、バイパス路66を通って、好気槽64に流入する。こうして好気槽64に流入した活性汚泥は、同じく好気槽64に流入した窒素除去済みの被処理水に含まれるリンを摂取して蓄積する。次いで、活性汚泥にリンを摂取されることによりリンが除去された被処理水は、リンを蓄積した活性汚泥とともに第2沈殿槽18に移動し、第2沈殿槽18内において活性汚泥とその他の固形物は沈降分離する。そして、活性汚泥と固形物を含まない上澄み液窒素、リン、溶解性有機物が除去された被処理水は、システムの外に送り出され、一方、沈降分離された活性汚泥は、その一部が余剰汚泥としてシステムの外に排出され、残部はリンを蓄積したまま、返送路68を通って嫌気槽62に返送される。こうして嫌気槽62に返送された活性汚泥は、嫌気槽62内で蓄積していたリンを放出するとともに、再び被処理水中の溶解性有機物を除去する。なお、好気槽64から第2沈殿槽18に活性汚泥が移動する過程において、当該活性汚泥に凝集剤を添加し、リンを凝集させるようにしてもよい。このように、活性汚泥が反応槽14をバイパスして循環するように運転することにより、被処理水の窒素除去は、本発明の生物学的窒素除去方法により、反応槽14に活性汚泥を流入させることなく行い、溶解性有機物とリンの除去は、活性汚泥を用いて行うということができる。また、このように、反応槽14の上流側に嫌気槽62が存在すると、嫌気槽62が被処理水のORPを低下させる働きをするため、前述のように還元剤を添加しなくても、被処理水のORPを好適な範囲まで低下させることができ、還元剤を添加する場合に比べて、ランニングコストが低下する。以上、本発明の実施形態を詳細に説明したが、本発明の範囲から逸脱しない範囲内において、当業者であれば、種々の修正あるいは変更が可能である。たとえば、本実施形態においては、担体投入率を調整するのに、反応槽内に投入する担体の数を調整することにより行ったが、それに限定されることなく、たとえば、担体の表面形状を変え、それにより担体の表面積が変わることで、担体投入率を調整してもよい。また、本実施形態においては、単一の反応槽の内部を隔壁により仕切る場合を説明したが、それに限定されることなく、たとえば、隔壁により仕切らずに、反応槽内部を単一のスペースとしてもよい。また、本実施形態においては、水処理システムの各槽を配管を通じて接続する場合を説明したが、それに限定されることなく、たとえば、配管を用いずにオーバーフロー方式を採用してもよい。さらにまた、本実施形態においては、攪拌装置としてドラフトチューブエアレータを採用した場合を説明したが、それに限定されることなく、被処理水に対する必要な攪拌力が得られる限り、他の攪拌装置でもよい。さらに、本実施形態においては、担体として、ポリウレタン樹脂製の場合を説明したが、それに限定されることなく、亜硝酸型硝化菌の亜硝酸型硝化反応による亜硝酸の生成量が、硝酸型硝化反応を抑止するレベルになるほど、亜硝酸型硝化菌が増殖して微生物膜の厚みが増大しても、該微生物膜を担持可能な吸水特性および/または親水特性を有するとともに、担体が被処理水中で流動することにより該担体に対して作用するせん断力に耐えるような強度特性を有する限り、他の種類の樹脂でもよい。以下、本発明を実施例に基づいてさらに詳細に説明するが、本発明はこれらの実施例に限定されるものではない。[実施例1]図1に示す水処理システムにおいて、反応槽14を並列的に6個設け、第1沈殿槽12から、被処理水がそれら6個の反応槽反応槽No.1~6に分岐して流入するように構成し、2010年の2月11日から2月18日までの7日間にわたって、嫌気性アンモニア酸化反応を利用した生物学的窒素除去方法による水処理を連続的に実施し、各反応槽に流入する処理前の被処理水の溶解性窒素濃度と、各反応槽で処理された後、反応槽から流出する処理水の溶解性窒素濃度とを測定した。なお、前記6個の反応槽の内、反応槽No.1は、槽内の被処理水のpHが6.8に調整されるように設定し、反応槽No.2は、槽内の被処理水のpHが7.0に調整されるように設定し、反応槽No.3は、槽内の被処理水のpHが7.3に調整されるように設定し、反応槽No.4は、槽内の被処理水のpHが7.8に調整されるように設定し、反応槽No.5は、槽内の被処理水のpHが8.5に調整されるように設定し、反応槽No.6は、槽内の被処理水のpHが8.9に調整されるように設定した。また、全ての反応槽に共通する処理条件として、担体には、円柱状φ4.0mm×L4.3mmのポリウレタン樹脂製担体を用い、亜硝酸型硝化菌を優占種として外側に、嫌気性アンモニア酸化菌を優占種として該亜硝酸型硝化菌に取り囲まれる形態で内側に、それぞれ存在させる2層の微生物膜を担持させた。担体投入率は、15m2総担体表面積/m3槽容積とした。被処理水には、水温が15~29°C、DO値が0.5mgO2/Lの下水を用いた。溶解性窒素濃度の測定結果は、図7に示すとおりであり、何れの反応槽から流出した処理水の溶解性窒素濃度も、各反応槽に流入する処理前の被処理水の溶解性窒素濃度より低下しているが、槽内の被処理水のpHが、それぞれ6.8酸性、7.0中性に調整されるように設定した反応槽No.1、2から流出した処理水の溶解性窒素濃度に比べ、槽内の被処理水のpHが、それぞれ7.3、7.8、8.5、8.9何れもアルカリ性に調整されるように設定した反応槽No.3~6から流出した処理水の溶解性窒素濃度の方が低くなっていることから、被処理水をアルカリ性にすることで、溶解性窒素除去率が向上することがわかる。また、槽内の被処理水のpHが8.5に調整されるように設定した反応槽No.5から流出した処理水の溶解性窒素濃度と、槽内の被処理水のpHが8.9に調整されるように設定した反応槽No.6から流出した処理水の溶解性窒素濃度とが、ほぼ同等であることから、被処理水のpHが8.5を超えると、溶解性窒素除去率の向上効果は頭打ちになることがわかる。[実施例2]担体投入率が窒素除去速度に与える影響を確認するため、前記実施例1にて連続処理に使用されている担体を少量取り出し、それを、実際の下水処理場における下水を被処理水として収容したビーカーに投入して、以下のような実験バッチ試験を行った。実験条件は、以下の通りである。共通の条件1被処理水:下水処理場曝気槽混合液の沈殿上澄液2水量:300mLビーカー3DO供給法:曝気および攪拌実験条件A前記実施例1にて担体投入率15m2担体総表面積/m3槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を被処理水の水量300mLに対し、担体投入率が90m2担体総表面積/m3槽容積となるよう投入し、十分に攪拌した図8。B前記実施例1にて担体投入率15m2担体総表面積/m3槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を被処理水の水量300mLに対し、担体投入率が30m2担体総表面積/m3槽容積となるよう投入し、十分に攪拌した図9。C前記実施例1にて担体投入率15m2担体総表面積/m3槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を被処理水の水量300mLに対し、担体投入率が7.5m2担体総表面積/m3槽容積となるよう投入し、十分に攪拌した図10。各実験条件における実験結果を図8~図10に示す。図8~図10において、[NOX-N]は、[NO3-N]硝酸性窒素濃度と[NO2-N]亜硝酸性窒素濃度との合計、イオン性窒素は、[NH4-N]アンモニア性窒素濃度と[NOX-N]との合計、NH4-N減少速度mgN/L/hrは、[NH4-N]0時間における[NH4-N]4時間後における/4、NH4-N減少速度mgN/m2担体表面積/hrは、NH4-N減少速度/担体表面積、イオン性窒素減少速度mgN/L/hrは、イオン性窒素0時間におけるイオン性窒素4時間後における/4、イオン性窒素減少速度mgN/m2担体表面積/hrは、イオン性窒素減少速度/表面積として定義している。図8ないし図10を比較すれば、担体投入率が低いほど、イオン性窒素減少速度mgN/L/hrまたはmgN/m2担体表面積/hrおよびNH4-N減少速度mgN/L/hrまたはmgN/m2担体表面積/hrは、増大する一方、NOX-N増大速度mgN/L/hrまたはmgN/m2担体表面積/hrは、減少することがわかる。ここに、NH4-N減少速度は、硝化速度とみなすことが可能であり、またイオン性窒素減少速度は、嫌気性アンモニア酸化速度とみなすことが可能である。よって、以上の実験により、以下のような知見が得られた。1担体投入率と、アンモニア性窒素の減少速度として定義する硝化速度とには、因果関係があり、担体投入率が高いほど、硝化速度が低い。2担体投入率と亜硝酸型硝化反応とには、因果関係があり、担体投入率が低いほど、亜硝酸型硝化反応が促進され、担体投入率が高いと、硝酸型硝化反応により硝酸性窒素が生成する。3担体投入率と嫌気性アンモニア酸化反応とには、因果関係があり、担体投入率が低いほど、嫌気性アンモニア酸化反応が促進される。以上より、本発明者は、担体投入率が、亜硝酸型硝化反応の促進、硝酸型硝化反応の抑止、および嫌気性アンモニア酸化反応の促進に対して、影響を及ぼし得ることを確認した。[実施例3]活性汚泥の存在が嫌気性アンモニア酸化反応に与える影響を確認するため、前記実施例1にて連続処理に使用されている担体を少量取り出し、それを、活性汚泥をほとんど含まない被処理液と活性汚泥を比較的高い濃度で含む被処理液とをそれぞれ収容したビーカーに投入して、以下のような実験バッチ試験を行った。実験条件は、以下の通りである。共通の条件1担体投入率:50m2担体総表面積/m3水量2水量:300mLビーカー3DO供給法:曝気および攪拌実験条件A前記実施例1にて担体投入率15m2担体総表面積/m3槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を、活性汚泥濃度が16mgSS/Lである被処理水活性汚泥混合液の沈殿上澄液に投入し、十分に攪拌した図11。B前記実施例1にて担体投入率15m2担体総表面積/m3槽容積で使用中の担体を取り出し、それら担体を、活性汚泥濃度が1620mgSS/Lである被処理水活性汚泥混合液に投入し、十分に攪拌した図12。各実験条件における実験結果を図11および図12に示す。図11および図12において、[NOX-N]は、[NO3-N]硝酸性窒素濃度と[NO2-N]亜硝酸性窒素濃度との合計、イオン性窒素は、[NH4-N]アンモニア性窒素濃度と[NOX-N]との合計である。図11と図12とを比較すれば、被処理液が活性汚泥をほとんど含んでいない場合は、時間経過とともにイオン性窒素濃度が顕著に低下するが、被処理液が活性汚泥を比較的高い濃度で含んでいる場合は、イオン性窒素濃度がほとんど変化していないことがわかる。また、被処理液が活性汚泥をほとんど含んでいない場合は、時間経過とともに、アンモニア性窒素濃度が低下して行くが、アンモニア性窒素の硝化による濃度低下に釣り合うほどの[NOX-N]の上昇はみられない。一方、被処理液が活性汚泥を比較的高い濃度で含んでいる場合は、時間経過とともに、アンモニア性窒素濃度が低下し、アンモニア性窒素の硝化による濃度低下に釣り合うだけの[NOX-N]の上昇がみられる。この実験により、被処理液が活性汚泥をほとんど含んでいない場合には、担体上の嫌気性アンモニア酸化菌による嫌気性アンモニア酸化反応が十分に進行し、高効率で溶解性窒素の除去がなされるが、被処理液が活性汚泥を比較的高い濃度で含んでいる場合には、亜硝酸性窒素が担体上の嫌気性アンモニア酸化菌による嫌気性アンモニア酸化反応よりも、活性汚泥による硝酸性窒素への酸化反応に優先的に利用され、溶解性窒素の除去がなされないという知見が得られた。以上より、本発明の生物学的窒素除去方法を実施するに当たっては、被処理液中において、担体と活性汚泥とを共存させない、すなわち活性汚泥を用いず、所定の菌を含む微生物膜を担持させた担体のみを用いて窒素除去を行うのが好ましいことを確認した。