"廃水に含まれる有機物をメタン発酵して有機物濃度を減少させるメタン発酵処理と、廃水にアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を作用させて廃水に含まれるアンモニア態窒素を窒素ガスに変換するアナモックス処理と、廃水に活性汚泥を作用させてアンモニア態窒素の硝化及び硝酸亜硝酸態窒素の脱窒を行う活性汚泥処理とを有する廃水処理方法。前記メタン発酵処理は、有機物濃度が化学的酸素要求量換算で3000mgCOD/L以上で、ケルダール態窒素濃度が800mgN/L以下の廃水に適用される請求項1に記載の廃水処理方法。前記アナモックス処理は、アンモニア態窒素濃度に対する化学的酸素要求量の比であるCOD/N比[mgCOD/mgN]が0.3以下で、ケルダール態窒素濃度が800mgN/L以下の廃水に適用され、前記活性汚泥処理は、COD/N比が7.0以上で、ケルダール態窒素濃度が800mgN/L以下の廃水に適用される請求項1又は2に記載の廃水処理方法。廃水のケルダール態窒素濃度に基づいて、廃水を希釈してケルダール態窒素濃度を800mgN/L以下に調整する希釈処理を有する請求項1~3の何れかに記載の廃水処理方法。廃水のケルダール態窒素濃度が800mgN/Lを超える時に、廃水に予め前記希釈処理を施し、廃水の有機物濃度に基づいて前記メタン発酵処理、前記アナモックス処理及び前記活性汚泥処理の何れかを施す請求項4に記載の廃水処理方法。前記希釈処理において使用される希釈水は、前記活性汚泥処理後の廃水である請求項4又は5に記載の廃水処理方法。COD/N比が0.3を超え7.0未満の廃水に、有機物を吸着可能な吸着材を作用させて廃水の有機物濃度を減少させる吸着処理を有する請求項1~6の何れかに記載の廃水処理方法。前記アナモックス処理を施した後の廃水に前記活性汚泥処理を施す請求項1~7の何れかに記載の廃水処理方法。廃水に含まれる有機物をメタン発酵するメタン生成菌を収容するメタン発酵処理槽と、廃水に含まれるアンモニア態窒素を窒素ガスに変換するアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を収容するアナモックス処理槽と、廃水に含まれるアンモニア態窒素の硝化及び硝酸亜硝酸態窒素の脱窒を行う活性汚泥を収容する活性汚泥処理槽とを有する廃水処理装置。ケルダール態窒素濃度が800mgN/Lを超える廃水を希釈してケルダール態窒素濃度を800mgN/L以下に調整する希釈処理手段を有する請求項9に記載の廃水処理装置。廃水の水質に基づいて、前記メタン発酵処理槽、前記アナモックス処理槽及び前記活性汚泥処理槽の何れかに廃水の供給を切換える切換え手段を有するを施す請求項9又は10に記載の廃水処理装置。前記希釈処理手段は、前記活性汚泥処理槽から排出される廃水を希釈水として供給する請求項10又は11に記載の廃水処理装置。更に、廃水に含まれる有機物を吸着して廃水の有機物濃度を減少可能な吸着材を収容する吸着処理槽を有する請求項9~12の何れかに記載の廃水処理装置。前記吸着材は、活性汚泥又は活性炭を含む請求項13に記載の廃水処理装置。前記アナモックス処理槽から排出される廃水を前記活性汚泥処理槽へ供給する送水手段を有する請求項9~14の何れかに記載の廃水処理装置。上記特許文献3の方法によれば、有機物質濃度の比率が高いCOD/N比が7.0以上の廃水は、直接活性汚泥処理によって処理され、有機物質濃度の比率が低いCOD/N比が0.3以下の廃水は、有機物を必要としないアナモックス処理を経た上で最終的に活性汚泥処理によって処理されるので、廃水の水質によって処理方法が選択され、両処理の適性に応じた処理が効率よく行われる。しかし、有機物濃度が極めて高い廃水の場合、COD/N比が7.0以上であっても、アンモニア濃度の高さによって微生物が廃水に接触する際の毒性が無視できないレベルになると、これを軽減して安定した処理を行うために廃水の希釈が必要となる。また、COD/N比が0.3以下であっても、有機物が高濃度であれば、他の細菌によって増殖速度の遅いアナモックス細菌が駆逐される恐れがあるため、廃水の希釈が必要となる。希釈水の導入に当たっては、微生物処理に適した水温に加温調整するためのエネルギー消費が増加する。また、廃水の有機物は、活性汚泥処理によって二酸化炭素へ分解されるが、資源の有効活用や環境保護等の観点からも、更なる改善が望ましい。本発明は、費用のかかる薬剤や有機物の添加を用いずに、廃水中の有機物及びアンモニア態窒素を高い除去率で効率よく処理でき、幅広い水質に対応可能であり、高濃度の有機物を含む廃水処理を好適に処理できる廃水処理方法及び廃水処理装置を提供することを課題とする。又、本発明は、廃水の水質変動に容易に対応でき、廃水のアンモニア態窒素及び有機物の除去処理を安定的に継続でき、高濃度で含まれる有機物の処理によってより有効利用可能な形態に転換できる廃水処理方法及び廃水処理装置を提供することを課題とする。上記課題を解決するために、本発明者らは鋭意研究を重ねた結果、上記Aの活性汚泥処理とCのアナモックス細菌を用いた処理との組み合わせに、更に、メタン生成細菌による処理を導入することによって、高濃度の有機物をメタンに変換してエネルギー源として利用可能に構成され、より広い範囲の水質に対応可能となると共に、廃水の水質変動にも幅広く対処でき、高い除去率で有機物及びアンモニア態窒素を廃水から除去できることを見出し、本発明を完成するに至った。本発明の一態様によれば、廃水処理方法は、廃水に含まれる有機物をメタン発酵して有機物濃度を減少させるメタン発酵処理と、廃水にアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を作用させて廃水に含まれるアンモニア態窒素を窒素ガスに変換するアナモックス処理と、廃水に活性汚泥を作用させてアンモニア態窒素の硝化及び硝酸亜硝酸態窒素の脱窒を行う活性汚泥処理とを有することを要旨とする。また、本発明の一態様によれば、廃水処理装置は、廃水に含まれる有機物をメタン発酵するメタン生成菌を収容するメタン発酵処理槽と、廃水に含まれるアンモニア態窒素を窒素ガスに変換するアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を収容するアナモックス処理槽と、廃水に含まれるアンモニア態窒素の硝化及び硝酸亜硝酸態窒素の脱窒を行う活性汚泥を収容する活性汚泥処理槽とを有することを要旨とする。本発明によれば、メタン生成細菌を用いたメタン発酵処理を組み込むことによって、廃水に含まれる有機物の有効利用が可能となり、COD/N比に従ってアナモックス処理及び活性汚泥処理によって、廃水中の有機物及びアンモニアを効果的に分解処理できる。又、廃水に含まれる有機物濃度及びアンモニア濃度に応じて、活性汚泥処理法及びアナモックス細菌を用いた処理法から適切に処理法を選択組み合わせて実施することにより、効率よく有機物及びアンモニア態窒素を除去でき、広範囲の有機物濃度及びアンモニア濃度で廃水処理が可能となる。従って、処理効率が良く適用性の高い廃水処理方法及び処理装置が提供される。又、細菌の性質に合った処理を適用できるので、微生物の増殖バランスを損なわずに処理を継続できる。費用のかさむ薬剤や補充物質等を外部から処理系に添加せずに実施可能であるので、処理コスト及びエネルギー消費の点でも有利であり、処理に要する設備の構造も簡易である。活性汚泥を用いた処理方法活性汚泥処理法では、硝酸態窒素を窒素ガスに変換する脱窒細菌が有機物を資化するので、有機物が少ないと処理が進行せず、廃水のアンモニア濃度が高いほど多量の有機物が必要である。これに対し、アンモニア酸化細菌及びアナモックスANAMMOX細菌を用いた処理方法以下、アナモックス処理法と称するでは、アナモックス細菌は亜硝酸態窒素及びアンモニア態窒素から窒素ガスを生成する際に有機物を必要とせず、有機物濃度が高いと、これを資化する他の細菌が優先して増殖することによって、増殖の遅いアナモックス細菌が駆逐され易い。従って、アナモックス処理法では、廃水の有機物が相対的に少ないことが必要である。本願出願人は、廃水に含まれる有機物を吸着材に吸着させる吸着処理を利用して、アナモックス処理及び活性汚泥処理を組み合わせて好適に実施できることを見出し、前記特許文献3において提示している。吸着処理によって有機物が減少した廃水は、吸着材を除去した後にアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を作用させてアナモックス処理を行い、有機物を吸着した吸着材は、アナモックス処理後の廃水と共に活性汚泥処理に投入する。これにより、アナモックス処理は有機物の少ない状態で好適に進行し、廃水に当初含まれていた有機物は活性汚泥処理において有効利用される。しかも、アナモックス処理後に残留する硝酸態窒素は活性汚泥処理で脱窒され、活性汚泥処理における有機物不足の解消も可能となるので、廃水の窒素除去率は更に向上する。又、吸着材として活性汚泥を用いることができるので、特別な設備や薬剤等を必要とせず、従来のアナモックス処理設備及び活性汚泥処理設備を用いて容易に実施できる。廃水のアンモニア濃度及び有機物濃度に応じてアナモックス処理又は活性汚泥処理を施す廃水処理は、廃水の水質に応じて処理を最適化することができる点で優れている。しかし、廃水中の有機物は、活性汚泥を用いた廃水処理において微生物に資化され、或いは、酸化分解されて二酸化炭素に変換される。この形態で高濃度の有機物の全量が二酸化炭素に変換されるのは、資源の有効利用や環境の観点では好ましくない。又、廃水の有機物濃度が更に高濃度であると、活性汚泥処理やアナモックス処理にとって適用が難しくなる。本発明は、より高濃度の有機物を含む廃水に対応可能で、有機物を二酸化炭素以外の物質に変換して有効利用可能な廃水処理方法を提案する。高濃度の有機物を有効利用する方法として、メタン発酵が有望であるが、メタン生成菌は、アンモニアによって被毒するため、アンモニア濃度が高い廃水では良好に作用しない。従って、有機物濃度が高い廃水をメタン発酵する際に、アンモニア態窒素濃度厳密には、生物反応によってアンモニアになるアミン等の有機窒素も含むケルダール態窒素KjN濃度が高い場合には、廃水の希釈により、予め、アンモニア態窒素濃度を低下させる。この際、外部水を使用すると、生物反応に適した水温に加温するために無視できない量のエネルギーが必要となるので、後続の廃水処理で浄化された排水を還流使用することでエネルギーの節約が可能である。つまり、本発明では、アナモックス処理及び活性汚泥処理を用いた廃水処理にメタン発酵処理を組み合わせて、有機物濃度が高い廃水に対しても適用可能に改良するものであり、その際に、メタン生成菌の被毒を防止するために、廃水のKjN濃度に応じて廃水濃度を調整した上で、メタン発酵処理、活性汚泥処理又はアナモックス処理を施す。以下に詳細に説明する。廃水中の有機物量は、通常、COD化学的酸素要求量によって評価される。メタン発酵は、廃水の有機物の加水分解、酸生成を経て生成する酢酸、水素及び二酸化炭素からメタン及び二酸化炭素が生成する反応であり、有機物濃度が低いと、メタン発酵によって生成するメタンが水に殆ど溶解して回収が難しいので、効率的にメタンを回収できるCOD値が3000mgCOD/L以上の濃度において行うのが適切である。但し、アンモニアによる被毒を回避するために、廃水のKjN濃度は800mgN/L以下である必要がある。また、活性汚泥処理法は、COD/N比[mgCOD/mgN]廃水のアンモニア態窒素濃度[mgN/L]に対する化学的酸素要求量[mgO/L]の比率が7.0以上となる有機物濃度の廃水への適用が好適であって、7.0未満であると反応が途中で停止し易い参照:WaterResearch3937153726。一方、アナモックス処理法では、アナモックス細菌がアンモニア及び亜硝酸から窒素ガスを生成する反応NH4132NO2-0066HCO3-013H→102N2026NO3-0066CH2O0.5N0.15203H2O、ApplMicrobiolBiotechnol50589596参照において、1モルのアンモニア態窒素から0.066モルの菌体有機物CH2O0.5N0.15が合成される。この化学式に基づいてこの菌体有機物1モル当たりのCODを求めると、2.5×16=40gとなり、アンモニア態窒素1mgから合成される菌体有機物のCODは、0.066×40/14=0.19[mgCOD/mgN]となる。これに関して、有機物を資化する一般的な活性汚泥の収率は0.6[mgCOD/mgCOD]程度であるので、アナモックス細菌とそれ以外の細菌の増殖が均衡する場合のCOD/N比をaとすると、0.6a=0.19となり、a=0.19/0.6≒0.3となる。従って、アナモックス処理法は、COD/N比が0.3[mgCOD/mgN]以下の廃水への適用が適しており、0.3を超えると、アナモックス細菌以外の細菌の増殖頻度が高まる。故に、廃水のCOD値及びアンモニア濃度に基づいて、COD/N比が7以上又は0.3以下の場合は、各々、活性汚泥処理又はアナモックス処理に従って廃水処理を実施すればよい。そして、COD/N比が0.3を超え7未満である範囲については、吸着処理によって有機物を吸着除去してCOD/N比を0.3以下に減少することが可能であり、これによりアナモックス処理法を好適に適用できる。従って、本発明の廃水処理方法は、上記3つの処理法を好適に組み合わせて実施し、その流れは以下に説明するようになる。本発明に係る廃水処理方法の一実施形態を、図1を参照して説明する。先ず、図1のフロー図に示すように、廃水のKjN濃度及び有機物濃度の指標であるCOD値を測定する工程S1。廃水のKjN濃度分析方法:JIS010244項参照は、アンモニア態窒素濃度と有機窒素濃度との合計であり、廃水においては、通常、全窒素濃度の80~100程度の値となるので、全窒素濃度からの換算値を用いたり、或いは、予め、廃水のアンモニア態窒素とKjN濃度との比率を調べて、アンモニア態窒素濃度からの換算値を用いても良い。次に、廃水のKjN濃度が800mgN/L以下であるか比較する工程S2。工程S1において全窒素濃度やアンモニア濃度を測定した場合は、これらを代用して工程S2の比較を行っても良い。工程S2で800mgN/Lを超える場合は、800mgN/L以下となるように希釈する工程S3。過度に希釈するとメタン発酵処理の適用可能性がなくなるので、工程S3の希釈に使用する水量は、KjN濃度の要件を満たすための必要最少量であることが好ましい。後述する活性汚泥処理を経た排水を希釈水として使用することにより、水温調整用の加温に消費するエネルギーを削減できる。KjN濃度が800mgN/L以下である廃水は、希釈せずに、COD値が3000mgCOD/L以上であるか調べ工程S4、COD値が3000mgCOD/L以上の廃水は、メタン発酵処理を行い工程S5、得られた廃水のCOD値及びアンモニア態窒素濃度を測定して工程S6、COD/N比の比較工程S7に進む。工程S5のメタン発酵によって、廃水の有機物濃度は、概して、1000mgCOD/L程度以下に低下するが、アンモニア態窒素は変化しないので、廃水のアンモニア態窒素濃度に大きな変動はない。廃水のCOD値が3000mgCOD/L未満である場合は、メタン発酵を行っても生成メタンが水に溶解して回収が難しいので、メタン発酵を行うことなく、COD/N比の比較工程S7に進む。工程S7に至る廃水のCOD値は3000mgCOD/L未満であり、KjN濃度は800mgN/L以下である。尚、ケルダール態窒素は、生物処理によって殆どがアンモニアに変換されるので、工程S7以後における廃水のCOD/N比は、KjN濃度に基づいてCOD/KjN比としてもよい以下においては、単にCOD/N比と記載する。廃水のアンモニア態窒素濃度及び有機物量の指標であるCOD値から、COD/N比[mgCOD/mgN]を求め、COD/N比が7.0以上であるか否かを判断する工程S7。COD/N比が7.0以上の場合は、活性汚泥を用いた廃水処理活性汚泥処理を施す工程S8。COD/N比が7.0未満の場合、COD/N比が0.3以下か否かを判断し工程S9、0.3以下であれば、廃水はアナモックス細菌を用いた廃水処理アナモックス処理を施し工程S10、COD/N比が0.3を超える場合は、吸着処理工程S11を行った後にアナモックス処理を行う工程S10。一般的な廃水の水質では、COD/N比が0.3~7の廃水は、1回の吸着処理によって0.3以下となるように有機物濃度を低下させることができるが、廃水の状況によっては、吸着処理工程S11後の廃水のアンモニア態窒素濃度及びCOD値を再度測定する工程工程S12と、COD/N比が0.3以下であるか否かを確認する工程工程S13とを必要に応じて実施でき、この結果に基づいて吸着処理を繰り返す必要性が決定される。尚、工程S7,S9及びS13におけるCOD/N比の判断基準値である7.0及び0.3は、廃水の水質条件や傾向によって変更が望ましい場合もある。例えば、廃水中の有機物に生物分解が難しいものが含まれる場合、工程S7、S9及びS13におけるCOD/N比の判断基準値を、各々、7.0及び0.3より大きく設定することになる。以下の説明では、判断基準値を7.0及び0.3として標準的に実施するものとして記載する。上述の廃水処理方法において、メタン発酵処理を経た廃水は、COD値が1000mgCOD/L以下に低下し、概して、COD/N比は容易に7.0未満となる。従って、メタン発酵処理を経た廃水は、アナモックス処理を経て活性汚泥処理へ投入する傾向が生じる。工程S11の吸着処理では、汚泥や粉末活性炭等のような有機物を物理的又は化学的に吸着可能な材料を吸着材として廃水に接触させて、廃水から有機物を吸着した後に吸着材を除去する。具体的には、必要に応じて廃水を攪拌して吸着材を均一に分散した後に、静置による沈降分離、遠心分離などによって吸着材を分離し、上澄みの固液分離や濾過等を利用して廃水から吸着材を除去する。吸着材として汚泥を用いる場合、工程S8の活性汚泥処理の後に回収される活性汚泥を利用することができ、吸着処理後の活性汚泥は、活性汚泥処理に戻すことによって、吸着した有機物を脱窒細菌の活動増殖に有効利用でき、汚泥に含まれる少量のアンモニア態窒素の硝化及び脱窒も可能となる。吸着材として活性炭等の炭素材を用いた場合も、有機物を吸着した炭素材を活性汚泥に添加して使用することが可能であり、活性汚泥の吸着機能を増強するために組み合わせて用いてもよい。吸着処理において使用する吸着材の量は吸着能に応じて適宜設定され、炭素材を用いる場合、経験的に、活性汚泥乾燥質量1gに対し0.01~1g程度の割合が好ましい。吸着処理によってCOD/N比が0.3~7.0の廃水からCOD/N比が0.3以下の廃水が回収され、アナモックス処理が適用可能となる。COD/N比が0.3以下の廃水は、工程S10のアナモックス処理によって部分硝化亜硝酸化脱窒を進める。つまり、廃水にアンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を投入し、重炭酸塩の存在下で酸素を供給して、アンモニア態窒素の亜硝酸化及び窒素ガスへの変換を進行させる。この処理では、廃水に酸素が供給されると、アンモニア酸化細菌がアンモニアを亜硝酸態窒素に変換する反応亜硝酸化、2NH43O2→2NO2-4H2H2Oと、脱窒細菌であるアナモックス細菌がアンモニア及び亜硝酸から窒素ガスを生成する反応NH4132NO2-0066HCO3-013H→102N2026NO3-0066CH2O0.5N0.15203H2Oの2つの反応が進行し、条件設定によって1段階又は2段階で処理が行われる。アナモックス細菌は増殖速度が遅く、他の細菌の増殖が優位になると駆逐され易いので、処理を安定して行うためにアナモックス細菌の活性を安定化するような配慮が望ましい。アナモックス細菌を安定化するには、1廃水のpHを7.2以下にすることによって、亜硝酸態窒素を硝酸化する硝化細菌の増殖を抑制してアナモックス細菌の駆逐を防止する方法、及び、2アンモニア態窒素の亜硝酸化速度が律速になるように細菌の活性バランス又は酸素の供給を調整することによって亜硝酸態窒素の増加を防止し、アナモックス細菌が高濃度の亜硝酸態窒素によって被毒不活性化するのを回避する方法などがある。方法2は、部分硝化及び窒素ガスへの変換が同時並行で進行する。酸素の供給制御は重要であり、廃水を嫌気性条件下において廃水の溶存酸素濃度などを確認しながら酸素空気を供給することによって供給制御の精度が高まる。アナモックス処理後の廃水は、実質的にアンモニア態窒素を含まず、有機物は消費されず残留するので、COD/N比は7.0を超え、活性汚泥処理が可能となとなる。又、初期アンモニア態窒素の約10に相当する硝酸態窒素が残留するが、有機物と共に活性汚泥処理を施せば窒素分は十分に除去できる。工程S8の活性汚泥処理は、廃水に活性汚泥を接触させて廃水中の硝酸態窒素の脱窒及びアンモニア態窒素の硝化を行う汚泥処理であり、廃水が連続的に処理される連続式でも個別に処理される回分式でも良い。活性汚泥処理において、酸化態窒素の脱窒工程は嫌気性条件下で進行し、アンモニア態窒素の硝化工程は好気性条件下で進行する。大容量の廃水を静置等によって酸素との接触面積が小さい状態におくことによって実質的に嫌気性条件に調整され、廃水に曝気等によって酸素を供給することによって好気性条件に調整される。脱窒工程では、脱窒細菌により硝酸が窒素ガスに変換されて除去され、好気性条件下の硝化工程では曝気によって有機物が酸化分解すると共に、硝化細菌によってアンモニアが硝酸に酸化される。硝化工程では、活性汚泥は、廃水中のリン酸態リンも取り込む。廃水がアンモニアを含んでいると、これらの工程を経た後の廃水には、初期アンモニア濃度に対応する硝酸が残留するが、硝化工程後の廃水の一部を脱窒工程へ還流して処理を繰り返し施すように構成することによって、処理系から排出される廃水の残留硝酸濃度は低下する。これにより、通常の活性汚泥処理では、初期アンモニア濃度の10程度まで残留硝酸濃度を低下させることが可能であり、本発明においては、吸着処理に使用した活性汚泥を利用することによって更に減少させることも可能である。また、硝化工程後の廃水は、工程S3の希釈水として利用できる。図1の廃水処理は、例えば、図2に示すような廃水処理装置を用いて実施可能である。この廃水処理装置1は、回分式のメタン発酵処理槽2、吸着処理槽10及びアナモックス処理槽20と、連続式の活性汚泥処理槽30と、最終沈殿槽40とを備え、水質測定装置図示省略によって測定される廃水のKjN濃度、及び、アンモニア態窒素濃度とCOD値とから求められるCOD/N比に応じて、切り換えバルブ3,11を切り替えることによって、メタン発酵処理槽2、吸着処理槽10、アナモックス処理槽20又は活性汚泥処理槽30の何れかに廃水を供給する。切り換えバルブ3,11が自動的に切り換えられるように、切り換えバルブ3,11として電磁バルブ等を用い、水質測定装置の測定値を用いてKjN濃度及びCOD/N比に基づく制御信号を供給する演算処理装置を設けても良い。活性汚泥処理槽30は、脱窒処理を行う嫌気槽30aと、酸素を供給するための曝気装置31を備える硝化処理用の好気槽30bとに分画され、廃水を一定速度で連続的に嫌気槽30aに供給することによって連続的に処理されるが、これらの槽を回分式で使用しても、あるいは、嫌気処理及び好気処理の両方を段階的に行う単槽の回分式処理槽であってもよい。好気槽30bは好気条件であり、メタン発酵処理槽2、吸着処理槽10、アナモックス処理槽20、嫌気槽30a及び最終沈殿槽40は嫌気条件であるが、アナモックス処理槽20には、供給速度を制御可能な空気供給装置22が設けられ、空気の供給速度、つまり、酸素の供給速度を調節することによって、アンモニア酸化細菌によるアンモニアの亜硝酸への酸化速度が調節される。尚、この実施形態においては、吸着材として活性汚泥を使用し、吸着処理槽10で有機物を吸着した活性汚泥は、活性汚泥処理槽30に供給して脱窒硝化を進行する活性汚泥として用いた後、最終沈殿槽40において廃水から分離して吸着処理槽10に還流し、吸着材として再度使用される。最終沈殿槽40の廃水は、外部へ放出されるが、一部は、切り換えバルブ42から還流させることにより、原廃水を希釈するための希釈水として利用できる。図1の工程S1においてCOD値及びKjN濃度を得ると、工程S3の希釈の要否が判明し、同時に、希釈する場合にKjN濃度が800mgN/L以下になる希釈倍率及び希釈後の廃水のKjN濃度を算出でき、工程S4において工程S5のメタン発酵処理が選択されるか否かも予測される。更に、メタン発酵処理が選択されない場合のCOD/N比に基づく処理の選択も予測される。従って、測定値に基づいた計算に従って工程S2,S4,S7,S9の比較判断を全て行った上で、希釈を行う場合は切り換えバルブ42から切り換えバルブ11への配管を通じて最終沈殿槽40の排出水をポンプ43によって還流して廃水と共に送水することによって希釈し、希釈を行わない場合は、廃水のみを切り換えバルブ3,11から各部に供給すればよい。その結果、COD値が3000mgCOD/L以上、KjN濃度が800mgN/L以下の廃水又は希釈廃水は、切り換えバルブ3から配管を通じてメタン発酵処理槽2に供給され、メタン発酵処理が施される。COD値が3000mgCOD/L未満、KjN濃度が800mgN/L以下の廃水又は希釈廃水は、COD/N比に基づいて、吸着処理槽10、アナモックス処理槽20又は活性汚泥処理槽30の何れかに切り換えバルブ11を介して供給される。メタン発酵処理槽2におけるメタン発酵は、メタン生成細菌を含む複数種の嫌気性微生物の代謝過程が関与する嫌気性反応で、自己造粒した嫌気性微生物担体等として入手される微生物を用いて実施可能である例えば、UASBリアクター。メタン発酵処理槽2に供給された廃水は、メタン生成細菌等の微生物Cを分散させて嫌気条件下でメタン発酵させる。反応の進行によりメタン及び二酸化炭素が発生するので、配管等図示略を用いて槽上部から適宜回収する。メタン発酵処理槽2は、必要に応じて廃水に微生物Cを分散させるための攪拌機5を有し、処理後の廃水から効率よく微生物Cを分離するための分離槽6が添設されている。ポンプ4によって分離槽6に送られる廃水は、静置して微生物Cを沈降分離させ、廃水はポンプ7によって切り換えバルブ11に送る。分離された微生物Cは、ポンプ8によってメタン発酵処理槽2に還流される。メタン発酵処理槽2の構成を、微生物Cを固定担持させた層に廃水を通過接触させて反応させるように変形すると、廃水と微生物Cとの分離が不要になるので、分離槽6を省略することができる。メタン発酵を構成する微生物の代謝過程は、有機物炭水化物、タンパク質、脂質の加水分解、酸生成細菌による加水分解物糖、アミノ酸、ペプチドの発酵、絶対水素生成性酢酸生成細菌による発酵生成物プロピオン酸、酪酸等の揮発性有機酸から酢酸及び水素への変換、及び、メタン生成細菌による酢酸及び水素からメタン及び二酸化炭素への変換を経由する。これらのうち、最も律速となり易い反応は、揮発性有機酸から酢酸及び水素への変換であり、有機酸の蓄積によるpH低下等によって微生物に影響が生じないように、但し、過剰のアルカリによるpH上昇はメタン発酵を抑制することを考慮して、廃水がpH6.5~8.2程度の範囲にあるように調整される。水温は、35~65°C程度が適性であり、この範囲、好ましくは35~55°C程度となるように必要に応じて加温する。メタン発酵処理における微生物は、硫化物及びリンを必須栄養素とし、微量金属としてCo,Ni,Zn等を要求するが、嫌気性処理における必要量は、好気性処理に比べて非常に小さい。これらは、廃水から供給される場合もあるが、不足する場合は必要に応じて補給すればよい。COD/N比が0.3を超える7.0未満廃水は、切り換えバルブ11から吸着処理槽10に供給され、必要に応じて付設される攪拌装置12を用いて、吸着材である活性汚泥A1を分散させ、廃水と活性汚泥とを十分に接触させて廃水の有機物を活性汚泥A1に吸着させる。この後、廃水を静置して活性汚泥A1を沈降分離し、廃水は、ポンプ等の送水手段13により配管を通じてアナモックス処理槽20へ送水する。有機物を吸着した活性汚泥A1若干のアンモニアも含むは、ポンプ等の供給手段14により配管を通して活性汚泥処理槽30の嫌気槽30aへ投入する。活性汚泥A1に含まれる有機物は、嫌気槽30aで脱窒細菌が酸化態窒素亜硝酸及び硝酸を窒素ガスに変換する反応に用いられる。COD/N比が0.3以下の廃水は、アナモックス処理槽20に供給され、必要に応じて付設される攪拌装置21を用いて、アンモニア細菌及びアナモックス細菌を含有する細菌剤Bを分散させ、空気供給装置22から供給される酸素によってアンモニア細菌による部分硝化を進行させる。この時、アナモックス細菌は、生じた亜硝酸態窒素とアンモニア態窒素とから窒素ガスを生成する。この処理によって、廃水中のアンモニアの約90が窒素ガスに変換され、アンモニア態窒素濃度の約1/10は硝酸態窒素として残留する。処理後の廃水は、静置して細菌剤Bを沈降分離し、ポンプ等の送水手段23により配管を通して活性汚泥処理槽30の嫌気槽30aへ送水する。COD/N比が7.0以上の廃水、又は、アナモックス処理後の廃水は、活性汚泥処理槽30に供給され、嫌気槽30aにおいて活性汚泥A2と接触する。この間、脱窒細菌は、有機物を摂取して廃水中の酸化態窒素硝酸イオン、亜硝酸イオンを窒素ガスに変換する。この後、廃水は好気槽30bに送られ、曝気装置31から供給される酸素によって、有機物が酸化分解され、且つ、硝化細菌によってアンモニア態窒素が硝化されて硝酸態窒素に変換される。活性汚泥処理槽30は、更に、好気槽30bの処理後の廃水の一部を配管を通して嫌気槽30aに還流させるために、ポンプ等の送水手段32を備えている。これにより、嫌気槽30aでの脱窒処理が廃水に繰り返し施されされるので、廃水の最終硝酸濃度が低下する。好気槽30aの廃水は、ポンプ等の送水手段33により配管を通して最終沈殿槽40へ送水する。最終沈殿槽40に供給される廃水は、静置して活性汚泥A3を沈降分離した後、放流される。希釈水として使用する時は、切り換えバルブ42からポンプ43によって還流する。分離した活性汚泥A3は、ポンプ等の供給手段41により配管を通して吸着処理槽10へ投入する。アンモニアを含む廃水や吸着処理後の吸着材は、活性汚泥処理を経ると、アンモニアから変換された酸化態窒素が残留する。これに対して、アナモックス処理を経た廃水は、実質的にアンモニア態窒素を含まず、有機物及び初期アンモニア態窒素の約10に相当する硝酸態窒素は、活性汚泥処理に従って脱窒及び硝化を進行させることによって除去されるので、還流による処理の繰り返しは不要である。従って、アナモックス処理後の廃水については、工程S7でCOD/N比が7.0以上である廃水及び工程S11の吸着処理を経た吸着材とは区別して単独で活性汚泥処理すると、実質的に硝酸を含まない廃水として排出できる。上述の吸着処理で使用する活性汚泥の細菌は、有機物を十分に摂取した後に好気槽において吸着した有機物を酸化し、これが繰り返されることによって細菌が増殖し環境に馴致して、活性汚泥の有機物蓄積能を向上させる。この結果、硝化工程を経ても活性汚泥に有機物が残留し得るようになり、脱窒工程及び硝化工程を繰り返す際に2回目の脱窒工程を有機物の供給なしで行うことが可能となる。従って、このような有機物蓄積能の高い活性汚泥が調製された場合には、図2の廃水処理装置の活性汚泥処理槽30に複数対の嫌気槽30a及び好気槽30bを設けることによって、アンモニアを含む廃水でも2番目の嫌気槽において残留硝酸態窒素が除去されるので、全てのCOD/N比の廃水に対応可能となり、十分に窒素を除去した廃水が得られる。又、吸着処理において多量の有機物を蓄積することによってリン蓄積細菌の活性も高まり、これが好気槽において廃水中のリン成分を効果的に取り込むので、廃水のリン除去率の向上にも有効である。図2の廃水処理装置と同等の廃水処理を複数の回分式処理槽を用いて連続的に実施する一例を以下に示す。この例では、廃水は、必要に応じて希釈した水質が、KjN濃度800mgN/L以下、COD値3000mgCOD/L以上であり、メタン発酵後の廃水のCOD/N比が0.3以下となるものとして処理される。ここでは、6つの処理槽a~fを用い、処理槽a,bはメタン発酵処理槽として、処理槽cはアナモックス処理槽として、処理槽d,eは活性汚泥処理槽として、処理槽fは分離槽として役割区分される。従って、処理槽c~eには、空気酸素を供給する手段が付設される。工程aは、処理槽aは、メタン発酵処理約0.5~2日を開始した状態、処理槽bは原廃水を貯留する状態、処理槽cはアナモックス処理中、処理槽dは活性汚泥による硝化が終了した状態、処理槽eは活性汚泥による脱窒処理中の工程を示す。この後、b~iの工程が続く。工程bでは、処理槽dの廃水の一部は、空の処理槽fに移して汚泥を沈降分離約1時間する。処理槽cではアナモックス処理が終了し、細菌剤を沈降分離する約20分。工程cでは、処理槽aはメタン発酵を終了し、細菌剤を沈降分離する約20分。処理槽eでは廃水を曝気して硝化処理を開始する。工程dでは、処理槽fの上澄み廃水を排出し、汚泥を処理槽dに送る。処理槽cの上澄み廃水を処理槽dに送り、脱窒処理を開始する約20分。処理槽aの上澄み廃水を処理槽cに送り、処理槽cのアナモックス処理約200分を開始する。工程eでは、処理槽aの細菌剤を処理槽bに送り、メタン発酵処理約0.5~2日を開始する。空になった処理槽aは、原廃水の貯留を開始する。工程fでは、処理槽eの曝気を終了し、廃水の一部は、空の処理槽fに移して汚泥を沈降分離約1時間する。処理槽cではアナモックス処理が終了し、細菌剤を沈降分離する約20分。工程gでは、処理槽bはメタン発酵を終了し、細菌剤を沈降分離する約20分。処理槽dでは廃水を曝気して硝化処理を開始する。工程hでは、処理槽fの上澄み廃水を排出し、汚泥を処理槽eに送る。処理槽cの上澄み廃水を処理槽eに送り、脱窒処理を開始する約20分。処理槽bの上澄み廃水を処理槽cに送り、処理槽cのアナモックス処理約200分を開始する。工程iでは、処理槽bの細菌剤を処理槽aに送り、メタン発酵処理約0.5~2日を開始する。空になった処理槽bは、原廃水の貯留を開始する。この後、工程aに戻って、工程a~iが繰り返される。上記において、処理槽fは、必要に応じて吸着処理と兼用するように応用することもでき、例えば、上記工程d及びhを、各々、下記の工程d1,d2、工程h1,h2に変更することによって、処理槽a又はbの上澄み廃水を、処理槽cでアナモックス処理する前に、処理槽fで吸着処理することが可能である。工程d1では、処理槽fの上澄み廃水を排出し、処理槽aの上澄み廃水を処理槽fに送り、吸着処理を開始する約10~20分。工程d2では、処理槽cの上澄み廃水を処理槽dに送り、処理槽fの上澄み廃水を処理槽cに送り、処理槽cのアナモックス処理約200分を開始する。処理槽fの汚泥を処理槽dに送り、脱窒処理を開始する約20分。工程h1では、処理槽fの上澄み廃水を排出し、処理槽bの上澄み廃水を処理槽f荷送り、吸着処理を開始する約10~20分。工程h2では、処理槽cの上澄み廃水を処理槽eに送り、処理槽fの上澄み廃水を処理槽cに送り、処理槽cのアナモックス処理約200分を開始する。処理槽fの汚泥を処理槽eに送り、脱窒処理を開始する約20分。このようにして、活性汚泥処理及びアナモックス処理によって対応が難しい高濃度の有機物を含む廃水についても好適に処理でき、廃水のCOD/N比に基づいて適正な廃水処理手順を選択して窒素成分及び有機物の除去率が高い廃水処理が実施される。尚、前述したように、アナモックス細菌の活性は、系内の溶存酸素濃度及び亜硝酸濃度の影響を受けて活性低下又は被毒が起こるので、アナモックス処理を安定的に繰り返すには、廃水の亜硝酸濃度が20mgN/L以下、好ましくは5mgN/L以下、溶存酸素濃度が1mgO/L以下、好ましくは0.5mgO/L以下であるような条件で処理を進行することが重要である。このためには、アンモニア酸化細菌の処理速度亜硝酸態窒素生成速度が律速となるように条件を制御して、アンモニア酸化細菌が生成する亜硝酸態窒素が全てアナモックス細菌によって消費されるようにするとよい。これには、a廃水つまり、アンモニア酸化細菌への酸素の供給を制御する、及び、b系内のアンモニア酸化細菌の処理能力亜硝酸態窒素生成能力がアナモックス細菌の処理能力亜硝酸取り込み能力以下となるように細菌バランスを調節する、の2つが要素となり、亜硝酸態窒素生成速度が律速状態であるか否かは、廃水の溶存酸素濃度を測定して溶存酸素濃度が上昇するか否かによって判断できる。酸素の供給速度が小さい状態では、細菌バランスに関わらず、亜硝酸態窒素生成速度が律速となるが、系内のアンモニア酸化細菌の処理能力がアナモックス細菌の処理能力を超える細菌バランスでは、酸素供給の増加によってアナモックス細菌の処理能力を超える亜硝酸態窒素が生成すると、即座に亜硝酸態窒素濃度が上昇して被毒する。アンモニア酸化細菌の処理能力がアナモックス細菌の処理能力未満であれば、アナモックス細菌の処理能力を超える亜硝酸態窒素が生成する前に、廃水の溶存酸素濃度の上昇によって酸素の過剰供給を検知する構成が可能となる。被毒に関する安全性を考慮すると、アナモックス細菌の処理能力[molN/h]がアンモニア酸化細菌の亜硝酸態窒素生成能力[molN/h]の1.5倍以上であると好ましい。アンモニア酸化細菌の処理能力がアナモックス細菌の処理能力を超える細菌バランスの場合は、アナモックス細菌の処理能力に対して0.5当量以下となる酸素供給速度であることが望ましい。このようにすることにより、アナモックス細菌の不活性化を避けられので、細菌の養生等のための準備工程が不要になり、処理効率が向上する。又、アナモックス細菌の増殖活動を安定して継続することができる。アナモックス処理における部分硝化脱窒の反応は、重炭酸イオンを必要とするので、通常、炭酸水素ナトリウム等の重炭酸塩が添加される。重炭酸塩を構成する塩基は、重金属等の細菌の生育増殖を阻害するもの以外であれば特に制限はない。添加量は、廃水のアンモニア濃度に応じて、アンモニア1モル当たり重炭酸塩0.1~2モルとなる量を添加するのが好ましい。但し、空気中の炭酸ガスを利用することも可能であり、廃水のpHが高い場合、重炭酸塩は必ずしも用いなくてもよい。アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌は、予め細菌の培養を行ってを準備しても、市販のものを入手してもよい。各細菌の培養は、従来法に従って公知技術により適宜行うことができ、アンモニアを分解する既存の水処理プラントのスラッジから周知の方法により得られる。アンモニア酸化細菌については、例えば、BSorriano及びMWalkerの文献JAppliedBacteriology31493497を参照して単離でき、アナモックス細菌については、特表2001-506535号公報等を参照して用意でき、オランダ国バールンのCentraalBureauvoorSchimmelculturesにより登録番号949871987年12月12日で寄託されるスラッジを利用できる。各培養細菌の菌体量及び活性は下記のようにして調べられ、これらから各細菌の処理能力が分かる。アンモニア酸化細菌菌体量:WagnerMRathGAmannRKoopsHPandSchleiferKHInsituidentificationofammoniaoxidizingbacteriaSystApplMicrobiol18p251264活性:GrunditzCandDalhammarGDevelopmentofnitrificationinhibitionassaysusingpureculturesofnitrosomonasandnitrobacterWaterResearchVol35Issue2p433440アナモックス細菌菌体量:SchmidMetalCandidatusScalindualbrodaespnovCandidatusScalinduaWagnerispnovTwoNewSpeciesofAnaerobicAmmoniumOxidizingBacteriaSystApplMicrobiol26No4p529538活性:SliekersAetalCompletelyautotrophicnitrogenremovalovernitriteinonesinglereactorWaterResearchVol36Issue10p24752482以下、実施例を参照して、本発明に係る廃水の処理について具体的に説明する。活性汚泥槽30を回分式単槽に変更したこと以外は図2と同様の構成の廃水処理装置を用いて、以下の廃水処理を行った。尚、アナモックス処理槽20には、廃水の溶存酸素濃度を測定する測定器が付設されている。実施例1メタン生成細菌を含むメタン発酵微生物剤UASBリアクター用充填グラニュール4kgを収容したメタン発酵処理槽2に、KjN濃度700mgN/Lアンモニア濃度650mgN/L、硝酸亜硝酸濃度0mg-N/L、COD値4000mgCOD/Lの原廃水8Lを投入し、35°Cで攪拌して微生物剤を分散した後、嫌気性条件下で断続的に穏やかに攪拌しながら反応させたところ、廃水中から気泡が発生し出した。このガスを配管を通じて回収しながら48時間反応を継続し、微生物剤を沈降分離して上澄みの廃水のアンモニア濃度及びCOD値を測定したところ、アンモニア濃度620mgN/L、COD値150mgCOD/Lであり、COD/N比は0.3以下となった。この上澄みの廃水8Lを、アンモニア酸化細菌及びアナモックス細菌を含む細菌剤2Lアンモニア酸化細菌の処理能力:アンモニア消費速度で12gN/Ld、アナモックス細菌の処理能力:アンモニア消費速度で18gN/Ldを収容するアナモックス処理槽20に投入した。反応中にメタン発酵処理槽2から回収したガスから、メタン約5gが得られた。アナモックス処理槽20の廃水に重炭酸ナトリウム500gを添加し、攪拌して細菌を分散させ、溶存酸素濃度測定器を作動させて溶存酸素濃度の測定を開始したところ、0.1mgO2/Lで一定していた。廃液のpH値は7.5であった。この後、曝気装置を作動させて酸素供給速度が0.2gO2/Ldとなるように空気の吹き込み速度を調節して廃水の曝気を開始した。曝気開始によって溶存酸素濃度は僅かに増加したが、その後ほぼ一定であったので曝気を継続した。曝気を開始して15時間後、溶存酸素濃度が上昇し始めたので、酸素の供給を停止して廃水を静置した。菌体スラッジが槽の底部に沈降した後、上澄みの廃水の水質を測定したところ、アンモニア濃度は0.1mgN/L、硝酸濃度は73mgN/L、亜硝酸濃度は0mgN/Lであった。COD値は20mgCOD/Lであり、COD/N比は200となった。又、pH値は7.0であった。この上澄みの廃水8Lは、活性汚泥含水42Lを収容する活性汚泥処理槽に排出した。活性汚泥処理槽の廃水の水質は、アンモニア濃度:26mgN/L、硝酸濃度:18mgN/L、亜硝酸濃度:0mgN/Lとなった。又、COD値は53mgCOD/L、pH値は6.8となった。活性汚泥処理槽の廃水を嫌気性条件にして、穏やかに攪拌しながら脱窒処理を6時間行った。この後、曝気装置を作動させて好気性条件にして硝化処理を5時間行い、廃水8L全量の20容積を活性汚泥処理槽から最終沈澱槽40へ排出し、活性汚泥を沈降分離した。上澄みの水質を測定したところ、アンモニア濃度は5.3mgN/L、硝酸濃度は15mgN/L、亜硝酸濃度は0.1mgN/Lであった。又、COD値は5mgCOD/Lであり、pH値は6.8であった。実施例2新たな廃水の水質を測定したところ、KjN濃度2400mgN/Lアンモニア濃度2200mgN/L、硝酸亜硝酸濃度0mg-N/L、COD値5000mgCOD/Lであったので、KjN濃度が800mgN/L以下を満たすように3倍に希釈した。この希釈原廃水8Lを、実施例1の処理後のメタン発酵処理槽2に投入し、実施例1と同様にして反応させた。この結果、上澄み廃水は、アンモニア濃度760mgN/L、COD値50mgCOD/Lであり、COD/N比は0.3以下となった。反応中に配管から回収したガスから、メタン約3gが得られた。上澄みの廃水8Lは、実施例1と同様にしてアナモックス処理槽20に投入した。アナモックス処理槽20の廃水は、実施例1と同様にして酸素供給速度が0.2gO2/Ldとなるように曝気し、曝気を開始して15時間後、溶存酸素濃度が0.1mgO2/Lから上昇し始めたので、酸素の供給を停止して廃水を静置した。上澄み廃水のアンモニア濃度は0.1mgN/L、硝酸濃度は73mgN/L、亜硝酸濃度は0mgN/Lであった。COD値は30mgCOD/Lであり、COD/N比は300となった。又、pH値は7.0であった。この上澄みの廃水8Lは、活性汚泥含水42Lを収容する活性汚泥処理槽に排出した。活性汚泥処理槽の廃水の水質は、アンモニア濃度:0mgN/L、硝酸濃度:52mgN/L、亜硝酸濃度:0mgN/Lとなった。又、COD値は48mgCOD/L、pH値は6.8となった。活性汚泥処理槽の廃水を嫌気性条件にして、穏やかに攪拌しながら脱窒処理を6時間行った。この後、曝気装置を作動させて好気性条件にして硝化処理を5時間行い、廃水8L全量の20容積を活性汚泥処理槽から最終沈澱槽40へ排出し、活性汚泥を沈降分離した。上澄みの水質を測定したところ、アンモニア濃度は0.1mgN/L、硝酸濃度は1.2mgN/L、亜硝酸濃度は0.1mgN/Lであった。又、COD値は15mgCOD/Lであり、pH値は6.8であった。比較例実施例2で用いた新たな廃水8Lを、希釈することなくメタン発酵処理槽2に投入し、同様にして反応を行ったところ、反応開始から2時間後に廃水における気泡の発生が殆ど見られなくなった。回収ガスから得られたメタンは約0.2gであった。また、上澄み廃水液の水質を測定したところ、アンモニア濃度:1800mgN/L、硝酸濃度:0mg-N/L、亜硝酸濃度:0mg-N/Lであった。COD値は4000mgCOD/LCOD/N比:2.2となり、pH値は9.1であった。これは、メタン発酵微生物剤の細菌が被毒していることを示している。"