本发明涉及一种利用复合微生物菌剂处理污水并减量污泥产生的方法，属于污水生物处理技术领域。
背景技术：
随着工业的发展和城市人口的增加，城市生活污水治理已成为环境保护中倍受关注的焦点。活性污泥法作为世界上应用最为广泛的污水生物处理技术，具有技术成熟、工艺种类多、污水处理效果良好等特点，但是活性污泥法在处理污水的同时一直存在一个最大的弊端，就是会产生大量的剩余污泥。污泥量通常占污水量的0.3％～0.5％(体积)或者约为污水处理量的1％～2％(质量)，如果属于深度处理，污泥量还会增加0.5～1倍。污水处理量和排放标准的提高，必然导致污泥数量的增加。在我国现有的污水处理设施中，有污泥稳定处理的不到25％，有处理工艺和配套设施完善的不到10％。为数不多的污泥消化池能够正常运行的很少，有些根本没有运行。且剩余污泥中含有病原体、重金属及有机物等对环境有害的物质，处置不当会引起环境的二次污染。
目前的污泥处理技术主要有卫生填埋、农用、土地利用、焚烧等，随着法律法规对污泥处置的要求越来越严格和环境保护的发展，己不能适应污水处理厂生产的需要，造成污水处理厂污泥处置的压力将越来越大，成为世界各国面临的日益严重的污泥问题。污泥减量化是20世纪90年代提出的解决剩余污泥问题的新概念，它是通过采用物理、化学和生物等手段，在保证污水处理厂生物处理系统运行效果的前提下，使处理过程中所产生的污泥量降低。近年的研究主要包括:解偶联技术、维持代谢技术、溶胞技术和微型动物捕食技术，以及各种物理、化学预处理技术等。但是，已有的污泥减量技术在实现污泥减量过程中存在许多问题，如解偶联剂通常是较难生物降解或对生物有较大毒性的化合物，使得生物对解偶联剂的降解不完全，这将会给水处理带来新的污染；溶胞技术减量法对能量、药剂的需求大，对设备的要求高，从而使运行费用增大，制约了其在工业上的大范围应用。而且现有的污泥减量技术不能与现有的污水处理厂的工艺相一致，需要进行改造和调整，并可能产生新的问题，因此不能在污水处理厂得到实际应用。
中国专利文献cn105645710a(申请号201410667690.6)公开了一种利用复合微生物制剂进行污泥减量的方法，在生化池中投加起始浓度为生化池处理容积0.1～0.2‰的复合微生物制剂；但其功效只能稳定减量20％～30％，复合微生物需要多达24个种属，大大提高了复合微生物制剂发酵技术复杂度和生产成本，且其在污水处理过程中对溶氧量要求极高，污水处理工艺的整体成本较高。
中国专利文献cn102220240a(申请号201010146579)公开了一种用作城市生活污水和工业废水处理的污泥减量的复合微生物制剂，主要含有光合细菌群、酵母菌群、乳酸菌群、丙酸杆菌群、放线菌群以及真菌等多种对人、动物、植物有益无害的微生物，通过特种培养基和培养技术，使厌氧、兼氧和好氧的特征各异的微生物能共生、共存于同一培养基中，并互利互补、协同作用。其生产方法主要采用微生物学发酵法。生产步骤包括严格选择生产用微生物种、斜面保裁、种子液的扩大培养、产品静态培养、活菌计数、质量检验、包装库存。该制剂的生产工艺无“三废”污染，属于“清洁生产”工艺。该制剂不含任何致病菌，无毒、无害、无刺激性。但其没有具体实施菌种，造成处理效果不稳定，污泥减量率在40％～70％波动。
技术实现要素：
本发明针对现有技术的不足，提供一种利用复合微生物菌剂处理污水并减量污泥产生的方法。该方法通过在污水处理过程中加入创新的特殊菌种种类和配比制备的高效复合微生物菌剂，强化污水中原有微生物的组成和功能，并促进有机污染物和死亡微生物菌体的不断再分解，进而减少污泥的生成量，重点解决污水处理厂现有技术的污泥产生量过大、污水处理范围及能力不足，且后处理成本过高等工艺难题。
本发明技术方案如下：
一种利用复合微生物菌剂处理污水并减量污泥产生的方法，步骤如下：
(1)向预处理的污水中加入复合微生物菌剂，控制ph值7.0～7.8，污泥浓度2300～2700mg/l、处理水量为50～100m3/d、反应器水温为25～29℃，溶解氧0.10～0.15mg/l，do值4～6mg/l，回流比控制在1.2～1.8，培养1～3d，制得活性污泥；
所述复合微生物菌剂含有如下微生物：
深红红螺菌、保加利亚乳酸杆菌或嗜酸乳杆菌、啤酒酵母、枯草芽孢杆菌、放线菌；
(2)调节活性污泥的菌体浓度达为1～9×105个/ml，控制ph值7.0～7.8、污泥浓度2300～2700mg/l、处理水量为50～100m3/d、水温为25～29℃，维持do值4.5～5.5mg/l，回流比在1.2～1.8，进行菌体驯化7～15d，制得驯化污泥；
经检测，驯化后污水中化学需氧量20～60mg/l，生化需氧量5～20mg/l，悬浮物(ss)5～20mg/l，总氮(tn)8～20mg/l，氨氮(nh4+-n)1～15mg/l，总磷(tp)0.05～1mg/l；
(3)控制ph值7.0～7.8、污泥浓度2300～2700mg/l、水温为25～29℃，维持do值4.5～5.5mg/l，水力停留时间为6～8h，制得处理后污水。
根据本发明优选的，所述步骤(1)中，复合微生物菌剂的加入量为预处理的污水质量的0.5‰～1.5‰。
根据本发明优选的，所述步骤(1)中，深红红螺菌购自中国普通微生物保藏管理中心，菌种编号1.5005；保加利亚乳酸杆菌购自常州益菌加生物科技有限公司，产品编号nj2101，嗜酸乳杆菌购自常州益菌加生物科技有限公司，产品编号nj2201；啤酒酵母购自中国工业微生物菌种保藏管理中心，菌种编号cicc1202；枯草芽孢杆菌购自中国农业微生物菌种保藏管理中心，菌种编号accc11060；深蓝色游动放线菌购自中国普通微生物保藏管理中心，菌种编号4.5526。
根据本发明优选的，所述步骤(1)中预处理的污水为将污水经粗细格栅处理后获得。污水经粗细格栅，去除水中漂浮物、细小颗粒及悬浮物。
根据本发明优选的，所述步骤(1)中的污泥为普通城市污水处理过程中的污泥。
根据本发明优选的，所述步骤(1)中的复合微生物菌剂，按如下方法制备：
(i)将深红红螺菌活化培养后，接种至摇瓶培养基i中，在30～35℃条件下，培养36～48h，制得深红红螺菌种子液；
所述摇瓶培养基i每升组份如下：
氯化铵1.0g，醋酸钠3.5g，氯化镁0.1g，氯化钙0.1g，磷酸二氢钾0.6g，磷酸氢二钾0.4g，酵母膏0.1g，ph7.2；
(ii)将保加利亚乳酸杆菌或嗜酸乳杆菌活化培养后，接种至摇瓶培养基ii中，在28～32℃厌氧条件下，培养36～48h，制得乳酸菌种子液；
所述摇瓶培养基ii每升组份如下：
牛肉蛋白粉10g，鱼肉汁10g，酵母浸出汁粉5g，葡萄糖20g，醋酸钠5g，柠檬酸二铵2g，吐温800.1g，硫酸镁0.58g，硫酸锰0.28g，ph6.2～6.4；
(iii)将啤酒酵母活化培养后，接种至摇瓶培养基iii中，在28～32℃厌氧条件下，培养36～48h，制得啤酒酵母种子液；
所述摇瓶培养基iii每升组份如下：
酵母膏1g，蛋白胨2g，葡萄糖2g，琼脂20g，ph自然；
(iv)将枯草芽孢杆菌活化培养后，接种至摇瓶培养基iv中，在30～37℃条件下，培养36～48h，制得枯草芽孢杆菌种子液；
所述摇瓶培养基iv每升组份如下：
葡萄糖20g，蛋白胨15g，氯化钠5g，牛肉膏0.5g，ph7.0；
(v)将放线菌活化培养后，接种至摇瓶培养基v中，在30～37℃条件下，培养36～48h，制得放线菌种子液；
所述摇瓶培养基v每升组份如下：
大豆粉0.5g，硫酸铵1.5g，葡萄糖2.5g，氯化钠0.6g，碳酸钙0.6g，ph7.0；
(vi)分别按体积百分比30％、3％、10％、3％、15％的比例依次将深红红螺菌种子液、乳酸菌种子液、啤酒酵母种子液、枯草芽孢杆菌种子液和放线菌种子液接种于发酵培养基中，在ph为7.0～7.8、温度25～29℃的条件下，发酵培养36～48h，制得发酵液，经干燥，制得复合微生物菌剂；
所述发酵培养基组份如下，均为重量百分比：
牛肉膏0.2％、酵母浸粉0.1％、蛋白胨0.3％、马铃薯全粉(粉末)1％、葡萄糖1.5％、nacl0.2％、醋酸铵0.2％、kh2po40.05％、mgso4·7h2o0.02％、feso4·7h2o0.001％、消泡剂0.15％、ph值7.0。
根据本发明优选的，所述步骤(2)中，采用mbr生物膜反应器进行菌体驯化。
根据本发明优选的，所述步骤(2)中，污泥浓度2500mg/l、处理水量为80m3/d、水温为27℃，do值5.0mg/l。
根据本发明优选的，所述步骤(3)中，污泥浓度2500mg/l、水温为27℃，do值5.0mg/l，水力停留时间为7h。
本技术方法的主要优势及效果
1、本发明通过采用不同的微生物经共同发酵后获得了复合微生物菌剂，该复合微生物菌剂应用于城市污水处理过程中，优化了整个污水处理厂污水生物处理系统中微生物群落结构，增强了污水处理系统对特定污染物降解能力，降低了有机物的生物转化，可以显著减少污泥量的产生；
2、由于本发明所述方法采用了复合微生物菌剂，从而使污泥活化阶段耗氧量显著低于现有常规技术，极大降低了曝气耗能巨大的问题；
附图说明
图1不同时间调节池中的复合微生物菌剂菌量变化图
图2不同时间兼性厌氧区中的复合微生物菌剂菌量变化图
图3不同时间好氧区中的复合微生物菌剂菌量变化图
图4不同时间生化区结束部分的复合微生物菌剂菌量变化图
图5不同时间膜过滤前部分的复合微生物菌剂菌量变化图
图6不同时间膜分离区中央部分的复合微生物菌剂菌量变化图
图7调节池污泥沉降情况
图8厌氧区污泥沉降情况
图9膜前污泥沉降情况
图10污泥取样菌培养的平板照片1
图11污泥取样菌培养的平板照片2
具体实施方式
下面结合实施例对本发明的技术方案作进一步阐述，但本发明所保护范围不限于此。
1.主要生物材料来源：
深红红螺菌购自中国普通微生物保藏管理中心，菌种编号1.5005，现有普通市售菌；
保加利亚乳酸杆菌购自常州益菌加生物科技有限公司，产品编号nj2101，现有普通市售菌；
啤酒酵母购自中国工业微生物菌种保藏管理中心，菌种编号cicc1202，现有普通市售菌；
枯草芽孢杆菌购自中国农业微生物菌种保藏管理中心，菌种编号accc11060，现有普通市售菌；
深蓝色游动放线菌购自中国普通微生物保藏管理中心，菌种编号4.5526，现有普通市售菌；
2.微生物制剂的制备
(i)将深红红螺菌活化培养后，接种至摇瓶培养基i中，在30～35℃条件下，培养36～48h，制得深红红螺菌种子液；
所述摇瓶培养基i每升组份如下：
氯化铵1.0g，醋酸钠3.5g，氯化镁0.1g，氯化钙0.1g，磷酸二氢钾0.6g，磷酸氢二钾0.4g，酵母膏0.1g，ph7.2；
(ii)将保加利亚乳酸杆菌活化培养后，接种至摇瓶培养基ii中，在28～32℃厌氧条件下，培养36～48h，制得乳酸菌种子液；
所述摇瓶培养基ii每升组份如下：
牛肉蛋白粉10g，鱼肉汁10g，酵母浸出汁粉5g，葡萄糖20g，醋酸钠5g，柠檬酸二铵2g，吐温800.1g，硫酸镁0.58g，硫酸锰0.28g，ph6.2～6.4；
(iii)将啤酒酵母活化培养后，接种至摇瓶培养基iii中，在28～32℃厌氧条件下，培养36～48h，制得啤酒酵母种子液；
所述摇瓶培养基iii每升组份如下：
酵母膏1g，蛋白胨2g，葡萄糖2g，琼脂20g，ph自然；
(iv)将枯草芽孢杆菌活化培养后，接种至摇瓶培养基iv中，在30～37℃条件下，培养36～48h，制得枯草芽孢杆菌种子液；
所述摇瓶培养基iv每升组份如下：
葡萄糖20g，蛋白胨15g，氯化钠5g，牛肉膏0.5g，ph7.0；
(v)将深蓝色游动放线菌活化培养后，接种至摇瓶培养基v中，在30～37℃条件下，培养36～48h，制得放线菌种子液；
所述摇瓶培养基v每升组份如下：
大豆粉0.5g，硫酸铵1.5g，葡萄糖2.5g，氯化钠0.6g，碳酸钙0.6g，ph7.0；
(vi)分别按体积百分比30％、3％、10％、3％、15％的比例依次将深红红螺菌种子液、乳酸菌种子液、啤酒酵母种子液、枯草芽孢杆菌种子液和深蓝色游动放线菌种子液接种于发酵培养基中，在ph为7.0～7.8、温度25～29℃的条件下，发酵培养36～48h，制得发酵液，将发酵液用混合器制成泥浆状，并进行过滤，用productionminortm型喷雾干燥器喷雾干燥生成粉状微生物制剂。设置进口温度120～150℃，出口温度65～80℃，制得复合微生物菌剂；
所述发酵培养基组份如下，均为重量百分比：
牛肉膏0.2％、酵母浸粉0.1％、蛋白胨0.3％、马铃薯全粉(粉末)1％、葡萄糖1.5％、nacl0.2％、醋酸铵0.2％、kh2po40.05％、mgso4·7h2o0.02％、feso4·7h2o0.001％、消泡剂0.15％、ph值7.0。
复合微生物菌剂已由中国疾病预防控制中心营养与食品安全所进行了安全性评价，并在山东大学卫生分析测试中心进行了毒理分析，可以应用于城市污水处理。
实施例1、
使用复合微生物菌剂处理济南城市污水
多次采取济南市历城区小清河城市污水主要成分取平均值(单位：mg/l)
(1)向预处理的污水中加入复合微生物菌剂，加入量为预处理的污水质量的0.5‰～1.5‰，控制ph值7.0，污泥浓度2300mg/l、处理水量为50m3/d、反应器水温为25℃，溶解氧0.10mg/l，do值4mg/l，回流比控制在1.2，培养3d，制得活性污泥；
所述复合微生物菌剂含有如下微生物：
深红红螺菌、保加利亚乳酸杆菌、啤酒酵母、枯草芽孢杆菌、深蓝色游动放线菌；
(2)调节活性污泥的菌体浓度达为9×105个/ml，控制ph值7.0污泥浓度2300mg/l、处理水量为50m3/d、水温为25℃，维持do值4.5mg/l，回流比在1.2，进行菌体驯化7～15d，制得驯化污泥；
经检测，驯化后污水中化学需氧量40mg/l，生化需氧量11mg/l，悬浮物(ss)10mg/l，总氮(tn)16mg/l，氨氮(nh4+-n)6mg/l，总磷(tp)0.4mg/l；
(3)控制ph值7.0、污泥浓度2300mg/l、水温为25℃，维持do值4.5mg/l，水力停留时间为6h，制得处理后污水。
(4)检测污水处理后的各项指标和污泥的成分；
处理水中检测各项指标结果如下：(单位：mg/l)
污泥成分检测结果：(单位：％)
通过在污水处理系统中投加复合微生物菌剂，处理济南城市污水，实际运行1年后产生绝干污泥总量0.084t。
实施例2、
使用复合微生物菌剂处理淄博城市污水
多次采取淄博市淄川区城市污水主要成分取平均值(单位：mg/l)
(1)向预处理的污水中加入复合微生物菌剂，加入量为预处理的污水质量的1.5‰，控制ph值7.4，污泥浓度2500mg/l、处理水量为75m3/d、反应器水温为27℃，溶解氧0.125mg/l，do值5mg/l，回流比控制在1.5，培养2d，制得活性污泥；
所述复合微生物菌剂含有如下微生物：
深红红螺菌、保加利亚乳酸杆菌、啤酒酵母、枯草芽孢杆菌、深蓝色游动放线菌；
(2)调节活性污泥的菌体浓度达为5×105个/ml，控制ph值7.4污泥浓度2500mg/l、处理水量为75m3/d、水温为27℃，维持do值5mg/l，回流比在1.5，进行菌体驯化7～15d，制得驯化污泥；
经检测，驯化后污水中化学需氧量50mg/l，生化需氧量16mg/l，悬浮物(ss)11mg/l，总氮(tn)13mg/l，氨氮(nh4+-n)9mg/l，总磷(tp)0.5mg/l；
(3)控制ph值7.4、污泥浓度2500mg/l、水温为27℃，维持do值5mg/l，水力停留时间为7h，制得处理后污水。
(4)检测污水处理后的各项指标和污泥的成分；
处理水中检测各项指标结果如下：(单位：mg/l)
污泥成分检测结果：(单位：％)
在污水处理系统中投加复合微生物菌剂，处理淄博城市污水，运行1年后产生绝干污泥总量0.069t。
实施例3、
使用复合微生物菌剂处理滨州城市污水
多次采取滨州市滨城区城市污水主要成分取平均值(单位：mg/l)
(1)向预处理的污水中加入复合微生物菌剂，加入量为预处理的污水质量的0.5‰，控制ph值7.8，污泥浓度2700mg/l、处理水量为100m3/d、反应器水温为29℃，溶解氧0.15mg/l，do值6mg/l，回流比控制在1.8，培养3天，制得活性污泥；
所述复合微生物菌剂含有如下微生物：
深红红螺菌、保加利亚乳酸杆菌和/或嗜酸乳杆菌、啤酒酵母、枯草芽孢杆菌、深蓝色游动放线菌；
(2)调节活性污泥的菌体浓度达为2×105个/ml，控制ph值7.8污泥浓度2500mg/l、处理水量为100m3/d、水温为29℃，维持do值5.5mg/l，回流比在1.8，进行菌体驯化7～15d，制得驯化污泥；
经检测，驯化后污水中化学需氧量40mg/l，生化需氧量17mg/l，悬浮物(ss)12mg/l，总氮(tn)14mg/l，氨氮(nh4+-n)9mg/l，总磷(tp)0.3mg/l；
(3)控制ph值7.8、污泥浓度2700mg/l、水温为29℃，维持do值5.5mg/l，水力停留时间为8h，制得处理后污水。
(4)检测污水处理后的各项指标和污泥的成分；
处理水中检测各项指标结果如下：(单位：mg/l)
污泥成分检测结果：(单位：％)
在污水处理系统中投加复合微生物菌剂，处理滨州城市污水，运行1年后产生绝干污泥总量0.076t。
实施例4
复合微生物菌剂在污水处理系统中的菌量的变化
1、除固体杂质。污水经粗细格栅，去除水中漂浮物、细小颗粒及悬浮物。格栅除污机型号为gsgs型。
2、生物菌的培养。调节池注满水后，向调节池中按1‰的比例加入复合微生物菌剂，生物菌搅匀后向反应器中进水，进满水后关闭上水阀门，向反应器中持续曝气。控制整个系统的ph值在7.0～7.8之间、污泥浓度在2500mg/l左右、处理水量为50m3/d、反应器水温为25～29℃，维持调节池溶解氧在0.10～0.15mg/l之间，反应器内的do维持在5mg/l左右，回流比控制在1.2～1.8之间。
3、检测不同时间、不同类型的菌及系统中不同位置的菌量变化。具体结果见图1-6。从数据可以看出菌量基本保持在104个/ml以上，当单次补加复合微生物菌剂量较大时菌量会明显增加但一段时间后就会回落。
实施例5
污水处理系统在不同溶解氧条件下对各项指标的去除效果
如实施例4中的方法，控制整个系统的ph值在7.0～7.8之间、污泥浓度在2500mg/l左右、处理水量为50m3/d、反应器容积负荷约为1.15kgcod/(m3·d)、回流比为0.8，考察不同溶解氧条件下反应器对污水中各项指标(cod、tn、tp、ss、nh4+-n等)的去除效果。
实验数据证明调节池do在0.10～0.75mg/l变化时，系统各个部分对cod、氨氮的去除效果变化不大，随着溶解氧含量的升高，去除效果略有提高，尤其是当调节池的溶解氧大于0.2mg/l以后，去除率增加的很慢。
随着溶解氧的增加，系统各个部分对tn的去除效果逐渐变差，造成这种现象的原因是：大多数反硝化细菌是兼性厌氧菌，它们既可以氧气作为电子受体，也可以硝酸盐作为电子受体。所以只有当氧气受到限制时，硝酸盐才能取代氧被反硝化细菌加以利用；同时，在溶解氧低于0.2mg/l时，系统还可发生厌氧氨氧化反应，厌氧氨氧化细菌会将氨氮直接转化为氮气，因此在调节池中的溶解氧较低时，整个系统总氮的去除效率很高。
随着溶解氧的增加，调节池内的tp浓度增加、反应器厌氧区的释磷速率逐渐减少、好氧区(填料区和分离区)的过量吸磷速率也相应地降低，这种现象是由整个复合微生物菌剂体系的特点所导致的。
另外，在调节池中，当溶解氧浓度低时，污水中的有机物更容易发生水解发酵，产生更多的vfa，当vfa较多时,低水平的氧化还原电位(orp)会促使聚磷菌以更快的速率吸收vfa合成phb，同初期释磷速率也会明显增大；而且，随着溶解氧的增大，反硝化的速率降低，大量的回流硝化液中的硝酸盐和亚硝酸盐没有转化为n2，而调节池中的硝酸盐被带到反应器的厌氧区，影响聚磷菌对磷的释放。所以在厌氧区，随着溶解氧的增大，释磷速率明显降低。在厌氧区磷的不彻底释放，导致了在好氧区聚磷菌过量吸磷的动力不足，所以随着do的增加，磷的出水效果变差，整个系统磷的去除效率由85.1％降低到32.1％。
随着调节池溶解氧含量的加大，系统对ss的去除率逐渐增加，由81.9％增加到90.7％。这主要是因为：ss是构成出水cod的主要物质之一，随着do的增大，系统对cod的降解能力提高；加之在溶解氧由0.10mg/l向0.75mg/l变化的过程中，整个系统的沉降性一直较好，因此出水ss随着do的加大略有降低。
综上所述，维持调节池溶解氧在0.10～0.15mg/l之间，不仅有助于提高整个系统的处理效果，还有助于降低能耗、减少运行费用。
使用复合微生物菌剂明显比传统活性污泥法所需的溶解氧低30％～50％，所需曝气量减少，节省了电能，运行成本降低。
实施例6
污水处理系统在不同温度条件下对各项指标的去除效果
如实施例4中的方法，控制整个系统的ph值在7.0～7.8之间、污泥浓度在2500mg/l左右、处理水量为50m3/d、反应器容积负荷约为1.15kgcod/(m3·d)、回流比为0.8，调节池和反应器内的do分别维持在0.10mg/l和5mg/l左右，考察水温在13、16、19、22、24、26、29℃时，温度对cod、tn、tp、nh4+-n、ss等水质指标的去除效果的影响。
由实验数据可知，随着温度的升高，cod的去除率都有所增加，但温度对cod去除效果的影响不是很大。
温度的变化对氨氮的去除效果影响较大。当水温为13℃时，系统对氨氮的去除效率只有73％，随着温度的升高，去除率上升较快，当水温达到29℃时，氨氮的去除效率在88％以上。这是因为，硝化细菌随温度较为敏感，当水温在15℃以下时，硝化菌的活性降低，硝化速度下降，因此在13℃时，氨氮的去除效果不太理想。但是由于本系统将调节池设为地下式，可以相对减小室外温度变化对整个系统的影响，即使在寒冷的冬季，反应器内的最低温度，也在13℃以上，这就保证了一年四季，系统对氨氮的去除率都在73％以上。
tn的去除率随温度的升高有上升的趋势，当温度从13℃变化到29℃时，tn的去除率由70％上升至84％，造成这种现象的主要原因是：硝化菌和反硝化菌在高温的条件下活性较强，降解能力较高。由图可知，温度的变化对tp的去除效果无明显影响，tp的平均去除率在84％以上。
随着温度的变化，ss的去除率在83％～92％之间变化，系统出水中的ss含量较为稳定，随着温度的升高，略微下降。
从以上的分析来看，温度的升高，有利于提高整个系统对污染物的去除效果。但从出水效果来看，系统四季的处理性能较为稳定，出水能够达到排放标准。
复合微生物菌剂四季均适用，低温情况下可正常运行，具有很强的实际推广应用价值。
实施例7
系统在不同处理水量情况下对各项指标的去除效果
如实施例4中的方法，控制整个系统的ph值在7.0～7.8之间、污泥浓度在2500mg/l左右、回流比为1.4，反应器水温为25～29℃，调节池和反应器内的do分别维持在0.10mg/l和5mg/l左右，考察进水量在50、75和100m3/d(其中，3个周期沉淀池出水维持在50m3/d不变，膜出水分别为0、25和50m3/d)，反应器容积负荷由1.15kgcod/(m3·d)升高至2.30kgcod/(m3·d)时，进水水量对cod、tn、tp、nh4+-n、ss等水质指标的去除效果的影响。
随着进水量的加大，cod的去除率略有下降的趋势，但变化不大，保持在93％～97％之间。这说明：cod去除效果在该范围内受水力负荷的影响较小，虽然随着水量的加大，污水中的污染物在系统内的水力停留时间较短，但是其中的有机物仍得到了较为充分的降解。
随着进水量的加大，氨氮的去除效率有所下降，从进水量为50m3/d时的92.3％下降至100m3/d时的84.6％。这是因为，增加水力负荷的同时，也增加了有机负荷和氨氮负荷，使进水的氨氮负荷超出了系统的硝化极限，硝化作用不完全，导致出水氨氮浓度有所升高。但从出水效果来看，在处理水量为100m3/d时，系统出水效果稳定，沉淀池的出水和膜出水中的氨氮含量分别达到小清河流域的的排放标准和回用水水质标准。
随着进水量的加大，tn的去除效率逐渐下降，从进水量为50m3/d时的90.0％下降至100m3/d时的81.4％。导致这种现象的原因是：一是系统硝化作用的不完全导致了系统脱氮能力的下降；二是水力负荷增加，使系统的紊流程度增强，促进了溶解氧在填料表面的生物膜内的扩散，使得生物膜内缺氧层厚度减小，从而使反硝化受到影响。
在水量由50m3/d变化至100m3/d的过程中，tp的去除效率略有下降，从92.8％下降至85.6％。
随着水量的加大，出水中的ss含量有所升高，但变化幅度不是很大，其浓度由17mg/l增加到39mg/l，去除率由97.1％下降到90.8％。造成这个现象的原因，可能是上水量的加大，增大了水力负荷，从而加大了水力剪切力，这对生物絮体的沉降性能产生了一定的影响，但这种影响不大，所以3个周期出水中ss的含量都较低。另外在水量为75和100m3/d时，启用了膜组件(膜出水量分别为25和50m3/d)，由于膜的高效截留作用，使得膜出水中的ss含量均低于5mg/l。
总之，在水量增大的过程中，系统的去除效果略微下降。但各项指标的去除效率都在80％以上，沉淀池出水可达到小清河流域的排放标准，经过膜截留后的出水水质比较稳定，可达到回用水的水质标准。这也充分说明了该套系统具有处理100m3/d污水的能力。
实施例8
在污水处理系统中投加复合微生物菌剂，运行1年后从反应器底部进行排泥，共排出泥液5升。测量绝干物质为96.50g。
系统中的污泥量为0.075t
系统运行一年后产生的绝干污泥总量为0.075t
如按照传统活性污泥处理方法产生的污泥量约为：
绝干污泥量为2.475t绝干污泥
本系统的污泥产生量比传统方法减少了97％，污泥减量率达到99％。
我国21个污水处理厂污泥成分统计结果(单位：％)：
本项目污泥成分检测结果：
对比例1
中国专利文献cn102220240a(申请号201010146579.4)提供的pm-i污泥减量微生物制剂其中生产方法中选择非致病性的微生物菌种，其菌种组合如下：
(1)、光合菌群红假单胞菌属(rhodopseudomonassp)
(2)、乳酸菌群乳杆菌属(lactobacillussp)
(3)、丙酸杆菌群丙酸杆菌属(prapionibacteriumsp)
(4)、酵母菌群假丝酵母属(candidasp)
(5)、真菌曲霉属(aspergillussp)
(6)、放线菌群链霉菌属(streptomycessp)。
可以用作城市生活污水和工业废水处理的污泥减量。可将该制剂直接投加到生化反应池或污泥浓缩池或二沉池，，按照实施例3的方法使用，产生绝干污泥量1.485t，比传统方法减少了60％。
对比例2
按照中国专利文献cn104310737a(申请号201410548827.6)中实施例1记载的方法获得的活性污泥按照本发明实施例3的方法使用。
经检测，污泥减量达61.4％，比传统方法减少了60％，但该工艺中需要曝气设备将污水中的氧含量提升至4～6mg/l。