低温处理生活污水的两级厌氧滤池(AF)+复合式厌氧(AH)工艺

低温处理生活污水的两级厌氧滤池/复合式厌氧工艺摘要：在13°C低温条件下，控制不同的水力停留时间（HRTs），在一个由厌氧滤池（AF）+复合式厌氧反应器（AH）组成的两级工艺里对生活污水处理进行研究。AF反应器在去除悬浮COD方面效率高，即在水力停留时间为4h,2h,3h时去除率可分别达81%，58%,57%。对悬浮COD和溶解COD去除效率最优时，AF+AH系统要求水力停留时间为4+4h。对附加的胶状COD的去除效率最优时，AH反应器需要8h的水力停留时间。AF+AH系统在13C、水力停留时间为4+8h下运行时，对总COD有一个高效的去除率。总COD去除率高达71%，这类似于在热带地区的研究发现。此外，去除的60%COD转化为甲烷。2000爱思维尔技术股份有限公司版权所有。关键词：污水处理，生活污水，厌氧消化，厌氧滤池，复合式厌氧，聚氨酯泡沫塑料，两级系统1.简介高效厌氧处理是生活污水处理技术的一个热点，因为它设备简单，操作简便，维修费用低，占地面积小，污泥产量少，且产沼气。尽管生活污水厌氧处理技术在许多热带国家广泛大规模应用，但是目前为止，低温下这套技术并没有完全的被各个国家采用。这主要是因为去除率较低。此外，低温条件下，反应器里水解率更低且悬浮物（SS）积累量更高，故需要一个更长的水力停留时间（HRT）⑴2】。上流式厌氧污泥床反应器（UASB）反应器接种颗粒污泥比那些接种絮凝污泥的反应器性能更好⑶。但是，在低温下用颗粒污泥UASB反应器处理生活污水时，在颗粒污泥床SS重新积聚，将导致总体产甲烷活性和反应器性能恶化Ml。许多研究25-11］显示，低温下用颗粒污泥床反应器处理，应在厌氧处理前进行SS预处理。王葵［10］针对低温处理生活污水研发了一套两步工艺，即UASB+EGSB（膨胀颗粒污泥床）反应器。第一步是去除悬浮COD（CODss）及部分水解，而第二步主要是将溶解COD（CODdis）转换为甲烷。但是，在这套组合的UASB+EGSB工艺里，胶状COD（CODc。丿的去除受到了限制。最近，Elmitwalli等人［12］研究表明，相比于UASB反应器，采用接种絮凝污泥的AH反应器并不能显著提高对SS的预处理效果［101。但是，用AF反应器作为第一步反应对CODss去除效率很高（即82%），在AF反应器里采用聚氨酯泡沫塑料（RPF）填料。反应器里不能形成污泥床，因而，所有的生物被截留在RPF填料上而被保留在反应器里。填料和微生物（处于吸附状态）的存在，使得在13°C、HRT为4h下运行140d期间完全避免了过滤器的堵塞。

Elmitwalli等人［5对UASB和AH反应器进行了比较,两者均接种颗粒污泥，在13°C、HRT为8h下对初沉后的污水进行处理。AH反应器里采用的是RPF填料。在初始阶段,AH反应器去除了64%COD（CODt）,明显比UASB的去除效率高出4%。结果得出，用AF反应器作为第一步，紧接一个含颗粒污泥床的AH反应器，被认为是低温生活污水厌氧处理的一个合理可行的工艺。现在研究的目的就是评估这个两级（AF+AH）工艺在13C低温下对生活污水的处理性能。2.材料和方法2・1•实验装置实验装置如图1所示，由AF反应器（60L）和AH反应器（65L）组成，两者材质均为有机玻璃，且采用串联式的连接。两个反应器的直径均为0.19m，而AF和AH反应器的高度分别是2.1m和2.3m。反应器里采用的是RPF填料。AF反应器里的填料垂直放置，背靠背，没有间隔。AH反应器里使用的是由1mx1.5m的板片做成的圆柱型的填料，这个1m高的RPF圆筒在AH反应器的顶部被垂直地放置在气-固分离器之上。RPF材质的特性见表1。反应器里的温度通过置周围的管提供恒温水循环而控制在13C。图1图1实验装置示意图（1）进水；（2）蠕动泵；（3）AF反应器；（4）AF反应器的填料（垂直的RPF板片，TM10型号）;（5）气量计；（6）AF反应器废水；（7）AH反应器；（8）颗粒污泥床；（9）气-固分离器；（10）AH反应器的填料（垂直的RPF板片，TM30型号）；（11）AH反应器废水表1实验中使用的RPF板片的特性参数单位AF反应器AH参数单位AF反应器AH反应器总薄板厚度mm2525凸起厚度mm1515气孔数目气孔/英寸7-1525-35实验开始用的是洁净的填料。AH反应器是从一个正在处理“齐默曼方法”（布雷达，荷兰）产生的活性滤液的UASB反应器中接种的颗粒污泥。30°C下这个培养液污泥的最大产甲烷活性总计0.34kgCOD/kgVSS・d。其后，AF+AH工艺在HRTs为4+8h、2+4h和3+6h时分别运行144d、81d和69d。运行的第一个50d视为启动周期，从144-166d至225-251d的运行期间，被看作是对一个新的水力停留时间的适应期。AF反应器底部沉淀的污泥在HRTs为2h和3h时被浪费3次/周，而在HRTs为4h时被浪费1次/周。AH反应器里的污泥床通过消耗从污泥床上部来的剩余污泥而控制在1m的高度。2.2废水性能该工艺使用的是源自荷兰宾尼哥姆村庄的生活污水，污水经混合下水道系统收集。表2概括了该污水的主要特征。每周，从原水中取三份混合样品（两份是48h,—份是72h）,AF反应器和AH反应器的出水分别收集到容器里，置于4C的冰箱里。表2用于实验的生活污水的性能参数单位从50d到144dn1=29bn2=5c从166d到213dn,=21n2=5从239d到294dn,=21n2=5CODtmg/l461(134)425(143)528(172)450(63)528(88)533(86)CODssmg/l186(88)201(118)201(101)187(28)225(66)173(76)CODcolmg/l117(38)99(9)160(42)133(32)156(42)191(123)CODdismg/l158(43)152(30)172(62)130(20)147(42)169(68)COD-VFAmg/l38(25)35(24)35(28)33(27)55(11)53(11)总糖mg/l69(38)38(24)55(11)悬浮的糖mg/l39(32)16(16)36⑼胶状的糖mg/l12⑻12⑷10⑶溶解的糖mg/l19⑶10⑹9⑷总蛋白质mg/l125(31)173(38)110(16)悬浮的蛋白质mg/l43(19)26(14)28(11)胶状的蛋白质mg/l33(5)101(33)56(15)溶解的蛋白质mg/l50(8)45(17)26(17)N-Kjmg/l62(13)58(13)70(3)NH4+-Nmg/l52(16)40(14)48(10)总po4-pmg/l8.6(2.5)6.8(2)7.4(1.3)溶解的PO4-3-Pmg/l5.4(1)4.4(1.7)5.9(0.7)悬浮的PO4总大肠埃希菌悬浮的大肠埃希菌滤纸大肠埃希菌mg/lE.coli/100mlE.coli/100ml3.2(1.6)5.6x106(1.5x106)1.2x106(1.2x106)2.4(0.9)7.5x106(1.5x106)5x105(6x105)3.6(0.7)7.3x106(2.3*106)2.5x106(1.4*106)E.coli/100ml4.4x106(1.5x106)7x106(4.6x106)4.8x106(2.2x106)a标准差位于括号里bnl=CODt和其小部分的测量数目cn2=其它参数的测量数目2・3•分析方法Jirka和Carter［⑶用显微分析仪对COD进行测定。原水样品CODt，经4.4pm过滤后的样品用于CODf,而0.45卩m渗透膜（Schleicher&SchuellME25）样品用于CODd.。CODf U-iS ss和CODcol是通过CODt和CODf、CODf和CODdis各自之间的区别来估算的。挥发性脂肪酸（VFA）是通过膜过滤器样品在气相色谱仪中测定的，正女如vanLier2］报道。沼气的组成,CH4,CO2,N2和02，由一个用气相色谱仪测定的100卩1样品决定，vanLierM］报道。凯氏测氮值（KJ-N）、污泥指数（SVI）、吸附时间（CST）、总固体含量（TS）、SS以及挥发性悬浮颗粒（VSS）是根据荷兰标准归一化方法［151测定的。蛋白质和糖类（由原水、滤纸、渗透膜样品测定的）是根据Miron等a1描述的方法进行分析的。大肠埃希菌（原水和滤纸测定的）是根据HavelaarandDuring［17］分析的。废水的总PO4-P是根据荷兰标准归一化方法口51在处理后用自动分析仪（Skalar）测定的，而NH4+-N和溶解的PO4-3-P直接用同台自动分析仪进行测定。30°C下通过一次进料约为1.5gCOD/1的初始醋酸浓度和二次进料大约为2gVSS/1污泥浓度［141的醋酸的消耗来测定SMAmax值，在60d周期里污泥可消化性效果正如vanLier［14］报道成果。对于AF反应器产生的剩余污泥，其体积与SS和VSS的浓度都被测量了。当AF反应器在水力停留时间为2h和3h下运行时，对其余5个样品进行了SVI,CTS和TS的分析。污泥的可消化性被再次测量，而当AF反应器在HRT为2h时，其中的剩余污泥被分成了两份。AH反应器里的剩余污泥对其SS和VSS容量进行了分析。在每一次驯化阶段之后以及每个HRT末期，AF反应器里的剩余污泥和存在于AH反应器里的复合样品的颗粒污泥，它们的SMAmax值都被分析了。在每次HRT末期AF和AH反应器里的附加污泥，它们的SMAmax也被测量了。AF和AH反应器里的附加污泥被分离正如Elmitwalli等［121提到的那样。3•计算

水解（H）、酸化（A）和产甲烷（M）百分率，最大（SRTmax）和最小污泥停留时间（SRTmin）以及过滤常数（）是按Elmitwalli等［12］描述的那样计算的。废水中溶解的甲烷总数是依据Henry'sLaw估算的。按照Elmitwalli等［12］报道，在不同HRTs下对反应器的性能做了统计比较。4•结果与讨论4・1・COD和VFA的去除(％)一EAQW理0CO(％j<cAQUJ(D」QOO0d . 1 4 6 8HRT(h)图213°C用AF和AH反应器处理生活污水期间HRT对CODt及其各部分的去除的影响。（◊）,COD；（□），COD；（A）,CODl；（o）,CODd..图2显示不同HRT下AF反应器对CODt和去除效率显著的COD的去除效果。结果表明，HRT从4h提高到4h,显著地提高了CODt的去除率（平均提高了10%），主要是因为COD的去除率更高。在HRT为4h时，AF反应器对COD去除率为81%，比HRT为3h时SS SS明显高（平均高出0.01%）。然而当HRT从3h减少到2h时，CODss的去除率并没有急剧下降。HRT为2h时，AF反应器对CODss的去除率为58%，明显高于WangM在12°C、HRT为3h时运行UASB反应器取得的效果（44%）。在这些HRTs内，COD和CODd.去除效col dis率都受到限制。图 3 4HRT(h)的结果显示，当HRT从6h提高到Sh时，AF反应器对C。耳、CODcol和C。。吐的去除效率明显提高了（平均分别提高了0.1%、0.05%和1%），而在HRT从4h提高到6h 3 4HRT(h)显著提高了对COD的去除率（平均提高了5%）。表3AF+AH工艺在不同HRTs运行时对CODt，各COD和VFA的去除效率（％）

4+8h2+4h3+6hCODt70.6(7.4)58.6(7.7)63(7.4)CODss91.3(8.4)70.5(16.4)78.8(7.4)CODcol59.6(14.7)45.3(17.1)45.8(18.5)CODdis55.2(14.3)54.8(15.2)53.6(10)VFA-COD97(4.4)77.9(22.7)91.3(4)a括号里为标准差.表3总结了在用AF+AH工艺处理生活污水期间对CODt的处理效果以及各COD和VFA的差异。AF+AH工艺在HRT为4+8h下运行对COD、COD和COD^勺处理效率比在t ss colRHT为3+6h时明显高（平均分别高出0.1%、0.01%和5%）。而在RHT为3+6h时比在RHT为2+4h时仅对CODt和CODss的去除效率明显更高（各自平均为10%和10%）。结果明显显示，在不同HRTs下运用AF+AH工艺对CODdis的去除效果是相似的（54-55%），致使AH反应器活性颗粒污泥容量很高。这表明，对CODdis而言，系统依然处于未满负荷状态，即使在HRT为2+4h下。AF+AH工艺对CODdis的去除效果相当于在分批处理循环试验⑼中处理同种废水所取得的最低去除率（54%）。AF+AH工艺在HRT为4+8h下对CODt的去除超过了类似温度下的其他调查发现丄1。］。在AF+AH工艺中发现，对CODt的高效去除，归因于提高了AF反应器里CODss的去除以及第二步里CODco［和CODdis的去除。除了颗粒污泥的影响，存在于AH反应器中的RPF填料也提高了对COD刖截留，如Elmitwallicol等报道所言［5］。4・2•糖类，蛋白质，营养物（P和N）和大肠埃希菌的去除表4AF+AH工艺在HRT为4+8ha时，糖类，蛋白质，大肠埃希菌，PO4-P,N-Kj和NH4+-N的去除效率（％）参数AFAHAF+AH糖类总数75⑸20(8)80(5)悬浮的94(4)39(57)97(1)胶状的75(7)-10(17)65(8)溶解的18(15)23(16)39(4)蛋白质总数33.1(7.1)33.7(6.4)55.6(6.8)悬浮的66.4(7.3)33.3(47.1)78.3(14.9)胶状的6.3(12.5)25(16.7)31.3(4.2)溶解的24.6(17.5)39.2(7.9)54.2(11.7)大肠埃希菌总数20.3(26.7)12(40.7)32.8(28.5)悬浮的75.3(29.5)100(0)100(0)滤纸上的22.1(19.1)-3.2(43.3)21.4(30.5)PO4-P总数15.5(8.2)0.6(5.5)16(8.9)悬浮的38.5(26.5)39.3(31.5)64.8(21.3)溶解的 1.7(8.9) -13.6(11.9) -11.5(12.8)N-Kj 6.2(5.2) -1.4(6.2) 4.9(8.3)NH4+-N -0.3(11.7) -7(1.9) -7.3(13.6)靡号里为标准差在AF+AH工艺里发现，不同HRTs时，对糖类，蛋白质，营养物和E.coli的去除并没有明显的区别，表4中只提到了HRTs为4+8h时的去除效果。AF+AH工艺在去除糖类方面效率很高，主要是对悬浮的糖类的高去除效率结果更明显，胜过了对蛋白质的去除。事实上，对悬浮的蛋白质的去除明显地高于其他蛋白质部分。结果还表明污水中的大多数大肠杆菌是与胶粒联系在一起。任何运行条件下，对于大肠埃希菌的去除效率都受到限制。由于AF+AH工艺对CODss去除效率很高，该工艺也去除了污水中与大部分大肠杆菌相关的悬浮颗粒物和胶粒。此外，结果提供了一个去除悬浮磷酸盐和释放溶解磷的有效的方法。该工艺随着SS的去除而去除了部分凯氏定氮法测定的氮，但是蛋白质的水解作用又释放NH4+-N。4・3•保留在反应器里的的污泥和剩余污泥的特性表5AF和AH反应器里保留的和剩余的污泥特性a参数单位AFAH4h2h3h8h4h6h保留的污泥浓度gvss/l15.316.715.835.828.233.1SRTmaxd6337.847.2(28.7)220021002800(14.9)(15.9)SRTmind42.714.519.6(6.3)4509490(11)(4.8)剩余污泥VSS/SS%81(3)76⑻78(4)586353SVIml/gSS59.427.338.5(4.9)---(9.3)b(18)可消化性gCH4-COD/gCOD0.650.75----(0.03户(0.04)*106Kg2/m4/s228.335.7----(7)b(9.1)a括号里为标准差.b来自Elmitwalli等[12].表5结果显示两个反应器里保留和剩余污泥的特性。AF反应器里的剩余污泥的SVI随着HRT的减少而下降。可能是因为在较长的HRTs下沉淀能力较差，微粒很小而导致局部水解作用很高。然而，对于AF反应器，不同HRTs下运行产生的剩余污泥的SVI值总是＜60ml/gSS,这表明其沉淀能力相当好。不同HRTs下，AF反应器产生的剩余污泥的过滤常数很相似，相似于那些消化很好的初级污泥的过滤常数，而超过初始污泥a】。AF+AH工艺里产生的剩余污泥，主要来自于AF反应器。AF反应器里的剩余污泥占AF+AH工艺里的CODt的20-35%,而在AH反应器里只占0.5-1.5%。这个可消化性结论和在VSS/SS比率方面的发现表明，AF反应器产生的剩余污泥不是很稳定且需要快速稳定。但是，AH反应器里产生的污泥很稳定。VSS/SS比是0.63。AF反应器里SRTmax和SRTmin值在HRT从3h提高到4h时明显地增大了。AH反应器里，很高的SRTmax和SRTmin值表明，水解作用，酸化和甲烷生成能够充分地进行。低温下，厌氧反应器为了保持足够的活性系统反应时间(SRT)应该超过100d［2］。表630°C时，AF反应器的剩余污泥、AH反应器的颗粒污泥以及两个反应器里的吸附污泥的SMAmax(kgCODkg-1VSSd-1)AFAH4h2h3h8h4h6h污泥驯化后0.056(0.013)0.0280.0320.1670.1060.139(0.017)(0.011)(0.021)(0.003)(0.045)最后0.071(0.020)0.0270.0470.1730.1130.183(0.002)(0.008)(0.010)(0.010)(0.024)附加的0.030(0.002)0.045(0.00.034(0.00.038(0.00.034(0.00.031(0.010)05)24)24)18)a括号里为标准差.表6概括了两个反应器里剩余污泥和吸附在过滤介质上的污泥的SMA值。结果明max显显示，AF反应器里吸附的和剩余的污泥的SMA值在HRTs影响下依然很低。实际上,max对SS的去除和部分水解作用是在AF反应器里进行的。AH反应器里吸附污泥的SMAmax值很低，归因于其可生物降解的有机负荷较低，因为大部分的COD已经在颗粒污泥床里被去除了。正如Elmitwalli等⑸研究发现，在AH反应器里RPF填料的存在，并没有明显提高CODdis的去除率，但是明显提高了CODco［的去除率。

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□.COD5Sloading（kgCOD^nn^.d'}图330°C接种颗粒污泥的AH反应器里CODss负荷对SMAmax的影响AH反应器里颗粒污泥的SMA值在HRT为4h时明显低于8h时。但是，AH反应器里max的SMA值在HRT为3+6h下运行AF+AH工艺后得以恢复。AH反应器里的颗粒污泥在maxHRT为4h时因高SS负荷使得SMA恶化（图3）,相应地由于基液的局限性而降低了它max的活性［181。这导致其附件和吸附的可生物降解有机粒子慢慢颗粒污泥化。因此，AH反应器里的CODss负荷应该等于或小于0.38kgCODss/m3・d-i，同样，整个工艺应在HRT为3+6h下运行。观测到，随着SS负荷的增加，AH反应器里污泥SMA恶化，是保证用厌max氧反应器处理生活污水前期第一步里SS分离的重要性。4・4•水解作用，酸化和产甲烷表713C，不同HRTs下，用AF+AH工艺处理生活污水期间水解作用、酸化和产甲烷（%）AFAHAF+AH4h2h3h8h4h6h4-F8h2^4h3+6hH22(153)17.9(10.6)213(28J)35.2(322)25J(20.5)38.8(161)36.7(2L8)3L3(128)42.2(306)A26(13.6)192(61)163(3.6)24.8(173)25.7(9.2)34.4(8.8)38.0(134)35J(9.0)36.6(72)M2L9(7)21(56)257(20.7)39.0(113)28.4(64)34.8(83)42.9(125)38J(89)46.8(234)结果表明，CH4在沼气中的含量很高（72-82%），这与Lettinga等⑶，。咖旺1等［⑼和SchellinkhoutandOsario［20］报道很相似。表7列出了AF+AH反应器里水解作用、酸化和产甲烷计算值。由于生活污水的浓度和组成存在相当大的波动，导致在不同HRTs下AF反应器、AH反应器以及AF+AH反应器里的水解作用、酸化和产甲烷并没有发现显著的差别。但是，较长的系统反应时间在AH反应器中占优势，在不同水利条件下，保证了这个工艺相当高的的水解作用、酸化和产甲烷。对于水解作用和产甲烷的研究发现，是基于AF+AH反应器在不同HRTs下其COD总去除量分别在47-64%到60-74%的范围内。这些价值明显高于Uemura和Harada［出分别取得了33%和35%的效果，他们是用一个接种颗粒污泥的UASB反应器在13°C、HRT为4.7h下运行，对生活污水进行处理。4・5•综合交流这些调查结果表明，AF系统在HRT为4h时对CODss去除效率很高，即81%。如图2所示，在AF反应器里HRT提高到4h以上将很有可能更多地提高对CODss的去除。对于AH反应器里的甲烷活性，进一步去除COD已经显没有必要了。此外，AF+AH反应器对ssCODss已经取得高达91%去除效率。对于整套系统，AF反应器里的HRT提高到4h以上而仅能些微的提高CODss的去除。因此，推荐AF反应器里的HRT为4h。注意到和其他部分相比，对悬浮的糖类和蛋白质部分的高去除与对CODss的高去除是一致的。从AH反应器里的颗粒污泥的SMA的结果来看，可以得出结论，为了避免颗粒污max泥SMAmax恶化，反应器里的CODss负荷应该保持S0.38kgCODss/m3/d。AH反应器在HRT为2.3h的负荷，进水CODss浓度等于36mg/l，相当于AF系统在HRT为4h的出水值。当在HRT为2+4h下运行时，AF+AH反应器对COD^的最大去除率为55%切。因此，当在HRT为4+4h下运行时，两步工艺能充分去除CODss和CODdis，没有任何严重的颗粒污泥SMAmax恶化。在HRT为4+8h时，该工艺CODcoi的去除效率也高达60%（主要是在AH反应器中取得的），这表示85%的最大去除量是在生活污水的厌氧处理期间［91。在后面的条件下，AF+AH反应器对CODt的去除效率高达71%，类似于在热带国家温度＞20°C时的一步UASB反应器⑴，2。1。因此，去除的60%CODt转化成了甲烷。5•结论•在当代研究调查中，对于13°C下生活污水，AF反应器代表一个有效的预处理过程。在HRT为4h，3h和2h下，平均CODss去除率分别达81%，57%和58%。对于低温下生活污水的预处理，在HRT为4h下对AF反应器的应用值得推荐。•两步AF+AH工艺在温度为13°C、HRT为4+8h下运行，对COD去除效率很高。CODt的去除效率高达71%，类似于在热带国家应用一步UASB反应器取得的效果。•应用AF+AH系统在水解作用、酸化和产甲烷产生了很高的价值。结果显示在不同HRTs下没有明显差异。在一定的HRTs下，去除的60-74%的CODt转化成了甲烷。•大部分剩余污泥是在AF反应器里产生的。它的沉降能力和脱水能力很好，但是前提是必须快速稳定。•为避免颗粒污泥的SMA恶化，AH反应器里COD负荷应＜0.38kgCODss/m3/domax ss — o参考文献deManAWA,GrinPC,RoersmaR,GrolleKCF,LettingaG.Anaerobictreatmentofsewageatlowtemperatures.ProceedingsoftheAnaerobicTreatmentaGrown-upTechnology,Amsterdam,TheNetherlands,1986,pp.451—66.ZeemanG,LettingaG.Theroleofanaerobicdigestionofdomesticsewageinclosingthewaterandnutrientcycleatcommunitylevel.WaterSciTechnol1999;39(5):187—94.LettingaG,RoersmaR,GrinP.AnaerobictreatmentofrawdomesticsewageatambienttemperaturesusingagranularbedUASBreactor.BiotechnolBioeng1983;25:1701-23.UemuraS,HaradaH.TreatmentofsewagebyaUASBreactorundermoderatetolowtemperatureconditions.BioresTechnol2000;72(3):275-83.ElmitwalliTA,ZandvoortM,ZeemanG,BruningH,LettingaG.Lowtemperaturetreatmentofdomesticsewageinupflowanaerobicsludgeblanketandanaerobichybridreactors.WaterSciTechnol1999;39(5):177-85.ElmitwalliTA,vanDunM,ZeemanG,BruningH,LettingaG.Theroleoffiltermediainremovingsuspendedandcolloidalparticlesinanaerobicreactortreatingdomesticsewage.BioresTechnol2000;72(3):235-40.ElmitwalliTA,SoellnerJ,deKeizerA,ZeemanG,BruningH,LettingaG.Biodegradabilityandchangeofphysicalcharacteristicsofparticlesduringanaerobicdigestionofdomesticsewage.WaterRes2001;35(5):1311-7.KalogoY,VerstraeteW.Developmentofanaerobicsludgebed(ASB)reactortechnologiesfordomesticwastewatertreatment:motivesandperspectives.WorldJMicrobiolBiotechnol1999;15:523-34.vanderLastARM,LettingaG.Anaerobictreatmentdomesticsewageundermoderateclimatic(Dutch)conditionsusingupflowreactorsatincreasedsuperficialvelocities.WaterSciTechnol1992;25(7):167-78.WangK.Integratedanaerobicandaerobictreatmentofsewage.Ph.D.thesis,WageningenUniversity,TheNetherlands,1994.ZeemanG,SandersWTM,WangK,LettingaG.Anaerobictreatmentofcomplexwastewaterandwasteactivatedsludge.Applicationofupflowanaerobicsolidremoval(UASR)reactorfortheremovalandprehydrolysisofsuspendedCOD.WaterSciTechnol1997;35(10):121—8.ElmitwalliTA,Skly