低溫處理生活污水的兩級厭氧濾池/復合式厭氧工藝摘要：在13°C低溫條件下，控制不同的水力停留時間（HRTs），在一個由厭氧濾池（AF）+復合式厭氧反應器（AH）組成的兩級工藝里對生活污水處理進行研究。AF反應器在去除懸浮COD方面效率高，即在水力停留時間為4h,2h,3h時去除率可分別達81%，58%,57%。對懸浮COD和溶解COD去除效率最優時，AF+AH系統要求水力停留時間為4+4h。對附加的膠狀COD的去除效率最優時，AH反應器需要8h的水力停留時間。AF+AH系統在13C、水力停留時間為4+8h下運行時，對總COD有一個高效的去除率。總COD去除率高達71%，這類似于在熱帶地區的研究發現。此外，去除的60%COD轉化為甲烷。2000愛思維爾技術股份有限公司版權所有。關鍵詞：污水處理，生活污水，厭氧消化，厭氧濾池，復合式厭氧，聚氨酯泡沫塑料，兩級系統1.簡介高效厭氧處理是生活污水處理技術的一個熱點，因為它設備簡單，操作簡便，維修費用低，占地面積小，污泥產量少，且產沼氣。盡管生活污水厭氧處理技術在許多熱帶國家廣泛大規模應用，但是目前為止，低溫下這套技術并沒有完全的被各個國家采用。這主要是因為去除率較低。此外，低溫條件下，反應器里水解率更低且懸浮物（SS）積累量更高，故需要一個更長的水力停留時間（HRT）⑴2】。上流式厭氧污泥床反應器（UASB）反應器接種顆粒污泥比那些接種絮凝污泥的反應器性能更好⑶。但是，在低溫下用顆粒污泥UASB反應器處理生活污水時，在顆粒污泥床SS重新積聚，將導致總體產甲烷活性和反應器性能惡化Ml。許多研究25-11］顯示，低溫下用顆粒污泥床反應器處理，應在厭氧處理前進行SS預處理。王葵［10］針對低溫處理生活污水研發了一套兩步工藝，即UASB+EGSB（膨脹顆粒污泥床）反應器。第一步是去除懸浮COD（CODss）及部分水解，而第二步主要是將溶解COD（CODdis）轉換為甲烷。但是，在這套組合的UASB+EGSB工藝里，膠狀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反應器，采用接種絮凝污泥的AH反應器并不能顯著提高對SS的預處理效果［101。但是，用AF反應器作為第一步反應對CODss去除效率很高（即82%），在AF反應器里采用聚氨酯泡沫塑料（RPF）填料。反應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應器里。填料和微生物（處于吸附狀態）的存在，使得在13°C、HRT為4h下運行140d期間完全避免了過濾器的堵塞。

Elmitwalli等人［5對UASB和AH反應器進行了比較,兩者均接種顆粒污泥，在13°C、HRT為8h下對初沉后的污水進行處理。AH反應器里采用的是RPF填料。在初始階段,AH反應器去除了64%COD（CODt）,明顯比UASB的去除效率高出4%。結果得出，用AF反應器作為第一步，緊接一個含顆粒污泥床的AH反應器，被認為是低溫生活污水厭氧處理的一個合理可行的工藝。現在研究的目的就是評估這個兩級（AF+AH）工藝在13C低溫下對生活污水的處理性能。2.材料和方法2?1?實驗裝置實驗裝置如圖1所示，由AF反應器（60L）和AH反應器（65L）組成，兩者材質均為有機玻璃，且采用串聯式的連接。兩個反應器的直徑均為0.19m，而AF和AH反應器的高度分別是2.1m和2.3m。反應器里采用的是RPF填料。AF反應器里的填料垂直放置，背靠背，沒有間隔。AH反應器里使用的是由1mx1.5m的板片做成的圓柱型的填料，這個1m高的RPF圓筒在AH反應器的頂部被垂直地放置在氣-固分離器之上。RPF材質的特性見表1。反應器里的溫度通過置周圍的管提供恒溫水循環而控制在13C。圖1圖1實驗裝置示意圖（1）進水；（2）蠕動泵；（3）AF反應器；（4）AF反應器的填料（垂直的RPF板片，TM10型號）;（5）氣量計；（6）AF反應器廢水；（7）AH反應器；（8）顆粒污泥床；（9）氣-固分離器；（10）AH反應器的填料（垂直的RPF板片，TM30型號）；（11）AH反應器廢水表1實驗中使用的RPF板片的特性參數單位AF反應器AH參數單位AF反應器AH反應器總薄板厚度mm2525凸起厚度mm1515氣孔數目氣孔/英寸7-1525-35實驗開始用的是潔凈的填料。AH反應器是從一個正在處理“齊默曼方法”（布雷達，荷蘭）產生的活性濾液的UASB反應器中接種的顆粒污泥。30°C下這個培養液污泥的最大產甲烷活性總計0.34kgCOD/kgVSS?d。其后，AF+AH工藝在HRTs為4+8h、2+4h和3+6h時分別運行144d、81d和69d。運行的第一個50d視為啟動周期，從144-166d至225-251d的運行期間，被看作是對一個新的水力停留時間的適應期。AF反應器底部沉淀的污泥在HRTs為2h和3h時被浪費3次/周，而在HRTs為4h時被浪費1次/周。AH反應器里的污泥床通過消耗從污泥床上部來的剩余污泥而控制在1m的高度。2.2廢水性能該工藝使用的是源自荷蘭賓尼哥姆村莊的生活污水，污水經混合下水道系統收集。表2概括了該污水的主要特征。每周，從原水中取三份混合樣品（兩份是48h,—份是72h）,AF反應器和AH反應器的出水分別收集到容器里，置于4C的冰箱里。表2用于實驗的生活污水的性能參數單位從50d到144dn1=29bn2=5c從166d到213dn,=21n2=5從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)總糖mg/l69(38)38(24)55(11)懸浮的糖mg/l39(32)16(16)36⑼膠狀的糖mg/l12⑻12⑷10⑶溶解的糖mg/l19⑶10⑹9⑷總蛋白質mg/l125(31)173(38)110(16)懸浮的蛋白質mg/l43(19)26(14)28(11)膠狀的蛋白質mg/l33(5)101(33)56(15)溶解的蛋白質mg/l50(8)45(17)26(17)N-Kjmg/l62(13)58(13)70(3)NH4+-Nmg/l52(16)40(14)48(10)總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)懸浮的PO4總大腸埃希菌懸浮的大腸埃希菌濾紙大腸埃希菌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標準差位于括號里bnl=CODt和其小部分的測量數目cn2=其它參數的測量數目2?3?分析方法Jirka和Carter［⑶用顯微分析儀對COD進行測定。原水樣品CODt，經4.4pm過濾后的樣品用于CODf,而0.45卩m滲透膜（Schleicher&SchuellME25）樣品用于CODd.。CODf U-iS ss和CODcol是通過CODt和CODf、CODf和CODdis各自之間的區別來估算的。揮發性脂肪酸（VFA）是通過膜過濾器樣品在氣相色譜儀中測定的，正女如vanLier2］報道。沼氣的組成,CH4,CO2,N2和02，由一個用氣相色譜儀測定的100卩1樣品決定，vanLierM］報道。凱氏測氮值（KJ-N）、污泥指數（SVI）、吸附時間（CST）、總固體含量（TS）、SS以及揮發性懸浮顆粒（VSS）是根據荷蘭標準歸一化方法［151測定的。蛋白質和糖類（由原水、濾紙、滲透膜樣品測定的）是根據Miron等a1描述的方法進行分析的。大腸埃希菌（原水和濾紙測定的）是根據HavelaarandDuring［17］分析的。廢水的總PO4-P是根據荷蘭標準歸一化方法口51在處理后用自動分析儀（Skalar）測定的，而NH4+-N和溶解的PO4-3-P直接用同臺自動分析儀進行測定。30°C下通過一次進料約為1.5gCOD/1的初始醋酸濃度和二次進料大約為2gVSS/1污泥濃度［141的醋酸的消耗來測定SMAmax值，在60d周期里污泥可消化性效果正如vanLier［14］報道成果。對于AF反應器產生的剩余污泥，其體積與SS和VSS的濃度都被測量了。當AF反應器在水力停留時間為2h和3h下運行時，對其余5個樣品進行了SVI,CTS和TS的分析。污泥的可消化性被再次測量，而當AF反應器在HRT為2h時，其中的剩余污泥被分成了兩份。AH反應器里的剩余污泥對其SS和VSS容量進行了分析。在每一次馴化階段之后以及每個HRT末期，AF反應器里的剩余污泥和存在于AH反應器里的復合樣品的顆粒污泥，它們的SMAmax值都被分析了。在每次HRT末期AF和AH反應器里的附加污泥，它們的SMAmax也被測量了。AF和AH反應器里的附加污泥被分離正如Elmitwalli等［121提到的那樣。3?計算

水解（H）、酸化（A）和產甲烷（M）百分率，最大（SRTmax）和最小污泥停留時間（SRTmin）以及過濾常數（）是按Elmitwalli等［12］描述的那樣計算的。廢水中溶解的甲烷總數是依據Henry'sLaw估算的。按照Elmitwalli等［12］報道，在不同HRTs下對反應器的性能做了統計比較。4?結果與討論4?1?COD和VFA的去除(％)一EAQW理0CO(％j<cAQUJ(D」QOO0d . 1 4 6 8HRT(h)圖213°C用AF和AH反應器處理生活污水期間HRT對CODt及其各部分的去除的影響。（?）,COD；（□），COD；（A）,CODl；（o）,CODd..圖2顯示不同HRT下AF反應器對CODt和去除效率顯著的COD的去除效果。結果表明，HRT從4h提高到4h,顯著地提高了CODt的去除率（平均提高了10%），主要是因為COD的去除率更高。在HRT為4h時，AF反應器對COD去除率為81%，比HRT為3h時SS SS明顯高（平均高出0.01%）。然而當HRT從3h減少到2h時，CODss的去除率并沒有急劇下降。HRT為2h時，AF反應器對CODss的去除率為58%，明顯高于WangM在12°C、HRT為3h時運行UASB反應器取得的效果（44%）。在這些HRTs內，COD和CODd.去除效col dis率都受到限制。圖 3 4HRT(h)的結果顯示，當HRT從6h提高到Sh時，AF反應器對C。耳、CODcol和C。。吐的去除效率明顯提高了（平均分別提高了0.1%、0.05%和1%），而在HRT從4h提高到6h 3 4HRT(h)顯著提高了對COD的去除率（平均提高了5%）。表3AF+AH工藝在不同HRTs運行時對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括號里為標準差.表3總結了在用AF+AH工藝處理生活污水期間對CODt的處理效果以及各COD和VFA的差異。AF+AH工藝在HRT為4+8h下運行對COD、COD和COD^勺處理效率比在t ss colRHT為3+6h時明顯高（平均分別高出0.1%、0.01%和5%）。而在RHT為3+6h時比在RHT為2+4h時僅對CODt和CODss的去除效率明顯更高（各自平均為10%和10%）。結果明顯顯示，在不同HRTs下運用AF+AH工藝對CODdis的去除效果是相似的（54-55%），致使AH反應器活性顆粒污泥容量很高。這表明，對CODdis而言，系統依然處于未滿負荷狀態，即使在HRT為2+4h下。AF+AH工藝對CODdis的去除效果相當于在分批處理循環試驗⑼中處理同種廢水所取得的最低去除率（54%）。AF+AH工藝在HRT為4+8h下對CODt的去除超過了類似溫度下的其他調查發現丄1。］。在AF+AH工藝中發現，對CODt的高效去除，歸因于提高了AF反應器里CODss的去除以及第二步里CODco［和CODdis的去除。除了顆粒污泥的影響，存在于AH反應器中的RPF填料也提高了對COD刖截留，如Elmitwallicol等報道所言［5］。4?2?糖類，蛋白質，營養物（P和N）和大腸埃希菌的去除表4AF+AH工藝在HRT為4+8ha時，糖類，蛋白質，大腸埃希菌，PO4-P,N-Kj和NH4+-N的去除效率（％）參數AFAHAF+AH糖類總數75⑸20(8)80(5)懸浮的94(4)39(57)97(1)膠狀的75(7)-10(17)65(8)溶解的18(15)23(16)39(4)蛋白質總數33.1(7.1)33.7(6.4)55.6(6.8)懸浮的66.4(7.3)33.3(47.1)78.3(14.9)膠狀的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)大腸埃希菌總數20.3(26.7)12(40.7)32.8(28.5)懸浮的75.3(29.5)100(0)100(0)濾紙上的22.1(19.1)-3.2(43.3)21.4(30.5)PO4-P總數15.5(8.2)0.6(5.5)16(8.9)懸浮的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)靡號里為標準差在AF+AH工藝里發現，不同HRTs時，對糖類，蛋白質，營養物和E.coli的去除并沒有明顯的區別，表4中只提到了HRTs為4+8h時的去除效果。AF+AH工藝在去除糖類方面效率很高，主要是對懸浮的糖類的高去除效率結果更明顯，勝過了對蛋白質的去除。事實上，對懸浮的蛋白質的去除明顯地高于其他蛋白質部分。結果還表明污水中的大多數大腸桿菌是與膠粒聯系在一起。任何運行條件下，對于大腸埃希菌的去除效率都受到限制。由于AF+AH工藝對CODss去除效率很高，該工藝也去除了污水中與大部分大腸桿菌相關的懸浮顆粒物和膠粒。此外，結果提供了一個去除懸浮磷酸鹽和釋放溶解磷的有效的方法。該工藝隨著SS的去除而去除了部分凱氏定氮法測定的氮，但是蛋白質的水解作用又釋放NH4+-N。4?3?保留在反應器里的的污泥和剩余污泥的特性表5AF和AH反應器里保留的和剩余的污泥特性a參數單位AFAH4h2h3h8h4h6h保留的污泥濃度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戶(0.04)*106Kg2/m4/s228.335.7----(7)b(9.1)a括號里為標準差.b來自Elmitwalli等[12].表5結果顯示兩個反應器里保留和剩余污泥的特性。AF反應器里的剩余污泥的SVI隨著HRT的減少而下降。可能是因為在較長的HRTs下沉淀能力較差，微粒很小而導致局部水解作用很高。然而，對于AF反應器，不同HRTs下運行產生的剩余污泥的SVI值總是＜60ml/gSS,這表明其沉淀能力相當好。不同HRTs下，AF反應器產生的剩余污泥的過濾常數很相似，相似于那些消化很好的初級污泥的過濾常數，而超過初始污泥a】。AF+AH工藝里產生的剩余污泥，主要來自于AF反應器。AF反應器里的剩余污泥占AF+AH工藝里的CODt的20-35%,而在AH反應器里只占0.5-1.5%。這個可消化性結論和在VSS/SS比率方面的發現表明，AF反應器產生的剩余污泥不是很穩定且需要快速穩定。但是，AH反應器里產生的污泥很穩定。VSS/SS比是0.63。AF反應器里SRTmax和SRTmin值在HRT從3h提高到4h時明顯地增大了。AH反應器里，很高的SRTmax和SRTmin值表明，水解作用，酸化和甲烷生成能夠充分地進行。低溫下，厭氧反應器為了保持足夠的活性系統反應時間(SRT)應該超過100d［2］。表630°C時，AF反應器的剩余污泥、AH反應器的顆粒污泥以及兩個反應器里的吸附污泥的SMAmax(kgCODkg-1VSSd-1)AFAH4h2h3h8h4h6h污泥馴化后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括號里為標準差.表6概括了兩個反應器里剩余污泥和吸附在過濾介質上的污泥的SMA值。結果明max顯顯示，AF反應器里吸附的和剩余的污泥的SMA值在HRTs影響下依然很低。實際上,max對SS的去除和部分水解作用是在AF反應器里進行的。AH反應器里吸附污泥的SMAmax值很低，歸因于其可生物降解的有機負荷較低，因為大部分的COD已經在顆粒污泥床里被去除了。正如Elmitwalli等⑸研究發現，在AH反應器里RPF填料的存在，并沒有明顯提高CODdis的去除率，但是明顯提高了CODco［的去除率。

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□.COD5Sloading（kgCOD^nn^.d'}圖330°C接種顆粒污泥的AH反應器里CODss負荷對SMAmax的影響AH反應器里顆粒污泥的SMA值在HRT為4h時明顯低于8h時。但是，AH反應器里max的SMA值在HRT為3+6h下運行AF+AH工藝后得以恢復。AH反應器里的顆粒污泥在maxHRT為4h時因高SS負荷使得SMA惡化（圖3）,相應地由于基液的局限性而降低了它max的活性［181。這導致其附件和吸附的可生物降解有機粒子慢慢顆粒污泥化。因此，AH反應器里的CODss負荷應該等于或小于0.38kgCODss/m3?d-i，同樣，整個工藝應在HRT為3+6h下運行。觀測到，隨著SS負荷的增加，AH反應器里污泥SMA惡化，是保證用厭max氧反應器處理生活污水前期第一步里SS分離的重要性。4?4?水解作用，酸化和產甲烷表713C，不同HRTs下，用AF+AH工藝處理生活污水期間水解作用、酸化和產甲烷（%）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)結果表明，CH4在沼氣中的含量很高（72-82%），這與Lettinga等⑶，。咖旺1等［⑼和SchellinkhoutandOsario［20］報道很相似。表7列出了AF+AH反應器里水解作用、酸化和產甲烷計算值。由于生活污水的濃度和組成存在相當大的波動，導致在不同HRTs下AF反應器、AH反應器以及AF+AH反應器里的水解作用、酸化和產甲烷并沒有發現顯著的差別。但是，較長的系統反應時間在AH反應器中占優勢，在不同水利條件下，保證了這個工藝相當高的的水解作用、酸化和產甲烷。對于水解作用和產甲烷的研究發現，是基于AF+AH反應器在不同HRTs下其COD總去除量分別在47-64%到60-74%的范圍內。這些價值明顯高于Uemura和Harada［出分別取得了33%和35%的效果，他們是用一個接種顆粒污泥的UASB反應器在13°C、HRT為4.7h下運行，對生活污水進行處理。4?5?綜合交流這些調查結果表明，AF系統在HRT為4h時對CODss去除效率很高，即81%。如圖2所示，在AF反應器里HRT提高到4h以上將很有可能更多地提高對CODss的去除。對于AH反應器里的甲烷活性，進一步去除COD已經顯沒有必要了。此外，AF+AH反應器對ssCODss已經取得高達91%去除效率。對于整套系統，AF反應器里的HRT提高到4h以上而僅能些微的提高CODss的去除。因此，推薦AF反應器里的HRT為4h。注意到和其他部分相比，對懸浮的糖類和蛋白質部分的高去除與對CODss的高去除是一致的。從AH反應器里的顆粒污泥的SMA的結果來看，可以得出結論，為了避免顆粒污max泥SMAmax惡化，反應器里的CODss負荷應該保持S0.38kgCODss/m3/d。AH反應器在HRT為2.3h的負荷，進水CODss濃度等于36mg/l，相當于AF系統在HRT為4h的出水值。當在HRT為2+4h下運行時，AF+AH反應器對COD^的最大去除率為55%切。因此，當在HRT為4+4h下運行時，兩步工藝能充分去除CODss和CODdis，沒有任何嚴重的顆粒污泥SMAmax惡化。在HRT為4+8h時，該工藝CODcoi的去除效率也高達60%（主要是在AH反應器中取得的），這表示85%的最大去除量是在生活污水的厭氧處理期間［91。在后面的條件下，AF+AH反應器對CODt的去除效率高達71%，類似于在熱帶國家溫度＞20°C時的一步UASB反應器⑴，2。1。因此，去除的60%CODt轉化成了甲烷。5?結論?在當代研究調查中，對于13°C下生活污水，AF反應器代表一個有效的預處理過程。在HRT為4h，3h和2h下，平均CODss去除率分別達81%，57%和58%。對于低溫下生活污水的預處理，在HRT為4h下對AF反應器的應用值得推薦。?兩步AF+AH工藝在溫度為13°C、HRT為4+8h下運行，對COD去除效率很高。CODt的去除效率高達71%，類似于在熱帶國家應用一步UASB反應器取得的效果。?應用AF+AH系統在水解作用、酸化和產甲烷產生了很高的價值。結果顯示在不同HRTs下沒有明顯差異。在一定的HRTs下，去除的60-74%的CODt轉化成了甲烷。?大部分剩余污泥是在AF反應器里產生的。它的沉降能力和脫水能力很好，但是前提是必須快速穩定。?為避免顆粒污泥的SMA惡化，AH反應器里COD負荷應＜0.38kgCODss/m3/domax ss — o參考文獻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