PII: S0043-1354(98)00160-2

Wat. Res. Vol. 32, No. 12, pp. 3555-3568, 1998
© 1998 Xuất bản bởi Elsevier Science Ltd. Mọi
quyền được bảo lưu. In tại Vương quốc Anh
0043-1354/98 $19.00 + 0.00

TÍNH CHẤT NƯỚC THẢI CHẾ BIẾN SỮA, HIỆN TRẠNG XỬ LÝ
VÀ TIỀM NĂNG XỬ LÝ SINH HỌC
J. R. DANALEWICH1, T. G. PAPAGIANNIS1®, R. L. BELYEA2,
M. E. TUMBLESON3 và L. RASKIN1 ®
1

Khoa học và Kỹ thuật môi trường, Khoa Kỹ thuật Xây dựng, Đại học Illinois tại Urbana-Champaign, Urbana,
IL 61801, U.S.A.; 2 Khoa Khoa học Động vật, Đại học MissouriColumbia, Columbia, MO 65211, U.S.A và 3 Khoa Khoa học Sinh học Thú y, Đại học Illinois tại UrbanaChampaign, Urbana, IL 61801, U.S.A.
(Ngày nhận. tháng 3 năm 1997; đồng ý để sửa đổi tháng 3 năm 1998)

Tóm tắt - Mười năm nhà máy chế biến sữa ở vùng Thượng Trung Tây của Hoa Kỳ đã tham gia vào một nghiên
cứu để có được thông tin về quy trình vận hành chung, phát sinh và xử lý chất thải, sử dụng hóa chất và tính
chất nước thải. Dữ liệu dài hạn về tính chất nước thải đã thu được ở 8 trong số 15 nhà máy sữa và mẫu nước
thải hỗn hợp 24 giờ được lấy làm đặc trưng chi tiết cho từng nhà máy. Lưu lượng dòng nước thải và tính chất rất
khác nhau giữa các nhà máy và không dễ dự đoán ngay cả khi có thông tin chi tiết về hoạt động xử lý. Ngoài ra,
các nhà máy đều xem nhẹ sự xuất hiện của sữa và các sản phẩm sữa vào dòng chất thải. Việc sử dụng xút, axit
photphoric và axit nitric để làm sạch có tác động đáng kể đến tính chất nước thải, mặc dù đã có các thay đổi về
sử dụng hóa chất trong những năm gần đây. Đặc biệt, việc sử dụng các sản phẩm làm sạch dựa trên axit
photphoric đã được giảm bớt để loại bỏ hoặc giảm tiền phạt xả thải. Hầu hết các cơ sở xử lý tại chỗ yêu cầu cải
tạo và / hoặc thay đổi hoạt động để tuân thủ các quy định xả thải hiện tại và trong tương lai, đặc biệt là liên quan
đến mức độ dinh dưỡng (nitơ và phốt pho) trong dòng chất thải. Người ta đã kết luận rằng việc loại bỏ chất dinh
dưỡng sinh học của chất thải từ sữa sẽ khả thi khi có nồng độ chất hữu cơ dễ phân hủy tương đối cao, chất hữu
cơ nói chung có tỷ lệ tổng phốt pho và rất thuận lợi cho chất hữu cơ có tỷ lệ nitơ. © 1998 Được xuất bản bởi
Elsevier Science Ltd. Mọi quyền đều được bảo lưu.

Từ khóa: nước thải sữa, tăng cường loại bỏ phốt pho sinh học, loại bỏ chất dinh dưỡng sinh học.
GIỚI THIỆU
Xả nước thải có hàm lượng phốt pho (P) và nitơ (N) cao có thể dẫn đến hiện tượng phú dưỡng của
nguồn nước tiếp nhận, đặc biệt là hồ và sông chảy chậm. Để ngăn chặn những điều kiện này, các cơ quan quản
lý ở nhiều quốc gia đã áp đặt giới hạn xả chất dinh dưỡng cho nước thải. Gần đây, các hạn chế đối với việc xả P
đã trở nên nghiêm ngặt hơn ở một số khu vực của Hoa Kỳ (U.S). Ví dụ, giới hạn xả P là 1,0mg / l đã được áp
đặt cho Wisconsin vào ngày 1 tháng 1 năm 1997 (Wisc. Ad. Mã NR 217.04, 1997), và việc thực hiện các tiêu
chuẩn P được dự đoán cho các bang Trung Tây khác. Những quy định này tác động đến các ngành công nghiệp
chế biến sữa của Hoa Kỳ, nhiều trong số đó nằm ở Trung Tây, vì dòng chất thải của họ thường chứa hàm lượng
dinh dưỡng cao (Brown và Pico, 1979).
Tăng cường loại bỏ phốt pho sinh học (EBPR) có thể hiệu quả hơn về mặt chi phí so với cách kết tủa
hóa học (Reardon, 1994). Do đó, điều quan trọng đối với ngành công nghiệp sữa là đánh giá EBPR, kết hợp với
quá trình nitrat hóa và khử nitrat (để loại bỏ N), như là một lựa chọn xử lý để loại bỏ chất dinh dưỡng. Xử lý
sinh học của chất thải sữa có thể không đơn giản do sự thay đổi cao trong dòng chảy và đặc tính hóa học.


Những yếu tố này, kết hợp với nhiệt độ thấp trong vài tháng trong năm ở vùng Thượng Trung Tây, có thể gây
khó khăn cho việc xử lý sinh học. Do đó, xử lý chất thải đúng quy chuẩn là một thách thức không ngừng đối với
số nhiều trong hơn 5.000 nhà máy sữa ở Hoa Kỳ (Blanc và Navia, 1990), đặc biệt là những nhà máy ở vùng
Thượng Trung Tây.
Rất it các nghiên cứu có tính chất hóa học của nước thải sữa và xử lý phổ biến.. Harper và cộng sự.
(1971) đã tiến hành đánh giá kỹ lưỡng các đặc điểm và xử lý chất thải sữa vào cuối những năm 1960, dựa trên
một nghiên cứu tài liệu rộng rãi và khảo sát 10% các nhà máy sữa ở Hoa Kỳ. Họ kết luận rằng ngành công
nghiệp sữa có kiến thức hạn chế về độ bền hữu cơ dòng chất thải và nồng độ của nhiều thành phần nước thải (ví
dụ, chất dinh dưỡng) thường không được xác định. Họ cũng báo cáo rằng các hệ thống xử lý tại chỗ có hiệu quả
tương đối thấp và thông tin cho thiết kế hợp lý của các hệ thống xử lý thường không có sẵn. Trong một báo cáo
của ngành công nghiệp sữa trong những năm 1970, Brown và Pico (1979) đã tóm tắt các tính chất nước thải sữa
và kết luận rằng dòng chất thải được sinh ra bởi các nhà máy chế biến sữa nên tiếp tục được xử lý tại các nhà
máy xử lý nước thải đô thị (ví dụ, nhà máy xử lý thuộc sở hữu công cộng, POTW). Quan điểm này đã thay đổi
đáng kể trong những năm 1980 và 1990 bằng việc công bố một số nghiên cứu điển hình về xử lý nước thải sữa.

Hầu hết các trường hợp, cũng như các nỗ lực nghiên cứu, đã bị giới hạn trong xử lý sinh lý hóa học hoặc kỵ khí
và hiếu khí, mà không xem xét loại bỏ chất dinh dưỡng (ví dụ, Backman et al., 1985; Samson et al., 1985;
Martin và Zall , 1985; Sobkowicz, 1986; Goronszy, 1989; Blanc và Navia, 1990; Eroglu et al., 1991; Rusten et
al., 1992; Rusten et al., 1993; Orhon et al., 1993; Ozturk et al., 1993; Borja và Banks, 1994; Kasapgil et al.,
1994). Theo hiểu biết tốt nhất của chúng tôi, việc áp dụng quy mô đầy đủ của EBPR vào nước thải sữa chỉ được
thảo luận trong một nghiên cứu (Kolarski và Nyhuis, 1995). Việc thiếu thông tin về tính chất dinh dưỡng và xử
lý nước thải sữa bằng cách sử dụng loại bỏ chất dinh dưỡng sinh học (BNR) đã thúc đẩy chúng tôi thực hiện
nghiên cứu này. Ở đây, chúng tôi ghi lại các thực tiễn xử lý và phát sinh chất thải của nhà máy sữa hiện tại và
mô tả các đặc điểm chung của nước thải để thiết lập nền tảng cho các nghiên cứu sâu hơn về BNR từ nước thải
sữa.
PHƯƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
Khảo sát dữ liệu
Chúng tôi đã tham quan mười năm nhà máy chế biến sữa, nằm ở Minnesota, Wisconsin và Nam Dakota
trong mùa đông 1995-96. Các nhà máy đã được chọn để đại diện cho ngành công nghiệp sữa ở vùng Thượng
Trung Tây của Hoa Kỳ. Mẫu nước thải hỗn hợp đã được thu thập, và thông tin về hoạt động chung, thực tiễn xử
lý và phát sinh chất thải, và sử dụng hóa chất được lấy từ 14 trong số 15 nhà máy thông qua một cuộc khảo sát
toàn diện. Ngoài ra, chúng tôi đã nhận được dữ liệu dài hạn về tính chất nước thải từ 8 trong số 15 nhà máy.
Thu thập mẫu
Các mẫu nước thải hỗn hợp (mỗi loại 3-4 lít) được thu thập trong khoảng thời gian 24 giờ từ 15 nhà
máy chế biến sữa. Các mẫu được lưu trữ, không có khoảng trống không khí, trong các chai Nalgene 1 lít có nắp
vặn kín khí. Một lít của mỗi mẫu được bảo quản bằng cách thêm H 2SO4 (36 N) để giảm pH xuống dưới 2
(APHA, 1992). Tất cả các mẫu hỗn hợp được vận chuyển và bảo quản ở 4 ° C. Phân tích được thực hiện trong
vòng 2 đến 4 ngày sau khi lấy mẫu.
Phương pháp phân tích
Phần mẫu được lọc qua bộ lọc 0,45 pm trước khi phân tích nitrate, nitrite, orthophosphate và nguyên tố.
Các phân tích khác được thực hiện bằng cách sử dụng các phần mẫu chưa được lọc. Các mẫu được phân tích về
độ kiềm tổng và bi-carbonate alkali, pH, nhu cầu oxy sinh hóa trong 5 ngày (BOD5), tổng chất rắn (TS), chất
rắn dễ bay hơi (VS), chất rắn lơ lửng (SS), chất rắn lơ lửng dễ bay hơi (VSS), amoniac, và tổng nitơ Kjeldahl
(TKN) theo phương pháp tiêu chuẩn (APHA, 1992). Nhu cầu oxy hóa học (COD), nitrate, nitrite,



orthophosphate và tổng P được xác định theo các phương pháp được phát triển bởi Hach (Loveland, CO), dựa
trên phương pháp tiêu chuẩn (APHA, 1992). Nồng độ axit béo dễ bay hơi (acetate, propionate, butyrate,
isobutyrate, valerate, và isovalerate) (VFA) được đo bằng sắc ký khí (GC) (Model 5830A, Hewlett Packard,
Palo Alto, CA). Các mẫu được chuẩn bị bằng cách thêm 50 µl axit photphoric 50% vào 1,5 ml mẫu, được bảo
quản ở nhiệt độ 4 ° C qua đêm và ly tâm trong 15 phút ở 15.000 g. Để ngăn chặn sự bay hơi của VFA, chất nổi
trên bề mặt được chuyển vào lọ thủy tinh GC và được niêm phong bằng nắp uốn. Nồng độ của các nguyên tố
kim loại được chọn (K, Na, Ca, Mg, Al, Mn, Ni, Cu, Co và Fe) được xác định bằng phép đo phổ phát xạ quangplasma (Perkin-Elmer, Norwalk, CT) tại Phòng thí nghiệm vi phân tích (Trường Khoa học Hóa học, Đại học
Illinois).
KẾT QUẢ VÀ THẢO LUẬN
Kết quả khảo sát
Kích thước của nhà máy (được biểu thị bằng khối lượng sữa chế biến mỗi ngày) thay đổi đáng kể,
nhưng các sản phẩm chính giống nhau tương tự cho hầu hết các nhà máy (Bảng 1). 12 trong số 14 nhà máy sản
xuất một hoặc nhiều loại phô mai và 7 trong số các nhà máy chế biến váng sữa như một sản phẩm thứ cấp. Nhà
máy 11 có hoạt động chế biến phô mai (ví dụ, cắt và sấy phô mai), trong khi nhà máy 6 chuyên đóng hộp vô
trùng các sản phẩm sữa. Liên quan đến phát sinh nước thải với quy mô của nhà máy, lưu lượng dòng nước thải
của từng nhà máy (trung bình, tối thiểu và lưu lượng tối đa) được báo cáo trong Bảng 1. Lưu lượng dòng nước
thải trung bình dao động từ 170 đến 2.081 m3 / ngày (45.000 đến 550.000 gallon / ngày). Hầu hết các nhà máy
báo cáo biến động lớn hàng giờ, hàng ngày và theo mùa trong lưu lượng dòng nước thải. Lưu lượng dòng nước
thải tối thiểu dao động từ 4 đến 1.703 m3 / ngày (1.000 đến 450.000 gallon / ngày) và lưu lượng nước thải tối đa
dao động từ 257 đến 2.650 m3 / ngày (68.000 - 700.000 gallon / ngày).
Phát sinh chất thải trong các cơ sở chế biến sữa được đặc trưng bởi biến động hàng ngày cao thường
liên quan đến quy trình giặt vào cuối chu kỳ sản xuất (Goronszy, 1989; Eroglu et al., 1991). Sự thay đổi cao
theo mùa cũng rất phổ biến và tương quan với khối lượng sữa nhận được để chế biến, khối lượng thường cao
trong những tháng mùa hè và thấp trong những tháng mùa đông (Eroglu et al., 1991; Kolarski và Nyhuis, 1995).
Trong cuộc khảo sát về ngành công nghiệp sữa của Hoa Kỳ, Harper et al. (1971) đã tính lượng nước thải được
tạo ra trên mỗi lượng sữa được xử lý (hệ số khối lượng chất thải). Các hệ số khối lượng chất thải trung bình của
ngành công nghiệp sữa nói chung và các nhà sản xuất phô mai nói riêng, lần lượt là 2,43 và 3,14 m3 nước thải /
tấn sữa chế biến. Các phân tích của họ chỉ ra rằng các hệ số khối lượng chất thải cho ngành công nghiệp sữa rất
khác nhau (0,1 đến 12,4m3 / tấn) và không liên quan đến quy mô nhà máy hoặc mức độ tự động hóa. Dựa trên

những quan sát này, Harper et al. (1971) đã kết luận rằng kế hoạch quản lý và hiệu quả của giám sát quản lý là
những yếu tố kiểm soát trong lượng nước thải phát sinh. Trong khảo sát của chúng tôi về các nhà sản xuất phô
mai, hệ số khối lượng chất thải thấp hơn đáng kể so với nghiên cứu của Harper, và dao động trong khoảng 0,31
đến 2,29 m3 nước thải / tấn sữa chế biến (với trung bình 1,26 m3 / tấn). Do đó, sự gia tăng kích thước nhà máy
(kích thước nhà máy trung bình trong nghiên cứu của chúng tôi lớn hơn bốn lần so với kích thước nhà máy
trung bình trong khảo sát của Harper), tự động hóa trong chế biến sản phẩm và giới thiệu phương pháp làm sạch
bề mặt bên trong (CIP) trong vài thập kỷ qua đã dẫn đến việc giảm đáng kể lượng nước thải được tạo ra trên
mỗi lượng sữa chế biến. Tuy nhiên, sự khác biệt lớn về hệ số khối lượng chất thải của các nhà máy trong nghiên
cứu của chúng tôi cho thấy rằng vẫn khó dự đoán lưu lượng dòng nước thải, ngay cả khi có thông tin chi tiết về
hoạt động chế biến. Điều này cho thấy chiến lược quản lý vẫn là yếu tố quyết định trong việc phát sinh chất thải
và nhấn mạnh tầm quan trọng của việc mô tả các dòng chất thải và đánh giá khả năng xử lý nước thải để xác
định các chiến lược xử lý chất thải phù hợp.
Bảng 1: Sản xuất tại nhà máy và phát sinh chất thải
Nhà Sản xuất
máy
sữa

Số lượng sản phẩm 106 kg/năm (106 lbs/năm)

Lượng nước thải m3/ngày (103
gal/ngày)


106 kg/day
(106
lbs/day)

Sơ cấp

Thứ cấp


0.9 (2.0)

phô mai cheddar và
Colby 32 (70)

Váng sữa 18
(40)

1,135
(267)

nr

nr

phô mai cheddar và
Colby 17 (37)

septic
cheese
Váng sữa 22
sauce and
(48)
puddings
(nr)

946
(250)


nr

nr

Váng sữa 16
(35)

651
(172)

nr

nr

phô mai cheddar cheese
24 (54) phô mai
Váng sữa 13
cheddar và Colby,
(29)
Monterey Jack 15 (34)

1,105
(292)

đồ hộp vô trùng và pho
đồ uống (nr)
mát nhúng 39 (85)

526
(139)


cheddar, Colby,
Monterey Jack, và phô
7
0.7 (1.5)
mai giảm béo 25 (55) Váng sữa 26
8
(58)
0.8-0.9 (1.8- phô mai cheddar 28
9
(62)
phô
mai
cheddar
2.0)
30 (66)

681
(180)

1

2

3

0.5 (1.1)

phô mai cheddar và
1.0 (2.1) Colby, Monterey Jack

34 (75)

4

0.7 (1.5)

5

0.5 (1.2)

6

na

Khác

992
(262)

0.7 (1.5)

10

0.7-0.8 (1.51.8)

11

na

12


0.5 (1.1)

13

14

0.7 (1.5)

0.9 (2.0)

phô mai cheddar 22
(49)

Váng sữa 20
(44)

phô mai chế biến 91
(200) phô mai
mozzarella và
provolone 21 (46)

phô mai khô
10 (22)

kem phô mai và các sản
phẩm liên quan 44 (97)

đồ ăn nhẹ có
hương vị

không sữa
5(10)

Parmesan, Romano, và
phô mai cheddar (nr)

cồn 5,700
m3/năm
6

(1.5 x 10
gal/năm)

TB

640
(169)
1,211
(320)
Phô mai
khô (nr)

719
(190)
170 (45)
625
(165)

tối thiểu


643 (170)
568 (150)

nr

307 (81)
333 (88)
813 (215)

tối đa

1,605
(424)
1,132
(299)
nr
1,041
(275)
1,173
(310)
1,817
(480)

416 (110) 871 (230)
132 (35)
nr

257 (68)
nr


208 (55)

4(1)

1,450
(383)

2,081
(550)

1,703
(450)

2,650
(700)

na = không áp dụng. nr = không có giá trị được báo cáo.
Trong việc giảm thiểu ô nhiễm, điều quan trọng là phát sinh chất thải liên quan đến các địa điểm hoặc các hoạt
động cụ thể trong hoạt động nhà máy sữa. Do đó, nhân viên đã được yêu cầu đánh giá các hoạt động phát sinh
nước thải tiềm tàng với tư cách là người đóng góp chính hoặc phụ cho tổng khối lượng chất thải. Các kết quả
này được sử dụng để lập một bảng xếp hạng nước thải chung cho từng hoạt động (Bảng 2). Làm sạch các dây
chuyền vận chuyển và thiết bị giữa các chu kỳ sản xuất, làm sạch xe bồn và rửa silo sữa dường như là những


hoạt động đóng góp lớn nhất cho tổng lượng nước thải. Thông tin trong Bảng 2 phù hợp với dữ liệu hạn chế về
sản xuất nước thải của nhà máy sữa có sẵn trong tài liệu (Harper et al., 1971; Goronszy, 1989; Kasapgil et al.,
1994). Trong các nghiên cứu đó, phần lớn lượng nước thải và tải được tạo ra trong quá trình dọn sạch bể chứa,
xe tải, dây chuyền vận chuyển và thiết bị. Các nguồn nước thải khác có liên quan đến trục trặc thiết bị hoặc lỗi
vận hành (sự cố tràn sữa trong quá trình nhận, tràn từ silo, sữa và sản phẩm sữa bị tràn trong quá trình chế biến,
rò rỉ từ đường ống, máy bơm và bể chứa, xả sữa hư và các sản phẩm sữa hoạt động đóng gói) (Eroglu et al.,

1991). Mặc dù nguồn nước thải chính được tạo ra trong các hoạt động thiết yếu để bảo trì nhà máy (tức là, hoạt
động làm sạch), xếp hạng được cung cấp trong Bảng 2 có thể được sử dụng để ưu tiên các chiến lược có thể để
giảm lượng nước thải và tải. Ví dụ, một số nhà máy đã tái sử dụng nước rửa cuối cùng cho các hoạt động làm
sạch ban đầu tiếp theo và một số nhà máy đã thu hồi bằng xút.
Tất cả các nhà máy báo cáo sự hiện diện của các chất có nguồn gốc từ sữa trong nước thải của họ (Bảng
3): trong số 14 nhà máy tham gia khảo sát, 11 nhà máy đã báo cáo sự hiện diện của váng sữa và phô mai và 4
nhà máy đề cập đến sự hiện diện của phô mai. Các sản phẩm khác được báo cáo có mặt trong nước thải bao
gồm: đường sữa, kem, váng bay hơi, chất thải sữa và chất làm sạch. Do các nghiên cứu trước đây đã chỉ ra rằng
ngành công nghiệp sữa không thể tạo ra sự cân bằng khối lượng trên các thành phần sản phẩm sữa khác nhau và
không biết đóng góp của chúng vào khối lượng và nồng độ nước thải (Harper et al., 1971), chúng tôi đã yêu cầu
nhân viên ước tính sự đóng góp của các sản phẩm sữa khác nhau. 6 trong số 14 nhà máy ước tính tràn sữa và /
hoặc váng sữa và những ước tính đó được đưa ra trong Bảng 3. Sự đóng góp của các chất dựa trên sữa vào mức
độ dinh dưỡng trong dòng chất thải được thảo luận dưới đây.
Bảng 2. Tổng kết các hoạt động phát sinh nước thải
Số lượng nhà máy
Các hoạt động phát sinh nước thảia

Xếp hạng trung
bình

Đa số

Thiểu số

Vệ sinh dây chuyền và thiết bị giữa các chu kỳ sản xuất

4

10


1

Vệ sinh xe bồn

3

9

2

Rửa silo sữa

3

9

2

Sữa và sản phẩm sữa tràn ra trong quá trình chế biến

0

12

4

Tràn sữa trong khi nhận

0


12

4

Sữa và sản phẩm sữa xả trong quá trình sản xuất bắt đầu
và thay đổi

0

12

4

Rò rỉ từ đường ống, máy bơm và bể chứa

0

9

7

Tràn từ bồn chứa

0

9

7

Mất mát trong quá trình đóng gói


0

9

7

Xả nước làm mát

0

4

10

Xả sữa hư và các sản phẩm sữa

0

3

11

Bôi trơn vỏ, máy xếp, băng tải và các thiết bị khác

1

1

12


Làm sạch thiết bị bay hơi váng sữa

1

1

12

Khử trùng thiết bị

0

1

14

Rò rỉ dầu thực vật

0

1

14

a

Lựa chọn hoạt động phát sinh nước thải dựa trên thông tin cung cấp bởi Harper et al (1971) và Eroglu at el
(1991)
Bảng 3. Sự hiện diện của các chất có nguồn gốc từ sữa trong nước thải theo ước tính của nhân viên nhà máy và

báo cáo sử dụng axit nitric và photphoric
Nhà
máy

Sữa
m3/ngày

Váng sữa
m3/ngày

Phô mai

HNO3
kg/ngày

Hệ số HNO3 kg
HNO3/106 kg sữa

H3PO4
kg/ngày

Hệ số H3PO4 kg
H3PO4/106 kg sữa


1

(gal/ngày)

(gal/ngày)


(lbs/ngày)

(lbs/ngày)

1.1 (300)

0.4 (100)


/


/


/


/

2
3
4


0.3 (86)

/


5

/

7


/





0.2 (50)

0.4 (100)

9

0.2-0.5

0.2-0.5

60-120

/

11

13

14


/


/

8

12


/

0.3 (86)



6

10


/

92 (202)

135



/


/


/


/


/


/

54


/
99 (218)

109-121

53 (117)

59-65


78 (172)

96-115

7(15)

8-10

60-120




/


/


/


/


/


/


/

0.2 (60)

/

37 (81)



572
(1,260)

630

40 (88)

44

 Nghĩa là sữa/sản phẩm sữa hoặc axit nitric và photphoric được sử dụng, nhưng số lượng không được đề
cập
Harper và cộng sự. (1971) đã báo cáo về thực tế sử dụng hóa chất trong ngành công nghiệp sữa trong những
năm 1960. Họ cũng xem xét các đặc tính và ứng dụng chất tẩy rửa và khử trùng trong ngành công nghiệp sữa.
Các thành phần chính trong chất tẩy rửa kiềm là kiềm cơ bản (ví dụ, tro soda (Na 2CO3) và xút (NaOH)),
polyphosphate và chất làm ướt. Phosphate phức tạp được sử dụng để nhũ hóa, phân tán và peptizing protein.
Các chất làm ướt (ví dụ, rượu sunfat, sunfua alkyl aryl, chất hoạt động bề mặt amoni bậc bốn) được sử dụng với
số lượng tương đối thấp, nhưng là tác nhân chính cho tăng tải lượng BOD5. Ngoài tác dụng tẩy rửa, chất hoạt
động bề mặt amoni bậc bốn có đặc tính sát trùng và diệt khuẩn. Chất tẩy rửa axit được sử dụng để làm sạch thiết
bị nhiệt độ cao và hỗn hợp axit hữu cơ (ví dụ, axit axetic, propionic, lactic, citric, axit tartaric), axit vô cơ (ví dụ,
axit photphoric, nitric, axit sunfuric) hoặc muối axit thường được ưu tiên ( Harper và cộng sự, 1971; Samson và

cộng sự, 1985; Kolarski và Nyhuis, 1995). Chất khử trùng thường chứa một lượng lớn clo, có thể ảnh hưởng
đến xử lý nước thải sinh học (Harper et al., 1971). Ngoài các hợp chất clo (ví dụ, natri hypochlorite), các hợp
chất iốt, hợp chất amoni bậc bốn và axit được sử dụng làm chất khử trùng. Harper và đồng nghiệp đã xác định
rằng nước rửa có chứa dung dịch khử trùng đóng góp tới 0,2 đến 13,8% (trung bình 3,1%) lượng nước thải,
trong khi đó chất tẩy rửa chiếm đến 2,2 đến 41,6% tổng lượng nước thải (trung bình 15%). Họ cũng báo cáo


rằng chất tẩy rửa làm tăng đáng kể nồng độ kiềm, phốt phát và axit trong nước thải, nhưng tính toán, sử dụng dữ
liệu được cung cấp bởi các nhà sản xuất chất tẩy rửa, chất tẩy rửa đóng góp rất ít vào tải lượng BOD của nước
thải (ước tính BOD5 tối đa 200 mg / l quy cho chất tẩy rửa). Tuy nhiên, nghiên cứu riêng của họ về thực tế sử
dụng chất tẩy rửa của các nhà máy chế biến sữa chỉ ra rằng chất tẩy rửa đóng góp đáng kể vào BOD, COD và
có thể rất quan trọng đối với độc tính và hiệu suất kém của các cơ sở xử lý chất thải sữa (Harper et al., 1971).
Để đánh giá việc sử dụng hóa chất trong ngành công nghiệp sữa của Hoa Kỳ ngày nay, nhân viên nhà máy
sữa đã được yêu cầu liệt kê các loại hóa chất tẩy rửa, vệ sinh, bôi trơn và làm lạnh được sử dụng trong các cơ sở
của họ. Hóa chất được sử dụng thường xuyên nhất bao gồm: xút, axit nitric, axit photphoric và natri
hypochlorite. Soda tro và amoni bậc bốn đã được sử dụng bởi một số loại cây, và ammonia, trisodium
phosphate, axit axetic, axit hydrochloric, axit sulfuric, axit citric, axit lactic, axit hydroxyacetic, natri
metasilicate, dầu thủy lực, propylene glycol, nhũ tương, khử bọt đôi khi được sử dụng với số lượng nhỏ bởi một
vài nhà máy. Để có được thông tin về các nguồn dinh dưỡng trong nước thải, chúng tôi đã yêu cầu thông tin chi
tiết về số lượng axit nitric và photphoric được sử dụng. Một số nhà máy cung cấp thông tin khó diễn giải vì
thành phần chính xác của chất tẩy rửa và chất khử trùng không được cung cấp. Bảng 3 liệt kê các nhà máy sử
dụng axit nitric và / hoặc axit photphoric và đưa ra số lượng sử dụng cho các nhà máy có thông tin này. Axit
nitric và phosphoric được sử dụng đồng thời trong 11 nhà máy. Hai nhà máy chỉ sử dụng axit nitric trong chu
trình làm sạch của họ, trong khi 1 nhà máy chỉ sử dụng axit photphoric. Các hệ số axit nitric và axit photphoric
được tính bằng khối lượng axit được sử dụng trên một lượng sữa được chế biến (Bảng 3). Các giá trị này chỉ ra
rằng số lượng chất tẩy rửa thay đổi đáng kể trong toàn ngành và chiến lược quản lý rõ ràng là yếu tố quyết định
trong việc sử dụng hóa chất.
Một so sánh về thực tế làm sạch ngày nay và trong những năm 1960 (Harper et al., 1971) chỉ ra rằng các
loại axit được sử dụng trong các hoạt động làm sạch đã thay đổi đáng kể trong những thập kỷ qua. Việc sử dụng
các axit hữu cơ khác nhau và axit sulfuric và hydrochloric là phổ biến hơn, trong khi axit nitric không được sử

dụng để làm sạch trong những năm 1960. Chúng tôi cũng yêu cầu nhân viên nhà máy mô tả những thay đổi
trong thực tế vệ sinh. Bảy nhà máy báo cáo rằng việc sử dụng hóa chất đã được thay đổi trong thập kỷ qua. Nhà
máy 7 và 10 đã chuyển từ axit photphoric sang hỗn hợp axit photphoric / nitric trong chu trình làm sạch của họ.
Nhà máy 2 và 14 giảm lượng axit photphoric và tăng lượng axit nitric trong dung dịch làm sạch. Do đó, dường
như có một xu hướng sử dụng ít axit photphoric và axit nitric hơn. Nhà máy 11 cũng chỉ ra rằng việc sử dụng
chất tẩy rửa axit (tức là chất tẩy rửa không chứa axit photphoric) phải được tăng lên để cải thiện việc làm sạch
thiết bị. Các biện pháp giảm thiểu chất thải, như tận dụng axit làm sạch và xút ăn da, được nhân viên trong nhà
máy 4 sử dụng. Trong nỗ lực giảm các vấn đề về hơi ăn da, nhà máy 9 bắt đầu sử dụng ít xút và kiềm hơn clo.
Những thay đổi trong thực tế sử dụng hóa chất trong vài thập kỷ qua dường như liên quan ít nhất một phần
đến các quy định môi trường. Việc giảm sử dụng axit hữu cơ tương ứng với việc thực thi Đạo luật Nước sạch
(1972), trong khi việc chuyển đổi gần đây từ axit photphoric sang axit nitric đã được thúc đẩy bởi phụ phí xả
thải dựa trên lượng P thải ra trong các hệ thống xử lý đô thị và gần đây (1997 ) thực hiện giới hạn xả tổng P (1,0
mg / l) cho Wisconsin. Mặc dù một số nhà máy chỉ ra rằng việc sử dụng axit photphoric giảm dẫn đến tiết kiệm
đáng kể phụ phí P và tiền phạt, việc chuyển sang axit nitric đã gây ra sự gia tăng lượng chất tẩy rửa được sử
dụng. Ngoài ra, một số nhà máy chỉ ra rằng chất tẩy rửa có gốc axit photphoric được ưa dùng từ góc độ làm
sạch và việc giảm sử dụng axit photphoric là không thể xảy ra. Quan điểm này phù hợp với vị trí của các nhà
máy sữa trong những năm 1970: Brown và Pico (1979) đã thảo luận rằng chất tẩy rửa không có phốt phát không
hiệu quả như chất tẩy rửa từ phốt phát và việc sử dụng chúng có thể dẫn đến tăng chi phí làm sạch vì chúng đòi
hỏi nồng độ cao hơn và chu kỳ làm sạch lâu hơn.
Việc sử dụng xút và các axit khác nhau ảnh hưởng đáng kể đến pH nước thải, như được chỉ ra trong Bảng 4.
Trong số 12 nhà máy báo cáo dữ liệu pH, 11 nhà máy biểu hiện biến động pH cực đoan. Chỉ có 4 nhà máy cung
cấp thông tin về nhiệt độ nước thải (Bảng 4). Sự thay đổi lớn về nhiệt độ nước thải cho thấy nhiệt độ có thể là
mối lo ngại nếu BNR được thực hiện.


Thực tiễn xử lý nước thải hiện nay trong ngành sữa thay đổi đáng kể (Bảng 4). Bốn nhà máy đã không thực
hành bất kỳ xử lý nước thải tại chỗ và hướng dòng chất thải của họ đến một hệ thống xử lý đô thị. 10 nhà máy
còn lại thực hiện một số hình thức xử lý nước thải tại chỗ. Một loạt các hệ thống xử lý đã được mô tả, từ đơn
giản (ví dụ, bể điều hòa, hệ thống sườn và rãnh) đến phức tạp hơn (ví dụ, tuyển nổi không khí hòa tan (DAF),
hệ thống sục khí mở rộng, mương oxy hóa). Bảy nhà máy có bể điều hòa và được trang bị tốt hơn để xử lý lưu

lượng nước thải lớn và biến động pH.
Cho dù sử dụng hệ thống xử lý đơn giản hay phức tạp, việc xử lý cuối cùng bùn hoặc chất rắn sinh học là
mối quan tâm chính đối với các nhà máy, đặc biệt là khi các chất rắn sinh học có khả năng chứa mầm bệnh.
Chín nhà máy đã không tách nước thải sinh hoạt với nước thải chế biến sữa. Năm trong số các nhà máy này đã
xử lý nước thải tại chỗ và do đó tạo ra các chất rắn sinh học nước thải có chứa mầm bệnh gây lo ngại trong các
ứng dụng xử lý hoặc tái sử dụng nước thải sinh học. Vì dễ dàng để thải bỏ chất rắn sinh học hoặc tái sử dụng
khi các dòng chất thải sinh hoạt được tách biệt với chất thải chế biến, tất cả các nhà máy chỉ ra rằng kế hoạch
tách hai dòng chất thải đã được đánh giá.
Bảng 4. Nhiệt đô, độ pH nước thải; công nghệ tiền xử lý; xử lý bùn và công nghệ thải bỏ
pH
Nhiệt độ °C
Nhà
máy min
max
min max

1

2

3.0

3.0

11.0

13.0

nr


nr

Hệ thống tiền xử lý nước thảib

Xử lý bùn

tiền xử lý dòng chất thải chính trong bể
điều hòa và đầm hiếu khí; dòng chất thải
cường độ cao, chất thải khối lượng thấp
được áp dụng

chôn xuống đất không
thường xuyên

xử lý trong bể điều hòa, DAFa, lọc nhỏ giọt,
mương oxy hóa, xử lý sau trong loạt hai bể hiếu khí, bể làm đầy, ép
32.0 43.0 đầm phá trước khi thải ra sông, bổ sung hóa bùn, ủ phần, chôn xuống
chất bao gồm các polyme để khử nước và
đất
axit sunfuric để điều chỉnh pH

3

nr

nr

nr

xử lý dòng chất thải chính trong hệ thống

sườn và rãnh; dòng chất thải cường độ cao,
nr
khối lượng thấp được áp dụng; váng nước
được xả trực tiếp trên sông

4

4.7

11.5

nr

nr

Không tiền xử lý

na

5

3.0

13.0

nr

nr

tiền xử lý bằng bể điều hòa


na

6

4.5

12.0

nr

nr

Không tiền xử lý; cường độ cao, dòng thải
khối lượng thấp

na

7

7.1

12.5

nr

nr

tiền xử lý bằng bể điều hòa; cường độ cao,
dòng thải khối lượng thấp


na

nr

Chôn xuống đất

8

4.0

12.0

nr

Không tiền xử lý dòng thải pha loãng (xử
lý bằng hệ thống thành phố); tiền xử lý của
nr
nước thải tập trung bằng bể điều hòa, hệ
thống bùn hoạt tính (NH3 được thêm như
nguồn N) và mương oxy hóa

9

4.7

12.3

nr


nr

Xử lý bằng hồ hiếu khí, đầu ra sử dụng cho
tưới tiêu vào mùa xuân

Chôn xuống đất

10

7.5

8.1

2.8

21.0

Tiền xử lý bằng bể điều hòa và hệ thống
bùn hoạt tính thông thường

Dùng máy ép bùn và chôn
xuống đất

11

1.0

14.0

14.0 32.0


Tiền xử lý bằng bể điều hòa và hệ thống

Chôn xuống đất


bùn hoạt tính hoàn toàn
12

5.3

10.6

nr

nr

Không tiền xử lý

na

13

nr

nr

nr

nr


Không tiền xử lý

na

14

4.8

11.3

Tiền xử lý bằng lưới tách rác, hệ thống bùn Xử lý hiếu khí, trọng lực,
chôn xuống đất
22.0 38.0 hoạt tính hiếu khí có thêm sắt chloride để
làm đầy, lắng và thêm polyme vào bể lắng

na = không áp dụng. nr = không có giá trị được báo cáo.
a DAF = tuyển nổi không khí hòa tan; chất béo, dầu, cặn bã và dầu mỡ được loại bỏ khỏi nước thải bằng DAF
và được xử lý cùng với các chất sinh học ổn định trong máy ép bùn.
b Tiền xử lý chỉ ra rằng việc xử lý tiếp theo nước thải đã được thực hiện tại nhà máy xử lý nước thải đô thị địa
phương; không xử lý thêm nước thải.
Để đánh giá mức độ hài lòng với các chiến lược xử lý hiện tại, chúng tôi đã đặt câu hỏi về các vấn đề
gặp phải trong quá trình xử lý nước thải và khả năng không tuân thủ các tiêu chuẩn. Nhà máy 2 và 11 tiết lộ
rằng hệ thống xử lý của họ đã quá tải, trong khi nhà máy 9 quy các vấn đề về mùi khó chịu cho hệ thống xử lý
của họ. Nhà máy 11 và 14 báo cáo bùn hoạt tính là một vấn đề không thường xuyên (một vài lần mỗi năm),
trong khi Nhà máy 10 và 11 tuyên bố rằng bùn hoạt tính tạo bọt, gây ra bởi các vi sinh vật dạng sợi, là một vấn
đề dai dẳng. Hơn nữa, Nhà máy 10 và 11 cho thấy rất khó để duy trì nồng độ oxy hòa tan (DO) đầy đủ trong bể
chứa bùn hoạt tính của họ. Những quan sát này có thể gợi ý rằng mức DO thấp đã khuyến khích sự phát triển
của các sinh vật dạng sợi trong các hệ thống bùn hoạt tính này. Nhà máy 11 suy đoán thêm rằng các loài
Gordona (trước đây là Nocardia) tăng cao là nguyên nhân gây ra các vấn đề về bọt trong nhà máy quá tải

nghiêm trọng. Điều này không phù hợp với các quan sát rằng bọt Nocardia nói chung không phổ biến ở Nhà
máy có tỷ lệ thức ăn cho vi sinh vật (F / M) cao (Jenkins et al., 1993). de los Reyes và cộng sự. (1998) xác định
rằng hàm lượng Gordona tương đối thấp được lấy từ nhà máy 11, điều này cho thấy các vi sinh vật dạng sợi
khác có thể là nguyên nhân gây ra các vấn đề về bọt trong nhà máy này.
Tất cả các nhà máy đều phải tuân theo các quy định, nhưng các quy định rất khác nhau tùy thuộc vào
thực tiễn xả thải và năng lực của các cơ sở xử lý của thành phố. Phụ phí dựa trên Lưu lượng dòng nước thải và /
hoặc khối lượng BOD5, SS, và tổng lượng P thải ra mỗi ngày và thường được thu theo một hợp đồng xả thải
được xác định trước, với bộ phận tài nguyên thiên nhiên của bang hoặc với đô thị nếu nước thải được xử lý
trước khi xả ra các cơ sở xử lý nước thải địa phương. Nếu chôn xuống đất, lưu lượng dòng chảy, BOD5, tổng P,
N (TKN), clorua và / hoặc nồng độ kali thường được xác định. Vi phạm SS hoặc phụ phí được báo cáo phổ biến
nhất; 7 nhà máy tự do không tuân thủ các tiêu chuẩn SS. Các nhà máy 10 và 14 đôi khi vượt quá lượng xả nước
thải tối đa được phân bổ và các vi phạm xả thải BOD5 đã được báo cáo bởi các nhà máy 4, 5 và 10. Các nhà
máy 5, 7, 11 và 14 tiết lộ rằng tiền phạt hoặc phụ phí đã bị đánh thuế do mức xả P cao và một số nhà máy đã dự
đoán những thay đổi tiếp theo về mức phụ phí dựa trên nồng độ P của nước thải.
Bảng 5. Tính chất nước thải trong khoảng thời gian dài
Nhà
máy

Khoảng thời Lưu lượng (103
gian
gal/ngày)

1

1/1/95-9/30/95

4

1/1/92-9/27/95


6

pH

143 ± 94 (29-

SS (mg/l)

2,103 ± 1,148

267 ± 81 (37-527)

292 ± 43 (1701/1/95-12/31/95 424)

BOD5 (mg/l)

(600-10,000)
8.4 ± 1.6 (4.711.5)

709±139

677 ± 544
(420-1,060) (184
7,330)

Tổng P (mg/l)


1,444)
7


1/1/94-12/31/95

9

7/23/9110/26/95

111 ± 31 (25-168) 11.3 ± 1.3 (7.112.5)
8.3 ± 1.6 (4.712.3)

1,212 ± 684

928 ± 305
(200-9,900) (152
3,570)
2,297 ± 1,096 1,082 ± 1,023
(650-9,600) (293

(excluding
1992)

78 ± 20 (31-227)

55 ± 25 (28-293)

13,700)

8/29/93-4/21/94

6.8 ± 0.7 (5.2-9.6)


686 ± 378
(360-2,200) (253
2,540)

10

1,123 ± 404

12

1/10/9512/20/95

158 ± 14 (138207)

7.7 ± 1.8 (5.310.6)

1,717 ± 708

14

12/28/94-8/1/95

508 ± 63 (189677)

7.0 ± 1.0 (5.011.0)

1,545 ± 527

37 ± 16 (14-104)


57 ± 9 (34-72)

(820-3,900)
405 ± 163
(288-5,200) (110
1,050)

36 ± 14(18-132)

a Mỗi thông số được báo cáo là trung bình ± SD (min-max) cho khoảng thời gian xác định.
Dữ liệu dài hạn
Tám trong số 15 nhà máy cung cấp dữ liệu về tính chất nước thải trong khoảng thời gian dài. Giá trị
trung bình, độ lệch chuẩn (SD), tối thiểu (min) và tối đa (max) được đưa ra trong Bảng 5 và chứng minh rằng
Lưu lượng dòng nước thải và giá trị pH thay đổi rất lớn giữa các nhà máy. Nồng độ BOD5, SS và P cũng
thường được đo và thay đổi đáng kể. Sự sẵn có của các đặc tính nước thải trong khoảng thời gian dài là hữu ích
để xác định xu hướng theo mùa, điều này sẽ giúp đề xuất các chiến lược xử lý nước thải được cải thiện cho
ngành công nghiệp sữa. Tuy nhiên, số lượng thông số đo được trên cơ sở thường xuyên bị hạn chế và các phân
tích bổ sung là cần thiết để giúp đánh giá tiềm năng của BNR (ví dụ: nitrate, nitrite, orthophosphate, VFA).
Mẫu nước thải hỗn hợp
Đặc điểm hóa học chi tiết của 15 mẫu nước thải hỗn hợp được tóm tắt trong Bảng 6-9. Để so sánh, tóm
tắt các đặc tính của nước thải sữa thu được từ các nghiên cứu được công bố trong những năm 1980 và 1990
được đưa ra trong Bảng 10 và 11. Vì các thành phần quan trọng của các thành phần hữu cơ và chất dinh dưỡng
trong nước thải sữa có nguồn gốc từ sữa và các sản phẩm sữa, một số đặc điểm của sữa nguyên chất được trình
bày trong Bảng 12.
Tổng giá trị trung bình BOD5 và tổng COD (1.856 mg / l và 2.855 mg / l, Bảng 6) xác nhận rằng chất
thải chế biến sữa thường có độ bền hữu cơ tương đối cao. Các giá trị này nằm trong cùng phạm vi với dữ liệu
được cung cấp cho các khoảng thời gian mở rộng (Bảng 5) và các giá trị được trích dẫn trong tài liệu trong
những năm 1980 và 1990 (Bảng 10). Ngoài ra,
Bảng 6. Tính chất hóa học của mẫu nước thải

Nhà
máy

Tổng Tổng BOD5/C SS
BOD5(mg COD
OD (mg/l)
/l)
(mg/l)

VSS
(mg/l)

TS
(mg/l)

VS

(mg/l)

pH Alkalinit Alkalinit
y (mg/l
y/
như
BOD5
CaCO3) (mg/l
như
CaCOa/
mg/l như



1

1,843

2,447

0.75

586

419

3,747

1,710 10.7

375

O2)
0.20

2

5,722

7,619

0.75

1,533


1,477

6,342

5,088

6.2

225

0.04

3

1,298

2,032

0.64

389

225

nd

nd

11.3


500

0.39

4

826

2,309

0.36

696

567

2,925

1,848

6.7

500

0.61

5

2,738


3,556

0.77

730

663

3,583

1,967

6.9

400

0.15

6

568

785

0.72

470

307


1,833

562

6.8

525

0.92

7

1,466

2,909

0.50 1,910

1,010

4,180

1,513

9.4

1,55
0


1.06

8

565

2,290

0.25 3,560

1,935

5,354

2,998

7.9

1,52
5

2.70

9

3,269

4,895

0.67


885

680

4,495

3,060

10.3

775

0.24

10

1,003

1,644

0.61

371

327

2,023

900


7.0

625

0.62

11

2,406

3,093

0.78

757

699

6,063

1,243

6.9

500

0.21

12


1,887

2,817

0.67

853

767

3,683

1,550

7.5

650

0.34

13

2,108

3,232

0.65

923


890

2,863

nd

10.8

614

0.29

14

1,175

1,570

0.75

326

284

2,327

nd

9.8


450

0.38

15

959

1,625

0.59

655

298 14,205

11,034

7.6

400

0.59

Mean

1,856

2,855


0.63

976

703

4,545

2,790

8.4

652

0.58

SD

1,335

1,646

0.16

833

479

3,114


2,863

1.8

382

0.65

Min

565

785

0.25

326

225

1,837

562

6.2

225

0.04


Max

5,722

7,619

11,034

11.3

1,55
0

2.70

0.78 3,560

1,935 14,205

nd = không xác định . 
Bảng 7. Mức chất dinh dưỡng trong các mẫu nước thải hỗn hợp và mức P và N ước tính cần thiết để loại bỏ
BOD
Orthophos P required
NO3 NO2
Tổng P
phate
for BOD
Plant (mg/l như
(mg/l

(mg/l
(mg/l như removala
P)
như N) như N)
P)
(mg/l như P)

TKN
(mg/l
như N)

1

60

19

9

34.7

2.3

111.0

2

74

20


30

3.2

4.1

106.0

3

49

15

7

51.0

0.3

140.0

4

51

11

4


0.8

0.4

40.1

5

36

9

14

1.2

0.8

6

65

19

3

8.6

7


134

32

8

8

181

35

9

79

10

NH3 Organic
(mg/l N (mg/l
như N) như N)
5.3

N required for
BOD
removala
(mg/l như N)

105.7


47

11.6

94.4

148

10.6

129.4

33

2.8

37.3

21

134.0

9.3

124.7

71

0.7


14.0

1.0

13.0

14

1.0

0.8

62.0

9.4

52.6

38

3

14.3

1.8

nd

3.7


nd

14

21

17

47.3

1.2

122.0

9.4

112.6

84

29

7

5

0.6

0.4


83.0

71.3

26

11

35

22

12

23.7

2.1

128.0

120.1

62

12

68

6


10

0.9

0.6

83.0

48.9

48

11.7
7.9
34.1


13

97

26

11

1.4

14


52

13

6

80.0

15

54

15

5

52.8

Mean

71

18

10

SD

40


8

Min

29

Max

181

1.0

nd

1.4

nd

54

74.0

5.5

68.5

30

3.3


nd

4.8

nd

24

21.4

3.6

91.4

8.6

81.5

48

7

25.6

8.5

39.3

7.9


38.4

35

6

3

0.6

0.3

14.0

1.0

13.0

14

35

30

80.0

129.4

148


34.0

34.0

140.0

34.1

*Xem văn bản phần chi tiết tính toán.
độ bền hữu cơ thay đổi lớn giữa các nhà máy, như được thể hiện bằng các phạm vi rộng cho các giá trị BOD5
và COD trong Bảng 5 và 10 và độ lệch chuẩn lớn trong Bảng 6, tương ứng.
Để đánh giá khả năng phân hủy sinh học tiềm năng của các hợp chất hữu cơ trong nước thải sữa, chúng
tôi đã tính tỷ lệ BOD5: COD. Đối với tất cả trừ 2 trong số các nước thải hỗn hợp (nhà máy 4 và 8), tỷ lệ BOD5:
COD là trên 0,5, với giá trị trung bình là 0,63 + 0,16 (Bảng 6). Tỷ lệ BOD5: COD thu được từ dữ liệu nằm
trong khoảng 0,47 đến 0,67 với giá trị trung bình là 0,58 (Bảng 10). Dựa trên bộ tỷ lệ BOD5: COD thu được
cho các sản phẩm sữa, thành phần sữa và chất thải từ sữa, Harper et al. (1971) kết luận rằng tỷ lệ dưới 0,60 có
thể được giải thích để đề xuất quá trình oxy hóa sinh học chất thải sữa kém hiệu quả hơn so với sữa nguyên
chất, có thể do sự hiện diện của các thành phần không phải sữa. Họ cũng đề xuất một mức độ độc hại rõ ràng
của chất thải của nhà máy sữa khi tỷ lệ này dưới 0,40. Tỷ lệ thấp dường như trùng khớp với các giai đoạn chính
của quá trình làm sạch thiết bị, cho thấy nguồn độc tính có liên quan đến hoạt động làm sạch. Do đó, kết quả
của chúng tôi chỉ ra rằng hầu hết các hợp chất hữu cơ trong chất thải sữa nên dễ dàng phân hủy sinh học.
Mức SS và VSS cũng được sử dụng để đánh giá cường độ và khả năng xử lý nước thải. SS trong nước
thải sữa có thể bắt nguồn từ sữa đông tụ, phô mai hoặc các thành phần hương liệu như trái cây và các loại hạt
(Brown và Pico, 1979). Bản chất của các nguồn SS này chủ yếu là hữu cơ. Điều này được xác nhận bởi tỷ lệ
VSS: SS trung bình cao. Trung bình, khoảng 76% SS là không ổn định, mặc dù các tỷ lệ này thay đổi trong một
phạm vi rộng. Mức TS và VS cũng thay đổi đáng kể (Bảng 6). Trung bình, 52% TS được phát hiện là dễ bay
hơi, cho thấy các thành phần vô cơ hòa tan rất quan trọng trong các dòng chất thải này.
Bảng 8. Mức axit béo dễ bay hơi (VFA) trong các mẫu nước thải hỗn hợp
Tổng VFAs Acetate
Nhà

(mg/l như (mg/l như
máy
HAc)
HAc)

Propionate
(mg/l như
HAc)

Butyrate Isobutyrate Valerate
(mg/l như (mg/l như (mg/l như
HAc)
HAc)
HAc)

Isovalerate
(mg/l như
HAc)

1

39

39

<1

<1

<1


<1

<1

2

168

162

6

<1

<1

<1

<1

3

39

14

12

<1


9

<1

4

4

178

157

22

<1

<1

<1

<1

5

231

199

17


<1

8

<1

8

6

22

22

<1

<1

<1

<1

<1

7

<1

<1


<1

<1

<1

<1

<1

8

284

257

19

8

<1

<1

<1

9

124


65

7

5

28

<1

19

10

246

179

66

<1

<1

<1

<1

11


126

86

12

18

6

<1

4

12

431

356

71

5

<1

<1

<1



13

90

90

<1

<1

<1

<1

<1

14

134

134

<1

<1

<1


<1

<1

15

90

70

<1

3

8

<1

8

Mea
n

147

122

15

3


4

<1

3

SD

115

99

23

5

8

<1

5

Min

<1

<1

<1


<1

<1

<1

<1

Max

431

356

71

18

28

<1

19

Bảng 9. Nồng độ các thống số được chọn trong các mẫu nước thải hỗn hợp
Nhà
máy

K

(mg/l)

Na
(mg/l)

Ca
(mg/l)

Mg
(mg/l)

Al
(pg/l)

Mn
(pg/l)

Ni
(pg/l)

Cu
(pg/l)

Co
Fe (pg/l)
(pg/l)

1

42.8


735

47.7

11.4

79

27

27

<1

7

720

2

155.5

263

58.0

46.3

233


835

33

<1

5

579

3

35.8

419

52.3

11.0

168

711

60

10

<1


137

4

52.0

306

58.4

24.6

80

18

23

<1

<1

520

5

30.6

517


58.5

25.7

213

91

25

10

<1

1,910

6

8.6

453

33.6

16.9

71

<1


38

<1

<1

91

7

25.3

713

42.8

47.2

127

<1

12

<1

<1

43


8

40.0

410

46.1

14.1

63

4

17

<1

3

39

9

75.1

485

58.7


18.8

230

137

30

10

<1

439

10

30.8

310

52.2

17.5

84

32

25


10

2

777

11

58.5

734

54.2

11.8

257

327

71

30

7

4,329

12


53.5 1,265

56.7

27.0

164

249

64

30

<1

566

13

12.1

463

1.4

6.5

97


<1

66

20

<1

420

14

41.2

423

54.3

8.3

100

9

25

<1

4


247

15

38.0

660

58.0

27.0

119

6

19

<1

1

63

Mean

46.6

544


48.9

20.9

139

163

36

8

2

725

SD

34.6

252

14.9

12.4

67

268


20

11

3

1,102

Min

8.6

263

1.4

63

<1

12

<1

<1

39

155.5 1,265


58.5

257

835

71

30

7

4,329

Max

6.5
46.3

Như đã thảo luận ở trên, việc sử dụng chất tẩy rửa và khử trùng axit và kiềm trong ngành công nghiệp
sữa thường dẫn đến giá trị pH nước thải thay đổi cao. Tất cả các mẫu hỗn hợp có giá trị pH trên 6.0 và hầu hết
có giá trị pH trên 7.0 (Bảng 6). Dữ liệu chỉ ra rằng các giá trị pH nằm trong khoảng từ 4,4 đến 12,0, trung bình
là 7,2 (Bảng 10). Do đó, giá trị pH của nước thải được trích dẫn trong tài liệu mở rộng trên phạm vi lớn hơn giá
trị pH được đo cho 15 mẫu hỗn hợp. Sự khác biệt này có thể được giải thích bởi vì hầu hết các dữ liệu được lấy
từ các mẫu lấy được phân tích riêng lẻ thay vì từ mẫu hỗn hợp 24 giờ. Dữ liệu của chúng tôi chỉ ra rằng giá trị
pH của các mẫu hỗn hợp được thu thập trong khoảng thời gian 24 giờ thường ở mức trung tính; do đó, một
lượng lớn xút được sử dụng để làm sạch rõ ràng có tác động lớn hơn đến pH nước thải nói chung so với các axit
được sử dụng để làm sạch.
pH nước thải là yếu tố chính trong xử lý sinh học vì hầu hết các vi sinh vật thể hiện sự tăng trưởng tối

ưu ở các giá trị pH trong khoảng từ 6,0 đến 8,0 và hầu hết không thể chịu được mức pH trên 9,5 hoặc dưới 4,0.


Hơn nữa, chất thải có độ pH thấp có thể gây ra sự ăn mòn thiết bị của nhà máy, bao gồm các thành phần của cơ
sở xử lý (Tchobanoglous và Burton, 1991). Bể điều hòa có thể được lắp đặt ở thượng nguồn của các hệ thống xử
lý sinh học để ổn định pH nước thải. Tuy nhiên, chỉ có 7 trong số các nhà máy được khảo sát có bể điều hòa.
Đôi khi, các bể điều hòa không đủ để bù cho sự dao động pH cực đoan trong dòng chất thải sữa. Vấn đề này có
thể được giải quyết bằng cách thu thập nước rửa xút đậm đặc và gửi nó ở lưu lượng dòng chảy thấp đến bể điều
hòa (Samson et al., 1985).
Bảng 10. Tính chất nước thải của nhà máy sữa thu được từ tài liệu
Kiểu
Tổng
Tổng BOD5 COD hòa
SS
VSS
nhà BOD5(m COD hòa tan tan
(mg/l) (mg/l)
máy
g/l)
(mg/l) (mg/l) (mg/l)
Sữa
1,200lỏng và
4,000
kem
Sữa
lỏng

2,0006,000

6804,500


9807,500

Không
được
đưa ra

8301,980

1,2503,160

Sữa
lỏng

5001,300

9502,400

Sữa
lỏng
Mozzar
ella

330940

pH

300-500

8.011.0


1,390 2,120

Không
được
đưa ra

Không
được
đưa ra

3501,000

FOG
(mg/l)

150300

1

2

300

3

3

90-450


2,300 4,500
640–
1,670 ' 1,4201,100b,c
2,200b,c 4,73b
970
1,950
3,190
450

Tổng
alkali(
mg/l Ref.e
như
CaCOa)

820
650–
2,290b
1,050
960

2,075 4,400

110-260 5.0-9.5

4

209

7.2


4

2701,900d

3.512.0d

5

690

690

7.011.5

6

200700

3001,000

10.011.0

7

90-450

110-260

250


210

4.4-9.4

8

2203,000d
820

phô mai
Sữa
lỏng

1,0003,000

1,5005,500

Không
được
đưa ra
a

Dữ liệu in nghiêng là giá trị trung bình

b

Dữ liệu thu được từ các mẫu nước hỗn hợp tuần

c


Dữ liệu thu được cho BOD7.


d

Dữ liệu thu được từ các mẫu nước hỗn hợp ngày

e

1=Kasapgil et al., 1994; 2 = Goronszy, 1989; 3 = Kolarski and Nyhuis, 1995; 4 = Ozturk et al., 1993; 5 =
Rusten and Eliassen, 1993; 6 = Sobkowicz, 1986; 7 = Anderson et al., 1994; 8 = Eroglu et al., 1991.

Brown và Pico (1979) xem xét các chất thải từ sữa có tính kiềm nhẹ (pH 7,5-8,5) vì chúng giúp ngăn chặn sự
phát triển của hydro sunfua, hỗ trợ quá trình nhũ hóa dầu mỡ và hỗ trợ hệ thống xử lý sinh học. Ngoài ra, các
khuyến nghị về giới hạn trên đối với pH nước thải được cho là không cần thiết vì trung hòa các dòng chất thải
cơ bản xảy ra tự nhiên thông qua việc hấp thụ khí CO2 vào nước thải, do đó làm giảm độ pH. Việc trung hòa
nước thải sữa trước khi xử lý sinh học chỉ được coi là cần thiết nếu tỷ lệ của Tổng Alkali với BOD5 (tính bằng
mg / l CaCO3: mg / l O2) lớn hơn 2 (Brown và Pico, 1979). Trong Bảng 6,
Bảng 12. Đặc tính hóa học của sữa nguyên chất và sữa bay hơi
Thông số
pH
Tổng BOD5
Tổng COD

Nồng độ
Nồng độ sữa bay
sữa nguyên
hơi0 (mg/l)
chất (mg/l)

7.0a

6.2

102,500

a

150,000

a

Tổng VFAs (như
HAc)
Tổng alkali(như
CaCO3)
Tổng Nc

nd
364,790
<1

200a

6,875

7,200b>d

nd


NH3 (nhưN)

0.3

NO. (như N)

95.5

NO2 (như N)

66.0

Orthophosphate (như
P)
Tổng P (như P)

1,426
1,000a

5,667

Fat
TS
Total Volatile Solids

nd
251,520

a


216,790

125,000
117,000

SS

14,050

VSS

13,333
1,000

b

Kali

1,500

b

Natri

b

Chloride

a


400

Canxi

1,200

Magie

b

500

nd
2,887
485

b

1,582
180

Nhôm

4.0

Mangan

0.1

Nickel


2.3

Đồng

1.1


Cobalt

0.4

Sắt

6.9

a

Blanc and Navia, 1990.

b

Harper et al., 1971.

c

Papagiannis, 1996.

d


Giả sử sữa nguyên chất chứa 3% protein (và 88% nước, 4% chất béo và 5% đường sữa theo trọng lượng
[Goronszy, 1989]), mỗi g protein có 0,24 g N và giả sử rằng mật độ của sữa là 1 kg / l, người ta tính rằng sữa
nguyên chất chứa 7.200 mg / l là chất hữu cơ N.

tổng giá trị độ kiềm, mức BOD5 và độ kiềm: tỷ lệ BOD5 được đưa ra cho mỗi mẫu hỗn hợp. Phần lớn các mẫu
nước thải có tỷ lệ độ kiềm: BOD5 dưới 2; chỉ có nhà máy 8 có giá trị trên 2. Do đó, việc trung hòa chất thải sẽ
không quan trọng.
Ba dạng phổ biến của P (orthophosphate, polyphosphate và P hữu cơ) có trong nước thải chế biến sữa
(Brown và Pico, 1979) và có nguồn gốc từ các hợp chất làm sạch và từ tràn sữa hoặc sản phẩm trong quá trình
chế biến. Nhiều cơ sở tiếp tục sử dụng chất tẩy rửa gốc phốt phát, thường kết hợp với chất tẩy rửa có gốc axit
nitric (Bảng 3), dẫn đến mức P cao trong hầu hết các chất thải từ sữa, như được chỉ ra bởi dữ liệu từ nghiên cứu
của chúng tôi và từ tài liệu (Bảng 7 và 11). Tổng nồng độ P trong các mẫu hỗn hợp của chúng tôi dao động từ
29 đến 181 mg / l, trung bình là 71 + 40 mg / l. Vì P trong chất thải sữa có nguồn gốc từ cả chất tẩy rửa dựa trên
sữa và phốt phát, độ lệch chuẩn cao phản ánh quy trình vận hành thay đổi giữa các nhà máy trong ngành công
nghiệp sữa. Nồng độ orthophosphate trong các mẫu tương đối thấp, trung bình 18 + 8 mg / l là P, và trung bình,
orthophosphate P chỉ chiếm 27% trong tổng số P. Do đó, P còn lại có trong chất hữu cơ và / hoặc polyphosphate
các hình thức. P có ở dạng hữu cơ và polyphosphate có khả năng có nguồn gốc từ sữa, chất tẩy rửa kiềm và chất
nhũ hóa.
Dựa trên thông tin trong Bảng 1 và 3, có thể tính toán rằng các nhà máy 1, 3, 8, 9 và 13 ước tính rằng
sữa và các sản phẩm sữa chiếm 0,15%, 0,09%, 0,09%, 0,06% và 0,11% (thể tích: thể tích) dòng chất thải của
họ. Giả sử rằng những ước tính này là chính xác và giả sử rằng sữa nguyên liệu chứa khoảng 1.000 mg/l tổng P
(Bảng 12), đóng góp P vào nước thải do sữa nên vào khoảng 1 mg/l. Sử dụng Lưu lượng dòng nước thải trung
bình (Bảng 1) và sử dụng axit photphoric để làm sạch (Bảng 3), có thể ước tính sự đóng góp của P từ các sản
phẩm tẩy rửa vào nước thải: các sản phẩm làm sạch đóng góp 11, 14, 3 và 5 mg/l của P đến nước thải từ các nhà
máy 4, 9, 10 và 14, tương ứng. Tổng nồng độ P trong nước thải của các nhà máy này lần lượt là 51, 79, 29 và 52
mg / l. Với thông tin này, rõ ràng lượng P quy cho sữa phải lớn hơn 1 mg / l. Điều này chỉ ra rằng nhiều sữa có
thể đã bị mất hơn so với ước tính của các nhà điều hành nhà máy. Do đó, các nhà điều hành nhà máy dường như
không biết sự đóng góp của sữa và các sản phẩm sữa vào dòng chất thải của họ.
Bốn phân tích N khác nhau được thực hiện trên 15 mẫu hỗn hợp: nitrat, nitrite, TKN và ammonia (Bảng
7). Hàm lượng N hữu cơ được ước tính bằng cách trừ đi nồng độ ammonia-N từ nồng độ TKN (APHA, 1992).

Nồng độ nitrat trong các mẫu hỗn hợp dao động từ 0,6 đến 80 mg / l là N (Bảng 7). Như đã thảo luận ở trên,
axit nitric được sử dụng thường xuyên như là một thay thế cho axit photphoric trong các hoạt động làm sạch.
Tuy nhiên, rất khó liên quan đến việc sử dụng axit nitric với mức độ nitrat trong nước thải vì chỉ có thông tin
hạn chế về việc sử dụng axit nitric (Bảng 3). Một số nghiên cứu tài liệu hạn chế cũng xác định nồng độ nitrat
trong dòng chất thải sữa (Bảng 11) và do nồng độ nitrat cao do sử dụng axit nitric. Nồng độ nitrit trong các mẫu
hỗn hợp thường thấp, ngoại trừ trong một mẫu cũng chứng minh mức nitrat cao nhất (Bảng 7).


Nồng độ TKN dao động từ 14 đến 140 mg / l và trung bình 91 ± 39 mg / l (Bảng 7). Nồng độ amoniac
tương đối thấp và dao động từ 1,0 đến 34,1 mg / l là N, trung bình là 8,6 ± 7,9 mg / l như N. Điều này cho thấy
rằng phần lớn TKN có mặt như N (ví dụ như protein) việc chuyển đổi các nhóm amino thành amoniac là không
đầy đủ. Một lần nữa, sự thay đổi trong dữ liệu TKN chỉ ra các quy trình vận hành thay đổi được sử dụng trong
ngành sữa. Kết quả của chúng tôi thường tương ứng với dữ liệu hạn chế về TKN và amoniac từ tài liệu (Bảng
11). Như đã thảo luận ở trên, các nhà điều hành nhà máy ước tính rằng sữa và các sản phẩm sữa đóng góp từ
0,06% đến 0,15% (thể tích: thể tích) vào dòng chất thải của họ. Giả sử rằng những ước tính này là chính xác và
giả sử rằng sữa nguyên liệu chứa khoảng 7.000 mg / l tổng N (Bảng 12), đóng góp N vào nước thải do tràn sữa
nên từ 4 đến 11 mg / l. Điều này có vẻ không thực tế vì mức TKN trong nước thải lớn hơn 100 mg / l đối với
một số nhà máy. Thông tin này một lần nữa cho thấy rằng đã mất nhiều sữa hơn so với ước tính của các nhà
điều hành nhà máy.
Để đánh giá nhu cầu loại bỏ chất dinh dưỡng từ nước thải sữa, chúng tôi ước tính mức P và N cần thiết
cho xử lý nước thải sinh học hiếu khí giả định rằng việc loại bỏ BOD sẽ là mục tiêu duy nhất (nghĩa là, mức P
và N cần thiết cho sự tăng trưởng dị dưỡng hiếu khí). Chúng tôi đã sử dụng các thông số động học có nguồn gốc
từ Orhon et al. (1993) từ hệ thống xử lý nước thải sinh học nhà máy chế biến sữa. Chúng tôi tiếp tục sử dụng
thời gian lưu chất rắn (SRT) là 5 ngày, giá trị fD là 0,2 (nghĩa là phần sinh khối hoạt động đóng góp vào các
mảnh vụn sinh khối, Grady và Daigger) và nồng độ BOD5 có ảnh hưởng đo được (Bảng 6) . Dựa trên thông tin
này, chúng tôi ước tính rằng các yêu cầu P đối với xử lý sinh học hiếu khí đối với các dòng chất thải sữa dao
động từ 3 đến 30 mg / l và trung bình 10 ± 7 mg / l (Bảng 7). Các ước tính này chỉ ra rằng P có mặt ở mức độ
lớn hơn nhiều so với cần thiết cho xử lý sinh học hiếu khí và việc loại bỏ P bổ sung sẽ là cần thiết để đạt được
mức P chấp nhận được cho tất cả các nhà máy sữa có trong nghiên cứu của chúng tôi.
Sử dụng cùng một tham số, N cần thiết để loại bỏ BOD được ước tính nằm trong khoảng từ 14 đến 148

mg / l và trung bình 48 ± 35 mg / l (Bảng 7). Sử dụng các ước tính này, rõ ràng là có đủ N trong dòng chất thải
để phát triển sinh học ngoại trừ nhà máy 2. Do đó, nước thải của nhà máy 2 bị hạn chế N và sẽ cần thêm N để
đạt được loại bỏ BOD5 và P, trong khi tất cả các chất thải khác chứa dư thừa N.
Để đánh giá thêm tiềm năng của BNR trong xử lý nước thải sữa, chúng tôi đã xác định nồng độ acetate,
propionate, butyrate, isobutyrate, valerate và isovalerate trong các mẫu hỗn hợp (Bảng 8). Acetate là loại VFA
có nhiều nhất trong các mẫu nước thải, với nồng độ trung bình là 122 mg / l (83% tổng nồng độ VFA trung
bình). Propionate là chất đóng góp lớn thứ hai vào tổng tải VFA của các mẫu (10% tổng nồng độ VFA trung
bình). Butyrate, isobutyrate và isovalerate được phát hiện ở nồng độ thấp và không có mẫu nào trong số 15 mẫu
hỗn hợp có chứa valerate ở nồng độ cao hơn giới hạn phát hiện. Do VFA không có trong sữa (Bảng 12) và chỉ
có 1 nhà máy bổ sung axit axetic trong quá trình chế biến (nhà máy 11), sự hiện diện của VFA tương đối cao có
lẽ là do quá trình lên men trong quá trình sản xuất phô mai hoặc trong nước thải. Sự hiện diện của VFA, đặc biệt
là acetate, có lợi trong bối cảnh EBPR, đặc biệt vì nitrat có mặt ở mức cao trong một số dòng chất thải (xem bên
dưới). VFA có hiệu quả hơn các chất hữu cơ khác để tạo và duy trì EBPR từ chất thải (Hong et al., 1982; Abughararah và Randall, 1991; Okada et al., 1991; Shin và Jun, 1992; Randall et al., 1994 ; Carlsson và cộng sự,
1996).
Nồng độ của các nguyên tố được chọn (K, Na, Ca, Mg, Al, Mn, Ni, Cu, Co và Fe) cho 15 mẫu hỗn hợp
được liệt kê trong Bảng 9. Nồng độ Na trung bình cao 544 mg / l là biểu thị của một lượng lớn Na + được sử
dụng tại các nhà máy này (ví dụ: NaCl, NaOH). Ngoài ra, một lượng đáng kể K, Ca và Mg đã được phát hiện
trong các mẫu nước thải. Các yếu tố Mg và K đã được chứng minh là cần thiết cho EBPR thành công (van
Groenestijn et al., 1988; Toerien et al., 1990; Randall et al., 1992; Rickard và McClintock, 1992). Theo Randall
et al. (1992), cần loại bỏ 0,25 mol Mg và 0,23 mol K trên mỗi mol P. Dựa trên thông tin này và tổng mức P, Mg
và K trong các mẫu hỗn hợp (Bảng 7 và 9), người ta đã xác định rằng Mg và K có mặt vượt quá, ngoại trừ trong


chất thải của Nhà máy 1, 8, 13, và 14, và 6, 7, 8 và 13, tương ứng. Do đó, để ngăn chặn các hạn chế của Mg và /
hoặc K, cần phải thêm các yếu tố này vào một số chất thải để thực hiện các điều kiện EBPR tối ưu.
Nồng độ của các yếu tố khác thường thấp, với các giá trị trung bình trong phạm vi µg / l. Các kim loại
nặng, như Cu, là chất ức chế hoặc độc hại đối với các cộng đồng vi sinh vật bùn hoạt tính ở nồng độ khoảng 1
mg / l (Hascoet et al., 1985; Madoni et al., 1996; Beyenal et al., 1997). Vì các yếu tố này chỉ xuất hiện ở mức rất
thấp, nên chúng không phải là mối quan tâm đối với việc xử lý sinh học đối với chất thải chế biến sữa.
Tiềm năng loại bỏ chất dinh dưỡng sinh học

Các tính toán trên cho thấy việc loại bỏ P ngoài việc loại bỏ do tăng trưởng dị dưỡng hiếu khí sẽ là cần
thiết để đạt được mức P chấp nhận được trong nước thải sữa. Các tính chất nước thải khác nhau là công cụ để
đánh giá tiềm năng thành công của BNR. Nói chung, khả năng đạt được EBPR và đạt được nồng độ P trong
nước thải dưới 1 mg / l được coi là tốt nếu ảnh hưởng đến vùng kỵ khí của hệ thống EBPR có tỷ lệ BOD5: tổng
P (TP) lớn hơn 20: 1 (Randall et al., 1992). Sử dụng dữ liệu trong Bảng 6 và 7, người ta đã tính toán tỷ lệ
BOD5: TP cho 15 chất thải từ sữa dao động từ 3,1: 1 đến 77,3: 1, với giá trị trung bình là 32,3: 1. Chất thải của
Nhà máy 4, 6, 7, 8 và 15 có tỷ lệ BOD5: TP thấp hơn 20: 1. Do tỷ lệ COD: TP cho 4 trong số 5 nhà máy này
cũng tương đối thấp (dưới 40: 1), nên có khả năng những chất thải này bị giới hạn COD (Randall et al., 1992).
Do đó, VFA hoặc các chất hữu cơ có thể lên men sẽ cần được thêm vào một số chất thải từ sữa để hoàn thành
việc loại bỏ P hoàn toàn.
Một tham số quan trọng khác là tỷ lệ chất hữu cơ / N, thường được biểu thị bằng tỷ lệ COD: TKN, tỷ lệ
BOD5: TKN hoặc tỷ lệ BOD5: NH3-N. Các tỷ lệ này rất quan trọng để đánh giá tiềm năng loại bỏ N thành công
vì cần có đủ lượng chất hữu cơ để cung cấp giảm tương đương cho khử nitơ. Ngoài ra, các tỷ lệ này rất quan
trọng để đánh giá tiềm năng EBPR, vì loại bỏ P kém đã được quy cho sự hiện diện của nitrat trong vùng kỵ khí
của hệ thống bùn hoạt tính EBPR. Một số nghiên cứu đã chỉ ra rằng sự ức chế EBPR khi có mặt nitrat là do sự
cạnh tranh của vi khuẩn khử nitrat (ví dụ, Iwema và Meunier, 1985; Yamamoto et al., 1990; Takeuchi, 1991;
Carucci et al., 1994; Kuba et al., 1994). Những vi khuẩn này tiêu thụ các chất hữu cơ dễ phân hủy (ví dụ,
acetate) trong khi khử nitrat, để lại ít VFA hơn cho các sinh vật tích lũy P (một số trong đó cũng là khử nitơ).
Các nghiên cứu khác đã chỉ ra rằng tiềm năng oxy hóa khử cao hơn, do sự hiện diện của nitrat, có thể hạn chế
sự giải phóng P trong vùng kỵ khí (Barnard, 1976; Koch và Oldham, 1985; Schon et al., 1993; Kortstee et al.,
1994) . Ngoài ra, sự kết tủa hóa học của phosphate đã được đề xuất như là một lời giải thích cho sự ức chế giải
phóng phosphate với sự hiện diện của nitrat: sự kết tủa phosphate có thể được gây ra bởi sự gia tăng pH liên
quan đến điều kiện khử nitrat (Kortstee et al., 1994). Trong mọi trường hợp, kiểm soát nồng độ nitrat trong vùng
kỵ khí là chìa khóa cho EBPR tối ưu.
Grady và Daigger (nghiên cứu) tóm tắt các hướng dẫn chung về chất hữu cơ theo tỷ lệ N đối với chất
thải có thể chấp nhận để loại bỏ N sinh học. COD: TKN, BOD5: TKN và BOD5: NH 3- N tỷ lệ lớn hơn 9, 5 và 8
sẽ dẫn đến loại bỏ N tuyệt vời. Sử dụng Bảng 6 và 7, các tỷ lệ COD: TKN, BOD5: TKN và BOD5: NH 3 trung
bình được tính tương ứng là 36,3, 23,5 và 342,8 và tất cả các nhà máy đều có chất hữu cơ với tỷ lệ N vượt quá
giá trị tối thiểu cần thiết để đạt được loại bỏ N tuyệt vời.
Sự hiện diện của nitrat trong dòng chất thải sữa làm tăng thêm mức độ phức tạp thường không gặp đối

với nước thải sinh hoạt. Đối với hầu hết các cấu hình bể phản ứng, nước thải ảnh hưởng vào hệ thống xử lý
BNR trong khoang kỵ khí. Tuy nhiên, sự hiện diện của nitrat trong chất ảnh hưởng ngăn ngừa điều kiện yếm khí
cho đến khi quá trình khử nitrat hoàn tất. Các nhà máy sữa có một số lựa chọn để phù hợp với sự hiện diện của
nitrat trong nước thải. Một lựa chọn sẽ là giảm hoặc loại bỏ việc sử dụng axit nitric làm chất tẩy rửa, làm giảm
tác dụng của nitrat đối với EBPR. Tùy chọn này cần được các nhà máy chế biến sữa xem xét nghiêm túc khi
đánh giá EBPR. Như đã thảo luận ở trên, một số nhà máy chỉ sử dụng axit nitric vì phụ phí P và tiền phạt và
thích chất tẩy rửa dựa trên axit phos-phoric từ góc độ làm sạch. Do đó, việc loại bỏ nitrat khỏi dòng chất thải
của chúng có thể giúp cải thiện hiệu suất EBPR, đồng thời mang lại hiệu quả làm sạch tốt hơn với chi phí thấp


hơn. Tuy nhiên, đối với một số nhà máy, việc loại bỏ axit nitric có thể không thực tế và việc xử lý nước thải
phải đối phó với sự hiện diện của nồng độ nitrat tương đối cao.
Nếu nitrat được phép vào khoang kỵ khí của hệ thống xử lý BNR, một phần lớn, nếu không phải tất cả,
các VFA có sẵn có thể được tiêu thụ nhanh chóng để khử nitrat. Có thể tính được rằng 2,86 g chất hữu cơ (được
biểu thị là COD) cần phải có sẵn để giảm 1 g nitrat- N. Giả sử rằng tất cả các chất khử tương đương này được
cung cấp bởi VFA trong nước thải, nó có thể được tính bằng dữ liệu từ Bảng 6 và 7, sự dư thừa của VFA có
trong chất thải của hầu hết các nhà máy (Nhà máy 2, 4, 5, 8, 10, 11, 12 và 13), trong khi tất cả các VFA có trong
ảnh hưởng của các nhà máy còn lại sẽ có khả năng được sử dụng để khử nitrat có trong nước đầu vào. Tỷ lệ chất
hữu cơ cao đến N cho tất cả các chất thải cho thấy rằng có khả năng đủ lượng hợp chất hữu cơ dễ phân hủy sinh
học cũng có thể cho phép khử nitơ hoàn toàn cho các chất thải này. Tuy nhiên, không rõ liệu mức độ của các
hợp chất hữu cơ dễ phân hủy sinh học còn sót lại sau khi khử nitrat có đủ để đảm bảo EBPR thành công hay
không. Để trả lời câu hỏi này, các đánh giá quy mô phòng thí nghiệm và / hoặc thí điểm sẽ là cần thiết. Những
đánh giá như vậy sẽ xác định liệu một nguồn VFA bên ngoài có cần được cung cấp hay không. Ngoài ra, các
nghiên cứu như vậy có thể đánh giá các cấu hình quy trình khác nhau, chẳng hạn như đánh giá giá trị của việc
tách dòng chất thải có hàm lượng nitrat cao từ phần còn lại của nước thải và dẫn trực tiếp dòng này đến khoang
anoxic, thay cho ngăn đầu tiên, kỵ khí của hệ thống BNR.
KẾT LUẬN
Nghiên cứu này cho thấy các hệ số khối lượng chất thải hiện tại trong ngành sữa thấp hơn từ 2 đến 3 lần so với
những năm 1960. Việc giảm này được quy cho việc tăng quy mô nhà máy, tự động hóa trong chế biến sản
phẩm, giới thiệu các hệ thống tại chỗ và thực hành giảm thiểu chất thải như thu hồi hóa chất và tái sử dụng nước

rửa. Tuy nhiên, sự khác biệt lớn về hệ số khối lượng chất thải và đặc điểm chất thải giữa các nhà máy cho thấy
vẫn khó dự đoán lưu lượng dòng chảy nước thải và đặc điểm dựa trên khối lượng sản xuất của nhà máy. Những
phát hiện này cho thấy các chiến lược quản lý vẫn là yếu tố quyết định trong việc phát sinh chất thải. Các nhà
điều hành nhà máy cũng đánh giá thấp lượng sữa và các sản phẩm từ sữa trong dòng chất thải của họ, cho thấy
việc thực hiện một hệ thống kế toán cho tất cả các nguồn thải và bổ sung hóa chất sẽ giúp ích rất nhiều cho các
nỗ lực ngăn ngừa ô nhiễm trong tương lai. Một hệ thống kế toán chất thải toàn diện sẽ hữu ích, nhưng không đủ
để loại bỏ những lo ngại về xử lý chất thải. Hầu hết trên các cơ sở xử lý tại chỗ sẽ cần cải tạo đáng kể và / hoặc
thay đổi hoạt động để tuân thủ các quy định xả thải trực tiếp hiện tại và tương lai, đặc biệt là đáp ứng giới hạn P.
EBPR, kết hợp với quá trình nitrat hóa và khử nitrat, có thể sẽ là một chiến lược thành công để loại bỏ các chất
dinh dưỡng từ chất thải từ sữa. Tuy nhiên, do sự biến động lớn hàng giờ, hàng ngày và theo mùa trong đặc điểm
và lưu lượng nước thải, hệ thống xử lý BNR nên cho phép vận hành linh hoạt và kiểm soát trực tuyến rộng rãi.
Các bể phản ứng tuần tự hoặc thiết kế mới hơn (Goronszy, 1997) sẽ cho phép tích hợp kiểm soát trực tuyến và
vận hành linh hoạt, đặc biệt khi xử lý đòi hỏi phải tuần hoàn nước thải qua các vùng oxi hóa khử khác nhau (kỵ
khí, thiếu khí và hiếu khí) khi cần thiết cho BNR.
Lời cảm ơn - Chúng tôi rất biết ơn những người quản lý nhà máy, nhà điều hành và kỹ sư môi trường của các
nhà máy chế biến sữa đã tham gia; gửi lời đến Tim Bauchman, Jim Royer và Rod Meikamp từ UrbanaChampaign (Urbana, IL) để tham gia vào các phòng thí nghiệm và giúp phân tích ammonia và BOD5; đến Rod
Mackie và Brian White từ Khoa Khoa học Động vật (Đại học Illinois) để tiếp cận các phòng thí nghiệm và giúp
phân tích VFA; và Ron Gerards và Luc Vriens từ Seghers Water (Wespelaar) và Luc Ceyssens từ Seghers
Dinamec, Inc. (Austell, GA) cho những gợi ý hữu ích. Nghiên cứu này được hỗ trợ bởi các khoản tài trợ từ Bộ
Nông nghiệp Hoa Kỳ (95-37500-1911) và Seghers Water.
THAM KHẢO
Abu-ghararah Z. H. and Randall C. W. R. (1991) The effect of organic compounds on biological phosphorus
removal. Water Sci. Technol. 23, 585-594.


Anderson G. K., Kasapgil B. and Ince O. (1994) Comparison of porous and non-porous media in upflow
anaerobic filters when treating dairy wastewater. Water Research 28, 1619-1624.
APHA (1992) Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, eds A. E. Greenberg, L. S.
Clesceri and A. D. Eaton, 18th edn. Am. Publ. Health. Assoc., Washington, DC.
Backman R. C., Blanc F. C. and O’Shaughnessy J. C. (1985) The Treatment of Dairy Wastewater by the

Anaerobic Up-Flow Packed Bed reactor, pp. 361-381. 40th Purdue Industrial Waste Conference, West
Lafayette, IN.
Barnard J. L. (1976) A review of biological phosphorus removal in the activated sludge process. Water South
Africa 2, 136-144.
Beyenal N. Y., Ozbelge (Baser) Y. A. and Ozbelge H. O. (1997) Combined effects of Cu and Zn on activated
sludge process. Water Research 31, 699-704.
Blanc F. C. and Navia R. (1990) Treatment of Dairy Wastewater by Chemical Coagulation, pp. 681-689. 45th
Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette. IN.
Borja R. and Banks C. J. (1994) Kinetics of an upflow an-aerobic sludge blanket reactor treating ice-cream
waste-water. Environ. Technol. 15, 219-232.
Brown H. B. and Pico R. F. (1979) Characterization and Treatment of Dairy Wastes in the Municipal Treatment
System, pp. 326-334. 34th Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette, IN.
Carlsson H., Aspegren H. and Hilmer A. (1996) Interactions between wastewater quality and phosphorus release
in the anaerobic reactor of the EBPR process. Water Research 30, 1517-1527.
Carucci A., Majone M., Ramadori R. and Rossetti S. (1994) Dynamics of phosphorus and organic substrates in
anaerobic and aerobic phases of a sequencing batch reactor. Water Sci. Technol. 30, 237-246.
de los Reyes M. F., de los Reyes F., Hernandez M. and Raskin L. Quantitative assessment of Gordona amarae
strains in foaming activated sludge and anaerobic digester systems using phylogenetic hybridization probes.
Appl. Environ. Microbiol. 64, in press.
Eroglu V., Ozturk I., Demir I., Akca L. and Alp K. (1991) Sequencing Batch and Hybrid Anaerobic Reactors
Treatment of Dairy Wastes, pp. 413-422. 46th Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette, IN.
Goronszy M. (1997) Industrial application of cyclic acti-vated sludge technology. International Association on
Water Quality Yearbook 1997, 35-38.
Goronszy M. C. (1989) Batch Reactor Treatment of Dairy Wastewaters: A Case History, pp. 795-805. 44th
Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette, IN.
Grady L. C. P. and Daigger G. T. (in press) Biological Wastewater Treatment: Principles and Practice. Marcel
Dekker, Inc., New York.
Harper W. J., Blaisdell J. L. and Grosshopf J. (1971) Dairy Food Plant Wastes and Waste Treatment Practices.
U.S. Environmental Protection Agency, Washington, DC.
Hascoet M. C., Florentz M. and Granger P. (1985) Biochemical aspects of enhanced biological phosphorus

removal from wastewater. Water Sci. Technol. 17, 2341.
Hong S. N., Krichten D. J., Kisenbauer K. S. and Sell R. L. (1982) A Biological Wastewater Treatment System
for Nutrient Removal. EPA Worksop on Biological Phosphorus Removal in Municipal Wastewater Treatment,
Annapolis, MD.
Iwema A. and Meunier A. (1985) Influence of nitrate on acetic acid induced biological phosphorus removal.
Water Sci. Technol. 17, 289-294.
Jenkins D., Richard M. and Daigger G. T. (1993) Manual on the Causes and Control of Activated Sludge
Bulking and Foaming. Lewis Publishers, Inc., Chelsea, MI.
Kasapgil B., Anderson G. K. and Ince O. (1994) An inves-tigation into the pre-treatment of dairy wastewater
prior to aerobic biological treatment. Water Sci. Technol. 29, 205-212.


Koch F. A. and Oldham W. K. (1985) Oxidation-reduction potential: A tool for biological nutrient removal
systems. Water Sci. Technol. 17, 259-281.
Kolarski R. and Nyhuis G. (1995) The Use of Sequencing Batch Reactor Technology for the Treatment of HighStrength Dairy Processing Waste, pp. 485-494. 50th Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette, IN.
Kortstee G. J. J., Appeldoorn K. J., Bonting C. F. C., van Neil E. W. J. and van Veen H. W. (1994) Biology of
polyphosphate-accumulating bacteria involved in enhanced biological phosphorus removal. FEMS Microbiol.
Review 15, 137-153.
Kuba T., Wachtmeister A., van Loosdrecht M. C. M. and Heijnen J. J. (1994) Effect of nitrate on phosphorus
release in biological phosphorus removal systems. Water Sci. Technol. 30, 263-269.
Madoni P., Davoli D., Gorbi G. and Vescovi L. (1996) Toxic effect of heavy metals on the activated sludge protozoan community. Water Research 30, 135-141.
Martin J. M. J. and Zall R. R. (1985) Dairy Processing Wastewater Bioaugmentation - An Evaluation of
Efectiveness, pp. 351-360. 40th Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette, IN.
Okada M., Murakami A., Lin C. K., Ueno Y. and Okubo T. (1991) Population dynamics of bacteria for
phosphorus removal in sequencing batch reactor (SBR) activated sludge processes. Water Sci. Technol. 23, 755763.
Orhon D., Gorgun E., Germirli F. and Artan N. (1993) Biological treatability of dairy wastewaters. Water
Research 27, 625-633.
Ozturk I., Eroglu V., Ubay G. and Demir I. (1993) Hybrid upflow anaerobic sludge blanket reactor (HUASBR)
treatment of dairy effluents. Water Sci. Technol. 28, 77-85.
Papagiannis T. G. (1996) Biological Nutrient Removal from Dairy Processing Wastewater. M.S. thesis,

University of Illinois at Urbana-Champaign.
Randall C. W., Barnard J. L. and Stensel H. D. (1992) Design and Retrofit of Wastewater Treatment Plants for
Biological Nutrient Removal. Technomic Publishing Company, Lancaster, PA.
Randall A. A., Benefield L. D. and Hill W. E. (1994) The effect of fermentation products on enhanced biological
phosphorus removal polyphosphate storage, and mi-crobial population dynamics. Water Sci. Technol. 30, 213219.
Reardon R. D. (1994) Cost Implication of Design for Nutrient Removal, pp. 551-562. Water Environment
Federation 67th Annual Conference and Exposition, Chicago, IL.
Rickard L. F. and McClintock S. A. (1992) Potassium and magnesium requirements for enhanced biological
phosphorus removal for wastewater. Water Sci. Technol. 26, 2203-2206.
Rusten B., Odegaard H. and Lundar A. (1992) Treatment of dairy wastewater in a novel moving bed biofilm
reac-tor. Water Sci. Technol. 26, 703-711.
Rusten B. and Eliassen H. (1993) Sequencing batch reac-tors for nutrient removal as small wastewater
treatment plants. Water Sci. Technol. 28, 233-242.
Rusten B., Lundar A., Eide O. and Odegaard H. (1993) Chemical pretreatment of dairy wastewater. Water Sci.
Technol. 28, 67-76.
Samson R., Van den Berg B., Peters R. and Hade C. (1985) Dairy Waste Treatment Using Industrial-Scale
Fixed-Film and Upflow Sludge-Bed Anaerobic Digesters: Design and Start-Up Experience, pp. 235-241. 40th
Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette, IN.
Schon G., Geywitz S. and Mertens F. (1993) Influence of dissolved oxygen and oxidation-reduction potential on
phosphate release and uptake by activated sludge from sewage plants with enhanced biological phosphorus
removal. Water Research 25, 349-354.
Shin H. S. and Jun H. B. (1992) Development of excess phosphorus removal characteristics in a sequencing
batch reactor. Water Sci. Technol. 25, 433-440.


Sobkowicz A. M. (1986) Celrobic® Anaerobic Treatment of Dairy Processing Wastewater, pp. 458-464. 41st
Purdue Industrial Waste Conference, West Lafayette, IN.
Takeuchi J. (1991) Influence of nitrate on the bacterial flora of activated sludge under anoxic conditions. Water
Sci. Technol. 23, 765-772.
Tchobanoglous G. and Burton F. L. (1991) Wastewater Engineering: Treatment, Disposal and Reuse. McGrawHill, Inc., New York.

Toerien D. F., Gerber A., Lotter L. H. and Cloete T. E. (1990) Enhanced Biological Phosphorus Removal in
Activated Sludge Systems. Plenum Press, New York, London.
van Groenestijn J. W., Vlekke G. J. F. M., Anink D. M. E., Deinema M. H. and Zehnder A. J. B. (1988) Role of
cations in accumulation and release of phosphate by aci- netobacter strain 210A. Appl. Environ. Microbiol. 54,
2894-2901.
Yamamoto R. I., Komori T. and Matsui S. (1990) Filamentous bulking and hindrance of phosphate removal due
to sulfate reduction in activated sludge. Water Sci. Technol. 23, 927-935.