Đánh giá: lên men kỵ khí nước thải thực phẩm sữa
A. N. Hassan* and B. K. Nelsonf
* Khoa Khoa học Sữa, Đại học Bang Nam Dakota, Brookings 57007
Daisy Brand LLC, Garland, TX 75041

TÓM TẮT
Xử lý nước thải thực phẩm sữa là một vấn đề môi trường lớn. Đánh giá này thảo luận về các vi sinh
vật liên quan đến quá trình phân hủy kỵ khí của nước thải thực phẩm sữa, sinh hóa của quá trình, các
yếu tố ảnh hưởng đến phân hủy kỵ khí và nỗ lực phát triển công nghệ xác định. Quá trình phân hủy kỵ
khí của nước thải thực phẩm sữa có nhiều lợi thế so với các phương pháp xử lý khác ở chỗ đạt được
mức độ ổn định chất thải cao với mức bùn thấp hơn nhiều. Ngoài ra, quá trình này tạo ra khí mê-tan dễ
sử dụng với nhu cầu dinh dưỡng thấp và không có oxy. Phân hủy kỵ khí là một loạt các phản ứng phức
tạp bao gồm 2 nhóm vi sinh vật kỵ khí hoặc kỵ khí tùy tiện: axitogens và methanogens. Nhóm vi sinh
vật đầu tiên phá vỡ các hợp chất hữu cơ thành CO2 và axit béo dễ bay hơi. Một trong số các sinh vật
này là acetogen, chuyển đổi axit béo chuỗi dài thành acetate, CO2 và hydro. Methanogens chuyển đổi
các sản phẩm của axit thành metan. Sự mất cân bằng giữa các nhóm vi sinh vật khác nhau có thể dẫn
đến không chỉ sản sinh mêtan ít hơn mà còn dẫn đến thất bại trong quá trình. Điều này là do sự tích tụ
của các hợp chất trung gian, chẳng hạn như axit béo dễ bay hơi, ức chế methanogens. Các tiêu chí
được sử dụng để đánh giá quá trình phân hủy kỵ khí bao gồm mức độ hydro và axit béo dễ bay hơi, tỷ
lệ metan: carbon và tốc độ sản sinh khí. Một trạng thái ổn định đạt được trong bể xử lý kỵ khí khi pH,
nhu cầu oxy hóa học của nước thải, chất rắn lơ lửng của nước thải và sản sinh khí hàng ngày không
đổi. Các yếu tố ảnh hưởng đến hiệu quả và tính ổn định của quá trình là các loại vi sinh vật, tỷ lệ C: N,
thời gian lưu, thiết kế bể phản ứng, nhiệt độ, kiểm soát pH, áp suất hydro và các chất phụ gia như phân
chuồng và chất hoạt động bề mặt. Khi các chất phân hủy kỵ khí ngày càng được sử dụng trong các nhà
máy sữa, cần nghiên cứu nhiều hơn về việc lựa chọn các công nghệ tốt nhất để tối đa hóa sản sinh
mêtan từ chất thải thực phẩm từ sữa.
Từ khóa: chất thải thực phẩm từ sữa, phân hủy kỵ khí, metan, váng sữa
GIỚI THIỆU
Lượng chất hữu cơ trong nước thải ngành công nghiệp sữa thay đổi đáng kể (Gough et al.,
1987). Mức chất béo, đường lactose và protein nằm trong khoảng từ 35 đến 500, 250 đến 930 và 210
đến 560 mg / L, tương ứng (Lalman et al., 2004). Nước thải từ ngành sản sinh thực phẩm sữa có nhu

cầu oxy hóa học (COD) cao, nhu cầu oxy sinh học (BOD) và chất rắn dễ bay hơi (Demirel et al.,
2005). COD cao này chủ yếu là do đường lactose, là thành phần rắn chính trong nước thải từ thực
phẩm từ sữa. Nhu cầu về whey protein cô đặc và các sản phẩm cô lập đã làm giảm chất thải thực phẩm
từ các cơ sở sản xuất; tuy nhiên, đường lactose không được sử dụng rộng rãi trong các sản phẩm thực
phẩm. Do đó, đường lactose, chất rắn sữa dồi dào nhất, nói chung vẫn là một sản phẩm thải. Hobman
(1984) đã nhận ra vấn đề này và mô tả quá trình phân hủy kỵ khí để tạo ra khí mê-tan như là một cách
sử dụng có khả năng sinh lợi của đường lactose trong serum sữa khử protein. Ông liệt kê 11 nghiên
cứu trong phòng thí nghiệm hoặc quy mô thí điểm sử dụng whey phô mai hoặc serum sữa khử protein


để phân hủy kỵ khí. Mặc dù lượng đường lactose bị đánh giá thấp đang tăng lên, việc chuyển đổi
đường lactose thành metan bằng quy trình kỵ khí thương mại là không phổ biến.
Do khối lượng sản phẩm phụ chế biến sữa tăng (whey hoặc permeate), kích thước của các nhà
máy sữa tăng và yêu cầu pháp luật nghiêm ngặt, việc tìm ra phương pháp xử lý hoặc sử dụng hiệu quả
chi phí mới cho chất thải là một vấn đề quan trọng đối với ngành sữa (Mawson, 1994). Việc xả chất
thải từ sữa, như whey phô mai vào đất có thể có tác động tiêu cực đến cấu trúc hóa học và vật lý của
đất, làm giảm năng suất cây trồng và gây ô nhiễm nước ngầm (Ben-Hassan và Ghaly, 1994). Chất
lượng không khí cũng có thể bị ảnh hưởng, theo báo cáo của Bullock et al. (1995) đã phát hiện ra rằng
hàm lượng CO cao đã được giải phóng khi whey thấm vào trên đất đá vôi phù sa.
Xử lý hiếu khí và kỵ khí có thể là lựa chọn khả thi cho các nhà máy sữa vì chi phí đầu tư cao
cho chế biến whey và các vấn đề môi trường liên quan đến thải xuống đất. Phân hủy hiếu khí đã được
sử dụng để xử lý nước thải đô thị. Trong quá trình lên men hiếu khí, vi sinh vật phát triển nhanh chóng
và hầu hết năng lượng được sử dụng cho sự phát triển của tế bào vi khuẩn, chứ không phải sản xuất
khí sinh học (Gough et al., 1987). Chỉ khoảng một nửa các hợp chất hữu cơ có thể phân hủy trong
nước thải có thể được ổn định bằng quá trình tiêu hóa hiếu khí, trong khi đó có tới 90% có thể bị phân
hủy trong quá trình phân hủy kỵ khí (McCarty, 1964; Demirel et al., 2005). Ngoài ra, ít hoặc không
pha loãng chất thải cường độ cao là cần thiết trong quá trình kỵ khí. Chất dinh dưỡng thấp hơn và
không có oxy là cần thiết cho phân hủy kỵ khí. Nếu khí mê-tan được sử dụng để sản xuất điện, xử lý
kỵ khí đối với chất thải đô thị dẫn đến cân bằng năng lượng dương. Sự cân bằng năng lượng âm của
quá trình phân hủy hiếu khí phần lớn là do mức tiêu thụ năng lượng của hệ thống sục khí (Speece,

2008). Phát sinh bùn, đầu vào năng lượng và ô nhiễm không khí bằng các vật liệu có mùi được giảm
mạnh với quá trình phân hủy kỵ khí (Ryhiner et al., 1993). Quá trình phân hủy kỵ khí đòi hỏi các phản
ứng phức tạp, liên quan đến các nhóm vi sinh vật kỵ khí không xác định bao gồm cả vi khuẩn cổ sinh
sản mêtan (Demirel et al., 2005). Chi phí thấp hơn của thiết bị xử lý kỵ khí làm cho điều này trở thành
một sự thay thế hấp dẫn cho ngành công nghiệp sữa. Tuy nhiên, các nguyên tắc hoạt động phức tạp
hơn. Tổng quan này đề cập đến nhiều chủ đề khác nhau liên quan đến quá trình phân hủy kỵ khí của
nước thải thực phẩm từ sữa, bao gồm vi sinh vật, hóa sinh, các yếu tố ảnh hưởng đến quá trình lên men
và phát triển nuôi cấy hiệu quả.
VI SINH VẬT LIÊN QUAN ĐẾN SẢN SINH METAN
Thành phần vi sinh vật của hệ thống phân hủy kỵ khí không được xác định. Sản phẩm thương
mại cho phân hủy kỵ khí của chất thải sữa là không có sẵn. Thay vào đó, bùn từ các hệ thống xử lý
chất thải thường được sử dụng để bắt đầu quá trình phân hủy mới (Chartrain et al., 1987). Mặc dù các
vi sinh vật liên quan đến quá trình phân hủy kỵ khí không được xác định đầy đủ, nhưng có ít nhất 4
nhóm vi sinh vật tham gia vào quá trình này (Chartrain et al., 1987; Lee và cộng sự, 2008). Nhóm đầu
tiên là các vi khuẩn thủy phân phân hủy OM phức tạp (protein, carbohydrate và chất béo) thành các
hợp chất đơn giản hơn, chẳng hạn như axit hữu cơ, rượu, CO2 và hydro. Nhóm thứ hai là các vi khuẩn
acetogen sản sinh hydro sử dụng axit hữu cơ và rượu để sản sinh acetate và hydro. Áp suất riêng phần
H2 thấp là điều cần thiết để các phản ứng acetogen trở nên thuận lợi về mặt nhiệt động (Stams et al.,
1998). Chuyển hóa trao đổi chất khác nhau tạo ra các mức độ hydro khác nhau từ một chất nền cụ thể.
Việc chuyển đổi 1 mol glucose thành butyrate đi kèm với việc sản sinh chỉ 2 mol H2. Chuyển đổi toàn
bộ glucose thành axit propionic và ethanol dẫn đến sản lượng hydro âm tương ứng. Glucose có thể
được chuyển đổi trực tiếp thành axit axetic mà không sản sinh hydro. Tuy nhiên, có thể tạo ra tới 4


mol hydro từ glucose trong quá trình lên men axit axetic (Venetsaneas et al., 2009). Nhóm thứ ba là vi
khuẩn đồng hợp tử chỉ tạo thành acetate từ hydro và CO2, axit hữu cơ, rượu và carbohydrate. Các axit
béo (FA) dài hơn 2 nguyên tử carbon, rượu với hơn 1 nguyên tử carbon và FA chuỗi nhánh và FA thơm
không thể được sử dụng trực tiếp trong quá trình sinh methan. Các phân tử lớn như vậy cần phải được
oxy hóa thành acetate và H2 bởi các vi khuẩn khử proton bắt buộc trong mối quan hệ trợ dưỡng với vi
khuẩn methanogen. Nhóm thứ tư bao gồm methanogens tạo thành metan từ acetate, CO2 và hydro. Các

vi sinh vật thủy phân, acetogen và methanogen đóng vai trò quan trọng trong sản sinh mêtan.
Sản sinh mêtan tối ưu chỉ đạt được với sự tương tác của vi sinh vật (Chartrain et al., 1987). Mất
cân bằng giữa các nhóm vi sinh vật khác nhau có thể dẫn đến không chỉ sản sinh mêtan ít hơn mà còn
dẫn đến thất bại trong quá trình (Lee et al., 2008). Điều này là do sự tích tụ của các hợp chất trung gian
ức chế methanogens (Lee và cộng sự, 2008). Trong một bể xử lý kỵ khí whey màng cố định, 55% các
chủng được lên men, 5% acetogen và 40% methanogen (Zellner và Winter, 1987). Trong một bể xử lý
kỵ khí khác của whey ngọt, số lượng vi khuẩn thủy phân đường lactose, acetogens sản sinh hydro và
methanogens lần lượt là 1010, 108 đến 1010 và 106 đến 109 (Chartrain và Zeikus, 1986a). Phân hủy sinh
học của OM trong nước thải sữa phụ thuộc vào hoạt động của tất cả các nhóm vi sinh vật tham gia.
Sự khác biệt chính được tìm thấy trong tốc độ tăng trưởng của các nhóm vi sinh vật khác nhau
liên quan đến quá trình lên men kỵ khí . Ví dụ, thời gian nhân đôi tối thiểu ở 35 ° C là 30 phút đối với
vi khuẩn tạo axit lên men đường, 6 giờ đối với methanogens phát triển trên hydro hoặc formate, 1,4
ngày đối với vi khuẩn acetogen lên men butyrate, 2,5 ngày đối với vi khuẩn acetogen lên men
propionate và 2,6 ngày đối với methanogen sử dụng acetate (Mosey và Fernandes, 1989). Hai bước
chính (acidogenesis và methanogenesis) thường không cân bằng (2 tỷ lệ khác nhau) ngay cả ở tốc độ
thức ăn phân hủy thấp (Yan et al., 1993). Nếu chúng vẫn cân bằng, các sản phẩm trung gian như VFA
sẽ không thể phát hiện được (Yan et al., 1993).
Các kỹ thuật phân tử đã được sử dụng để điều tra sự dịch chuyển của quần thể vi khuẩn và liên
quan đến những thay đổi sinh hóa trong quá trình lên men kỵ khí . Sản sinh mêtan trong bể phản ứng
khuấy liên tục được cho ăn whey thấm bắt đầu từ 4,7 ngày lên men khi quần thể vi sinh vật chuyển
sang Archaea, với sự suy giảm axitogen (Lee et al., 2008). Sự khử khí metan dừng lại ở 18,9 ngày khi
acetate được tiêu thụ hoàn toàn và bắt đầu lại vào 29,9 ngày khi acetate được sản sinh từ propionate
(Lee et al., 2008). Sự phát triển của vi khuẩn tiếp tục trong giai đoạn methanogen (Lee et al., 2008).
Thời gian lưu (HRT) có ảnh hưởng đáng kể đến số lượng và sự đa dạng của quần thể vi sinh vật. Quần
thể thủy phân đường lactose không bị ảnh hưởng bởi HRT trong khoảng từ 25 đến 100 giờ (Chartrain
et al., 1987). Tuy nhiên, các sinh vật phân hủy acetate giảm xuống mức không đáng kể ở HRT dưới 12
giờ (Chartrain et al., 1987). Nhiệt độ lên men và pH là một trong những yếu tố ảnh hưởng đến thành
phần loài và sự thống trị của các nhóm vi khuẩn trong quá trình lên men kỵ khí (Brummeler et al.,
1985; Tzeng, 1985). Ái lực cao của vi sinh vật bám vào bề mặt ngăn cản quá trình rửa trôi của chúng,
có thể ảnh hưởng đến thành phần vi sinh vật và quá trình lên men ở bể phản ứng sinh học sử dụng

công nghệ tế bào bất động (Yang và Guo, 1990).
Vi khuẩn lên men phổ biến bao gồm Lactobacillus, Eubacterium, Clostridium, Escherichia coli,
Fusobac- terium, Bacteroides, Leuconostoc, và Klebsiella. Ví dụ về acetogens là Acetobacterium,
Clostridium, và Desulfovibrio.
Theo Boone và Castenholz (2001), các sinh vật sản sinh mêtan được phân loại theo miền
Archaea, phylum AII, Euryarchaeota. Archaea là một nhóm prokaryote khác với vi khuẩn. Một số
Archaea có thể tồn tại trong điều kiện cực kỳ khắc nghiệt, chẳng hạn như quá mẫn hoặc nhiệt độ cao


(lên đến 110 ° C). Thành tế bào của chúng thiếu peptidoglycan chứa axit muramic và trình tự
nucleotide của 5S, 16S và 23S rRNA khác với vi khuẩn. Các vết gram của Archaea thay đổi do sự
khác biệt lớn trong thành phần của lớp vỏ tế bào trong cùng một nhóm. Methanogens có dạng hình
que, hình lưỡi liềm hoặc coccoids. Chúng làm giảm CO2 hoặc đôi khi các hợp chất methyl và tạo ra
metan là sản phẩm chính, trong khi hydro, formate hoặc rượu thứ cấp đóng vai trò là các chất cấp
electron. Có 5 bộ methanogens: Methanobacteriales, Methanococcales, Methanomicro- biales,
Methanosarcinales, và Methanopyrales và 9 họ: Methanobacteriaceae, Methanothermaceae,
Methanococcaceae, Methanocaldococcaceae, Methano- microbiaceae, Methanocorpusculaceae,
Methanospiril- laceae, Methanosarcinaceae, và Methanosaetaceae. Các đặc điểm của họ Archaea được
thể hiện trong Bảng 1 và 2. Các sinh vật có nhiệt độ tăng trưởng tối ưu cao hơn 60 ° C không được đưa
vào các bảng do tính không thực tế của chúng. Khi nhiệt độ của các sản phẩm chất thải từ sữa phổ
biến, như whey và thấm, dưới 60 ° C, nhiệt độ lên men kỵ khí cao hơn sẽ cần nhiều năng lượng hơn để
làm ấm. Lên men ở nhiệt độ cao như vậy sẽ tốn kém và cần thiết kế thiết bị đặc biệt.
HÓA SINH CỦA PHÂN HỦY KỴ KHÍ CHẤT THẢI SẢN PHÂM SỮA
Phân hủy kỵ khí của chất béo
Chất béo sữa chiếm 4 đến 22% DM nước thải từ các nhà máy sữa (Sage et al., 2008). Nó bao
gồm chủ yếu là hỗn hợp triglyceride (hơn 97%). Ngoài triglyceride, lipit sữa còn chứa một số hợp chất
bổ sung như mono- và diglyceride, FFA, phospholipids và vitamin (E, D, A và K). Khoảng 60% FA
trong sữa đã bão hòa, với oleic và linoleic đại diện cho hầu hết FA không bão hòa. Oleate và palmitate
là FA phổ biến nhất trong nước thải thực phẩm từ sữa (Hanaki et al., 1981; Lalman et al., 2004). Sự
chuyển hóa chất béo sữa trong quá trình phân hủy kỵ khí được thể hiện trong Hình 1. Chất béo sữa

được thủy phân đầu tiên bởi lipase từ vi khuẩn gây axit, như clostridia và micrococci (Miyamoto,
1997), thành glycerol và FFA chuỗi dài. Bên trong tế bào vi khuẩn, acidogenesis chuyển đổi glycerol
thành acetate. Acetyl-CoA và FA đã được rút ngắn 2 carbons được tạo ra bởi quá trình oxy hóa P của
FFA bão hòa. Chu kỳ này lặp lại cho đến khi tất cả FFA đã được khử hoàn toàn thành acetyl-CoA hoặc
thành acetyl-CoA và 1 mol propionyl-CoA / mol FA (trong FA với số lượng nguyên tử carbon lẻ).
Propionate sau đó được khử carboxyl thành acetate, CO2 và H2. Do đó, sản phẩm cuối cùng của quá
trình oxy hóa P của FA là acetate, H2 và CO2. Ví dụ về vi khuẩn chịu trách nhiệm oxy hóa P là
Syntrophomonas wolfei và Sytro- phobacter wolinii (Miyamoto, 1997).
Sản lượng của metan được sản sinh từ lipid cao hơn nhiều so với từ carbohydrate hoặc protein.
Tuy nhiên, lipid có thể can thiệp về mặt vật lý và hóa học đối với quá trình phân hủy hiếu khí (Kim et
al., 2004; Cirne et al., 2007; Sage et al., 2008). Do tính kỵ nước cao, chất béo sữa sẽ hấp thụ vào sinh
khối, cản trở sự ổn định sinh học và hạn chế xâm nhập vào các chất nền khác. Sự hấp phụ của chất béo
gây ra sự nổi của khối vi sinh vật và rửa trôi, đặc biệt là với các hệ thống bể phản ứng kỵ khí tốc độ
cao, chẳng hạn như Công nghệ chăn bùn kỵ khí ngược dòng, hoặc bể phản ứng bùn hạt mở rộng
(Cammarota et al., 2001). Cirne và cộng sự. (2007) và Vidal et al. (2000) báo cáo rằng mức chất béo
lên tới 18 và 16% (trọng lượng / trọng lượng, theo COD), không ảnh hưởng đến tốc độ sản sinh mêtan.
FA tự do do thủy phân chất béo có thể ức chế vi khuẩn sản sinh hydrogen chịu trách nhiệm oxy
hóa P, vi khuẩn acetoclastic (chuyển acetate thành metan) và methanogens hydrotrophic (sản sinh
metan từ hydro; Hanaki et al., 1981; Kim et al., 1981 2004). Sự ức chế này dẫn đến một giai đoạn trễ
trong vài ngày, làm giảm tốc độ sản sinh mêtan (Lalman và Bagley, 2000; Sage et al., 2008). Sự ức chế


vi khuẩn kỵ khí bằng FA phụ thuộc vào nồng độ, chiều dài chuỗi và mức độ không bão hòa (Lalman
và Bagley, 2000; Kim et al., 2004). Sage và cộng sự. (2008) cho thấy giai đoạn trễ chủ yếu là do FFA
chưa bão hòa. Perle et al. (1995) báo cáo rằng chất béo sữa tạo ra kết quả tương tự như oleate cộng với
glycerol trong việc giảm sản sinh khí sinh học và hàm lượng ATP. Điều này cho thấy sự ức chế sinh
hóa của việc sản sinh mêtan bằng FA không bão hòa. Dữ liệu của Pereira và cộng sự. (2005) ủng hộ
giả thuyết rằng tác dụng ức chế của FA chưa bão hòa trong sản sinh mêtan chủ yếu là do sự hấp phụ
của chúng vào sinh khối, ngăn cản sự chuyển chất và sản phẩm. Các methanogens bị ức chế đã phục
hồi hoạt động của chúng sau khi FA chuỗi dài liên quan đến sinh khối được chuyển đổi thành metan

(Cavaleiro et al., 2008). Pereira và cộng sự. (2004) chỉ ra rằng nồng độ FA chuỗi dài dưới 1.000 mg / g
chất rắn dễ bay hơi sẽ không ức chế sản sinh mêtan. Sự hội tụ SFA thành metan xảy ra với tốc độ thấp
hơn FA không bão hòa do độ hòa tan thấp hơn (Sage et -------Bảng 1. Đặc điểm1 của họ Methanobacteriaceae, Methanomicrobiaceae, và Methanocorpusculaceae
Chất nền cho sản sinh mêtan2

Độ dày tế bào
(^m)

Nhiệt độ
tối ưu (°C)

H2/CO2

Sec OH3

CH2O2

Methanobacterium

0.1-1.0

37-45

x

x

x

Methanobrevibacter


0.5-0.7

37-40

x

Methanosphaera

1.0

37

x

Methanothermobacter

0.3-0.5

55-65

x

x

0.6-0.7

40

x


x

0.5-2.0

20-45

x

x

x

1.5-3.0

37-40

x

x

x

0.5-2.6

15-57

x

x


x

0.6

40

x

x

1-2

32-40

x

<2.0

30-40

x

0.8-1.0

38

x

Chi


CH3OH

C3H6O2

CO

Họ Methanobacteriaceae
x

x
x

Family Methanomicrobiaceae
Methanomicrobium
Methanoculleus

4

Methanofollis5
Methanogenium
Methanolacinia

5

4

Methanoplanus

x


x

Họ Methanocorpusculaceae
Methanocorpusculum
Methanocalculus

6

x

x
x

1

Trích từ Boone và Castenholz (2001).

2

Một, một vài hoặc toàn bộ sinh vật.

3

Phần OH = rượu bậc hai.

4

Muối củng cố tăng trưởng


5

Muối có thể cần hoặc không cần cho tăng trưởng, phụ thuộc vào sinh vật.

6

Họ không xác định nhưng có liên quan gần với Methanocorpusculaceae.

Bảng 2. Đặc điểm1 của họ Methanospirillaceae, Methanosarcinaceae, và Methanosaetaceae
Chi

Độ dày tế
bào (^m)

Nhiệt độ tối
ưu (°C)

Chất nền cho sản sinh mêtan2

0.4-0.5

30-37

x

H2/CO2/CO

R-S3

CH2O2


Họ Methanospirillaceae
Methanospirillum

x

C2H4O2

CH3OH

R-NH4


Nhiệt độ tối
ưu (°C)

Chất nền cho sản sinh mêtan2

Chi Methanosarcinaceae
Họ

Độ dày tế
bào (^m)

Methanosarcina

x

1-3


30-50

5

0.8-1.8

5

Methanococcoides
Methanohalobium

Methanohalophilus5
Methanolobus

5

Methanosalsum

5

x

x

x

25-35

x


x

0.2-2.0

40-55

x

x

1.0

35-40

x

x

0.8-1.25

37

x

x

x

0.8-1.5


35-45

x

x

x

0.8-1.3

35-40

Họ Methanosaetaceae
Methanosaeta
1

Trích từ Boone và Castenholz (2001).

2

Một, một vài hoặc toàn bộ sinh vật.

3

R-S = methyl sulfide hoặc dimethyl sulfide.

x

4


R-NH = methyl-, dimethyl-, hoặc trimethylamine.

5

Muối củng cố tăng trưởng

---------- al., 2008). Quá trình tiền thủy phân chất béo bằng lipase dẫn đến sự tích lũy của FFA không
bão hòa, làm tăng giai đoạn trễ trước khi sản sinh mêtan (Cirne et al., 2007; Sage et al., 2008). Tuy
nhiên, Rosa et al. (2009) đã phát hiện ra rằng quá trình thủy phân chất béo sữa bằng lipase nấm đã cải
thiện hiệu quả loại bỏ COD. Họ liên quan đến hiệu ứng tiền xử lý này với những thay đổi ở vi khuẩn
chiếm ưu thế và Archaea. Cirne và cộng sự. (2006), sử dụng chủng lipolytic phân hủy sinh học
Clostridium lundense trong chất thải giàu lipid, đã chứng minh tăng năng suất và tỷ lệ sản sinh mêtan
do tăng khả dụng sinh học của chất nền. Ngoài ra, chủng lipolytic tăng cường ß -oxi hóa, giải phóng
hydro, do đó kích thích methanogens hydrotrophic.

Hình 1. Quá trình phân hủy kỵ khí của chất béo sữa (phỏng theo Sage và cộng sự, 2008, J. Dairy Sci.
91: 4062-4074, với sự cho phép của nhà xuất bản). LCFA = FA chuỗi dài.
Phân hủy kỵ khí của Lactose
Lactose được chuyển đổi thành một số chất trung gian khác nhau trước khi chuyển đổi cuối
cùng thành metan (Hình 2). Hầu hết các vi khuẩn kỵ khí sử dụng chuyển hóa Emden Meyerhof-Parnas
để chuyển hóa đường lactose. Chuyển hóa này tạo ra pyruvate và giảm NAD (NADH), được chuyển


hóa thành lactate, acetate, ethanol và các chất chuyển hóa khác. Chartrain và Zeikus (1986a) đã phát
hiện ra rằng các chất chuyển hóa trung gian chính của quá trình tiêu hóa đường lactose kỵ khí là
acetate, lactate, ethanol và formate, với mức độ propionate và valat thấp hơn. Acetate chiếm hơn 70%
các chất chuyển hóa trung gian được sản sinh từ đường lactose (Chartrain và Zeikus, 1986a). Các sản
phẩm cuối cùng bao gồm metan, CO2 và carbon tế bào theo tỷ lệ 1: 0,94: 0,25 (Chartrain và Zeikus,
1986a). Ngoài ra, các sản phẩm cuối cùng bao gồm acetate, lactate, propionate, butyrate, ethanol và
H2 (Chartrain và Zeikus, 1986a).

Các vi khuẩn phân hủy Lactose được phân lập từ whey phân hủy kỵ khí bao gồm Leuconostoc
mesenteroides, Klebsiella oxytoca và Clostridium butyricum (Chartrain và Zeikus, 1986b).
Leuconostoc lên men đường lactose thành glucose, acetate và ethanol. Clostridium lên men đường
lactose thành butyrate, acetate, ethanol, hydro và CO2. Klebsiella lên men đường lactose thành acetate,
ethanol, lactate, hydro và acetoin (Chartrain và Zeikus, 1986b). Desulfovibrio Vulgaris là một loại vi
khuẩn acetogen sản sinh hydro phổ biến sử dụng lactate, ethanol và hydro (Chartrain et al., 1987). Với
sự hiện diện của sulfate, nó lên men lactate thành acetate, H2S và một lượng nhỏ ethanol với một
lượng hydro (Chartrain et al., 1987). Desulfovibrio Vul-garis cũng sản sinh acetate, H2S và theo dõi
lượng hydro từ ethanol. Clostridium propionicum là một acetogen lên men sữa mẹ thành acetate,
propionate, hydro và CO2. Sự tích tụ của các sản phẩm trung gian từ quá trình lên men đường lactose
dẫn đến sự ức chế các vi sinh vật với việc sản sinh mêtan thấp hơn (Aguilar et al., 1995). Trong quá
trình khởi động, nếu giá trị pH dưới 4,5, quá trình lên men của đường lactose sẽ tạo ra CO2 hoặc
hydro. Sự hiện diện của CO2 trong giai đoạn đầu của quá trình lên men làm giảm VFA có sẵn cho sản
sinh mêtan. Thông thường, khoảng 70% khí mêtan được sản sinh từ axit axetic và 30% từ CO2 và
hydro (McCarty và Smith, 1986).

Hình 2. Các Chuyển hóa có thể xảy ra đối với quá trình chuyển đổi kỵ khí của đường lactose thành
metan. Ví dụ về các vi sinh vật liên quan đến các phản ứng trên như sau: phản ứng 1: Leuconostoc
mesenteroides, Escherichia coli; phản ứng 2: L. mesenteroides, E. coli; phản ứng 3: Clostridium
butyricum; phản ứng 4: L. mesenteroides, C. butyricum, Eubacterium spp.; phản ứng 5: Streptococcus
thermophilus, Lactococcus lactis, Lactobacillus delbrueckii ssp. bulgaricus; phản ứng 6: Clostridium
pro- pionicum; phản ứng 7: Strep. thermophilus, Actinobacillus succinogenes, Mannheimia
succiniciproducens, E. coli; phản ứng 8: Methanomicrobium, Methanobrevibacter, Methanocalculus;
phản ứng 9: Desulfovibrio spp., Clostridium tyrobutyricum; phản ứng 10: Syntrophomonas wolfei;
phản ứng 11: Clostridium formicoaceticum, Acetobacterium woodii, Desulfovibrio spp.; phản ứng 12:


Methanosarcina, Methanosaeta; phản ứng 13: Syntrophobacter wolinii; phản ứng 14:
Methanomicrobium, Methanoculleus, Methanofollis; phản ứng 15: Methanosarcina, Methanosaeta.
Phân hủy kỵ khí của protein

Quá trình thủy phân protein, phụ thuộc chủ yếu vào sự tích lũy của các vi sinh vật, chậm hơn
so với carbohydrate (Yu và Fang, 2001). Sự thăng hoa của vi sinh vật trong bùn thành casein làm tăng
đáng kể sự phân giải protein (Perle et al., 1995). Bằng cách so sánh nguyên liệu thức ăn whey ngọt với
đường lactose, Kisaalita et al. (1990) đã chứng minh rằng sự hiện diện của protein whey, mặc dù làm
chậm quá trình lên men, tạo ra các sản phẩm phụ tương tự trong giai đoạn xử lý axit. Các bước liên
quan đến việc chuyển đổi protein thành metan được thể hiện trong Hình 3. Protein được thủy phân bởi
các protease ngoại bào thành peptide. Peptide bị phá vỡ bởi peptidase thành axit amin. Các axit amin
bị phân hủy theo các chuyển hóa khác nhau đến các sản phẩm cuối cùng khác nhau, bao gồm axit hữu
cơ, amoniac, CO2 và một lượng nhỏ các hợp chất chứa hydro và lưu huỳnh. Trong quá trình oxy hóa
một axit amin, chất nhận electron có thể là một axit amin khác (phản ứng Stickland) hoặc vi khuẩn
tiêu thụ hydro (methanogens; Ramsay và Pullammanap-pallil, 2001). Các axit amin đơn có thể được
lên men với sự hiện diện của vi khuẩn sử dụng hydro (như methanogens). Nagase và Matsuo (1982)
phát hiện ra rằng phản ứng Stickland là phản ứng oxy hóa axit amin phổ biến nhất trong quá trình
phân hủy kỵ khí; tuy nhiên, Ramsay và Pullammanappallil (2001) đã báo cáo rằng 60% axit amin (từ
casein) liên quan đến sự phân hủy axit amin (axit amin không đóng vai trò là chất nhận electron ).

Hình 3. Phân hủy kỵ khí của protein sữa.
Các vi khuẩn phân giải protein chiếm ưu thế trong các bể phân hủy kỵ khí là gram dương (chủ
yếu là Clostridium spp.; McInerney, 1988). Các vi khuẩn phân giải protein khác bao gồm Bacteroides,
Butyrivibrio, Fusobacterium, Selenomonas (Miyamoto, 1997) và vi khuẩn axit lactic. Ngoài
Clostridium spp., Các vi sinh vật phân giải axit amin khác bao gồm Peptostreptococcus,
Campylobacter spp., Acidaminococcus fermentans, Acidaminobacter hydrooformans, Megasphaera
elsdenii, Eubacterium acid Pullammanappallil, 2001). Mặc dù nồng độ lên tới 200 mg / L của ammonia có thể kích thích vi khuẩn methanogen, nhưng mức độ cao hơn của dạng kết hợp của nó có thể
gây độc (Anderson et al., 1982; Parkin et al., 1983; Koster và Lettinga, 1988).


YẾU TỐ ẢNH HƯỞNG SẢN SINH MÊTAN TỪ CHẤT THẢI SẢN PHẨM SỮA
Thiết kế bể phản ứng
Quá trình phân hủy kỵ khí của OM là một quá trình chậm đòi hỏi HRT dài. Về mặt kinh tế,
HRT ngắn sẽ là mục tiêu tốt (Mawson, 1994). Các hệ thống phân hủy kỵ khí khác nhau được tóm tắt

trong Bảng 3. Dữ liệu có sẵn từ các hoạt động quy mô lớn rất ít. Nói chung, có thể đạt được tốc độ tải
lên tới 10 kg COD / m3 mỗi ngày với mức giảm hơn 75% với sản lượng khí lên tới 38 m3 chứa
khoảng 60% khí mêtan (Clark, 1988; Kemp và Quickenden, 1988; Mawson, 1994 ). Một trong những
thiết kế đơn giản nhất là bể phản ứng khuấy liên tục, nhưng một thách thức là mất tế bào trong nước
thải. Duy trì tế bào có thể đạt được bằng cách tái sử dụng bên trong hoặc bên ngoài sinh khối hoặc cố
định tế bào (Mawson, 1994). Ví dụ về các hệ thống phân hủy tốc độ cao là các bể phản ứng lai dòng
ngược xuôi (DUHR), bể phản ứng kỵ khí màng sinh học di chuyển (AMBBR), bể phản ứng chặn bùn
kỵ khí ngược dòng (UASBR), bể sinh học cố định cell, bể kỵ khí cố định phim mở rộng, bể phản ứng
xuôi dòng cố định phim, bể phản ứng ngược dòng vòng lặp cố định phim và bể phản ứng tiếp xúc sinh
học quay kỵ khí (ARBCR).
Bể phản ứng chăn bùn kỵ khí ngược dòng. UASBR là cấu hình phổ biến và phù hợp nhất để
xử lý nước thải công nghiệp thực phẩm do khả năng xử lý khối lượng lớn trong một khoảng thời gian
tương đối ngắn (Demirel et al., 2005). Trong thiết kế này, nước thải chảy ngược lên trên qua một lớp
bùn hạt. Các tế bào được giữ lại trong bể phản ứng vì một phần bùn kết tụ dày đặc lắng trong bể. Yan
et al. (1993), sử dụng UASBR mà không kiểm soát pH, đạt được độ pH cao hơn, VFA thấp hơn và
giảm COD cao hơn ở phần methanogen trên so với phần tạo axit thấp hơn của bể phản ứng từ whey
pha loãng được điều chỉnh thành pH 7.0. Tăng tốc độ tải chất nền sẽ mở rộng phản ứng sinh axit vào
phần trên và gây ra sự thất bại trong quá trình. Yan et al. (1993) đã quan sát nồng độ ảnh hưởng tối ưu
cho một USABR trong khoảng từ 5 đến 28 g COD / L với 5-d HRT.
Bể phản ứng kỵ khí vách ngăn là một sửa đổi của UASBR, hoạt động mà không tạo hạt bùn
nhiều do các ngăn giữa các vách ngăn. Skiadas và Lyberatos (1998) đã phát triển bể phản ứng kỵ khí
vách ngăn định kỳ, cho phép linh hoạt hoạt động để phù hợp với điều kiện tải. Một bể phản ứng kỵ khí
vách ngăn định kỳ có thể được vận hành như một bể phản ứng kỵ khí hoặc UASBR ở HRT cao hoặc
thấp, tương ứng.
Bể phản ứng lai dòng ngược xuôi. Khả năng phân hủy sinh học cao của whey (khoảng 70 g
COD / L), độ kiềm thấp và khó thu được hạt khiến UASBR khó sử dụng. DUHR được phát triển đặc
biệt cho whey phô mai (Malaspina et al., 1996). Hệ thống hỗn hợp này bao gồm một buồng axit hóa là
một bể phản ứng lọc polyurethane cố định, dòng chảy cố định mở ra ở phía dưới một buồng dòng chảy
với một bộ lọc tương tự ở 40% phía trên của buồng. Tỷ lệ thể tích của buồng axit hóa và methanogen
là 1: 5. Thiết kế của phần này đã làm giảm sự đi qua của các axitogen vào buồng dòng chảy và làm

cho việc sử dụng whey cô đặc hơn có thể. Tuần hoàn từ đầu buồng thứ hai cung cấp độ kiềm và làm
loãng ảnh hưởng. Trong thiết kế này, các pha được tách ra và chất ảnh hưởng được đưa vào ở đầu bể
phản ứng dòng chảy nơi có hoạt động trộn và vi khuẩn cao. Thiết kế này giúp giảm nguy cơ giảm pH
nếu bơm tuần hoàn bị lỗi. DHUR cho phép độ ổn định cao ở tốc độ tải hữu cơ cao mà không cần kiểm
soát pH. Nó duy trì độ pH ở khoảng 6,5 đến 6,7 ở phần dòng chảy và 7,5 trong buồng dòng chảy nơi
khí metan được sản xuất.
Bể phản ứng kỵ khí màng sinh học di chuyển. Bể phản ứng này được phát triển để giữ lại
sinh khối để giảm COD tốt hơn. Các hạt mang biofilm cung cấp diện tích bề mặt lớn cho màng sinh
học hình thành. Sự hình thành màng sinh học trên các hạt mang lại sự ổn định bằng cách ngăn chặn sự


mất tế bào trong nước thải. Bởi vì các hạt mang nhỏ không được gắn vào bể phản ứng, chúng có thể di
chuyển khi chất thải được trộn lẫn. Wang và cộng sự. (2009) đã sử dụng máy bơm chìm để di chuyển
chất thải trong bể phản ứng. Khả năng trộn tốt bên trong tránh axit hóa quá mức liên quan đến nước
thải sữa nguyên chất không pha loãng (Wang et al., 2009). Trong AMBBR, tải trọng thể tích cao có thể
được áp dụng và khả năng chịu tải mạnh đã đạt được (Wang et al., 2009).
Bể sinh học cố định cell. Bể phản ứng sinh học này sử dụng các hạt lớn, chẳng hạn như
Intalox gốm 6,35 mm, để cố định cell. Những hạt này không di chuyển với chất lỏng, như với
AMBBR. Tuần hoàn bên ngoài cung cấp trộn hoàn chỉnh. Hệ thống được vận hành thành công ở chế
độ liên tục để tiêu hóa whey hấm với độ pH duy trì ở mức 7.0 (Yang và Guo, 1990). Tỷ lệ pha loãng
cao có thể ảnh hưởng đến sự hình thành sản phẩm trung gian, vì nó cho phép chiếm ưu thế của các
nhóm vi sinh vật có đặc tính kết dính cao. Yang và Guo (1990) đã báo cáo rằng các vi sinh vật bất
động có thể phục hồi hoạt động của chúng trong vòng một tuần sau nhiều tháng bị đói. Sản lượng khí
sinh học cao nhất (3,3 L / L mỗi ngày) và tỷ lệ khí mêtan (69%) thu được trong bể phản ứng được
đóng gói bằng than củi (Patel et al., 1999). Điều này là do than cung cấp một bề mặt tốt hơn để gắn,
hình thành màng sinh học và các vị trí hấp phụ cho chất nền (Patel et al., 1999). Sự tắc nghẽn là một
vấn đề lớn liên quan đến bể phản ứng sinh học này.
Bể phản ứng xuôi dòng cố định phim. Bể phản ứng này được thiết kế để ngăn chặn việc xả
nước thải bởi nồng độ chất rắn lơ lửng cao. Chất thải thực phẩm từ sữa thường không có nồng độ chất
rắn lơ lửng cao trừ khi phô mai không được loại bỏ khỏi váng sữa. Canovas-Diaz và Howell (1987) đã

sử dụng bể phản ứng xuôi dòng cố định phim để xử lý whey phô mai bị khử protein. Khi chỉ có một
phần ba phim bị ngập nước, hiệu suất của bể phản ứng là 90 đến 95% với tốc độ tải hữu cơ 12,5 kg
COD / m3 mỗi ngày với HRT từ 2 đến 2,5 ngày. Tuy nhiên, trong chế độ ngập hoàn toàn, tốc độ tải
hữu cơ thấp được sử dụng để ngăn ngừa tích lũy VFA và hỏng bể phản ứng.
Bể kỵ khí mở rộng đính kèm phim. Một bể mở rộng màng gắn phim cố định (cố định) bao
gồm một cột chứa các hạt kích thước cát trơ mở rộng với dòng chất thải đi lên qua cột. Các hạt làm
tăng diện tích bề mặt và cung cấp hỗ trợ cho sự phát triển của phim sinh học (Switzenbaum và
Danskin, 1982). Hệ thống này cho phép tiếp xúc tốt giữa sinh khối và chất nền trong khi đạt được
nồng độ sinh khối cao.
Bể phản ứng vòng lặp cố định phim ngược dòng. Trong hệ thống này, các hạt đất sét xốp đã
được sử dụng để cố định vi sinh vật. Độ pH được duy trì ở mức 6,7 và hàm lượng của chất khử được
tuần hoàn 4 lần mỗi giờ để tạo điều kiện tách khí khỏi chất lỏng (Wildenauer và Winter, 1985). Khi
bơm tuần hoàn thất bại, khí thay thế chất lỏng trong thiết bị lên men, làm giảm hiệu quả (Wildenauer
và Winter, 1985).
Bể phản ứng tiếp xúc sinh học quay kỵ khí. Trong ARBCR, một loạt các đĩa và bộ lọc được
lắp đặt bên trong bể phản ứng. Các đĩa quay hoạt động như một cấu trúc hỗ trợ phim cố định và xoay
của chúng cung cấp sự pha trộn và tăng cường truyền khí vào không gian đầu. Bể duy trì khối lượng
hoạt động (Lo và Liao, 1986). Trong quá trình lên men 2 giai đoạn, Lo và Liao (1986) đã sử dụng một
bể phản ứng hỗn hợp hoàn toàn trong giai đoạn sinh axit và ARBCR trong giai đoạn methanogen.


Bảng 3. Ví dụ về các điều kiện lên men mesophilic (trừ khi có ghi chú khác) và sản sinh khí từ chất thải chế biến sữa
Thức ăn1 (pH)
AW
AW
AW
AW (6.5)
AW
CPW
DPW5

FAW

Phản ứng2
NMAD-NMAD
NMAD-NMAD
NMAD-NMAD
CSTR-MCAB
UFFLR
CSTR-CSTR
DFR
ASBR

Kiểm soát pH
(giai đoạn 1, 2)
Không
Không, 5.7-6.0
Không, 5.7
Không
6.7
6.0, 7.0
7.25
Không

FW (7.2)

UAFR

Không

AMBBR

UASBR
UFFR
UFFR
Batch
CSTR-PABR
CSTR

Không
6.8
Không
Không
Không
5.2, Không
7.1

6

PUFM (7.0)
PUFW7
SW, DWW (7.0)
SW, DWW8 (7.0)
SW, PW/CM
W

HRT3
(d)
15
20
15
5

5
5.7
5
3.2
2
3.2
4
2
2
9
5.4

OLR4
488 g/ngày
—
9.7 L/ngày
—
14.1 kg COD/m3 mỗi ngày
60 g COD/L
2.8 kg COD/m3 mỗi ngày
1.6 g COD/dm3 mỗi ngày

Sản sinh biogas
0.05-0.10 m3 CH4/kg of VS
0.224 m3/kg COD added
0.096 L biogas/L mỗi ngày
0.3 L CH4/g CODremoved
5.6 m3/m3 mỗi ngày
0.28 L CH4/g COD
27 m3 CH4/kg COD

0.236 dm3 CH4/g

CH4
(%)4
18-22
71
77
70
79
74
50
70

Tham khảo
Ghaly (1989)
Ghaly (1996)
Ghaly and Pyke (1991)
Saddoud et al. (2007)
Wildenauer and Winter (1985)
Hwang (1997)
De Haast et al. (1986)
Goblos et al. (2008)

COD
degraded

3 g COD/L mỗi ngày

removed


Gannoun et al. (2008)

0.24 L CH4/g TCOD
—
Wang et al. (2009)
0.25 L CH4/g CODremoved
73
Hwang and Hansen (1992)
3.3 L biogas/L day
69
Patel et al. (1999)
5.7 L biogas/L mỗi ngày
77
Patel and Madamwar (1998)
0.4 L/L mỗi ngày
64
Patel and Madamwar (1996)
7.06 L biogas/L mỗi ngày
71
Antonopoulou et al. (2008)
4.65 mmol CH4/mmol
51
Chartrain and Zeikus (1986a)
9
4.2
—
lactose
W
UFFR
6.9

6.4
—
1,790 L/m3 mỗi ngày
85.9
Fox et al. (1992)
W
CSTR-CSTR
5, Không
1
—
0.182 L CH4/d
69
Gough et al. (1987)
W
CSTR-ARBCR
Không
6.1
8 g VS/L mỗi ngày
3.75 L CH4/L mỗi ngày
52
Lo and Liao, 1988
W
DUHR
Không
—
10 g COD/L mỗi ngày
0.33 nL CH4/g COD
53
Malaspina et al. (1996)
W

NMAD-NMAD
Không, 7.0
15
3.16 kg VS/m3 mỗi ngày
0.18 biogas/L mỗi ngày
25
Ramkumar et al. (1992)
W
CSTR-CSTR
5.2, Không
21
—
6.7 L CH4/L đầu vào
68
Venetsaneas et al. (2009)
W
CSTR-CSTR10
6.0, 7.0
6
10 g COD/L
0.60 L CH4/L mỗi ngày
68.3
Yang et al. (2003)
W, CM
ARBCR
Không
3
16.4 g VS/L mỗi ngày
3.74 L CH4/L mỗi ngày
44

Lo et al. (1988)
W, CN, PW11
ISTR
Không
10
6 g TS/L mỗi ngày
4 L CH4/L mỗi ngày
73
Desai and Madamwar (1994a)
W, CM, PW8
ISTR
Không
10
6 g TS/L mỗi ngày
3.0 L biogas/L mỗi ngày
65
Patel et al. (1996)
1
AW = acid whey; CM = phân gia súc / sữa; CPW = chất thải nhà máy phô mai; DPW = whey khử protein; DWW = nước thải sữa; FAW = tiền lên men acid whey; FW = tiền lên men whey; PUFM = thấm từ UF của
milk; PUFW = thấm từ UF của whey; PW = chất thải chăn nuôi; SW = muối whey; W = whey. Thêm pH được ghi chú chỉ khi có sự thay đổi tạo ra.
2
AMBBR = bể phản ứng kỵ khí màng sinh học di chuyển; ARBCR = bể phản ứng tiếp xúc sinh học quay kỵ khí; ASBR = bể phản ứng chặn bùn kỵ khí; CSTR = bể phản ứng khuấy liên tục; DFR = bể phản ứng cố
định xuôi dòng; DUHR = bể phản ứng lai dòng ngược xuôi; ISTR = bể phản ứng khuấy không liên tục; MCAB = bể phản ứng sinh học màng; NMAD = bể phân hủy kỵ khí không khuấy; PABR = bể phản ứng kỵ khí
vách ngăn định kỳ; UAFR = bể lọc kỵ khí ngược dòng; UASBR = bể chặn bùn kỵ khí ngược dòng; UFFR = bể phản ứng phim cố định ngược dòng; UFFLR = bể phản ứng ngược dòng vòng lặp cố định phim.
3
Thời gian lưu.
4
Tỷ lệ tải trọng hữu cơ. COD = nhu cầu oxy hóa học; TCOD = tổng COD; VS = chất rắn lơ lửng.
5
Thêm ure.

6
Thêm ure, dung dịch khoáng và NaHCO3.
7
Thêm KH2PO4 và NH4Cl.
8
Thêm chất hoạt động bề mặt
9
Thêm chất đệm phosphate.
10
Ưa nhiệt
11
Thêm silica gel.
W

17 g TCOD/L mỗi ngày
2.52 kg COD/m3 mỗi ngày
15 g COD/L mỗi ngày
—
2 g TS/L mỗi ngày
—

280 L CH4/kg COD


. Sự phân tách vật lý của 2 pha cho phép tạo ra nhiều ethanol và VFA hơn. Thiết kế 2 giai đoạn tăng cả
hàm lượng và sản sinh mêtan (Lo và Liao, 1986).
Bể sinh học màng kỵ khí kết hợp. Hầu hết các bể phân hủy kỵ khí được sử dụng hiện nay là
đơn không có tái chế rắn chọn lọc, làm giảm tốc độ tải và nồng độ sinh khối (Saddoud et al. 2007).
Kiểm soát độc lập thời gian lưu giữ chất rắn có thể đạt được bằng cách thay thế hệ thống lắng bằng
màng tách (Kang et al. 2002; Saddoud et al. 2007). Saddoud et al. (2007) kết hợp vi lọc với bể phản

ứng sinh học 2 giai đoạn để loại bỏ nước thải hòa tan và giữ lại sinh khối. Chất lưu giữ vi lọc được tái
chế thành bể phản ứng methanogen. Mặc dù bể phản ứng kỵ khí kết hợp màng có thể giải quyết vấn đề
tổn thất sinh khối và tạo ra nước thải chất lượng tốt hơn, nhưng màng sinh học là một hạn chế lớn của
công nghệ này. Áp suất xuyên màng tối ưu cho thông lượng được báo cáo bởi Saddoud et al. (2007) là
175 kPa. Kang và cộng sự. (2002) đã báo cáo rằng backflushing cải thiện tốc độ từ thông trong cả
màng hữu cơ và vô cơ. Lỗi của màng hữu cơ là do một lớp bánh bề mặt của sinh khối và struvite
(MgNH4PO4. 6H2O). Tuy nhiên, struvite đã được tìm thấy bên trong lỗ chân lông của màng vô cơ
(Kang et al., 2002).
Lên men hai giai đoạn
Quá trình phân hủy kỵ khí của chất thải thực phẩm từ sữa như whey và permeate là một thách
thức do độ kiềm bicarbonate thấp, COD cao và axit hóa nhanh. Nồng độ axit hữu cơ cao, chất nền của
methanogenesis, có thể ức chế methanogens, dẫn đến thất bại trong quá trình. Quá trình phân hủy kỵ
khí liên quan đến nhiều loài vi sinh vật cộng sinh có thể được phân chia thành 2 nhóm rộng: axitogen
và methanogens. Hai nhóm này khác nhau đáng kể về sinh lý, động học và yêu cầu tăng trưởng (Yang
et al., 2003). Hoạt động của 2 loại riêng biệt trong chuỗi cho phép tối ưu hóa các điều kiện cho mỗi
trong số 2 nhóm vi sinh vật, giảm chi phí và nâng cao hiệu quả của quá trình (Gough et al., 1987; Yang
et al., 2003; Ke và Shi, 2005; Saddoud et al., 2007). Xử lý kỵ khí 2 giai đoạn là thích hợp nhất đối với
nước thải có chứa chất rắn hữu cơ cao (Demirel et al., 2005). Mặc dù có những ưu điểm của quy trình
2 giai đoạn, axit hóa hoàn toàn trong một bước riêng biệt có thể ngăn ngừa sự hình thành sinh khối hạt
trong bể xử lý kỵ khí (Speece, 2008), điều này rất quan trọng đối với hoạt động của nhiều thiết kế bể
(ví dụ, UASBR). Axit hóa một phần với các chất phân hủy nhỏ trong giai đoạn đầu tiên có thể được sử
dụng để giảm chi phí (Yang et al., 2003). Tỷ lệ loại bỏ COD và sản sinh mêtan trong bể phản ứng 2
giai đoạn cao hơn lần lượt là 116 và 43% so với một đơn vị riêng lẻ (Yang et al., 2003). Các điều kiện
tối ưu trong bể phản ứng axit hóa là 0,4-d HRT, 10.000 mg COD / L, pH 6.0 và nhiệt độ 54,1 ° C,
trong khi các giá trị tương ứng trong bể phản ứng methogen là 9,6 d HRT, pH 7,0 và 55 ° C (Yang và
cộng sự, 2003). Theo những phát hiện của Saddoud et al. (2007), pH tối ưu cho các giai đoạn sinh axit
và methanogen lần lượt là 6,5 và 7,3 đến 8,5. Tuy nhiên, Gough et al. (1987) đã phát hiện ra rằng việc
duy trì giá trị pH là 5,0 trong bể phản ứng sinh axit với HRT là 24 giờ tạo ra mức VFA và metan cao
nhất và mức CO2 và COD thấp nhất.
Một quy trình gồm 2 giai đoạn trong đó màng vi lọc giữ lại các vi sinh vật, tăng chất rắn hòa

tan dễ bay hơi từ 6,4 đến 10 g / L và đạt mức loại bỏ 98,5% COD với sản lượng khí vượt quá 10 lần
thể tích của bể phản ứng (Saddoud et al., 2007 ). Mặc dù không có khí mêtan được sản sinh trong giai
đoạn đầu tiên, 18% COD đã được loại bỏ. Tốc độ tải hữu cơ cao hơn 8 kg COD / m3 mỗi ngày đòi hỏi
phải kiểm soát pH trong bể phản ứng sinh axit (Garcia et al., 1991). Sự tuần hoàn của nước thải từ bể
phản ứng methanogen đã làm loãng chất ảnh hưởng và ổn định pH mà không cần thêm bazơ (Garda et
al., 1991).


Kiểm soát pH
Do khả năng đệm của whey hạn chế, độ pH giảm nhanh trong các bể phân hủy kỵ khí (Ghaly,
1996). Amoniac hình thành trong quá trình phân hủy các hợp chất nito đóng vai trò quan trọng như
một chất đệm (Prochazka et al., 2012). Hệ thống đệm trong bể xử lý kỵ khí là kết quả của sự tương tác
giữa 3 chất đệm: VFA [axit axetic với hằng số phân ly (pKa) 4,8], bicarbonate (CO2 / HCO3- với pKa
6,4) và amoniac hình thành từ sự phân hủy nitơ các hợp chất (pKa 9,25; Georgacakis et al., 1982; De
Haast et al., 1986). Tỷ lệ VFA (dưới dạng axit axetic) trên tổng độ kiềm (dưới dạng CaCO3) dưới 0,1
là mong muốn (Georgacakis et al., 1982). Để duy trì đệm và ngăn chặn sự ức chế của vi sinh vật, tỷ lệ
C: N phải được theo dõi liên tục.
Phạm vi pH tối ưu cho quá trình sinh axit là khoảng 5,5 đến 6,5 (Kisaalita và cộng sự, 1987; Yu
và Fang, 2002; Yang và cộng sự, 2003), trong khi đó dao động từ 6,5 đến 7,5 cho quá trình sinh
methan (Ghaly và Ben-Hassan, 1989 ; Ghaly và cộng sự, 2000; Liu và cộng sự 2008). Với sữa là
nguyên liệu thức ăn, Yu và Fang (2002) đã báo cáo rằng sự phân hủy chất béo, protein và carbohydrate
tăng khi pH được tăng từ 4.0 lên 5.5; tuy nhiên, sản sinh acetate và butyrate được ưa chuộng ở pH 5,5
đến 6,0. Hơn nữa, hàm lượng axit và ethanol giảm khi pH tăng lên 6,5 do kích thích methanogens và
tốc độ hình thành mêtan cao. Sự khác biệt về độ pH giữa các pha axit và methogen hỗ trợ cho trường
hợp lên men kỵ khí 2 giai đoạn của chất thải sữa. Độ pH thấp được dự kiến sẽ ức chế sự tăng trưởng
của methanogens và do đó, làm giảm số lượng và chất lượng khí và loại bỏ COD (Ghaly và Pyke,
1991).
Quá trình phân hủy kỵ khí của whey axit không có kiểm soát pH là không khả thi do tốc độ và
lượng sản sinh khí thấp (Ghaly và Pyke, 1991). Trong quá trình lên men kỵ khí 2 giai đoạn mà không
kiểm soát pH, các giá trị pH thấp đến 3,3 ở cả hai loại phân hủy (Ghaly và Pyke, 1991). Ghaly et al.

(2000) nhận thấy rằng sau thất bại phản ứng, do độ pH thấp (3,3), việc tăng độ pH lên 7,0 đã không
khôi phục được việc sản sinh mêtan cho đến khi chất khử được xử lý lại. Một sự cải thiện đáng kể
trong sản sinh khí và loại bỏ COD đã được quan sát khi độ pH trong buồng xả được duy trì trong
khoảng từ 5,7 đến 6,0 (Ghaly và Pyke, 1991). Độ pH lên men có ảnh hưởng lớn đến việc sản sinh các
sản phẩm trung gian (Yu và Fang, 2002). Kisaalita và cộng sự. (1987) báo cáo rằng không có CO 2 hoặc
hydro được sản sinh từ đường lactose nếu pH khởi động cao hơn 4,5. Khi độ pH nhỏ hơn 5, butyrate
được tìm thấy chiếm ưu thế trước, trong khi acetate chiếm ưu thế ở giá trị pH cao hơn 5,5 (Kisaalita et
al., 1987). Việc duy trì độ pH của bể phản ứng thấm whey ở mức 6.0 dẫn đến lượng sản phẩm trung
gian butyrate và lactate thấp hơn (Yang và Guo, 1990). Tỷ lệ chuyển đổi propionate thành acetate tăng
khi tăng pH, trong khi đó lượng propionate được sản sinh từ lactose và lactate giảm khi tăng pH (Yang
và Guo, 1990).
Loại bazơ được sử dụng để kiểm soát pH có ảnh hưởng quan trọng đến sản sinh khí. Hàm
lượng mêtan của khí sinh học là 85,9% do kết tủa CaCO3 khi vôi được trộn với whey để duy trì giá trị
pH là 6,9, trước mỗi lần cho ăn tiếp theo (Fox et al., 1992). Natri và canxi trong bazơ ở nồng độ trên
8.000 mg / L có thể có tác dụng ức chế (Grady và Lim, 1980). Ngoài ra, nitơ amoni ức chế sản sinh
khí ở nồng độ lớn hơn 3.000 mg / L (Loehr, 1984). Các bazo canxi có thể làm tăng mức sản sinh khí
và khí mêtan theo các cơ chế khác nhau (Schroder và De Haast, 1989).
Canxi hydroxit kết tủa CO2 ở dạng CaCO3, làm tăng tốc độ và hàm lượng khí mêtan (Ghaly và
Pyke, 1991). Ngoài ra, canxi có thể giúp các tế bào bám dính vào chất nền và ổn định cấu trúc glucocalyx (Schroder và De Haast, 1989). Ion hóa Ca làm tăng quá trình keo tụ bùn (Lettinga et al.,
1980). Venetsaneas et al. (2009) báo cáo rằng việc bổ sung NaHCO3 vào whey thô (thức ăn) ở nồng độ


20 g / L duy trì độ pH trong bể phản ứng, nhưng tạo ra một lượng lớn CO2. Wang và cộng sự. (2009),
tuy nhiên, đã báo cáo rằng bằng cách điều chỉnh pH ảnh hưởng bằng NaHCO3, axit hóa được kiểm
soát bằng cách tạo ra CO2. Thay thế 68 mEq / L NaOH bằng 80 mEq / L Na2CO3 mỗi lít dẫn đến tăng
15,5% khí sinh học và tăng 6,7% khí metan từ whey khử protein trong bể phản ứng cố định dòng chảy
(De Haast et al., 1986). Cả hai bazơ (NaOH và Na2CO3) có thể được thay thế bằng 19 mEq / L urê trên
mỗi lít chất nền (De Haast et al., 1986).
Nhu cầu kiểm soát pH là một trong những hạn chế lớn nhất của quá trình phân hủy kỵ khí của
nước thải thực phẩm từ sữa do chi phí bổ sung (De Haast et al., 1985). Một cách tiếp cận mới để ngăn

chặn sự giảm pH mà không có sự kiểm soát bên ngoài là lên men whey axit với nấm men
Kluyveromyces lactis để sản sinh ethanol phân hủy kỵ khí. Chỉ có axit axetic được phát hiện trong bể
phản ứng sinh học khi sử dụng whey được xử lý bằng Kluyveromyces, trong khi đó tốc độ sản sinh khí
sinh học cao hơn (1,92 lần) ở tất cả OLR.
Bổ sung phân vào chất thải thực phẩm từ sữa có thể có lợi cho phân hủy kỵ khí vì nó bổ sung
chất dinh dưỡng và tăng khả năng đệm, giúp loại bỏ nhu cầu kiểm soát pH (Desai et al., 1994). Tỷ lệ
sản sinh khí từ whey phô mai thấp hơn nhiều so với phân bò sữa, thậm chí ở cùng nồng độ chất rắn
(Schroder và De Haast, 1989); tuy nhiên, sản sinh khí sinh học tương tự được lấy từ whey và phân bò
sữa có chứa TS tương đương và được duy trì ở pH 5,7 đến 6,0 và 7,0, tương ứng (Ghaly, 1996). Tỷ lệ
khí mêtan từ whey phô mai mà không kiểm soát pH là 20%, trong khi đó là 60% từ phân bò sữa, khi
tất cả các yếu tố khác không đổi (Ghaly và Ben-Hassan, 1989). Một ARBCR đã được vận hành thành
công ở mức HRT là 2 ngày khi whey được trộn với phân không có kiểm soát pH (Lo et al., 1988). Tuy
nhiên, không thể duy trì sản sinh ở trạng thái ổn định ở mức HRT dưới 5 ngày khi không thêm phân
(Lo et al., 1988; Ghaly và Pyke, 1991). Trộn chất thải gia cầm với whey làm loãng nó và ngăn ngừa
độc tính từ nồng độ amoniac cao (Desai et al., 1994). Mặc dù sự kết hợp của phân và whey hoặc
permeate có lợi cho việc kiểm soát người tiêu hóa, việc sử dụng phương pháp điều trị này còn hạn chế.
Phân chuồng phải được vận chuyển đến địa điểm của nhà máy sản sinh sữa hoặc nước thải của nhà
máy sữa một cách hiệu quả. Đây là một giải pháp hạn chế của ngành công nghiệp sữa.
Chất hoạt động bề mặt
Chất hoạt động bề mặt cải thiện hiệu suất của quá trình phân hủy kỵ khí (Desai và Madamwar, 1994b;
Patel và cộng sự, 1996; Petruy và Lettinga, 1997; Patel và Madamwar, 1998). Các chất hoạt động bề
mặt tạo thành các mixen giúp tăng cường sự kết hợp của các phản ứng kỵ khí tuần tự (Patel và
Madamwar, 1998). Chúng cũng nhũ hóa chất béo sữa, làm tăng diện tích bề mặt có sẵn cho các
enzyme lipolytic và sinh khả dụng (Petruy và Lettinga, 1997). Các chất hoạt động bề mặt khác nhau về
hiệu quả. Ví dụ, Tegopren 3022 ở nồng độ 100 mg / L tăng sản lượng khí lên 45%, hàm lượng mêtan,
tốc độ tiêu thụ VFA và loại bỏ COD (Patel et al., 1996). Natri lauryl sulfate, một chất hoạt động bề mặt
anion, dẫn đến sản sinh khí lớn hơn, hàm lượng mêtan, ổn định quá trình, loại bỏ COD và tiêu thụ
VFA so với các chất hoạt động bề mặt khác như Tegopren 3022, Tween 80 và Triton X-100 (Patel và
Madamwar, 1998). Việc bổ sung chất hoạt động bề mặt không ion Tween 80 tạo ra 3,5 L khí / L của
chất phân hủy mỗi ngày với hàm lượng mêtan 70% (Desai và Madamwar, 1994b). Tween 80 làm giảm

áp lực trong bể bằng cách giảm sản sinh axit propionic (Desai và Madamwar, 1994b). Tuy nhiên, hàm
lượng chất hoạt động bề mặt cao có thể ức chế quá trình methanogen. Natri dodecylbenzensulfoate đã
làm giảm 50 và 80% hoạt động methanogen ở nồng độ lần lượt là 22 và 55 mg / L (Desai và
Madamwar, 1994b).


Nhiệt độ
Lên men Mesophilic thường được sử dụng trong quá trình phân hủy kỵ khí của nước thải thực phẩm
sữa vì những lý do đã nêu trước đây. Nhiệt độ tăng từ 20 đến 40 ° C dẫn đến sự gia tăng dần sản lượng
khí và tỷ lệ khí mêtan từ hỗn hợp whey phô mai và chất thải động vật (Desai et al., 1994). Trong các
chất phân hủy như vậy, đỉnh thứ hai trong sản sinh khí thu được ở 60 ° C (Lo et al., 1988; Desai et al.,
1994). Fang và Yu (2001) đã quan sát thấy sự gia tăng thoái hóa đường lactose trong giai đoạn sinh
axit từ 20 đến 55 ° C với suy giảm ở 60 ° C. Wilson và cộng sự. (2008) đã phát hiện ra rằng quá trình
oxy hóa acetate bởi methanogens ở 57,5 ° C có thể hạn chế hiệu suất của các chất phân hủy kỵ khí.
Lên men hai giai đoạn cho phép tối ưu hóa nhiệt độ cho các pha axit và methanogen. Mặc dù Yang et
al. . tiêu hóa mesophilic và ưa nhiệt của váng sữa. Sự bất đồng giữa các báo cáo nghiên cứu có thể do
sự khác biệt về quần thể vi sinh vật. Bởi vì nuôi cấy xác định hiếm khi được sử dụng trong nghiên cứu
phân hủy kỵ khí, không có kết luận chung nào có thể được rút ra về nhiệt độ lên men tốt nhất cho quá
trình phân hủy kỵ khí của chất thải sữa. Để quá trình lên men ưa nhiệt trở nên khả thi, cần phải tăng
đáng kể việc sản sinh mêtan. Dữ liệu này đã không được báo cáo trong tài liệu. Do đó, khả năng lên
men nhiệt-philic cần được tiếp tục nghiên cứu.
Tỷ lệ C:N
Rất ít thông tin có sẵn về tỷ lệ C: N tối ưu cho sản sinh mêtan, đặc biệt là chất thải chế biến sữa. Tốc
độ phân hủy carbohydrate cao hơn protein, với quá trình thủy phân lipid xảy ra với tốc độ thấp hơn
nhiều (Yu và Fang, 2002). Duy trì tỷ lệ C: N tối ưu là rất quan trọng để tránh tích lũy một trong hai
chất dinh dưỡng, dẫn đến hoạt động không hiệu quả. Hơn nữa, cần xem xét khả năng phân hủy sinh
học của nguồn carbon vì carbon có khả năng phân hủy cao làm thay đổi tỷ lệ phát sinh axitmethanogen và đòi hỏi phải trung hòa nhiều hơn (De Haast et al., 1985). Hills (1979) và Backus et al.
(1988) đã chứng minh rằng sản sinh mêtan và tỷ lệ phần trăm trong khí sinh học bị ảnh hưởng bởi tỷ lệ
C: N. Tuy nhiên, điều này phụ thuộc vào HRT (Backus et al., 1988). Sản sinh mêtan được tối đa hóa từ
whey phô mai với tỷ lệ C: N là 22,2 và HRT là 18 và 30 ngày (Backus et al., 1988). Tại HRT 24 ngày,

sản sinh mêtan tối đa đã đạt được với tỷ lệ C: N là 27,6 (Backus et al., 1988). Ở mức HRT là 12 ngày,
tỷ lệ C: N không ảnh hưởng đến sản sinh mêtan (Backus et al., 1988). De Haast et al. (1985) đã báo
cáo tỷ lệ C: N tối ưu là 20 đối với whey khử protein, trong khi đó tỷ lệ cao hơn nhiều có thể dẫn đến
hỏng bộ đệm và bể phản ứng kém. Để so sánh, Hills (1979) đã báo cáo 25 là tỷ lệ C: N tối ưu cho sản
sinh mêtan từ phân bò. Tỷ lệ C: N là 7,5 với nồng độ amoniac 308 mg / L gây ra độc tính làm giảm
năng suất sinh khối và loại bỏ COD, và tích lũy VFA (De Haast et al., 1985).
HRT
Nói chung, khi HRT tăng, giá trị cơ chất và COD giảm, trong khi sản sinh khí sinh học từ whey trộn
với chất thải động vật tăng (Desai et al., 1994). Tại HRT dài hơn 12 ngày, tốc độ sản sinh mêtan giảm
(Desai et al., 1994). Các axit béo dễ bay hơi, đặc biệt là propionate, tích tụ khi HRT giảm (Lo et al.,
1988). Đây có thể là một lời giải thích tại sao sản sinh khí giảm ở HRT ngắn (Ghaly, 1996). Một sự gia
tăng đáng kể trong sản sinh khí, tỷ lệ khí mêtan, sử dụng COD và VFA, và ổn định quá trình đã đạt
được khi HRT tăng từ 1 đến 2 ngày, nhưng không lâu hơn (Patel et al., 1999). Biểu đồ et al. (1987) báo
cáo rằng sản sinh khí không bị ảnh hưởng khi giảm HRT từ 100 xuống 25 giờ. Tuy nhiên, nó đã giảm
mạnh với HRT ngắn hơn 25 giờ. Tác dụng của HRT phụ thuộc vào các yếu tố khác nhau, chẳng hạn
như nhiệt độ và pH.


Loại bỏ COD tối đa thu được ở 40 ° C và 9-d HRT hoặc 60 ° C và 7-d HRT. Độ pH 5,0 trong bể phản
ứng sinh axit với HRT là 24 giờ đã tạo ra VFA và metan tối đa với mức CO2 và COD thấp nhất
(Gough et al., 1987). HRT không chỉ ảnh hưởng đến sản sinh khí sinh học mà còn cả các sản phẩm lên
men. Zellner và cộng sự. (1987) nhận thấy rằng acetate và propionate tích lũy khi HRT ngắn hơn 6,25
d, nhưng butyrate tích lũy khi HRT giảm xuống còn 3,75 d. Ở HRT ngắn hơn 25 giờ, acetate, formate,
propionate và butyrate tăng và sản sinh mêtan giảm (Chartrain et al., 1987). Lượng metan tối đa
(mmol / mmol của đường lactose) thu được từ 25 đến 100 giờ HRT, nhưng nồng độ acetate, formate và
butyrate cao nhất vào khoảng 5 giờ. Tuy nhiên, lactate và ethanol tiếp tục tăng với HRT ngắn hơn 5
giờ.
Chartrain và Zeikus (1986a) đã báo cáo rằng đường lactose được chuyển hóa thành đường lactose,
ethanol, acetate, formate và CO2 khi HRT là 100 giờ. Khi HRT giảm xuống dưới 25 giờ, acetate và
propionate là những chất đầu tiên được tích lũy, tiếp theo là formate và butyrate, với lactate và ethanol

là thấp nhất.
Áp suất hydro
Áp suất hydro đóng vai trò quan trọng trong việc kiểm soát quá trình lên men kỵ khí . Axit propionic
và butyric được chuyển đổi thành axit axetic chỉ dưới áp suất riêng phần hydro thấp (Ryhiner et al.,
1993). Quá trình oxy hóa axit propionic thành axit axetic là có thể nhiệt động nếu áp suất hydro nhỏ
hơn 10-4 atm (Thauer et al., 1977). Sự tích tụ axit propionic đi kèm với sự giảm pH, với sự gia tăng
nồng độ hydro hòa tan và axit axetic (Ryhiner et al., 1993; Yan et al., 1993). Tốc độ tiêu thụ cao của
hydro trong màng sinh học hoặc floc bởi exopolysacarit (Chartrain và Zeikus, 1986a) làm giảm nồng
độ hydro và cho phép chuyển đổi axit butyric và propionic thành axit axetic (Ryhiner et al., 1993).
Việc sử dụng hydro bằng methanogens lithotropic đã chuyển hóa đường thành acetate (Mosey và
Fernandes, 1989). Áp suất hydro đã giảm và methanogens sử dụng hydro được kích thích khi hệ thống
lên men được bổ sung các nguyên tố vi lượng (sắt kim loại, đồng, coban, niken, kẽm và mangan); tuy
nhiên, nồng độ cao của kim loại nặng có thể ức chế các sinh vật methanogen (Mosey và Fernandes,
1989). Khoảng 50% ức chế methanogenesis đã được quan sát thấy trong sự hiện diện của clorua đồng
(> 10 mg / L), kẽm clorua (> 40 mg / L) và niken clorua (> 60 mg / L; Zayed và Winter, 2000).
Methanogens nhạy cảm với kim loại nặng hơn axitogen (Hickey et al., 1989). Việc bổ sung đồng thời
sulfide với các kim loại nặng đã ngăn chặn độc tính của chúng do kết tủa của chúng là sunfua kim loại;
tuy nhiên, nồng độ tối đa của natri sunfua là 180 mg / L (Zayed và Winter, 2000).
Những yếu tố khác
Sự hiện diện của nồng độ natri cao gây bất lợi cho quá trình lên men kỵ khí (Backus et al., 1988). Pha
loãng muối whey với tổng lượng nước thải sữa theo tỷ lệ 1: 2 và duy trì độ pH ảnh hưởng ở mức 7.0
có thể giải quyết vấn đề (Patel et al., 1999). Lựa chọn các vi sinh vật chịu mặn có thể cải thiện quá
trình lên men của ảnh hưởng muối cao (Patel và Madamwar, 1998).
Các quần thể vi khuẩn sử dụng đường lactose, lactate và acetate tăng đồng thời với nồng độ đường
lactose (Chartrain et al., 1987). Tăng TS của hỗn hợp phân gia súc, chất thải gia cầm và phô mai từ 1
đến 6% dẫn đến sự gia tăng dần dần trong sản sinh khí (Desai et al., 1994). Thỉnh thoảng (4 giờ mỗi
ngày với tốc độ 120 vòng / phút), nhưng không khuấy trộn liên tục đã cải thiện tổng sản lượng khí và
giảm nồng độ VFA và COD (Desai et al., 1994). Việc áp dụng các chất hấp phụ (silica gel, than hoạt
tính, bentonite, bột nhôm, gelatin và pectin) vào hỗn hợp chất rắn 6% của whey phô mai và chất thải



động vật tạo môi trường thuận lợi hơn cho sự phát triển của vi khuẩn. Chất hấp phụ cải thiện hiệu quả
quá trình, tăng sản sinh và hàm lượng mêtan, duy trì nồng độ hydro thấp và giảm COD (Desai et al.,
1994).
XÁC ĐỊNH CÔNG NGHỆ
Các vi sinh vật liên quan đến phân hủy kỵ khí không được xác định đầy đủ. Các bể phân hủy kỵ khí
luôn được gieo hạt bằng bùn thải. Do đó, hệ vi sinh vật trong bể xử lý kỵ khí rất phức tạp. Nói chung,
vi khuẩn acetogen và Archaea methanogen là 2 nhóm vi sinh vật tham gia vào quá trình lên men kỵ
khí . Thông tin hạn chế có sẵn về sự phát triển của công nghệ xác định sẽ được sử dụng trong quá trình
phân hủy kỵ khí của nước thải thực phẩm sữa. Ba nhóm vi sinh vật đại diện cho các vi sinh vật thủy
phân, đồng hợp tử và methanogen được xác định bởi Schug et al. (1987). Lactobacillus casei ssp.
casei, Lactobacillus plantarum ssp. plantarum và E. coli đại diện cho vi khuẩn thủy phân, trong khi
Acetobacterium woodii, chuyển đổi lactate thành acetate, đại diện cho vi khuẩn homoacetogen (Schug
et al., 1987). 2 Archaea được sử dụng bởi Schug et al. (1987) là Methano- sarcina barkeri (chuyển đổi
acetate thành methane và CO2) và Methanobacterium bryantii (tạo thành metan từ hydro và CO2).
Methanobacterium bryantii không có khả năng sử dụng hydro được sản sinh bởi sản sinh metan tăng
cường của E. coli, trong khi đó, nhiều khí mê-tan hơn được tạo ra khi 2 methanogens được tạo ra bằng
E. coli (Schug et al. 1987). Hydrogen được sản sinh bởi E. coli đã ức chế việc sử dụng acetate bởi
Methanosarcina barkeri, dẫn đến việc sản sinh mêtan kém. Sự kết hợp của Lb. plantarum, A. woodii và
M. barkeri được khuyến nghị cho tỷ lệ chuyển đổi cơ chất cao. Trong một nghiên cứu khác (Chartrain
et al., 1987), Leuconostoc mesenteroides (thủy phân), Desulfovibrio Vulgaris (acetogen), và M.
barkeri và Methanobacterium formicicum (methanogen) được chọn dựa trên tốc độ tăng trưởng tối đa
(chất nền) ái lực không đổi (Ks). Một chủng Leuconostoc sản sinh exopolysacarit đã được chọn để góp
phần hình thành khối, điều này là mong muốn ở các bể phân hủy kỵ khí (Chartrain và Zeikus, 1986b).
Hiệu suất của công nghệ được xác định tương tự như trong công nghệ chưa xác định thích nghi trong
quá trình tiêu hóa liên tục whey phô mai và có hiệu quả trong sản sinh mêtan ở tốc độ 100 giờ HRT.
Một công nghệ xác định chủng hỗn hợp cũng đã được phát triển cho quá trình lên men kỵ khí của
whey permeate (Yang et al., 1988). Nuôi cấy bao gồm các chủng homolactic (Lactococcus lactis),
homoacetic (Clostridium formicoaceticum) và các chủng methanogen (Methanococcus mazei) sử dụng
acetate. Bổ sung whey thấm với chiết xuất nấm men và Trypticase là cần thiết cho sự tăng trưởng của

nền văn hóa được xác định được phát triển bởi Yang et al. (1988), và sản sinh mêtan là 5,3 mol / mol
đường lactose. Ngoài ra, việc thiếu axit propionic và butyric đã tăng cường tỷ lệ methanogen.
KẾT LUẬN
Công trình xử lý kỵ khí chất thải sữa là đáng kể. Một số lĩnh vực vi sinh, hóa sinh và kỹ thuật liên
quan đến phân hủy kỵ khí đã được nghiên cứu từ nhiều điểm thuận lợi. Tuy nhiên, các vấn đề xử lý
liên quan đến chất thải thực phẩm từ sữa vẫn còn và việc sử dụng phân hủy kỵ khí dường như phù hợp
hơn bao giờ hết.
Việc tăng tỷ lệ khí mêtan trong khí sinh học là rất quan trọng để tạo ra năng lượng và giảm lượng CO2
giải phóng. Bể phản ứng thiết kế sử dụng 2 giai đoạn với sự phân tách giữa axitdogenic và methogen
giữ lại tải tế bào cao dường như là thành công nhất. Độ pH của bể phản ứng nên được duy trì ở mức 5
đến 6 và 6 đến 7 trong các giai đoạn sinh axit và methogen tương ứng. Lợi ích của công nghệ xác định
không được biết đến, nhưng tiềm năng là đáng kể. Không có nghi ngờ gì nếu nghiên cứu được thực


hiện để xác định các sinh vật có khả năng khử COD và tạo khí mê-tan tối ưu. Ít nhất, hệ vi sinh nên
được so sánh trên nhiều hệ thống thành công. Vì lý do thực tế, điều kiện mesophilic được khuyến
khích. Ngoài việc xử lý nước thải nhà máy sữa, thách thức đối với các nhà nghiên cứu là kết hợp chất
thải có độ bền cao hơn từ sản sinh sữa.
Các bãi chôn lấp là khu vực xử lý chung cho một lượng lớn sản phẩm sau xử lý. Lên men kỵ khí sẽ
cung cấp một tùy chọn để sử dụng bãi chôn lấp. Tùy chọn tốt nhất có thể là phân phối các sản phẩm
thải phù hợp cho quá trình phân hủy kỵ khí thay vì làm cho quá trình lên men thích ứng với các đầu
vào khác nhau. Kết hợp chất thải thực phẩm từ sữa với phân có lợi thế, nhưng sự gần gũi của các nhà
máy chế biến thực phẩm sữa và nông nghiệp động vật ngăn cản lựa chọn này trở thành một thông lệ.
Trong nhiều thập kỷ, ngành công nghiệp sữa đã sử dụng các nguồn lực quan trọng để tối ưu hóa quá
trình lên men để sản sinh các sản phẩm sữa cho con người. Những sự lên men này đã được tiến hành
trên quy mô lớn, nhưng phù hợp, để đạt lợi ích về tài chính. Có khả năng vi sinh sẽ sinh trưởng cho
quá trình phân hủy kỵ khí theo cách tương tự như nghiên cứu nuôi cấy khởi động đã làm cho thực
phẩm lên men sữa. Bởi vì mùi hôi liên quan đến ao mở rộng để xử lý chất thải hiếu khí không rõ ràng
bên ngoài các bể chứa phân hủy kỵ khí, trong tương lai quá trình lên men chất thải kỵ khí phải giải
quyết các vấn đề về quy mô và thiết kế để công nghệ này có thể được sử dụng gần các cơ sở chăn nuôi

bò sữa, bất kể gần khu vực đô thị hoặc dân cư.
THAM KHẢO
Adams, G. P., and D. M. Prairie. 1988. Monitoring and optimization program for completely mixed
full-scale anaerobic digestion at a Canadian cheese plant. Pages 433-436 in Poster Papers 5th Int.
Symp. Anaerobic Digestion. A. Tilche and A. Rozzi, ed. Monduzzi Editore, Bologna, Italy.
Aguilar, A., C. Casas, and J. M. Lema. 1995. Degradation of volatile fatty acids by differently enriched
methanogenic cultures: Kinetics and inhibition. Water Res. 29:505-509.
Anderson, G. K., T. Donnelly, and K. J. McKeown. 1982. Identification and control of inhibition in the
anaerobic treatment of industrial wastewater. Process Biochem. 17:28-32.
Antonopoulou, G., K. Stamatelatou, N. Venetsaneas, M. Kornaros, and G. Lyberatos. 2008.
Biohydrogen and methane production from cheese whey in a two-stage anaerobic process. Ind. Eng.
Chem. Res. 47:5227-5233.
Backus, B. D., C. J. Clanton, P. R. Goodrich, and H. A. Morris. 1988. Carbon-nitrogen ratio and
hydraulic retention time effect on an-aerobic digestion of cheese whey. Trans. ASAE 31:1274-1282.
Ben-Hassan, R. M., and A. E. Ghaly. 1994. Continuous propagation of Kluyveromyces fragilis in
cheese whey for pollution potential reduction. Appl. Biochem. Biotechnol. 47:89-105.
Boone, D. R., and R. W. Castenholz. 2001. Bergey's Manual of Sys-tematic Bacteriology. 2nd ed.
Volume 1. Springer-Verlag, New York, NY.
Bullock, D. K., C. L. Hansen, and S. E. Poe. 1995. Carbon monoxide production from land applied
cheese whey. Bioresour. Technol. 54:231-233.
Cammarota, M. C., G. A. Teixeira, and D. M. G. Freire. 2001. Enzymatic pre-hydrolysis and anaerobic
degradation of wastewaters with high fat contents. Biotechnol. Lett. 23:1591-1595.
Canovas-Diaz, M., and J. A. Howell. 1987. Downflow anaerobic filter stability studies. Process
Biochem. 22:181-184.


Cavaleiro, A. J., M. A. Pereira, and M. Alves. 2008. Enhancement of methane production from long
chain fatty acid based effluents. Bioresour. Technol. 99:4086-4095.
Chartrain, M., L. Bhatnagar, and J. G. Zeikus. 1987. Microbial eco-physiology of whey
biomethanation: Comparison of carbon trans-formation parameters, species composition, and starter

culture performance in continuous culture. Appl. Environ. Microbiol. 53:1147-1156.
Chartrain, M., and J. G. Zeikus. 1986a. Microbial ecophysiology of whey biomethanation:
Intermediary metabolism of lactose degradation in continuous culture. Appl. Environ. Microbiol.
51:180187.
Chartrain, M., and J. G. Zeikus. 1986b. Microbial ecophysiology of whey biomethanation:
Characterization of bacterial trophic populations and prevalent species in continuous culture. Appl.
Environ. Microbiol. 51:188-196.
Cirne, D. G., L. Bjornsson, M. Alves, and B. Mattiasson. 2006. Effects of bioaugmentation by an
anaerobic lipolytic bacterium on anaerobic digestion of lipid-rich waste. J. Chem. Technol. Biotechnol.
81:1745-1752.
Cirne, D. G., X. Paloumet, L. Bjornsson, M. M. Alves, and B. Mattias- son. 2007. Anaerobic digestion
of lipid-rich waste—Effects of lipid concentration. Renew. Energy 32:965-975.
Clark, J. N. 1988. Utilization of acid and sweet wheys in a pilot-scale upflow anaerobic sludge blanket
digester. N.Z. J. Dairy Sci. Tech. 23:305-327.
De Haast, J., T. J. Britz, and J. C. Novello. 1986. Effect of different neutralizing treatments on the
efficiency of an anaerobic digester fed with deproteinated cheese whey. J. Dairy Res. 53:467-476.
De Haast, J., T. J. Britz, J. C. Novello, and E. W. Verwey. 1985. Anaerobic digestion of deproteinated
cheese whey. J. Dairy Res. 52:457-467.
Demirel, B., O. Yenigun, and T. T. Onay. 2005. Anaerobic treatment of dairy wastewaters: A review.
Process Biochem. 40:2583-2595.
Desai, M., and D. Madamwar. 1994a. Anaerobic digestion of a mixture of cheese whey, poultry waste
and cattle dung: A study of the use of adsorbents to improve digester performance. Environ. Pollut.
86:337-340.
Desai, M., and D. Madamwar. 1994b. Surfactants in anaerobic digestion of cheese whey, poultry
waste, and cattle dung for improved biomethanation. Trans. ASAE 37:959-962.
Desai, M., V. Patel, and D. Madamwar. 1994. Effect of temperature and retention time on
biomethanation of cheese whey-poultry waste-cattle dung. Environ. Pollut. 83:311-315.
Fang, H. H. P., and H. Q. Yu. 2001. Acidification of lactose in waste-water. J. Environ. Eng. 127:825831.
Fox, E. J., C. J. Clanton, P. R. Goodrich, B. D. Backus, and H. A. Morris. 1992. Liming an anaerobic
cheese whey digester. Trans. ASAE 35:269-274.

Gannoun, H., E. Khelifi, H. Bouallagui, Y. Touhami, and M. Hamdi. 2008. Ecological clarification of
cheese whey prior to anaerobic digestion in upflow anaerobic filter. Bioresour. Technol. 99:6105-6111.
Garcia, P. A., J. L. Rico, and F. Fdz-Polanco. 1991. Anaerobic treatment of cheese whey in a twophase UASB reactor. Environ. Tech- nol. 12:355-362.
Georgacakis, D., D. M. Sievers, and E. L. Iannotti. 1982. Buffer stability in manure digesters. Agric.
Wastes 4:427-441.


Ghaly, A. E. 1989. Biogas production from acid cheese whey using a two-stage digester. Energy
Sources 11:237-250.
Ghaly, A. E. 1996. A comparative study of anaerobic digestion of acid cheese whey and dairy manure
in a two-stage reactor. Bioresour. Technol. 58:61-72.
Ghaly, A. E., and R. M. Ben-Hassan. 1989. Continuous production of biogas from dairy manure using
an innovative no-mix reactor. Appl. Biochem. Biotechnol. 20-21:541-559.
Ghaly, A. E., and J. B. Pyke. 1991. Amelioration of methane yield in cheese whey fermentation by
controlling the pH of the methanogenic stage. Appl. Biochem. Biotechnol. 27:217-237.
Ghaly, A. E., D. R. Ramkumar, S. S. Sadaka, and J. D. Rochon. 2000. Effect of reseeding and pH
control on the performance of a two- stage mesophilic anaerobic digester operating on acid cheese
whey. Can. Agric. Eng. 42:173-183.
Goblos, Sz., P. Portoro, D. Bordas, M. Kalman, and I. Kiss. 2008. Comparison of the effectivities of
two-phase and single-phase an-aerobic sequencing batch reactors during dairy wastewater treatment.
Renew. Energy 33:960-965.
Gough, R. H., D. Roy, and T. R. McDowell. 1987. Methane generation from digestion of whey in a
two-stage system. J. Environ. Sci. Health 5:463-483.
Grady, C. P. L., and H. C. Lim. 1980. Biological Wastewater Treatment. Marcel Dekker Inc., New
York, NY.
Hanaki, K., T. Matsuo, and M. Nagase. 1981. Mechanisms of inhibition caused by long chain fatty
acids in anaerobic digestion process. Biotechnol. Bioeng. 23:1591-1610.
Hickey, R. F., J. Vanderwielen, and M. S. Switzenbaum. 1989. The effect of heavy metals on methane
production and hydrogen and carbon monoxide levels during batch anaerobic sludge digestion. Water
Res. 23:207-219.

Hills, D. J. 1979. Effects of carbon:nitrogen ratio on anaerobic digestion of dairy manure. Agric.
Wastes 1:267-278.
Hobman, P. G. 1984. Review of processes and products for utilization of lactose in deproteinated milk
serum. J. Dairy Sci. 67:26302653.
Hwang, S. 1997. Feasibility assay in phase-separated anaerobic treatment of cheese industry
wastewater. Biotechnol. Bioprocess Eng. 2:53-58.
Hwang, S. H., and C. L. Hansen. 1992. Performance of upflow anaerobic sludge blanket (UASB)
reactor treating whey permeate. Trans. ASAE 35:1665-1671.
Kang, I.-J., S.-H. Yoon, and C.-H. Lee. 2002. Comparison of the filtra-tion characteristics of organic
and inorganic membranes in a mem-brane-coupled anaerobic bioreactor. Water Res. 36:1803-1813.
Ke, S., and Z. Shi. 2005. Applications of two-phase anaerobic degrada-tion in industrial wastewater
treatment. Int. J. Environ. Pollut. 23:65-80.
Kemp, D. L., and J. Quickenden. 1988. Whey processing for profit—A worthy alternative. Pages 323331 in Resources and Applications of Biotechnology—The New Wave. R. Greenshields, ed.
Macmillan Press, Basingstoke, UK.
Kim, S.-H., S.-K. Han, and H.-S. Shin. 2004. Two-phase anaerobic treatment system for fat-containing
wastewater. J. Chem. Tech- nol. Biotechnol. 79:63-71.
Kisaalita, W. S., K. V. Lo, and K. L. Pinder. 1990. Influence of whey protein on continuous acidogenic
degradation of lactose. Biotech- nol. Bioeng. 36:642-646.


Kisaalita, W. S., K. L. Pinder, and K. V. Lo. 1987. Acidogenic fermen-tation of lactose. Biotechnol.
Bioeng. 30:88-95.
Koster, I. W., and G. Lettinga. 1988. Anaerobic digestion at extreme ammonia concentrations.
Biological Wastes 25:51-59.
Lalman, J. A., and D. M. Bagley. 2000. Anaerobic degradation and inhibitory effects of linoleic acid.
Water Res. 34:4220-4228.
Lalman, J. A., I. Komjarova, and N. Jing. 2004. Lactose fermentation in the presence of C18 fatty
acids. J. Chem. Technol. Biotechnol. 79:1259-1267.
Lee, C., J. Kim, S. G. Shin, and S. Hwang. 2008. Monitoring bacterial and archaeal community shifts
in a mesophilic anaerobic batch reactor treating a high-strength organic wastewater. FEMS Microbiol.

Ecol. 65:544-554.
Lettinga, G., A. F. M. van Velsen, S. W. Hobma, W. de Zeeuw, and A. Klapwijk. 1980. Use of the
upflow sludge blanket (USB) reactor concept for biological wastewater treatment, especially for
anaerobic treatment. Biotechnol. Bioeng. 22:699-734.
Liu, C.-F., X.-Z. Yuan, G.-M. Zeng, W.-W. Li, and J. Li. 2008. Prediction of methane yield at optimum
pH for anaerobic digestion of organic fraction of municipal solid waste. Bioresour. Technol. 99:882888.
Lo, K. V., and P. H. Liao. 1986. Digestion of cheese whey with anaerobic rotating biological contact
reactors. Biomass 10:243-252.
Lo, K. V., and P. H. Liao. 1988. Laboratory scale studies on the me- sophilic anaerobic digestion of
cheese whey in different digester configurations. J. Agric. Eng. Res. 39:99-105.
Lo, K. V., P. H. Liao, and C. Chiu. 1988. Mesophilic anaerobic digestion of a mixture of cheese whey
and dairy manure. Biomass 15:45-53.
Loehr, R. C. 1984. Pollution Control for Agriculture. 2nd ed. Academic Press, New York, NY.
Malaspina, F., C. M. Cellamare, L. Stante, and A. Tilche. 1996. An-aerobic treatment of cheese whey
with a downflow-upflow hybrid reactor. Bioresour. Technol. 55:131-139.
Mawson, A. J. 1994. Bioconversions for whey utilization and waste abatement. Bioresour. Technol.
47:195-203.
McCarty, P. L. 1964. Anaerobic waste treatment fundamentals: Part one: Chemistry and microbiology.
Public Works 95:107-112.
McCarty, P. L., and D. P. Smith. 1986. Anaerobic waste water treatment. Environ. Sci. Technol.
20:1200-1206.
McInerney, M. J. 1988. Anaerobic hydrolysis and fermentation of and proteins. Pages 373-415 in
Biology of Anaerobic Microorganisms. A. J. B. Zehnder, ed. John Wiley and Sons, New York, NY.
Miyamoto, K. 1997. Renewable biological systems for alternative sus-tainable energy production.
FAO Agricultural Services Bulletin No. 128. Food and Agriculture Organization of the United Nations
(FAO), Rome, Italy.
Mosey, F. E., and X. A. Fernandes. 1989. Patterns of hydrogen in biogas from the anaerobic digestion
of milk-sugars. Water Sci. Technol. 21:187-196.
Nagase, M., and T. Matsuo. 1982. Interactions between amino acid degrading bacteria and
methanogenic bacteria in anaerobic digestion. Biotechnol. Bioeng. 24:2227-2239.



Parkin, G. F., R. E. Speece, C. H. J. Yang, and W. M. Kocher. 1983. Response of methane fermentation
system to industrial toxicants. J. Water Pollut. Control Fed. 55:44-53.
Patel, C., and D. Madamwar. 1996. Biomethanation of a mixture of salty cheese whey and poultry
water or cattle dung. A study of effect of temperature and retention time. Appl. Biochem. Biotech- nol.
60:159-166.
Patel, C., V. Sastry, and D. Madamwar. 1996. Tegoprens in anaerobic digestion of a mixture of a
cheese whey, poultry waste, and cattle dung for improved biomethanation. Appl. Biochem. Biotechnol.
56:89-94.
Patel, P., and D. Madamwar. 1998. Surfactants in anaerobic digestion of salty cheese whey using
upflow fixed film reactor for improved biomethanation. Process Biochem. 33:199-203.
Patel, P., C. Patel, and D. Madamwar. 1999. Anaerobic upflow fixed- film bioreactor for
biomethanation of salty cheese whey. Appl. Biochem. Biotechnol. 76:193-201.
Pereira, M. A., O. C. Pires, M. Mota, and M. M. Alves. 2005. Anaerobic biodegradation of oleic and
palmitic acids: Evidence of mass transfer limitations caused by long chain fatty acid accumulation
onto the anaerobic sludge. Biotechnol. Bioeng. 92:15-23.
Pereira, M. A., D. Z. Sousa, M. Mota, and M. M. Alves. 2004. Miner-alization of LCFA associated to
anaerobic sludge: Kinetics, transport limitations, enhancement of methanogenic activity and effect of
VFA. Biotechnol. Bioeng. 88:502-511.
Perle, M., S. Kimchie, and G. Shelef. 1995. Some biochemical aspects of the anaerobic degradation of
dairy wastewater. Water Res. 29:1549-1554.
Petruy, R., and G. Lettinga. 1997. Digestion of a milk-fat emulsion. Bioresour. Technol. 61:141-149.
Prochazka, J., P. Dolejs, J. Maca, and M. Dohanyos. 2012. Stability and inhibition of anaerobic
processes caused by insufficiency or excess of ammonia nitrogen. Appl. Microbiol. Biotechnol.
93:439447.
Ramkumar, D. R., A. E. Ghaly, and J. B. Pyke. 1992. Anaerobic digestion of cheese whey with pH
control. American Society of Agricultural Engineers (ASAE) meeting presentation. Paper no. 926606:1-34. ASAE, St. Joseph, MI.
Ramsay, I. R., and P. C. Pullammanappallil. 2001. Protein degradation during anaerobic wastewater
treatment: Derivation of stoichiometry. Biodegradation 12:247-257.

Ryhiner, G. B., E. Heinzle, and I. J. Dunn. 1993. Modeling and simu-lation of anaerobic wastewater
treatment and its application to control design: Case whey. Biotechnol. Prog. 9:332-343.
Rosa, D. R., I. C. S. Duarte, N. K. Saavedra, M. B. Varesche, M. Zaiat, M. C. Cammarota, and D. M.
G. Freire. 2009. Performance and molecular evaluation of an aerobic system with suspended biomass
for treating wastewater with high fat content after enzymatic hydrolysis. Bioresour. Technol.
100:6170-6176.
Saddoud, A., I. Hassairi, and S. Sayadi. 2007. Anaerobic membrane reactor with phase separation for
the treatment of cheese whey. Bioresour. Technol. 98:2102-2108.
Sage, M., G. Daufin, and G. Gesan-Guiziou. 2008. Effects of prehy-drolysis of milk fat on its
conversion to biogas. J. Dairy Sci. 91:4062-4074.
Schroder, E. W., and J. De Haast. 1989. Anaerobic digestion of de- proteinated cheese whey in an
upflow sludge blanket reactor. J. Dairy Res. 56:129-139.


Schug, A., S. M. Schoberth, and H. Sahm. 1987. Conversion of lactose to methane by defined bacterial
cocultures. Acta Biotechnol. 7:337-345.
Skiadas, I. V., and G. Lyberatos. 1998. The periodic anaerobic baffled reactor. Water Sci. Technol.
38:401-408.
Speece, R. E. 2008. Anaerobic Biotechnology and Odor/Corrosion Control for Municipalities and
Industries. Archae Press, Nashville, TN.
Stams, A. J. M., C. Dijkema, C. M. Plugge, and P. Lens. 1998. Con-tribution of 13C-NMR
spectroscopy to the elucidation of methano-genic environments. Biodegradation 9:463-473.
Switzenbaum, M. S., and S. C. Danskin. 1982. Anaerobic expanded bed treatment of whey. Agric.
Waste 4:411-426.
ten Brummeler, E., L. W. Hulshoff Pol, J. Dolfing, G. Lettinga, and A. J. B. Zehnder. 1985.
Methanogenesis in an upflow anaerobic sludge blanket reactor at pH 6 on an acetate-propionate
mixture. Appl. Environ. Microbiol. 49:1472-1477.
Thauer, R. K., K. Jungermann, and K. Decker. 1977. Energy con-servation in chemotrophic anaerobic
bacteria. Bacteriol. Rev. 41:100-180.
Tzeng, C. H. 1985. Applications of starter cultures in the dairy industry. Develop. Industr. Microbiol.

16:323-338.
Venetsaneas, N., G. Antonopoulou, K. Stamatelatou, M. Kornaros, and G. Lyberatos. 2009. Using
cheese whey for hydrogen and methane generation in a two-stage continuous process with alternative
pH controlling approaches. Bioresour. Technol. 100:3713-3717.
Vidal, G., A. Carvalho, R. Mendez, and J. M. Lema. 2000. Influence of the content in fats and proteins
on the anaerobic biodegradability of dairy wastewaters. Bioresour. Technol. 74:231-239.
Wang, S., N. Chandrasekhara Rao, R. Qiu, and R. Moletta. 2009. Per-formance and kinetic evaluation
of anaerobic moving bed biofilm reactor for treating milk permeate from dairy industry. Bioresour.
Technol. 100:5641-5647.
Wildenauer, F. X., and J. Winter. 1985. Anaerobic digestion of high- strength acidic whey in a pHcontrolled up-flow fixed film loop reactor. Appl. Microbiol. Biotechnol. 22:367-372.
Wilson, C. A., S. M. Murthy, Y. Fang, and J. Novak. 2008. The effect of temperature on the
performance and stability of thermophilic digestion. Water Sci. Technol. 57:297-304.
Yan, J. Q., K. V. Lo, and K. L. Pinder. 1993. Instability caused by high strength of cheese whey in a
UASB reactor. Biotechnol. Bioeng. 41:700-706.
Yang, K., Y. Yu, and S. Hwang. 2003. Selective optimization in ther-mophilic acidogenesis of cheese
whey wastewater to acetic and butyric acids: Partial acidification and methanation. Water Res.
37:2467-2477.
Yang, S. T., and M. Guo. 1990. Kinetics of methanogenesis from whey permeate in packed bed
immobilized cells bioreactor. Biotechnol. Bioeng. 36:427-436.
Yang, S. T., I.-C. Tang, and M. R. Okos. 1988. Defined bacterial culture development for methane
generation from lactose. Biotech- nol. Bioeng. 32:28-37.
Yu, H. Q., and H. H. P. Fang. 2001. Acidification of mid- and high- strength dairy wastewaters. Water
Res. 35:3697-3705.
Yu, H.-Q., and H. H. P. Fang. 2002. Acidogenesis of dairy wastewater at various pH levels. Water Sci.
Technol. 45:201-206.


Zayed, G., and J. Winter. 2000. Inhibition of methane production from whey by heavy metals—
Protective effect of sulfide. Appl. Microbiol. Biotechnol. 53:726-731.
Zellner, G., P. Vogel, H. Kneifel, and J. Winter. 1987. Anaerobic di-gestion of whey and whey

permeate with suspended and immobi-lized complex and defined consortia. Appl. Microbiol.
Biotechnol. 27:306-314.
Zellner, G., and J. Winter. 1987. Analysis of a highly efficient metha-nogenic consortium producing
biogas from whey. Syst. Appl. Mi-crobiol. 9:284-292.
Zindel, U., W. Freudenberg, M. Rieth, J. R. Andreesen, J. Schnell, and F. Widdel. 1988. Eubacterium
acidaminophilum sp. nov., a versatile amino acid-degrading anaerobe producing or utilizing H2 or
formate. Arch. Microbiol. 150:254-266.