These challenges have limited the a

These challenges have limited the applications of MSW anaerobic digestion at the
full-scale level in the United States. As MSW streams
change through implementation of recycling and source
separation programs, the potential for successful applications
of anaerobic digestion of the remaining organic fraction
of MSW (OFMSW) increases (Chynoweth and Pullammanappallil,
1996). Moreover, the technical feasibility
of nutrient-deficient MSW anaerobic digestion can be improved
through the addition of biosolids to the waste stream
(Poggi–Varaldo and Oleszkiewicz, 1992; Rivard et al.,
1990). Biosolids supply the nutrients and moisture lacking
in MSW. Codigestion of MSW and biosolids by a centralized
facility may be an attractive alternative for the management
of two separate waste streams that are produced in
every community. The feasibility of this technology has
been demonstrated in Europe where mixtures of biosolids
and solid wastes from households, agriculture, and industry
are processed at centralized digestion plants (Cecchi et al.,
1988; Rintala and Ahring, 1994).
This study evaluates anaerobic digestion of a feedstock
consisting of a mixture of biosolids and OFMSW, with
characteristics typical for the United States, combined in
proportions reflecting production rates of biosolids and
OFMSW typical for most U.S. communities (EPA, 1992;
Metcalf and Eddy, 1991). Although several other researchers
have studied MSW digestion (Cecchi et al., 1991; Kayhanian
and Hardy, 1994; Rivard et al., 1993; Six and de
Baere, 1992) and codigestion systems (Poggi–Varaldo and
Oleszkiewicz, 1992; Rivard et al., 1990; Stenstrom et al.,
1983), none have characterized changes in microbial community
structure during start-up of these systems. Here, we
emphasize the importance of evaluating the microbial community
structure in combination with chemical and physical
parameters to assess digester performance during the startup
period.
Anaerobic digestion involves numerous interactions between
the four major metabolic groups that are generally
accepted as present in anaerobic digesters (Chynoweth and
Pullammanappallil, 1996; Zinder et al., 1984b). These
groups consist of hydrolytic-fermentative bacteria, protonreducing
acetogenic bacteria, aceticlastic methanogens, and
hydrogenotrophic methanogens. These microorganisms catalyze
the mineralization of waste components to carbon
dioxide, methane, and water through a cascade of biochemical
reactions. It is often assumed that the depolymerization
reactions at the top of the mineralization cascade are the
rate-limiting steps of the anaerobic digestion process and
that the methane yield is determined by the efficiency of
depolymerization (Chynoweth and Pullammanappallil,
1996; Eastman and Ferguson, 1981; Noike et al., 1985).
This is likely correct during stable operation of an anaerobic
digestion system when acetate, formate, hydrogen, and carbon
dioxide are the main products of balanced carbohydrate
fermentation (Chynoweth and Pullammanappallil, 1996)
and the electron flux through reduced intermediates is small.
At higher substrate loadings, such as during start-up and
periods of overload, more reduced metabolites (e.g., propionate,
butyrate, lactate, ethanol) accumulate because hydrogenotrophs
fail to consume all of the hydrogen produced
during fermentation and acetogenesis. The presence of lipids
in some feedstocks (e.g., food waste) also results in the
production of fatty acids through hydrolysis of triglycerides.
Volatile fatty acid (VFA) accumulation can lead to a drop in
pH and inhibit methanogenesis, causing an even greater
imbalance. Methanogens, sulfate-reducing bacteria (SRB),
and acetogens are believed to be responsible for the removal
of hydrogen in most anaerobic systems (Schlegel and Jannasch,
1992; Zehnder and Stumm, 1988). The presence of
methanogens is particularly desirable, because they generate
methane, which can be used to produce energy. Thus,
during start-up and periods of overload, the microbial community
should contain sufficient levels of methanogens to
prevent digester failure and maximize energy recovery.
Herein, we evaluate methanogen population dynamics
during start-up of a mesophilic and a thermophilic system.
In the past, such studies have been difficult because of the
long recognized limitations of traditional culture based
methods (Amann et al., 1995; Ward et al., 1992). Applications
of molecular based methods to studies of microbial
community structure have eliminated some of these problems
because these techniques allow the direct identification
and enumeration of microbial populations in complex environments
(Ahring, 1995; Amann et al., 1995; Macario and
Conway de Macario, 1988; Raskin et al., 1996; Ward et al.,
1992). Immunological methods have been used to track
methanogen populations in various anaerobic systems (Ahring,
1995; Ney et al., 1990; Visser et al., 1991). However,
these methods usually still rely on the availability of pure
cultures for the production of antibodies. In addition, because
antibodies bind to surface markers on target cells
(active and inactive), the direct measurement of metabolic
activity is impossible. Ribosomal RNA (rRNA) based methods
can be used to detect phylogenetically defined groups of
organisms and quantify metabolic activity, because activity
is directly related to ribosome production (Poulsen et al.,
1993). Previously, we used several oligonucleotide probes
targeting the small-subunit (SSU) rRNA of phylogenetic
groups of methanogens (Raskin et al., 1994) to determine
their abundance in grab samples obtained from biosolids
digesters and gastrointestinal environments (Lin et al.,
1997; Raskin et al., 1995). We also demonstrated their utility
for studies of population dynamics in anaerobic biofilm
reactors fed a simple glucose-nutrient solution (Raskin et
al., 1996). In this study, we used these probes to relate
methanogenic population dynamics to traditional performance
parameters in order to better evaluate the start-up of
anaerobic codigestion systems.

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ความท้าทายเหล่านี้มีจำกัดโปรแกรมประยุกต์ของมูลฝอยไม่ใช้ย่อยอาหารที่
ระดับเต็มอัตราในสหรัฐฯ เป็นกระแสข้อมูลมูลฝอย
เปลี่ยน โดยใช้ของรีไซเคิล และแหล่ง
แยกโปรแกรม เป็นโปรแกรมประยุกต์ที่ประสบความสำเร็จ
ของย่อยอาหารที่ไม่ใช้ออกซิเจนของเศษอินทรีย์เหลือ
ของมูลฝอย (OFMSW) เพิ่มขึ้น (Chynoweth และ Pullammanappallil,
1996) นอกจากนี้ ความเป็นไปได้ทางเทคนิค
ของมูลฝอยอาหารไม่ ย่อยอาหารที่ไม่ใช้ออกซิเจนสามารถปรับปรุง
ผ่านแห่ง biosolids กับกระแสเสีย
(Poggi – Varaldo และ Oleszkiewicz, 1992 Rivard et al.,
1990) Biosolids จัดหาสารอาหารและขาดความชื้น
ในมูลฝอย Codigestion ของมูลฝอยและ biosolids โดยที่ส่วนกลาง
สิ่งอำนวยความสะดวกอาจจะเป็นทางเลือกที่น่าสนใจสำหรับการจัดการ
ของสองแยกจากกันเสียที่มีผลิตใน
ทุกชุมชน มีความเป็นไปได้ของเทคโนโลยีนี้
ถูกแสดงในยุโรปที่ส่วนผสมของ biosolids
และของแข็งขยะจากครัวเรือน การเกษตร และอุตสาหกรรม
ประมวลผลในพืชย่อยอาหารส่วนกลาง (Cecchi et al.,
1988 Rintala และ Ahring, 1994)
การศึกษานี้จะไม่ใช้ย่อยอาหารวัตถุดิบการ
ประกอบด้วยส่วนผสมของ biosolids และ OFMSW
ลักษณะทั่วไปในประเทศสหรัฐอเมริกา รวม
สัดส่วนที่สะท้อนให้เห็นถึงอัตราการผลิต biosolids และ
OFMSW ทั่วไปในสหรัฐฯ ส่วนใหญ่ชุมชน (EPA, 1992;
Metcalf และเอ็ดดี้ 1991) แม้ว่านักวิจัยอื่น ๆ หลาย
ได้ศึกษามูลฝอยย่อยอาหาร (Cecchi et al., 1991 Kayhanian
Hardy, 1994 และ Rivard et al., 1993 หกและเดอ
Baere 1992) และระบบ codigestion (Poggi – Varaldo และ
Oleszkiewicz, 1992 Rivard และ al., 1990 Stenstrom et al.,
1983), ไม่มีลักษณะการเปลี่ยนแปลงในชุมชนจุลินทรีย์
โครงสร้างในระหว่างการเริ่มต้นของระบบเหล่านี้ ที่นี่ เรา
เน้นความสำคัญของการประเมินชุมชนจุลินทรีย์
โครงสร้างร่วมกับสารเคมีและทางกายภาพ
พารามิเตอร์ในการประเมินประสิทธิภาพ digester ในระหว่างเริ่มต้น
รอบระยะเวลาการ
ไม่ใช้ย่อยอาหารเกี่ยวข้องกับการโต้ตอบมากมายระหว่าง
สี่หลักกลุ่มที่มักจะเผาผลาญ
ยอมรับเป็นปัจจุบันใน digesters ที่ไม่ใช้ออกซิเจน (Chynoweth และ
Pullammanappallil, 1996 Zinder et al., 1984b) เหล่านี้
กลุ่มประกอบด้วยแบคทีเรีย fermentative ไฮโดรไลติก protonreducing
acetogenic แบคทีเรีย aceticlastic methanogens และ
hydrogenotrophic methanogens จุลินทรีย์เหล่านี้สถาบัน
mineralization เสียประกอบกับคาร์บอน
ไดออกไซด์ มีเทน และน้ำผ่านแก่งชีวเคมี
ปฏิกิริยา มันมักจะสันนิษฐานที่การ depolymerization
ปฏิกิริยาที่ซ้อน mineralization เป็น
จำกัดอัตราขั้นตอนของกระบวนการย่อยอาหารที่ไม่ใช้ออกซิเจน และ
ซึ่งเป็นกำหนดผลผลิตมีเทน โดยประสิทธิภาพของ
depolymerization (Chynoweth และ Pullammanappallil,
1996 อีสต์แมนและเฟอร์กูสัน 1981 Noike และ al., 1985) .
นี้มีแนวโน้มที่ถูกต้องในระหว่างการดำเนินการมีเสถียรภาพของการไม่ใช้
ระบบย่อยเมื่อ acetate รูปแบบเอกสาร ไฮโดรเจน คาร์บอน และ
ไดออกไซด์เป็นผลิตภัณฑ์หลักของคาร์โบไฮเดรตสมดุล
หมัก (Chynoweth และ Pullammanappallil, 1996)
และฟลักซ์อิเล็กตรอนผ่านตัวกลางที่ลดลงได้เล็ก
ที่สูงกว่าพื้นผิว loadings เช่นในช่วงเริ่มต้น และ
ของโอเวอร์โหลด มากลด metabolites (เช่น propionate,
butyrate, lactate เอทานอล) สะสมเนื่องจาก hydrogenotrophs
ล้มเหลวในการใช้ไฮโดรเจนที่ผลิตทั้งหมด
ระหว่างหมักและ acetogenesis นั้น สถานะของโครงการ
ในวมวลบางอย่าง (เช่น อาหารขยะ) ยังผลในการ
ผลิตกรดไขมันผ่านไฮโตรไลซ์ของระดับไตรกลีเซอไรด์
สะสมกรดไขมันระเหย (VFA) สามารถนำไปวางใน
pH และยับยั้ง methanogenesis สาเหตุยิ่ง
สมดุลได้ Methanogens ซัลเฟตลดแบคทีเรีย (SRB),
และ acetogens น่าจะรับผิดชอบสำหรับการลบ
ของไฮโดรเจนในระบบไม่ใช้ออกซิเจนสูงสุด (Schlegel และ Jannasch,
1992 Zehnder และ Stumm, 1988) ของ
methanogens เป็นการสมควรอย่างยิ่ง เพราะพวกเขาสร้าง
มีเทน ซึ่งสามารถใช้ในการผลิตพลังงาน ดังนั้น,
ในช่วงเริ่มต้นของโอเวอร์โหลด ชุมชนจุลินทรีย์
ควรประกอบด้วย methanogens ถึงระดับที่เพียงพอ
digester ความล้มเหลวในการป้องกัน และเพิ่มพลังงานกู้
นี้ เราประเมินพลศาสตร์ประชากรเมทาโนเจน
ในช่วงเริ่มต้นเป็น mesophilic และแบบ thermophilic ระบบ.
ในอดีต การศึกษาดังกล่าวได้ยากเนื่องจาก
ยาวรู้จักข้อจำกัดของวัฒนธรรมตาม
วิธี (Amann และ al., 1995 ผู้ป่วย et al., 1992) โปรแกรมประยุกต์
วิธีใช้โมเลกุลเพื่อศึกษาจุลินทรีย์
โครงสร้างชุมชนได้ตัดบางส่วนของปัญหาเหล่านี้
เพราะเทคนิคเหล่านี้อนุญาตให้รหัสตรง
และการแจงนับประชากรจุลินทรีย์ในสภาพแวดล้อมที่ซับซ้อน
(Ahring, 1995 Amann และ al., 1995 Macario และ
Conway de Macario, 1988 Raskin et al., 1996 ผู้ป่วย et al.,
1992) ระเบียบวิธีการใช้เพื่อติดตาม
เมทาโนเจนประชากรในระบบไม่ใช้ออกซิเจน (Ahring,
1995 นีและ al., 1990 Visser et al., 1991) อย่างไรก็ตาม,
วิธีการเหล่านี้มักจะยังอาศัยความบริสุทธิ์
วัฒนธรรมสำหรับการผลิตแอนตี้ นอกจากนี้ เนื่องจาก
แอนตี้ผูกกับเครื่องหมายผิวบนเซลล์เป้าหมาย
(ใช้งานอยู่ และไม่ได้ใช้งาน), การวัดโดยตรงของการเผาผลาญ
กิจกรรมไม่ Ribosomal อาร์เอ็นเอ (rRNA) ตามวิธี
ใช้ตรวจกลุ่มกำหนด phylogenetically
สิ่งมีชีวิต และกำหนดปริมาณกิจกรรมเผาผลาญ เนื่องจากกิจกรรม
โดยตรงเกี่ยวข้องกับการผลิตไรโบโซม (Poulsen et al.,
1993) ก่อนหน้านี้ เราใช้คลิปปากตะเข้ oligonucleotide หลาย
กำหนดเป้าหมาย rRNA เล็กย่อย (SSU) ของ phylogenetic
กลุ่ม methanogens (Raskin et al., 1994) การกำหนด
ความอุดมสมบูรณ์ในคว้าตัวอย่างที่ได้รับจาก biosolids
digesters และสภาพแวดล้อมของระบบ (Lin et al.,
1997 Raskin และ al., 1995) เรายังแสดงอรรถประโยชน์ของ
ศึกษาพลศาสตร์ประชากรใน biofilm ไม่ใช้
แก้ปัญหาน้ำตาลในอาหารเลี้ยงเตาปฏิกรณ์ (Raskin ร้อยเอ็ด
al., 1996) ในการศึกษานี้ เราใช้คลิปปากตะเข้เหล่านี้เพื่อเชื่อมโยง
พลศาสตร์ประชากร methanogenic เพื่อประสิทธิภาพดั้งเดิม
พารามิเตอร์เพื่อดีประเมินราคาเริ่มต้นของ
codigestion ไม่ใช้ระบบการ

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ความท้าทายเหล่านี้ได้รับการ จำกัด การใช้งานของขยะย่อยอาหารแบบไม่ใช้ออกซิเจนที่
ระดับเต็มรูปแบบในประเทศสหรัฐอเมริกา ในฐานะที่เป็นขยะลำธาร
เปลี่ยนผ่านการดำเนินการของการรีไซเคิลและแหล่งที่มา
ของโปรแกรมแยกที่มีศักยภาพสำหรับการใช้งานที่ประสบความสำเร็จ
ของการย่อยอาหารแบบไม่ใช้ออกซิเจนของสารอินทรีย์ที่เหลือ
ของขยะ (OFMSW) เพิ่มขึ้น (Chynoweth และ Pullammanappallil,
1996) นอกจากนี้ความเป็นไปได้ทางเทคนิค
ของสารอาหารที่ขาดการย่อยอาหารขยะแบบไม่ใช้ออกซิเจนได้ดีขึ้น
ผ่านการเพิ่มขึ้นของกระแสที่หมักหมมของเสีย
(Poggi-Varaldo และ Oleszkiewicz, 1992;. Rivard และคณะ,
1990) ที่หมักหมมจัดหาสารอาหารและความชื้นขาด
ในขยะ Codigestion ของขยะและที่หมักหมมโดยส่วนกลาง
สิ่งอำนวยความสะดวกอาจจะเป็นทางเลือกที่น่าสนใจสำหรับการจัดการ
ของเสียสองสายแยกต่างหากที่มีการผลิตใน
ทุกชุมชน ความเป็นไปได้ของเทคโนโลยีนี้ได้
รับการแสดงให้เห็นถึงในยุโรปที่ผสมกากชีวภาพ
และของเสียที่เป็นของแข็งจากผู้ประกอบการเกษตรกรรมและอุตสาหกรรม
ที่มีการประมวลผลแบบรวมศูนย์การย่อยอาหารพืช (Cecchi และคณะ.
1988; Rintala และ Ahring, 1994)
การศึกษานี้ประเมินการย่อยอาหารแบบไม่ใช้ออกซิเจน ของวัตถุดิบ
ที่ประกอบด้วยส่วนผสมของที่หมักหมมและ OFMSW มี
ลักษณะปกติสำหรับประเทศสหรัฐอเมริการวมกันใน
สัดส่วนที่สะท้อนให้เห็นถึงอัตราการผลิตของที่หมักหมมและ
OFMSW ทั่วไปมากที่สุดสำหรับชุมชนของสหรัฐอเมริกา (EPA, 1992;
เมทคาล์ฟและเอ็ดดี้, 1991) ถึงแม้ว่านักวิจัยอีกหลายคน
มีการศึกษาการย่อยอาหารขยะ (Cecchi et al, 1991;. Kayhanian
และฮาร์ดี, 1994. Rivard et al, 1993; หกและ
Baere, 1992) และระบบ codigestion (Poggi-Varaldo และ
Oleszkiewicz, 1992; Rivard และรหัส Stenströmตอัล,; อัล 1990..
การเปลี่ยนแปลง 1983) ไม่มีใครมีความโดดเด่นในชุมชนจุลินทรีย์
โครงสร้างในระหว่างการเริ่มต้นขึ้นของระบบเหล่านี้ ที่นี่เรา
เน้นความสำคัญของการประเมินชุมชนจุลินทรีย์
โครงสร้างร่วมกับสารเคมีและทางกายภาพ
พารามิเตอร์ในการประเมินประสิทธิภาพการทำงานของบ่อหมักระหว่างการเริ่มต้น
ช่วงเวลาที่
เกี่ยวข้องกับการย่อยอาหาร Anaerobic ปฏิสัมพันธ์จำนวนมากระหว่าง
สี่กลุ่มการเผาผลาญอาหารที่สำคัญที่มักจะ
ได้รับการยอมรับเท่าที่มีอยู่ในบ่อหมักไร้อากาศ (Chynoweth และ
Pullammanappallil 1996. Zinder และคณะ, 1984b) เหล่านี้
ประกอบด้วยกลุ่มของแบคทีเรียย่อยสลาย-หมัก, protonreducing
แบคทีเรีย acetogenic, แบคทีเรียสร้างมีเทน aceticlastic และ
แบคทีเรียสร้างมีเทน hydrogenotrophic จุลินทรีย์เหล่านี้เป็นตัวกระตุ้น
แร่ของชิ้นส่วนเสียคาร์บอน
ก๊าซมีเทนและน้ำผ่านน้ำตกชีวเคมี
ปฏิกิริยา มันก็มักจะสันนิษฐานว่า depolymerization
ปฏิกิริยาที่ด้านบนของน้ำตกแร่ที่มี
ขั้นตอนการ จำกัด อัตราการของกระบวนการย่อยอาหารแบบไม่ใช้ออกซิเจนและ
ที่ผลผลิตก๊าซมีเทนจะถูกกำหนดโดยประสิทธิภาพของ
depolymerization (Chynoweth และ Pullammanappallil,
1996; อีสต์แมนและเฟอร์กูสัน 1981 . Noike et al, 1985)
นี้มีแนวโน้มที่ถูกต้องในระหว่างการดำเนินงานที่มั่นคงของการเพาะกาย
ระบบการย่อยอาหารเมื่อ acetate, รูปแบบไฮโดรเจนและคาร์บอน
ไดออกไซด์เป็นผลิตภัณฑ์หลักของความสมดุลคาร์โบไฮเดรต
หมัก (Chynoweth และ Pullammanappallil, 1996)
และการไหลของอิเล็กตรอน ผ่านตัวกลางที่ลดลงมีขนาดเล็ก
ที่แรงสารตั้งต้นที่สูงขึ้นเช่นในระหว่างการเริ่มต้นและ
ระยะเวลาของการเกินสารลดลงมากขึ้น (เช่น propionate,
butyrate, แลคเตทเอทานอล) สะสมเพราะ hydrogenotrophs
ล้มเหลวที่จะใช้ทั้งหมดของไฮโดรเจนที่ผลิต
ในระหว่างการหมักและ acetogenesis การปรากฏตัวของไขมัน
ในวัตถุดิบบางอย่าง (เช่นของเสียจากอาหาร) นอกจากนี้ยังส่งผลให้เกิด
การผลิตกรดไขมันที่ผ่านการย่อยสลายของไตรกลีเซอไรด์
กรดไขมันระเหย (VFA) สะสมสามารถนำไปสู่การลดลงของ
ค่าความเป็นกรดและยับยั้ง methanogenesis ทำให้ยิ่งใหญ่กว่า
ความไม่สมดุล มีเทนแบคทีเรียลดซัลเฟต (SRB)
และ acetogens เชื่อว่าจะต้องเป็นผู้รับผิดชอบในการกำจัด
ของไฮโดรเจนในระบบการเพาะกายมากที่สุด (Schlegel และ Jannasch,
1992; Zehnder และ Stumm, 1988) การปรากฏตัวของ
แบคทีเรียสร้างมีเทนเป็นที่น่าพอใจโดยเฉพาะอย่างยิ่งเพราะพวกเขาสร้าง
มีเทนซึ่งสามารถใช้ในการผลิตพลังงาน ดังนั้น
ในช่วงเริ่มต้นขึ้นและระยะเวลาของการโอเวอร์โหลดชุมชนจุลินทรีย์
ควรมีพอเพียงในระดับของแบคทีเรียสร้างมีเทนที่จะ
ป้องกันไม่ให้เกิดความล้มเหลวของบ่อหมักและเพิ่มการกู้คืนพลังงาน
ในที่นี้เราประเมิน methanogen พลวัตประชากร
ในระหว่างการเริ่มต้นขึ้นของอุณหภูมิปานกลางและระบบอุณหภูมิ
ใน ที่ผ่านมาการศึกษาดังกล่าวได้ยากเพราะ
ข้อ จำกัด ได้รับการยอมรับมานานของวัฒนธรรมตามแบบดั้งเดิม
วิธีการ (Amann et al, 1995;.. วอร์ดและคณะ, 1992) การประยุกต์ใช้
วิธีการตามโมเลกุลกับการศึกษาของจุลินทรีย์
โครงสร้างชุมชนได้ตัดบางส่วนของปัญหาเหล่านี้
เพราะเทคนิคเหล่านี้ช่วยให้ประชาชนโดยตรง
และการแจกแจงของประชากรของจุลินทรีย์ในสภาพแวดล้อมที่ซับซ้อน
(Ahring, 1995;. Amann et al, 1995; Macario และ
คอนเวย์เดอ Macario, 1988; Raskin et al, 1996;.. วอร์ดและคณะ,
1992) วิธีการของระบบภูมิคุ้มกันที่ได้รับการใช้ในการติดตาม
ประชากร methanogen ในระบบการเพาะกายต่างๆ (Ahring,
1995;. เนย์และอัล 1990. ไขควงและคณะ, 1991) แต่
วิธีการเหล่านี้มักจะยังคงพึ่งพาความพร้อมของบริสุทธิ์
วัฒนธรรมในการผลิตแอนติบอดี้ นอกจากนี้เนื่องจาก
แอนติบอดีจับกับเครื่องหมายบนพื้นผิวเซลล์เป้าหมาย
(การใช้งานและไม่ได้ใช้งาน) วัดโดยตรงของการเผาผลาญของ
กิจกรรมเป็นไปไม่ได้ วิธีโซมอลอาร์เอ็นเอ (rRNA) ตาม
สามารถใช้ในการตรวจสอบกลุ่มที่กำหนด phylogenetically ของ
สิ่งมีชีวิตและปริมาณกิจกรรมการเผาผลาญเพราะกิจกรรม
ที่เกี่ยวข้องโดยตรงกับการผลิตไรโบโซม (พูลและคณะ.
1993) ก่อนหน้านี้เราใช้ oligonucleotide probes หลาย
เป้าหมายขนาดเล็ก subunit (SSU) rRNA ของสายวิวัฒนาการ
ของกลุ่มแบคทีเรียสร้างมีเทน (Raskin, et al., 1994) เพื่อตรวจสอบ
ความอุดมสมบูรณ์ของพวกเขาในการคว้าตัวอย่างที่ได้จากการหมักหมม
หมักและสภาพแวดล้อมของระบบทางเดินอาหาร (Lin et al,.
1997 ; Raskin, et al, 1995). นอกจากนี้เรายังแสดงให้เห็นถึงประโยชน์ของพวกเขา
สำหรับการศึกษาการเปลี่ยนแปลงของประชากรในเพาะกายฟิล์ม
เครื่องปฏิกรณ์ที่เลี้ยงด้วยสารละลายน้ำตาลกลูโคสสารอาหารง่าย (Raskin และรหัส
อั., 1996) ในการศึกษานี้เราใช้คำสั่งนี้จะเกี่ยวข้องกับ
การเปลี่ยนแปลงของประชากร methanogenic ให้ประสิทธิภาพการทำงานแบบดั้งเดิม
พารามิเตอร์ในการที่จะดีกว่าการประเมินเริ่มต้นขึ้นของ
ระบบ codigestion แบบไม่ใช้ออกซิเจน

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ความท้าทายเหล่านี้มีจำกัด การนำขยะย่อยไร้อากาศที่
ระดับเต็มรูปแบบในสหรัฐอเมริกา เป็นขยะรีไซเคิล ผ่านการเปลี่ยนกระแส

แยกและแหล่งโปรแกรมที่มีศักยภาพสำหรับที่ประสบความสำเร็จโปรแกรม
ของการหมักขยะอินทรีย์ที่เหลือของเศษส่วน
( ofmsw ) เพิ่ม ( chynoweth และ pullammanappallil
, 1996 ) นอกจากนี้ความเป็นไปได้ทางเทคนิคของธาตุอาหารที่ขาดถังย่อยขยะ

สามารถปรับปรุงผ่านการเพิ่มของ biosolids ในกระแสของเสีย
( poggi –และ varaldo oleszkiewicz , 1992 ; รีเวิร์ด et al . ,
1990 ) biosolids จัดหาสารอาหารและความชุ่มชื้นขาด
ในขยะ . และ codigestion ของขยะ biosolids โดยส่วนกลาง
สถานที่อาจเป็นอีกทางเลือกหนึ่งที่น่าสนใจสำหรับการจัดการ
ของเสียที่แยกต่างหากสองกระแสที่ผลิตใน
ทุกชุมชน ความเป็นไปได้ของเทคโนโลยีนี้ได้ถูกแสดงในยุโรปที่ไหน

biosolids ผสม และมูลฝอยจากครัวเรือน การเกษตร และอุตสาหกรรม
มีการประมวลผลที่ส่วนกลางการย่อยพืช ( cecchi et al . , 1988 และ
; rintala ahring , 1994 ) .
การศึกษาประเมินการหมักวัตถุดิบ
เป็นประกอบด้วยส่วนผสมของ biosolids และ ofmsw กับ
ลักษณะทั่วไปของสหรัฐอเมริกา รวมกันในสัดส่วนที่สะท้อนให้เห็นถึงอัตราการผลิต biosolids

ofmsw และโดยทั่วไปมากที่สุดของชุมชน ( EPA , 1992 ;
เมตคาล์ฟและ Eddy , 1991 ) แม้ว่าหลายนักวิจัยอื่น ๆได้ศึกษาการย่อยสลายขยะ
( cecchi et al . , 1991 ; และ kayhanian
Hardy , 1994 ; รีเวิร์ด et al . , 1993 ; 6
baere เดอ ,1992 ) และ codigestion ระบบ ( poggi – varaldo และ
oleszkiewicz , 1992 ; รีเวิร์ด et al . , 1990 ; stenstrom et al . ,
1983 ) , ไม่มีลักษณะการเปลี่ยนแปลงในโครงสร้างชุมชน
จุลินทรีย์ในช่วงเริ่มต้นของระบบเหล่านี้ ที่นี่เราเน้นความสำคัญของการประเมิน

โครงสร้างชุมชนจุลินทรีย์ร่วมกับทางเคมีและกายภาพ
พารามิเตอร์การประเมินผลการปฏิบัติงาน โดยในช่วงเริ่มต้น
.
การหมักที่เกี่ยวข้องกับปฏิสัมพันธ์ระหว่างสี่หลักมากมาย

สลายกลุ่มที่โดยทั่วไปยอมรับเป็นปัจจุบันในระบบ ( chynoweth มูลและ
pullammanappallil , 1996 ; zinder et al . , 1984b ) กลุ่มเหล่านี้
ประกอบด้วยแบคทีเรียย่อยสลาย protonreducing
acetogenic วิศวกรรมเคมี , แบคทีเรียaceticlastic เมทาโนเจนและ
hydrogenotrophic เมทาโนเจน . จุลินทรีย์เหล่านี้เร่ง
การของเสียส่วนประกอบคาร์บอน
คาร์บอนไดออกไซด์ มีเทน และน้ำจากน้ำตกปฏิกิริยาชีวเคมี

มันมักจะถือว่า depolymerization
ปฏิกิริยาที่ด้านบนของน้ำตกมีอัตราการปลดปล่อยธาตุอาหาร
ขั้นตอนของกระบวนการย่อยไร้อากาศและ
ที่อัตราการผลิตก๊าซมีเทนจะถูกกำหนดโดยประสิทธิภาพของการแตกตัว ( chynoweth pullammanappallil

และ , 1996 ; Eastman และ เฟอร์กูสัน , 1981 ; noike et al . , 1985 )
นี้มีโอกาสถูกต้องในระหว่างการดำเนินงานที่มั่นคงของระบบการหมัก
เมื่อ acetate , รูปแบบ , ไฮโดรเจน และคาร์บอน ไดออกไซด์
เป็นผลิตภัณฑ์หลักของ การหมักคาร์โบไฮเดรตสมดุล ( และ chynoweth

pullammanappallil 2539 )และอิเล็กตรอนผ่านตัวกลางการลดลงมีขนาดเล็ก สูง loadings
( เช่นในช่วงเริ่มต้นและ
ช่วงเกินพิกัด , สารลดอีก ( เช่น propionate
บิว , lactate , เอทานอล ) สะสมเพราะ hydrogenotrophs
ล้มเหลวที่จะใช้ทั้งหมดของไฮโดรเจนที่ผลิต
ในระหว่างการหมักและซิโตเจเนซิส . การปรากฏตัวของลิปิด
ในวัตถุดิบ ( เช่นเศษอาหาร ) ยังส่งผลให้เกิด
การผลิตกรดไขมันที่ผ่านการย่อยสลายของไตรกลีเซอไรด์ .
กรดไขมันที่ระเหยได้ ( ง่าย ) การสะสมสามารถนำไปสู่การลดลงใน
pH และยับยั้งช้า ก่อให้เกิดความไม่สมดุลมากขึ้น

ลดแบคทีเรียสร้างมีเทน , ซัลเฟต ( SRB ) และ งานยก
เชื่อว่าเป็นผู้รับผิดชอบในการกำจัดก๊าซไฮโดรเจนในระบบไร้อากาศ

และ มากที่สุด ( jannasch ชเลเกล , 1992 ;ZEHNDER และ stumm , 1988 ) การปรากฏตัวของ
สร้างมีเทนเป็นที่พึงปรารถนาอย่างยิ่ง เพราะพวกเขาสร้าง
ก๊าซมีเทน ซึ่งสามารถนำมาผลิตเป็นพลังงาน ดังนั้น ในช่วงเริ่มต้น และระยะเวลาเกิน

, ชุมชนจุลินทรีย์ควรมีระดับที่เพียงพอของเมทาโนเจน

ป้องกันโดยความล้มเหลวและเพิ่มการกู้คืนพลังงาน .
ในที่นี้ เราประเมินพลวัตประชากรจุลินทรีย์
ในช่วงเริ่มต้นของเมโซฟิลิกและระบบตอบสนอง .
ในอดีต การศึกษาดังกล่าวได้ยากเนื่องจากข้อจำกัดของวัฒนธรรมการยอมรับยาว

วิธีการแบบดั้งเดิมที่ใช้ ( แอเมิน et al . , 1995 ; Ward et al . , 1992 ) การใช้วิธีการศึกษา
โมเลกุล โครงสร้างชุมชนจุลินทรีย์กำจัดปัญหาเหล่านี้

เพราะเทคนิคเหล่านี้ให้ประชาชนโดยตรง การแจงนับประชากรจุลินทรีย์และ

( ในสภาพแวดล้อมที่ซับซ้อน ahring , 1995 ; แอเมิน et al . , 1995 ; มาคาริโอและ
Conway de มาคาริโอ , 1988 ; ตัวแทน et al . , 1996 ;
Ward et al . , 1992 ) วิธีการทางภูมิคุ้มกันจะถูกใช้เพื่อติดตามประชากรจุลินทรีย์ในระบบบำบัดต่าง ๆ
( ahring
, 1995 ; เนย์ et al . , 1990 ; วิสเซอร์ et al . , 1991 ) อย่างไรก็ตาม
วิธีการเหล่านี้มักจะยังต้องอาศัยความพร้อมของเชื้อบริสุทธิ์
สำหรับการผลิตแอนติบอดี นอกจากนี้ เนื่องจากแอนติบอดีจับกับผิวบนเครื่องหมาย

เซลล์เป้าหมาย ( ใช้งานและไม่ได้ใช้งาน ) , การวัดโดยตรงของกิจกรรมการสลาย
เป็นไปไม่ได้ ไรโบโซมอล อาร์เอ็นเอ ( rRNA ) ตามวิธีการ
สามารถใช้ตรวจสอบ phylogenetically กำหนดกลุ่มของสิ่งมีชีวิตที่มีกิจกรรม
และการเผาผลาญเพราะกิจกรรม
จะเกี่ยวข้องโดยตรงกับการผลิตไรโบโซม ( โพลเซ่น et al . ,
1993 ) ก่อนหน้านี้เราใช้โพรบ ซึ่งหลายหน่วย
เป้าหมายขนาดเล็ก ( ซื่อ ) แบคทีเรียกลุ่มสร้างมีเทน ( phylogenetic
Raskin et al . , 1994 ) หา
ความอุดมสมบูรณ์ของพวกเขาในตัวอย่างคว้าได้จาก biosolids
มูลและสภาพแวดล้อมที่ทางเดินอาหาร ( หลิน et al . ,
1997 ; ตัวแทน et al . , 1995 )นอกจากนี้เรายังแสดงของพวกเขายูทิลิตี้
ศึกษาพลวัตรประชากรในถังปฏิกรณ์ฟิล์ม
เลี้ยงง่ายในสารละลายธาตุอาหาร ( ตัวแทน et
al . , 1996 ) ในการศึกษานี้เราใช้วัดเหล่านี้จะเกี่ยวข้องกับ
พลวัตประชากรจุลินทรีย์เพื่อแสดงพารามิเตอร์
แบบดั้งเดิมเพื่อให้ประเมิน น่าจะ codigestion
ไร้ระบบ