化石能源的使用在促进世界经济发展的同时也导致了严重的环境问题.docx
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化石能源的使用在促进世界经济发展的同时也导致了严重的环境问题
化石能源的使用在促进世界经济发展的同时也导致了严重的环境问题，如CO2的过度排放导致全球气候变化和温室效应，SO2的过度排放导致酸雨和臭氧层破坏，从而引起荒漠化加剧、生物多样性减少等环境问题。
环境的破坏在很大程度上制约了人类经济社会的发展[1]。
世界各国都开展了针对新能源开发的研究和竞争，能源的供应和消费正在向着清洁化、高效化、多元化、全球化和市场化的趋势发展。
有研究者在19世纪便已发现细菌和藻类能够产生分子氢这一现象[2]，但无进一步研究。
而20世纪70年代的能源危机使各国政府和科学家们意识到寻求能够替代化石能源的迫切性，于是便开始研究生物制氢领域[2,3]。
生物制氢领域的各种现代生物技术的应用，大大推进了生物制氢技术的进一步发展[2]。
相较于众多可再生能源，氢能以其清洁、高效、安全和可持续发展的特点[4]，倍受关注。
氢能还具有一些突出的优点：
氢能的密度高，是汽油的2.68倍；若将氢能转化为动力，其热效率要比常规石化能源高30%～60%，因此将其作为燃料电池的燃料，效率可高出一倍[5]；还有一优势是：
太阳能、风能、水利、地热等都能转化为氢能；而且氢能便于存贮。
但与煤炭、石油、天然气等天然化石燃料不同的是，氢气不能直接从自然界获得，需通过水电解、光解、热解、生物制氢等方式制得。
传统水电解法制氢的原料来源非常广泛，通过提供电能将水分解制得氢气其效率效率可达75%～85%，其工艺简单，不产生任何污染物质。
但缺点是所需反应温度很高（1200℃），消耗电能大，运作成本高[6]，因此电水解法受到一定限制；光解水制氢利用了微藻及蓝细菌，以水为原料，以太阳能为能源，通过光合作用及其特有的产氢酶系的作用，将水分解为氢气和氧气[7]；以煤、石油及天然气等矿石燃料为原料制得氢气是目前主要的制氢方法；热解制氢是通过外加高温使水进行化学分解反应来产生氢气的方法。
生物制氢可利用有机废物为底物，降解了污染源，具有环保作用，同时节约了不可再生能等优点，广受世界能源研究者的青睐。
一般来说，生物制氢具有光合生物制氢和厌氧发酵制氢两种途径。
相较厌氧发酵制氢而言光合生物制氢过程制氢转化效率较低[8]，因此厌氧发酵制氢是主要的生物制氢方式。
目前厌氧发酵制氢主要是利用厌氧产氢-产酸菌对有机废水进行发酵降解，将有机质分解为有机酸（乙酸、丁酸等）和乙酸等产物，同时释放出发酵气体，即氢气和二氧化碳。
产氢单元可作为两相厌氧生物处理工艺中的产酸相[9]，使产酸相与产甲烷相得到分离，提高了利用有机废水能力，且保证了厌氧生物处理系统地运行稳定性，从而提高了产氢效能。
利用有机废水生产氢能这一技术的研究开发及推广应用，不仅有利于保护环境，回收能源，而且降低了成本，是一项集环境效益、经济效益和社会效益于一体的新型环保产业，具有广阔的应用和发展前景。
首先葡萄糖在转化成两摩尔丙酮酸的过程中释出NADH及生成或消耗ATP，所释出的NADH一方面被转化成能量以供细胞生长及活动所需，另一方面在代谢过程中或经氢酶及铁氧化还原蛋白酶的作用下又被转回NAD+并释出氢气产生生成的丙酮酸经反应转化成乙酰辅酶A，释放出甲酸或二氧化碳同时有氢气产生；而乙酰辅酶A将被转化成乙酸或乙醇，转化成乙酸的过程中有三磷酸腺苷（Adenosinetriphosphate,ATP）生成；转化成乙醇时则将消耗NADH及NADPH[14,15]。
因此转化为乙醇的途径不但无能量的生成，且会增加能量消耗。
微生物生长前期，细胞内需积累大量能量以供其生长，因此会偏向于生成乙酸的途径；但此途径不能氧化发酵过程中产生的“多余”NADH+H+，为保证细胞代谢正常，使得过剩的NADH+H+与其他产物发酵过程相耦联，从而使微生物体内有限的NAD+再生，以维持细胞内NADH+H+/NAD+平衡[16]。
在厌氧发酵制氢反应器中，环境因素的不同导致形成优势菌群的不同，从而表现出不同的发酵类型，发酵类型可分为丁酸型发酵、丙酸型发酵、乙醇型发酵和混合型发酵类型[17]。
1.3.1丁酸型发酵
丁酸型发酵制氢途径主要在梭菌属（Clostridium）如丁酸梭状芽孢杆菌（C.butyricum）下进行。
许多可溶性的碳水化合物（如葡萄糖、蔗糖、淀粉等）在严格的厌氧细菌或兼性厌氧菌的作用下经行丁酸型发酵。
其中出现的乙酸过程与丁酸循环机制耦联使之呈现丁酸型发酵。
其反应式如下：
1.3.4混合酸发酵
混合酸发酵类型所表现出的是介于以上三种发酵类型之间的一种过渡状态的发酵特征，因此代谢产物特征不明显，没有占明显优势挥发酸或醇，且发酵气体产量不多。
由于其末端产物的无优势性和不确定性，此发酵还有待进一步研究和发现。
氧化还原电位是检测生物制氢反应器是否正常运行的一个最佳参数，可及时反映系统运行的状况。
氧化还原电位可受多方面因素的影响。
氧分压越高则氧化还原电位越高，微生物对有机物的氧化及代谢过程中所产生的氢、硫化氢等还原性物质，会降低氧化还原电位[22,23]。
而环境中pH值也能影响氧化还原电位，pH值较低时，氧化还原电位高；pH值较高时，氧化还原电位低。
厌氧微生物的一些脱氧酶体系较低的ORP环境中才能保持活性。
因为这些酶对O2非常敏感，受氧化而失去活性，而厌氧微生物不具有过氧化物岐化酶和超氧化物岐化酶，无法抵御O2、H2O2等强氧化态的物质对菌体的破坏作用，故其生存要求较低的ORP值环境。
1.4.3金属离子
金属离子能够影响氢酶的结构和催化功能，铁元素影响发酵产氢的研究较多。
王勇（2002）[24]的研究表明，Fe参与了微生物产氢-产酸代谢中相关酶系的作用过程，可直接影响微生物的氧化及脱氢过程，并可诱导系统的发酵过程向平衡程度较高的乙醇型发酵类型转变。
他还发现，单质Fe要比Fe2+更加能够促进产氢效能。
林明（2002）[25]对多种金属离子的比较分析表明，事宜浓度的Fe2+、Ni2+、Mg2+有利于产氢菌株B49的生长并促进发酵产氢。
但是，当金属离子浓度超过一定范围时，将引起细菌中毒[26]。
1.4.4底物种类和浓度
培养基的离子浓度对厌氧反应器的制氢过程也有很大影响。
Liu[31]研究发现，C.pasteurianum产氢的最适离子浓度为10mg/L,离子浓度过高（100mg/L）,会使菌体的延滞期延长,并使菌体的代谢途径发生变化不生成氢气而生成挥发性脂肪酸。
Kumar[27]对阴沟肠杆菌IIT-BT08在产氢时底物利用情况进行了研究，发现蔗糖的最大产氢速率和比产氢速率均为最高。
Yokoi[28]对产气肠杆菌HO-39利用底物的情况的研究中法现最适宜的产氢基质为葡萄糖和麦芽糖。
1.4.5其他因素
除了上述讨论的主要影响因素外，F/M比、水力停留时间（HydraulicRetentionTime,HRT）、碱度、氧浓度、氨氮浓度和有机有毒物质等这些因素对厌氧发酵产氢也有一定的影响甚至抑制作用，其抑制作用与这些参数的浓度大小等密切相关，同时也与运行过程中溶液的pH值的变化有关。
利用成分复杂的有机废水和有机废弃物进行厌氧发酵制氢时，为能降低成本使产业化应用得以实现，必须考虑到复杂的基质成分，使得这些运行参数的调配和设计能够有利于提高厌氧发酵制氢效能。
因此这些因素对发酵产氢的共同作用需要进行深入的探讨和研究。
1.5产氢微生物的生长形式
按照微生物在反应器内的生长形式不同，微生物的生长模式主要可以分为以下几大类：
悬浮生长、附着生长和颗粒化生长。
1.5.1产氢微生物附着生长
微生物附着型生长，是指微生物在这类生长系统中附着在固相载体上并利用附着在载体表面及其空隙中的有机物形成生物膜，基质和其他营养物只能通过传质机理到达生物膜的内部被得以利用，Zhang等[31]对厌氧流化床反应器（AFB）进行了产氢微生物附着生长的研究，以颗粒活性炭（GAC）为载体，成功的实现了小试规模生物产氢。
1.5.2产氢微生物颗粒化
微生物可以在适合的条件下发生粘附、聚集作用，这是由其表面的物理化学特性决定的，本文中论及的微生物颗粒化专指厌氧微生物颗粒化的过程。
颗粒化过程是单一分散厌氧微生物聚集生长成颗粒污泥的过程，大体上可分为以下几个过程：
（1）细胞转移至惰性基质或其他细胞的表面；
（2）通过物理化学的作用力使细胞可逆地吸附到基质表面；（3）通过微生物的吸附物或者聚合物使细胞不可逆地附着在基质上；（4）细胞进一步繁殖，形成颗粒。
细菌与基体的吸引粘连过程，是颗粒污泥形成的开始阶段，也是决定污泥结构的重要阶段。
1.6发酵制氢工艺的研究
根据生物制氢反应器内微生物的生长方式，可以分为悬浮生长型反应器和附着生长型反应器。
主要有生流式厌氧污泥床（UASB）、连续流槽式搅拌反应器（CSTR）、填充床反应器和固定床反应器。
CSTR反应器是一种应用最广泛的连续流发酵生物制氢反应器之一，以其结构简单、运行稳定等优点广受关注。
在实验室中的众多研究使用最多的是CSTR。
升流式厌氧污泥床（UASB）反应器最大的特点是能够最大限度保持反应器内生物持有量，多用于处理高、中等浓度的有机废水。
与CSRT相比，UASB不需搅拌回流污泥所需的设备，节省空间和能耗。
1.7.1课题来源
本课题来源于上海市重点科技攻关项目（071605122），经费来源于韩伟老师在学校的毕业设计课题研究经费申请。
1.7.2选题依据和意义
氢气在燃烧时由于只生成水，而不产生任何污染物，相较于传统的化石能源，还具氢气还有能量密度高，热转化效率高，输送成本低等诸多优点，以一种理想的替代能源[32]。
而其中的厌氧发酵制氢具有不受光照限制、工艺简单、可利用的有机物范围广、产氢速率快等特点。
AAFEB对于含抑制生物降解有机物的废水具有较高的生物去除效率，泥中微生物菌株的驯化对难生物降解有机物的降解十分有利[33]。
EGSB反应器是在UASB反应器的基础上改良后的第三代厌氧生物反应器[34]，即保留了三相分离器，同时在UASB反应器的基础上增加了出水再循环部分，这使得它对多种有机污水有较高处理效率[35~37]。
EGSB采用较大的高径比，减小了占地面积，同时采用出水循环，使其配水孔口的流速更大，这样系统便更容易保证配水均匀[38]。
它的的出水循环部分给颗粒污泥床层充分膨胀提供了机会，污水与微生物之间充分接触的过程加强了传质效果，同时避免产生反应器内的死角和短流的[38]。
因此EGSB型反应器在高有机负荷情况下也可高效运行。
在污水处理领域应用多年，但发酵制氢的研究方向还比较少。
本实验就此进行研究，进一步探索EGSB反应器的制氢性能。
在实验启动期间，通过调节HRT、pH、COD浓度、碱度及氧化还原电位（Oxidation-ReductionPotential,ORP）等值可以实现发酵产氢菌、产酸产氢菌与产甲烷菌的动态与分离，从而提高反应器的产氢效率。
本文将采用膨胀床反应器，针对附着型和颗粒型膨胀床反应器的运行调控及其影响因素进行深入研究。
这些研究在技术角度上提高了生物制氢反应器的产氢能力，降低生物制氢过程的生产成本，从广度和深度上丰富和完善了发酵法生物制氢理论体系，为该类型反应器进一步扩大生产，实现发酵法生物制氢技术产业化提供宝贵的了理论经验。
1.7.3课题的主要研究内容
本研究采用膨胀床反应器，通过系统深入地研究附着型和颗粒型膨胀床反应器的运行调控及其影响因素来达到开发高效生物制氢反应器和提高单位体积反应设备产氢能力的目标，为厌氧发酵制氢实现规模产业化提供了一定的理论依据，主要研究内容如下：
（1）附着型膨胀床反应器的运行调控。
以多次曝气法预处理污泥作为反应器接种污泥，以最佳启动负荷启动，研究了附着型膨胀床的运行特性及产氢能力。
（2）颗粒型膨胀床的运行调控。
对颗粒型反应器进行运行调控，研究了其运行特性及产氢能力。
并初步探讨了成熟产氢颗粒污泥的表观特性。
（3）通过反应器产氢能力、系统运行稳定性、pH、碱度以及ORP值几方面的分析，对附着型和颗粒型膨胀床进行了比较分析，以参考较佳连续流发酵产氢的反应器类型。
图2.1所示的装置图为本研究所采用的连续流膨胀床生物制氢反应器，是一种高效发酵法生物制氢膨胀床设备，内设气-液-固三相分离装置及筛网和外循环装置，为反应区和沉淀区一体化结构。
图2.1膨胀床生物制氢反应装置示意图
进水蠕动泵从下部抽水入反应器,并在进水管周边布置直径为8mm的小孔,以达到均匀布水的目的。
上部沉淀区溢流出水，发酵气通过气体流量计进行测量。
反应器选用外径Φ70mm,内径Φ60mm的有机玻璃柱制成。
从下往上沿反应器高度均匀分布1#至7#七个采样口。
整个反应器容积约为9.5L，有效容积为3.35L，沉淀区为4.3L。
水封瓶中的吸收液用的是pH小于3的盐酸。
反应器在常温下运行,温度范围:
35±1℃，采用电热丝缠绕在反应器外壁的方式加热保温。
反应器通过回流控制上升流速，使床层膨胀率控制在10%～20%。
2.2.1源污泥
连续流生物制氢反应器接种的污泥均来沟底泥，混合污泥的初始浓度为5000mg/L。
经淘洗后放入70L的塑料筒内静置3天，每天排两次上清液，去除泥中的絮凝剂，第四天开始以进行间歇曝气培养，曝气2小时，停半小时。
定时排出上清液，进行活性污泥的培养（此期间加入了一些营养，如红糖、氯化铵、磷酸二氢钾等补充碳源、氮源和磷源，以加速活性污泥的培养）。
经过20多天的培养和驯化，污泥的絮状结构明显增多，在污泥驯化末期，颜色由驯化前的黑色变为黄褐色，污泥絮体沉降性能良好，当污泥的SS达7.75g/L，VSS/SS为0.69时接种进膨胀床反应器中。
2.2.2试验用底物
碳水化合物在近年来的已知文献中被报道为最适合进行生物制氢反应的基质[39]。
试验采用人工合成废水，以红糖作为有机碳源，按COD：
N：
P=1000：
5：
1的比例加入氯化铵（NH4Cl）和磷酸二氢钾（KH2PO4）作为氮源和磷源[40]。
制备模拟有机废水时，每次用水现用现配，以避免配好的水在配水箱内发生降解。
2.3.2有机酸组分及含量
有机酸组分及含量采用气相色谱仪（GC-122型）分析，气相色谱分析条件：
色谱配置2m×φ5mm不锈钢螺旋柱，内装2%H3PO4处理过的GDX-103担体（60～80目），载气（氮气）流量50mL/min，燃气（氢气）流量50mL/min，助燃气（空气）流量500mL/min，柱温190℃，汽化室温度220℃，检测温度220℃。
测定前样品预处理：
水样经离心或用普通定性滤纸过滤后，取5mL，同时加入6mol/LHCl或H2SO41～2滴进行酯化处理。
表2.3为标样与液样的测定结果。
2.3.3氧化还原电位
氧化还原电位简写为ORP，单位伏（V）或毫伏（mV），通常是用一个铂丝电极与一个标准参考电极同时插入待测体系中测得，电极显示的电位差在一个敏感的伏特计上读出。
采用pHS-25型酸度计测定时，单位为mV，正极接饱和甘汞电极，负极接铂电极，所测结果为负值。
待通水一段时间，装置内气泡被排净，显示值稳定后测定。
源污泥取自污水处理车间产酸反应器及好氧交叉流反应器的混合污泥。
源污泥经过多次曝气预处理，然后取上述处理后污泥作为接种污泥，接种量1L，污泥浓度MLVSS为8.49g/L。
本试验采用的细胞附着载体为GAC[43]，颗粒用筛子进行筛分，筛取所得的载体颗粒直径为1.5～2.0mm。
GAC颗粒的物理特性如下：
真密度=1420g/L；比表面积=1200～1350m2/g；堆积密度=450～500g/L。
3.1.1反应器的启动及运行
反应器的启动负荷OLR为10kgCOD/m3·d，进水COD为2000mg/L；容积负荷是通过增加进水COD浓度（从2000mg/L到10000mg/L）或者缩短水力停留时间（HRT）（从6h到1h）来逐步实现的。
运行阶段中，pH值未作人工调节。
产氢速率（HydrogenProductionRate,HPR）和氢气产率（HydrogenYield,HY）是衡量连续流生物制氢反应器运行特性的两项重要指标。
HPR是指单位时间内单位体积反应器产生的氢气量，单位为L/L·h，HRP反映了反应器的工作效率；HY是单位摩尔底物产生的氢气量，单位是mol/mol-蔗糖，反映了底物利用效率。
图3.1为HPR和HY随HRT和底物浓度的变化规律。
试验得知，产生的发酵气主要为氢气和二氧化碳，未检测出甲烷。
实质上，HRT和底物浓度共同构成了有机负荷OLR，而由图可知，OLR的变化对HPR和HY影响很大。
OLR=10～110kgCOD/m3·d时，HPR和HY均随OLR的升高而升高。
且OLR=110kgCOD/m3·d时，系统获得最大产氢速率和氢气产率，分别为HPR=0.68L/L·h和HY=2.89mol/mol-sucrose。
在运行至11～15d时，OLR增加到168kgCOD/m3·d时，HPR和HY都有明显的降低。
一些研究表明[44,45]，底物浓度较高会降低氢气产量，跟本试验中观察的现象如出一辙。
OLR增加到168kgCOD/m3·d属于超负荷现象，所以在随后的试验中降低OLR使得反应器恢复正常运行。
在运行20～31d期间的平均产氢速率为0.66L/L·h。
图3.1HPR和HY随HRT和底物浓度的变化规律
3.1.3pH值和碱度（ALK）的变化规律pH
值和碱度是生物制氢反应器运行调控的重要影响因素。
因此，在生物制氢反应器中，碱度在一定程度上影响着发酵途径从而影响了微生物活性和产氢效率，是反应器状态调控的关键因素。
Fang等[46]的静态试验研究表明，发酵产氢最佳pH为5.5；Khanal等[47]的研究也提出，发酵产氢最佳pH为5.5～5.7。
任南琪[48]指出利用糖蜜废水连续流发酵制氢的最佳pH值范围为4.2～4.5；Lay等人[49]以淀粉废水为底物，得出厌氧发酵法生物制氢的最佳pH值发生在4.7～5.7的范围。
本研究得到的最佳pH值范围为4.2～4.4，这与Li等[50]的研究结果十分相符。
可见由于操作条件的不同导致反应器内部微生物形成不同的优势菌群造成最佳pH的范围差别很大。
在本试验中，未检测到甲烷气体，不仅说明预处理过程中有效杀灭了耗氢菌，且较低的运行pH值不利于甲烷菌存活从而抑制了产甲烷过程的进行。
在反应器发酵产氢的不同阶段，发酵产物成分不同，而厌氧发酵系统中的碱度的组分也因此改变。
在启动初期0～10d时，由于反应器内主要进行微生物的复制繁殖，需要适应厌氧环境，所以VFA和发酵气产量（包括CO2）都很低，而碱度是体系中CO2，[HCO3-]和VAFs的平衡体系，与系统产生的CO2成负相关，因此，此阶段无需缓冲作用导致系统碱度很低，且只有150～200mg/L左右。
随着微生物逐渐驯化适应厌氧发酵产氢环境，利用底物能力增强，所以系统产生大量的VFAs和CO2，使碱度因需做缓冲作用而突然降低，这便解释了表3.2中碱度表现出先下降后上升的趋势。
后阶段由于微生物形成稳定群落，得以稳定产氢，挥发酸也高达至一定值，所以碱度也较高，达到220～320mg/L。
在运行第20d左右，由于系统经历冲击负荷影响，碱度体系被破坏，随着OLR的下降，系统碱度有恢复稳定，此时碱度约为310～320mg/L。
碱度的稳定增强了系统抗冲击负荷的能力，保证了生物制氢系统的稳定运行。
丁酸型发酵在已有研究中被广泛，尽管乙醇型发酵具有很多优势，但过往的研究比较缺乏。
图3.2为液相末端产物变化与HPR的关系，从中可以看出，系统内的微生物群落结构发生了一系列的发酵类型的转化。
启动初期0～10d，由于系统内微生物要适应厌氧环境，此时的产氢活动并不明显，系统表现出混合酸发酵。
在此阶段，乙醇的产量很低，仅为42～80mg/L，而乙酸、丙酸和丁酸的产生过程非常活跃，分别为75～159mg/L，59～189mg/L和96～212mg/L。
在运行中第10d到第15d，随着OLR的逐渐升高，丁酸产量开始显著提高，丙酸产量逐渐降低，最终形成了丁酸型发酵。
此时丁酸和乙酸的含量占总液相末端产物的52.3%，而此时HPR也升高到0.04L/L·h。
运行第15d以后，OLR开始大幅度提高，此时乙醇产量开始明显上升，而丁酸产量开始下降。
运行第20d时，乙醇和乙酸的含量占总液相末端产物的64.7%，HPR上升至0.06达到正常运行负荷。
运行第25d以后，乙醇和乙酸的平均含量百分比已达到80.1%。
图3.2液相末端产物变化与HPR的关系从生化反应热力学观点来看，复杂有机物水解成单糖的反应均可自发进行，但由于反应环境差异，最终形成不同的产氢阶段。
在有机底物氧化过程中，氢载体NAD+或NADP+接受氢的NADH或NADPH不能通过电子传递系统得到氧化。
因此产乙酸过程经常与产丁酸过程和产乙醇过程相耦联，并表现为丁酸型发酵，当产乙酸过程与产乙醇过程相耦联时，就表现为乙醇型发酵。
而乙醇型发酵对于连续流混合培养生物制氢是非常有利的选择。
与其它反应器的运行条件相比，附着型膨胀床之所以能在低pH条件下（pH=4.2～4.4），维持高效稳定运行，与GAC载体的添加是密切相关的。
微生物以生物膜的形式附着在GAC表面及孔隙中。
GAC是多孔结构，使得载体孔隙内外存在着酸度梯度、底物浓度梯度等，使得载体内部的pH值高于发酵液，所以GAC载体在一定程度上，有效的保护了微生物免受外界恶劣环境条件的影响。
而且，反应器内较高的生物持有量也为其在高负荷下稳定运行提供保障。
分析可知，附着型膨胀床的优势在于在较高的容积负荷和较短的HRT条件下，可以保持较高的生物量，从而稳定运行和产氢。
以附着型膨胀床生物制氢反应器为研究载体，主要探讨了在启动负荷为10kgCOD/m3·d下，反应器的运行分析；并结合上述结果进行了反应器的运行调控，得到以下结论：
以多次曝气法预处理的污泥为接种污泥，控制启动容积负荷为10kgCOD/m3·d启动附着型膨胀床，经过31d的运行，在运行容积负荷控110kgCOD/m3·d左右，pH平均值为4.2～4.4的条件下，反应器的平均产氢能力为0.66L/L·h，最大氢气产率达到2.89mol/mol-蔗糖。
4.1颗粒型膨胀床连续流产氢研究
试验废水采用糖蜜废水。
接种污泥为污水排放沟底泥和本实验室正在运行IC反应器内的厌氧产甲烷颗粒污泥粉碎后混合，接种量1L，污泥浓度MLVSS为8.47g/L。
本试验采用粉末活性炭作为晶核载体，直径为0.05~0.1mm。
粉末活性炭的物理特性如下：
真密度=1420g/L；比表面积=1650~1800m2/g；堆积密度=650~700g/L。
4.1.1反应器的启动与运行
厌氧活性污泥在启动初期对底物有一个选择和适应过程，这个过程中微生物互相竞争底物并产生能量，获得适宜生长的生态位，此阶段系统表现为混合酸发酵（图4.1）。
随着OLR的提高，且微生物开始适应环境，第6d开始形成丁酸型发酵；在运行至第15d，液相末端发酵产物中乙醇含量快速升高，而且趋于稳定，占液相末端发酵产物总含量的50.1%左右，产氢量也比较高，说明以反应器中产氢产酸产乙醇为主的优势菌群已经形成。
本实验为研究该反应器高OLR下的运行特性，提高负荷至90kgCOD/m3·d时，发生出水水质恶化，可以观察到出水中生物量明细流失的现象。
针对这一现象，我们在试验中采取降低OLR到75-80kgCOD/m3·d左右的方案，经过约1周左右的适应，反应器恢复稳定运行，此时产氢恢复并平稳上升。
这说明控制适宜的容积负荷是颗粒型膨胀床得以成功启动和稳定运行的关键因素。
系统从第25d后的乙醇型发酵，生物制氢系统中乙醇和乙酸的含量占挥发酸总含量80%以上，而此时丁酸、丙酸和戊酸的含量均低于20%。
4.1.2反应器的产氢能力
颗粒型膨胀床制氢系统的产氢能力
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