有機廢棄物厭氧共發酵制氫研究進展

陳宏，吳軍，陳晨，涂智，禹麗娥，楊恩喆，楊敏，肖本益

（1 長沙理工大學水利工程學院，洞庭湖水環境治理與生態修復湖南省重點實驗室，湖南長沙410114；2 中國科學院生態環境研究中心，北京100085；3 長沙民政職業技術學院，湖南長沙410004；4 中國科學院大學，北京100049）

不可再生的化石燃料在當前人類能源結構中的占比高達87%，由此導致了臭氧層破壞、全球變暖以及酸雨等嚴重的環境問題[1]，所以開發可持續且環境友好的新能源顯得尤為必要。氫氣以其高熱值（熱值約為化石燃料2.75 倍[2?3]）、無污染和可再生的特性，被普遍認為是化石燃料的良好替代品[4]；預計到2025 年其在能源市場上的占比將達到8%～10%[5]。目前超過80%的氫氣市場供給采用了化學制氫法[5]，但是它存在成本高、經濟價值低和可持續性差的缺點[6]。因此，尋找低能耗和可持續的制氫技術迫在眉睫。

厭氧發酵制氫是指產氫菌在厭氧環境中利用氫化酶將質子（H+）還原成氫氣（H2）的過程[7]。它可以在常溫常壓下進行，不需要投入過多能量[8]，具有經濟性好和可持續的優點。此外，由于餐廚垃圾、污泥（包括市政污泥、剩余污泥以及厭氧污泥等）、畜禽糞便、農作物秸稈等種類繁多的有機廢棄物大量排放，給全球人類帶來了巨大的環境壓力。利用有機廢棄物進行厭氧發酵制氫，既能獲得氫氣又可實現有機廢棄物的資源化利用。根據底物組成類型，可將厭氧發酵制氫分為單一底物的厭氧單發酵制氫和兩種及以上不同類型底物的厭氧共發酵制氫。通常，厭氧單發酵制氫存在營養元素不均衡及氨氮、硫等毒性抑制和微生物功能菌群結構單一等缺點，無法滿足產氫菌的最佳代謝條件導致氫氣產率下降的問題。然而，厭氧共發酵制氫通過互補營養元素、降低抑制或毒副作用以及提高微生物多樣性、產氫菌豐度及活性等途徑可以消除上述缺點，進而有效提高氫氣產率[9?11]。

利用Web of science 數據庫采用文獻計量法[12]，以“發酵”和“氫氣”以及“共發酵”和“氫氣”為主題分別對2000—2019年發表的論文（圖1）檢索發現，近十五年來關于發酵制氫和共發酵制氫的研究較多，且呈逐年增加的趨勢；其中共發酵制氫在發酵制氫中的占比逐年增加，說明發酵制氫是目前研究的一個熱點，而共發酵制氫越來越受到廣泛重視。

圖1 近二十年發酵制氫文獻年發表量

盡管目前已經存在不少關于有機廢棄物厭氧共發酵制氫的文獻報道，然而它們大部分局限于使用幾種特定底物作為研究對象，缺乏不同底物厭氧共發酵制氫的綜合分析與比較，且部分研究結果仍存在爭議，尚需綜合分析、全面總結以厘清有機廢棄物共發酵制氫工藝特征及其進展。因此，本文通過歸納比較不同底物厭氧共發酵制氫的優點和影響因素，綜合分析了其主要工藝參數與典型系統的運行特性，并展望了未來的研究方向，可為有機廢棄物厭氧共發酵制氫技術研發與應用提供參考依據。

1 有機廢棄物厭氧共發酵制氫的優點

相比于厭氧單發酵，有機廢棄物共發酵具有更高的氫氣產率，這是因為厭氧共發酵制氫具有互補營養元素、降低抑制或毒副作用和提高微生物多樣性、產氫菌豐度及其活性等優點。

1.1 互補營養元素

碳（C）和氨（N）是產氫菌生長和代謝所必需的大量營養元素，是產氫菌細胞結構的重要組成部分。有機廢棄物中含C量與含N量的比值稱為碳氮比（C/N，質量比），通常認為其最適宜范圍是12～17[13]。市政污泥的C/N 為4～10[14]，而秸稈類農業廢棄物的C/N往往大于40[15]。由于產氫菌通常不能適宜單一底物的C/N，因此將高C/N 和低C/N 的有機廢棄物按照一定混合比制成共發酵底物，可以獲得適宜的C/N從而提高氫氣產率。Yang等[16]利用廢棄花卉（C/N=20.7）和市政污泥（C/N=5.4）按照90∶10（干基，VS）的混合比獲得共發酵氫氣產率高達39mL/g VSadded，比廢棄花卉和市政污泥單發酵分別提高了30%和460%。

另一方面，鈣（Ca）、鎂（Mg）、鎳（Ni）和鐵（Fe）等金屬元素是產氫菌生長和代謝所必需的微量營養元素，它們不僅可以促進產氫菌生長、增強產氫酶活性，部分金屬元素甚至還能直接參與產氫過程[17]。一定量的金屬營養元素往往會對發酵制氫起到重要作用[18?19]，但是由于部分有機廢棄物（如食品廢棄物、秸稈等）缺少上述金屬元素，在其單發酵時則需通過額外添加來彌補重要元素不均衡的問題。Gadhe 等[20]發現在乳制品廢水單發酵制氫過程中添加50mg/L Fe2O3和10mg/L NiO 可將氫氣產率分別提高24.0%和16.0%，而同時添加則能提高到27.1%。因此，分別將少含和富含金屬營養元素的物質（如市政污泥[11]、豬糞糞便[21]等）混合后共發酵可以有效避免因微量元素缺乏而導致氫氣產率低下的問題。

1.2 降低抑制或毒副作用

不同有機廢棄物通常含有不同的有毒有害物質或其前驅物質（如氮、硫、重金屬以及油脂），分別在厭氧單發酵制氫時因含有或釋放形成相對較高的濃度而造成抑制或毒副作用，導致氫氣產率降低。因此，將某種有毒有害物質含量存在差異的不同有機廢棄物進行厭氧共發酵制氫，可以有效稀釋其濃度和減輕抑制或毒副作用，提高產氫菌活性和氫氣產率。

氮是微生物的必需元素，然而高含氮有機廢棄物經發酵產生高濃度氨氮，從而抑制產氫酶的活性并影響氫氣產率[17]。高含氮有機廢棄物主要有畜禽糞便、食品廢棄物以及市政污泥，其氮含量分別為3～9g/kg、7～8g/kg 和2～9g/kg[22]，容易導致氨氮抑制問題。將高含氮與低含氮有機廢棄物（農作物秸稈等）進行厭氧共發酵，可以有效控制發酵液的氨氮濃度，獲得較高的氫氣產率。Yang等[11]證明楊樹葉與市政污泥進行共發酵（80∶20，VS）可以有效避免污泥單發酵造成的氨氮抑制問題。

硫酸鹽在厭氧條件被硫酸鹽還原菌還原成硫化氫（H2S），能穿透產氫菌的細胞膜，使其胞內功能蛋白變性，從而對產氫菌造成嚴重的毒性抑制[17]。低濃度的溶解態硫（如50mg S2?/L）可以明顯抑制產氫菌活性，高于100mg S2?/L 可以導致產氫菌完全失活[23]。富含硫的有機廢棄物包括畜禽糞便[24]和海水淡化廢水及污泥等[25]，若采用厭氧單發酵制氫可能會出現硫的抑制問題，而與低含硫量有機廢棄物混合共發酵則可以有效稀釋硫濃度進而提高氫氣產率。

重金屬會限制產氫菌生長代謝過程必需元素和離子的轉移，甚至直接破壞細胞膜，因此形成很強的毒害作用[26]，直接影響到氫氣產率及底物轉化率。銅（Cu）、鉻（Cr）和鋅（Zn）對產氫菌的毒性閾值分別為3mg/L、15mg/L 和0[27]。富含重金屬的有機廢棄物包括市政污泥和畜禽糞便等，其中Cu、Cr 和Zn 的 含 量 分 別 為2.5～741mg/kg、2.8～2855mg/kg 和 1.3～2436mg/kg[28]及 3.6～916mg/kg、0.7～6603mg/kg和11.8～3692mg/kg[29]。通過有機廢棄物共發酵可以減輕或避免重金屬抑制作用進而提高氫氣產率[30]。

油脂適用于厭氧發酵制氫，但是由于其水解后形成長鏈脂肪酸并附著于細胞膜表面，阻礙產氫菌與胞外環境的正常物質交換，進而降低了產氫菌活性和氫氣產率[31?32]。富含油脂的食品廢棄物在單發酵存在較大的油脂抑制風險[33]，而將其與其他類型的有機物厭氧共發酵制氫，則可以有效降低油脂抑制的風險。Cheng 等[9]將富含油脂的食品廢棄物與市政污泥混合（3∶1，VS）進行厭氧共發酵，所得氫氣產率分別比各自單發酵制氫提高了17.00%和875.42%。Abreu 等[34]也發現單一食品廢棄物發酵因脂肪含量較高導致氫氣產率降低，而添加園林廢棄物的共發酵可以明顯提高氫氣產率。

此外，畜禽糞便、污泥（市政污泥、剩余污泥等）中往往含有表面活性劑、雌激素等物質，這些物質通過阻礙物質傳遞、抑制微生物活性等作用對產氫性能造成負面影響[35]。產氫菌利用可代謝基質并獲得能源可有效降解該類有毒物質（即共代謝）[36]，劉娜等[37]認為投加可代謝基質可以有效地提高產酸菌（產氫菌）活性并增加其對印染廢水的酸化能力。因此，共發酵的其他有機廢棄物可以為產氫菌提供更多的可代謝基質，從而提高糞便、污泥等物質的產氫能力。

1.3 提高微生物多樣性、產氫菌豐度及活性

發酵制氫是多種微生物菌群協同利用有機物產氫的過程，而菌群種類數量過少則不利于有機物水解及產氫過程，甚至會影響產氫菌的活性。農作物秸稈富含纖維素、半纖維素和木質素，經水解后生成單糖，具有很好的產氫潛力[38]，但是往往因為水解是產氫的限速步驟和氮源缺乏問題導致氫氣產率較低[39]。而畜禽糞便含有來自動物消化道的腸道菌群，能夠促進纖維素類水解過程，因此將農作物秸稈和畜禽糞便混合進行共發酵則可以提高氫氣產率[40]。此外，對于部分有機廢棄物（工業廢水污泥）中含有的有機毒物，腸道菌群可與產氫菌具有協同作用，促進有機毒物的降解并提高產氫菌活性及氫氣產率[41]。

厭氧共發酵可以有效提高產氫菌的豐度。Yang等[11]發現市政污泥和落葉厭氧共發酵制氫系統的產氫菌豐度（70.1%梭狀芽胞桿菌，14.4%腸球菌）比污泥單發酵（12.5%梭狀芽胞桿菌，3.4%腸球菌）有明顯提高。

另外，有機廢棄物厭氧共發酵還可以有效促進微生物活性。發酵制氫系統的微生物活性可用脫氫酶活性來指示[10]。Yang等[10]利用黑麥草和市政污泥厭氧共發酵制氫發現污泥單發酵的脫氫酶活性較低[1.69mg/(g VSS·d)]，而加入黑麥草之后則大幅增加[4.2～12.1mg/(g VSS·d)]。

2 厭氧共發酵制氫的工藝參數

有機廢棄物厭氧共發酵制氫的主要工藝參數有底物混合比、有機負荷、發酵溫度、水力停留時間（HRT）、pH 及其他因素（如固液比、攪拌方式和反應器類型）。近年來關于市政污泥與食品廢棄物、纖維素類有機廢棄物共發酵工藝研究較多，而畜禽糞便共發酵相關文獻則較少，極少有報道中試規模及以上的共發酵制氫，將其歸納總結后列于表1。

2.1 不同廢棄物混合比

不同廢棄物混合比對共發酵制氫有重要影響，合適的混合比可以提高共產酵的氫氣產率。富含淀粉的食品廢棄物[9]和纖維素類農作物秸稈的有機廢棄物[42]占主要比例，這是因為碳水化合物比脂肪和蛋白質具有更高的產氫潛力[17,41]。采用污泥和畜禽糞便作為厭氧共發酵制氫的底物之一時，因N含量較高使得其占比一般低于50%，以10%～30%居多；而另一種底物如纖維素類有機物或食品廢棄物則通常占比70%～90%和50%～80%。若混合比不合適則不能有效提高甚至出現低于單發酵的氫氣產率。Cheng 等[9]研究發現食品廢棄物和市政污泥共發酵制氫的最佳混合比（3∶1，VS）對應最高的氫氣產率（174.6mL/gVS），而在2∶2、1∶3 和0∶4 的混合比例下均低于食品單發酵氫氣產率（149.3mL/gVS）。

2.2 有機負荷

有機負荷是影響發酵制氫的一個關鍵參數，不同共發酵廢棄物的最佳有機負荷不同。為了節約建造與運行成本，發酵制氫通常被設計在較高的有機負荷條件下；但是過高的有機負荷會導致大量產生揮發性脂肪酸（VFAs）進而抑制產氫菌活性和氫氣產率降低[49]，因此必須優選有機負荷參數。厭氧共發酵制氫的有機負荷通常為10～40g VS/L；但是不同有機廢棄物底物往往對應不同的最佳有機負荷。Yang 等[14]通過研究中溫條件下不同有機負荷（5g VS/L、10g VS/L、20g VS/L、30g VS/L、40g VS/L、60g VS/L 和80g VS/L）的市政污泥和草渣（3∶7，VS）的厭氧共發酵制氫性能發現，在最佳有機負荷（10g VS/L） 條件可以得到的氫氣產率為45.6mL H2/g VSadded。Liu 等[43]采用CSTR 反應器對高溫條件下不同有機負荷（9.1g VS/L/d、19.0g VS/L/d、29.3g VS/L/d 和39.6g VS/L/d）的食品廢棄物和市政污泥（54∶46，VS）進行了厭氧共發酵制氫，得到的最佳有機負荷為39.6g VS/(L·d)。

2.3 發酵溫度

產氫菌對于發酵溫度較為敏感。不同溫度發酵系統的微生物群落和優勢產氫菌群往往不同[50]。有機廢棄物厭氧共發酵制氫多為中溫發酵，其次為高溫發酵，常溫和超高溫發酵則較少，這主要因為中溫具有經濟高效的優點[12,51]。然而，厭氧共發酵制氫的廢棄物組成會影響最佳發酵溫度。對于富含難降解的物質如纖維素等的廢棄物，通常采用高溫發酵可以加快水解、提高產氫效率[52]；但是對于富含易降解物質如淀粉等的廢棄物，采用高溫則會由于降解過快造成VFAs 大量積累而抑制產氫菌活性。Arslan 等[53]通過研究中溫（37℃）和高溫（55℃）條件下剩余污泥與廢米飯（1∶1，TS）厭氧共發酵制氫，發現中溫條件的產氫效果更好；而劉頔[54]則發現玉米秸稈和污水廠剩余污泥（2∶1，TS）的厭氧共發酵在中溫條件（37℃）下的產氫效率極低（氫氣濃度＜1%），約兩周后產氫終止；而在高溫條件（55℃）下可獲得穩定且高效的產氫效率。

表1 有機廢棄物厭氧共發酵制氫工藝及運行特性

2.4 HRT

合理選擇HRT 有利于維持優勢產氫菌群的選擇壓和控制建造運行成本。通常，產氫菌的世代時間較短，而耗氫微生物則較長，厭氧共發酵制氫系統維持較短的HRT有利于淘汰耗氫微生物從而利于氨氣的回收[55]。連續運行的厭氧共發酵制氫系統一般維持在1.5～3 天的HRT；因為時間過短會影響產氫菌的底物利用，而過長則會導致耗氫微生物生長并增加建造運行成本。Nam等[44]發現HRT對于食品廢棄物和市政污泥（80∶20，VS）厭氧共發酵系統的氫氣產率有重要影響，在1.5～2 天時氫氣產率會隨HRT 增加而增加（21～62mL/g VSadded）；而增大至3 天時則因耗氫微生物?同型產乙酸 菌（homoacetogenesis） 的 生 長 而 急 劇 下 降（13mL/g VSadded）。

2.5 pH

產氫菌對于pH極為敏感。pH變化可以導致微生物群落和產氫菌代謝途徑的改變以及產氫酶活性的降低[17]。pH 為4.5～6.0 被認為是厭氧共發酵制氫的最佳范圍[55?57]。厭氧共發酵制氫研究通常將初始pH調節到7左右，而對發酵過程pH不加控制；或者對厭氧共發酵全過程調節pH在5.5左右。這主要是因為厭氧共發酵過程產生的VFAs 會導致pH 降低，初始pH 調節得過低或過高均會偏離產氫的適宜范圍。受共發酵底物組成和發酵溫度等因素影響，最佳的初始pH 不盡相同。Jamil 等[58]通過對不同pH 條件的食品廢棄物和棕櫚油廠廢水污泥（1∶1，體積比，VS）共發酵制氫研究發現，初始pH 為4.5 時可獲得最大的氫氣產率（0.26mL/mL混合底物）。而Robledo?Narváez 等[59]則發現在初始pH 為6.65 時，甘蔗渣、菠蘿皮和市政污泥（70∶15∶15，VS）共發酵制氫系統具有最高的氫氣產率（3mmol/g 干底物）。

2.6 其他影響因素

當前關于有機廢棄物共發酵制氫的研究報道數量有限，但是通過對比單發酵制氫可以推測，固液比、攪拌方式和反應器類型等因素對于共發酵制氫過程也有較大影響。

2.6.1 固液比

不同類型的發酵底物往往具有不同的適宜固液比（通常用TS 表示）。低固液比會增加運行成本，而高固液比會導致共發酵底物流動性變差，不利于產氫菌與有機廢棄物的充分混合。產氫菌代謝途徑會因發酵底物固液比的變化而改變。Motte 等[60]利用麥草發酵制氫表明，在低固液比（10%～14%）和高固液比（19%～28%）時，產氫菌同時具有乙酸和丁酸代謝途徑，而在超高固液比下（28%～33%）則以丁酸代謝途徑為主。Ghimire等[61]對不同固液比（10% TS、15% TS、20% TS、25% TS 和30%TS）的食品廢棄物進行厭氧發酵制氫研究發現，當固液比大于15%時微生物以乳酸代謝途徑為主并造成氫氣產率的急劇降低。

2.6.2 攪拌方式

適宜的攪拌速度有利于提高系統的氫氣產率和運行穩定性。Chou等[62]通過考察不同攪拌速度對啤酒酒糟厭氧發酵制氫研究發現，當攪拌速度提升到120r/min 時有利于氫氣產生（13mL/g VS），再增大攪拌速度因發酵液流態由層流變為紊流反而大幅降低氫氣產率并導致系統不穩定。

2.6.3 反應器類型

反應器類型對發酵液的流態、三相（固、液、氣）傳質過程以及產氫菌種類都具有較大影響[63]。常用于厭氧發酵的反應器有連續攪拌槽式反應器（CSTR）和上流式厭氧污泥床反應器（UASB）[64]。CSTR 可以均勻混合有機廢棄物和產氫菌；UASB則具有較高的產氫菌豐度，它們往往因不同的底物組成表現出不同的厭氧發酵性能。Gavala 等[65]比較了葡萄糖在CSTR 和UASB 中的厭氧產氫性能，發現后者在氫氣產率、發酵液pH、葡萄糖消耗率以及產氫菌代謝產物等方面表現出更好的穩定性，氫氣 產 率 也 更 高[ 分 別 為8.42mmolH2/(h·L) 和19.05mmolH2/(h·L)，HRT=2h]。Jung 等[66]通過咖啡廢水的厭氧發酵制氫研究發現，CSTR可以快速啟動厭氧發酵反應，其連續運行7天后的活性污泥（富含產氫菌）顆粒尺寸與UASB連續運行50天的相當。

由此可知，不同有機廢棄物混合比、有機負荷、發酵溫度、HRT、pH 以及固液比、攪拌方式和反應器類型是影響有機廢棄物共發酵制氫的重要影響因素。其中混合比、有機負荷和發酵溫度常因有機廢棄物的組成不同而體現差異性。良好的有機廢棄物共發酵制氫體系應對應含有較多的碳水化合物類有機廢棄物（70%～90%）的底物，有機負荷為10～40g VS/L，進行高溫（難降解物質）和中溫（易降解物質），而對應HRT不宜過長（0.8～3.0天），初始pH為7.0左右，從而滿足產氫菌生長代謝的最適宜條件，有效提高氫氣產率。

3 厭氧共發酵制氫系統的運行特性

有機廢棄物厭氧共發酵制氫系統的運行特性主要以氫氣產率和氫氣濃度等氣相指標與發酵液pH、氨氮和揮發性脂肪酸（VFAs）及其組成等液相指標來表征（表1）。相較于發酵液pH和氨氮等指標不太受重視，厭氧共發酵制氫系統的氫氣產率、氫氣濃度及VFAs等指標得到了較為廣泛的關注。

3.1 氫氣濃度和氫氣產率

有機廢棄物厭氧共發酵制氫的氫氣濃度（體積分數）通常處于50%～60%、氫氣產率為30～180mL/g VS（多為30～60mL/g VS）范圍。它們與有機廢棄物厭氧共發酵制氫的工藝參數密切有關，如共發酵底物混合比、發酵溫度和初始pH 等。富含易水解糖類物質（如淀粉）的發酵底物往往具有較高的氫氣產率和氫氣濃度。宋梓梅[46]將雞糞分別與土豆皮、香蕉皮、廢棄白菜、廢棄油麥菜以及筍葉均按1∶1（VS）混合后進行厭氧共發酵制氫，結果表明雞糞與土豆皮厭氧共發酵制氫時的氫氣產率（40.24mL/g VS）和氫氣濃度（37.68%）均為最高值。

3.2 發酵液pH、揮發性脂肪酸和氨氮

此外，VFAs 的組成及含量與產氫菌代謝途徑直接相關，可以間接指示厭氧發酵制氫的氫氣產率及其運行穩定性。乙酸和/或丁酸是有機廢棄物共發酵制氫系統中的主要VFAs，通常共占比達50%～95%。較高的乙酸/丁酸占比往往伴隨著更多的氫氣產生，當分別為葡萄糖的發酵代謝產物時，其理論氫氣產率為4mol H2/mol或2mol H2/mol[68]。

由此可知，有機廢棄物共發酵系統中氫氣濃度通常為50%～60%、氫氣產率多為30～60mL/g VS，而發酵液pH、NH4+?N 和VFAs 濃度及其組成等指標可以反映發酵系統的運行穩定性。在穩定運行的發酵系統中，發酵液pH 通常為5～6，乙酸/丁酸為最主要的VFAs（50%～90%），而N?N和VFAs濃度會各不相同。

4 功能微生物及其產氫特性

產氫菌的種類及豐度對有機廢棄物厭氧共發酵制氫性能起到決定性作用，其種類主要有梭狀芽胞桿菌屬（Clostridium）、 芽孢桿菌屬（Bacillus）、腸桿菌屬（Enterobacter）以及嗜熱厭氧菌屬（Thermoanaerobacterium）等（表2）。產氫菌的來源廣泛，如畜禽糞便、深層土壤、垃圾填埋場、堆肥場以及厭氧污泥等[70]，而厭氧污泥通常被用作共發酵制氫系統的接種污泥，因其含有大量的高活性產氫菌[71]。然而，耗氫菌與產氫菌往往同時共存于接種物中，前者會快速利用氫氣生成甲烷等其他產物。因此非常有必要在共發酵制氫體系啟動前期對其接種物進行預處理[71]，誘導部分產氫菌形成孢子保留活性而使得耗氫菌直接被滅活；形成孢子的產氫菌接種后就能恢復活性，以此實現產氫菌的富集[72]。目前接種物預處理的方法有氯仿、超聲波、酸、堿以及熱預處理等[73]。其中，熱預處理為常用方法，因其具有簡單和易于操作的優點，并且高溫條件下耗氫菌的細胞膜和細胞壁蛋白質變性容易被滅活[71]。產氫菌種類與接種物來源及其預處理方法直接相關。Cui 等[73]發現厭氧污泥經酸預處理（pH=3，24h）后，發酵制氫體系的優勢菌群為梭狀芽胞桿菌；而Hu 等[74]發現厭氧污泥經熱預處理（121℃，20min）后則為芽孢桿菌。當連續共發酵制氫系統穩定運行后，通過設置較短HRT 和監控發酵液pH，通常不會出現耗氫菌難以控制的問題。

表2 有機廢棄物厭氧共發酵制氫系統的主要功能菌群

發酵溫度對有機廢棄物厭氧共發酵系統中的產氫菌種類有較大影響。Karadag 等[75]證實了在發酵溫度為37～45℃、50～55℃和60℃時優勢產氫菌分別為梭狀芽胞桿菌、芽孢桿菌和嗜熱厭氧菌。梭狀芽胞桿菌在中低溫和高溫的有機廢棄物厭氧共發酵系統中都能存在，主要由于其對溫度變化具有良好的適應能力，可以活躍在11～53℃的溫度范圍[76?77]；甚至在超高溫（70℃）厭氧發酵制氫系統中仍為優勢產氫菌[78]。其他產氫菌所適溫度范圍較窄，如腸桿菌、芽孢桿菌和嗜熱厭氧菌屬分別為30～40℃、35～40℃和40～60℃[70]。實際運用中由梭狀芽胞桿菌和嗜熱厭氧菌的系統容易獲得較高的氫氣產率（2～3mol/mol 葡萄糖）[79?81]；而腸桿菌和芽孢桿菌產氫能力略低，僅1～2mol/mol 葡萄糖[79,82]。因此，厭氧共發酵制氫系統需保留梭狀芽胞桿菌和嗜熱厭氧菌以提高氫氣產率。同時，兼性厭氧產氫菌（如芽孢桿菌）可以為專性厭氧產氫菌（如梭狀芽胞桿菌、嗜熱厭氧菌）提供厭氧環境[83?84]；有機廢棄物共發酵制氫系統中的多菌群協同作用有利于提高氫氣產率。

此外，產氫菌種類及其豐度可以直接反映厭氧發酵制氫系統的運行穩定性。當其不穩定運行時會引出現氫氣產率及氫氣濃度、發酵液pH、VFAs種類及濃度等指標的劇烈變化，本質原因在于功能微生物菌群發生了改變。當其穩定運行時產氫菌為主要優勢菌群，系統環境對其生長代謝有利[85]。Jia等[86]發現高溫（55℃±1℃）發酵條件，通過改變有機負荷和發酵液pH調節微生物群落與系統穩定性，在其不穩定時出現了較多乳酸菌屬（Lactobacillus）和魏斯氏菌屬（Weissella）。Jo等[87]發現乳酸菌屬是不穩定中溫（35℃）發酵系統中的主要微生物。

總之，接種物來源及其預處理和發酵溫度等對產氫菌具有篩選和富集作用，而梭狀芽胞桿菌是中溫和高溫發酵系統共有的產氫菌，乳酸菌屬通常在不穩定發酵系統中出現。

5 不足與展望

低能耗和可持續的生物制氫技術成為了當前的研究熱點，盡管已有大量研究證實了有機廢棄物厭氧共發酵制氫的獨特優勢和潛在應用價值，然而由于有機廢棄物厭氧共發酵制氫系統的復雜性，仍然存在諸多問題有待深入發掘和解決，且目前大多研究者僅進行有機廢棄物共發酵批次試驗，長期連續穩定運行的反應器實驗及相關工藝參數影響的研究報道相對缺乏。由此可以展望未來的有機廢棄物厭氧共發酵制氫研究的發展趨勢如下。

（1）擴大利用有機廢棄物厭氧共發酵制氫的研究范圍。目前利用食品廢棄物和/或污泥等有機廢棄物為底物的研究較多，而利用其他有機廢棄物則缺乏或沒有共發酵制氫的研究報道。因此需要進一步開展具有利用難度和技術復雜度的有機廢棄物如豬糞、牛糞等畜禽糞便以及工業廢水等進行共發酵制氫研究。

（2）加強研究有機廢棄物預處理方法。有機廢棄物多為復雜有機物，部分有機廢棄物因其生物可降解性低下而導致氫氣產率較低，預處理可以有效地提高這些有機廢棄物的生物可降解性。因此，需要加強熱解、超聲、臭氧氧化等有機廢棄物預處理方法研究，以提高其厭氧共發酵制氫的性能。

（3）開展長期連續運行有機廢棄物共發酵制氫系統的小試、中試和現場應用研究。批次試驗具有操作簡單、成本低廉以及發酵參數如溫度和pH 等容易控制的特點，但是存在不能連續制氫和需要重復制備接種物等缺點，很難在工程上推廣。因此需要進一步明確在有機廢棄物種類和反應器類型確定條件下的最佳工藝參數及其運行特性，促進有機廢棄物共發酵制氫技術完善及其實踐應用。

（4）深入研究厭氧共發酵制氫系統的主要影響因子及過程機理，探明發酵液pH、氨氮和VFAs與底物分解和氫氣產生過程動態平衡規律，明確反應體系中的微生物菌群互作關系及微生態學機制，開發高性能的產氫優勢工程菌。

（5）開展有機廢物共發酵的關鍵因子影響研究。當前研究主要集中在pH、發酵溫度、有機廢棄物混合比等因素影響方面，而其他因素如攪拌時間、攪拌強度、攪拌類型（機械或氣動）以及固液比等影響需要進一步研究。

（6）綜合評估有機廢棄物共發酵制氫的技術經濟和環保社會效益，進一步厘清過程產能和耗能、建設與運行成本、固體廢物減量及資源化利用以及溫室氣體減排量等關系。

6 結論

產量巨大且價格低廉的有機廢棄物具有很好的產氫潛力，不同類型的有機廢棄物厭氧共發酵制氫具有互補營養元素、降低抑制或毒副作用以及提高反應系統微生物多樣性、產氫菌豐度及活性等優點，有利于提高氫氣產率。

不同有機廢棄物共發酵制氫具有不同的最佳混合比、有機負荷和發酵溫度，而初始pH（或發酵液pH）和HRT 則相似；共發酵制氫系統的穩定性可用氫氣產率、氫氣濃度、發酵液pH、氨氮和VFAs 等指示；良好運行的系統應具有較高的產氫菌豐度和活性；梭狀芽胞桿菌是主要產氫菌種類。

目前有機廢棄物厭氧共發酵制氫多為批次試驗研究，且被利用的有機廢棄物種類較少。廣泛利用各種有機廢棄物開展長期連續實驗，全面考察關鍵因素（如反應器類型、攪拌方式和固液比等）對有機廢棄物共發酵制氫的影響等，是今后的主要研究方向。