随后在20世纪90 年代中期Krishna等通过污泥膨胀这一现象发现，多聚物聚-β -羟基丁酸酯(poly-β-hydroxybutyrate, PHB)等通过在细胞内的累积， 能够有效提升污泥沉降性能；PHB的累积(van Loosdrecht etal., 1997 )则可以通过周期性快速进水的序批式反应器(SequencingBatchReactor, SBR)积累。1997年起，Morgenrott等[13] 利用间歇式SBR反应器对好氧颗粒污泥的自凝聚及其性能进行了研究，以COD为基质成功地培养出了好氧颗粒污泥(Morgenroth etal., 1997)。自此SBR培养模式为好氧颗粒污泥研究奠定了基础，为目前大多数研究者所采纳。
Beun等[14]证实在SBR反应器中，较高的水利剪切作用和较低水力停留时间有利于好氧颗粒污泥的形成，好氧颗粒污泥菌群的选择则主要通过沉淀时间。
浙江大学朱亮等[15]研究了废水生物处理好氧污泥颗粒化进展。实验表明，高有机负荷率有利于反应器克服基质的传质阻力，并在释放的水力剪切力下能够形成沉降性能良好且结构紧密的好氧颗粒污泥，其中有机负荷率在4kg/(m3•d)时，能够形成成熟的好氧颗粒污泥。
吉林师范大学杨春文等[16] 通过SBR中好氧颗粒污泥的培养中表明，采用非限量曝气模式模拟废水COD的去除率可达98%以上，好氧颗粒污泥的降解效果较好。并指出曝气量对好氧颗粒污泥的形成和稳定有重要影响，其最佳的颗粒性状和处理能里在气速为26.5m/h时。同时pH值的变化对好氧颗粒污泥影响不明显，pH值在5~8范围内，模拟废水的COD去除率均可达到85％以上。但是未经驯化的好氧颗粒污泥对两种芳香类有机物对硝基苯酚和对氯苯酚比较敏感，其中硝基苯酚的毒性作用更大。
清华大学卢然超等研究了[17] SBR工艺中好氧颗粒污泥脱氮除磷效果及其污泥沉降性能。实验表明，在反应器中形成了同时具有脱氮除磷能力的好氧颗粒化污泥，其对COD和P的去除率分别达到90%和85%左右；NH3-N和TN去除率分别达到90%和80%；颗粒污泥的SVI值约为50mL/g，出水水质好。并且指出用好氧条件下解体的厌氧颗粒作为好氧颗粒污泥的关键聚集核，可缩短好氧颗粒污泥颗粒化的过程。然而，目前对好氧污泥快速颗粒化、污泥微生物特性以及工艺运行控制参数等方面的定量研究还较少，同时将好氧颗粒污泥运用于实际生产的实例还未见报道[18]。
1.3.1好氧颗粒污泥形成机制及培养
目前各国对废水处理方面研究的学者们对好氧颗粒污泥的形成机理尚未有一种确切的说法，被普遍学者广泛认同的有如下几种假说。Tay等[19] 认为好氧污泥颗粒的形成是微生物在静电斥力和水力作用下的自凝聚过程。Wang等[20]认认为颗粒污泥的稳定性会随着选择压的不断增强而逐渐增强。就是指只有在某个特定的时间范围内沉降速率快的颗粒污泥能在反应器内保存下来，而沉降性能差的就会从反应器中被淘洗出去。另一种假说是胞外多聚物(EPS)假说。Liu等[21, 22]学者认为，EPS是微生物细胞和颗粒态物质相连接的桥梁。高浓度的多糖可以帮助细胞之间的吸附，并且通过聚合物矩阵增强微生物结构，如果胞外多糖代谢机制受阻,将会影响微生物聚合体的形成。
主要形成过程是首先通过物理作用使得最初的细菌向细菌靠拢或细菌向基质表面运动，形成最初的微生物聚合体。接着通过物理、化学和生物之间的作用力，使得细菌与细菌之间以及细菌与固体表面之间相互吸附，进一步形成微生物聚合体。但是这种吸附是可逆的；胞外聚合物(EPS)产生的生物凝胶使得细菌与细菌之间以及细菌与固体表面之间的吸附不再可逆，微生物聚合体逐渐形成;最后在水力剪切力的作用下，结构稳定的好氧颗粒污泥形成[23]。 吡啶降解污泥快速颗粒化+文献综述(3):http://www.751com.cn/huaxue/lunwen_20463.html