簡述生物硝化

生物硝化篇一：硝化與反硝化

硝化與反硝化

利用好氧顆粒污泥實現同步硝化反硝化

1、生物脱氮與同步硝化反硝化

在生物脱氮過程中，廢水中的氨氮首先被硝化菌在好氧條件下氧化為NO-X，然後NO-X在缺氧條件下被反硝化菌還原為N2(反硝化)。

硝化和反硝化既可在活性污泥反應器中進行，又可在生物膜反應器中進行，目前應用最多的還是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌處在同一活性污泥中，由於硝化菌的好氧和自養特性與反硝化菌的缺氧和異養特性明顯不同，脱氮過程通常需在兩個反應器中獨立進行(如

Bardenpho、UCT、雙溝式氧化溝工藝等)或在一個反應器中順次進行(如SBR)。當混合污泥進入缺氧池(或處於缺氧狀態)時，反硝化菌工作，硝化菌處於抑制狀態；當混合污泥進入好氧池(或處於好氧狀態)時情況則相反。顯然，如果能在同一反應器中使同一污泥中的兩類不同性質的菌羣(硝化菌和反硝化菌)同時工作，形成同步硝化反硝化(SimultaneousNitrificationDenitrification簡稱SND)，則活性污泥法的脱氮工藝將更加簡化而效能卻大為提高。此外從工程的角度看，硝化和反硝化在兩個反應器中獨立進行或在同一個反應器中順次進行時，反硝化過程的產鹼會導致OH-積累而引起PH值升高，將影響上述兩階段反應過程的反應速度，這在高氨氮廢水脱氮時表現得更為明顯。但對SND工藝而言，反硝化產生的OH-可就地中和硝化產生的H+，減少了PH值的波動，從而使兩個生物反應過程同時受益，提高了反應效率。

2、實現同步硝化反硝化的途徑

由於硝化菌的好氧特性，有可能在曝氣池中實現SND。實際上，很早以前人們就發現了曝氣池中氮的非同化損失(其損失量隨控制條件的不同約在10%～20%左右)，對SND的研究也主要圍繞着氮的損失途徑來進行，希望在不影響硝化效果的情況下提高曝氣池的脱氮效率。

①利用某些微生物種羣在好氧條件下具有反硝化的特性來實現SND。研究結果表明，Thiosphaera、Pseadonmonasnautica、Comamonossp.等微生物在好氧條件下可利用NOX-N進行反硝化。如果

將硝化菌和反硝化菌置於同一反應器(曝氣池)內混合培養，則可達到單個反應器的同步硝化反硝化。儘管這些微生物的純培養結果令人滿意，但目前普遍認為離實際應用尚有距離，主要原因是實際污泥中這些菌羣所佔份額太小。

②利用好氧活性污泥絮體中的缺氧區來實現SND。通常曝氣池中的DO維持在1～2mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由於擴散梯度的存在，在污泥顆粒的內部可能存在着一個缺氧區，從而形成有利於反硝化的微環境。以往對曝氣池中氮的損失主要以此解釋，並被廣泛接受。如果污泥顆粒內部厭氧區增大，反硝化效率就相應提高。

大量研究結果表明，活性污泥的SND主要是由污泥絮體內部缺氧產生。要實現高效率的SND，關鍵是如何在曝氣條件下(不影響硝化效果)增大活性污泥顆粒內部的缺氧區以實現反硝化。要達到這一目

的，有兩種途徑可供選擇，即減小曝氣池內混合液的DO濃度和提高活性污泥顆粒的尺度。

降低曝氣池的DO濃度，即減小了O2的擴散推動力，可在不改變

污泥顆粒尺度的條件下在其內部形成較大的缺氧區。丹麥BioBalance公司發明的SymBio工藝即建立在此理論基礎之上(曝氣池DO維持在1mg/L以下)，但在低DO濃度下硝化菌的活性將會降低，且極易形成諸如Sphaeroticulenatans/1701和ossis之類的絲狀菌膨脹。因此，提高SND活性污泥顆粒的尺度，在不影響硝化效率的前提下達到高效的SND可能是最佳選擇。然而，由於曝氣池中氣泡的劇烈擾動作用，活性污泥顆粒在曝氣條件下很難長大，因此限制了活性污泥法SND效率的提高。

實現活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必須在曝氣狀態下滿足以下兩個條件：

①入流中的碳源應儘可能少地被好氧氧化；

②曝氣池內應維持較大尺度的活性污泥。

在連續流好氧條件下硝化發生在碳氧化之後，入流中的碳源被碳氧化或合成為細胞物質，只有當BOD濃度處於較低水平時硝化過程才開始。此時，即使污泥尺度較大也能形成有利於反硝化的微環境，但外源碳已消耗殆盡，只能利用內源碳進行反硝化，而內源水平反硝化的反應速率小，因此SND效率就低。在非連續條件下微生物的代謝模式則截然不同，入流中的碳源可在很短的時間內被微生物大量吸收，並以聚合物或原始基質的形態儲藏於體內，從而使曝氣池中的碳源濃

度迅速降低，為硝化創造良好條件。如果顆粒污泥較大，形成有利於反硝化的微環境，則微生物可利用預先儲存的基質進行反硝化。由於反硝化處在基質水平，反硝化的速度快，SND效率就高。

3、好氧顆粒污泥的培養

活性污泥工藝的運行好壞主要依賴於反應器中形成污泥的質量。最新研究結果表明，在活性污泥反應器中創造一定條件可培養出高活性的SND顆粒污泥，其顆粒尺度在500μm左右，具有良好的沉澱性能和較高的SND速率。

根據目前普遍接受的污泥絮體理論及在曝氣池中通常觀測到的污泥顆粒大小(約為100μm)可知，在某些特定條件下污泥顆粒的緊密層可進一步增大，進而形成SND顆粒污泥。另有研究結果表明，在反硝化條件下活性污泥絮體能形成性能優良的顆粒污泥。

以往認為在曝氣池中由於水流紊動劇烈、剪切力較大，污泥顆粒尺度在達到100μm後就很難增大了。採用微氧電極對DO在顆粒內部擴散的研究結果表明，當DO為1～2mg/L時，O2在污泥顆粒內的擴

散深度約為100μm，因此在單純的碳氧化曝氣池中的污泥尺度若再增大，內部將進入厭氧狀態。目前對如何在曝氣池中提高活性污泥尺度的研究報道還較少，最近Morgeoth採用厭氧顆粒污泥培養中的水力篩分法，以碳源為基質在USB反應器內培養出好氧顆粒污泥，其顆粒尺度可達1～3mm，具有優良的沉澱性能。但由於曝氣池中O2的供給是限制因素，當顆粒變大後其平均活性並不高(內部大量污泥處於厭氧狀態)，且隨着運行時間的延長，污泥活性可能進一步退化。

在SBR系統中採用縮短沉降時間可截留住那些具有較高沉速的生物顆粒，培養出的顆粒污泥可達3.3mm(也有僅為0.3～0.5mm的)，其中幾乎不含絲狀菌，全部由細菌組成。顆粒化不是由微生物種類決定的，而是與操作條件有關，曝氣池中的攪動強度或混合程度及曝氣產生的剪切力對顆粒污泥的形成都有較大影響。好氧顆粒污泥的形成機制目前還不完全清楚。在SBR反應器中，DO保持在0.7～1.0mg/L時運行一個月可基本完成顆粒化，且COD、NH3-N、TN去除率高達95%、

95%、60%，顆粒中無絲狀菌，SVI為80～100mL/g，SS為4～4.5g/L。好氧顆粒污泥在顯微鏡和曝氣狀態下都可觀察到，其活性即使在DO＜1mg/L時也很高，有機物和氨氮負荷可達1.5kgCOD/(m3?d)和0.18kgNH3-N/(m3?d)。

可形成好氧顆粒污泥的微生物不僅僅侷限於甲烷菌，人們觀察到酸化菌、硝化菌、反硝化菌及好氧異養菌也能形成顆粒污泥。好氧顆粒污泥主要由桿菌組成，無絲狀菌。這些都是在連續運行操作中發現的，目前在SBR系統中也有發現(由於顆粒污泥的快速沉降還可有效縮短沉降時間)。

生物硝化篇二：微生物的硝化作用

摘要：本文主要介紹了硝化作用微生物的種類,包括氨氧化菌、亞硝酸氧化菌、異養氨氧化菌和厭氧氨氧化菌。分析了硝化微生物的系統發育，還介紹了在硝化作用微生物生態學研究進展，以及同類羣細菌中與硝化作用相關的酶類。文章的最後還分析了微生物脱氮在污水處理中的應用。

關鍵詞：氨氧化細菌；系統發育分析；硝化作用；微生物脱氮

Microbialnitrification

Abstract:Thispaperintroducesthetypesofnitrifyingmicroorganisms,includingammonia-oxidizingbacteria,nitrousacid,oxidizingbacteria,

hylogeneticanalysisofmicrobeswasalsostudied,lly,theapplicationofmicrobialdenitrificationinsewagetreatmentwasanalyzed.

Keywords：ammonia-oxidizingbacteria;phylogeneticanalysis;nitrification;microbialdenitrification

前言

氮元素在自然界中大量存在，是非常豐富的元素之一,它在自然界中主要以分子氮、有機氮化合物和無機氮化合物的形式存在。它們在微生物、動物、植物體內相互轉移、轉化，構成了氮循環[1]。而微生物在其中起着非常重要的作用，主要通過氨化作用、硝化作用、反硝化作用以及固氮作用來實現的。而目前，水體污染越遠越嚴重，處理難度越來越大，生物處理工藝受到了更多的重視。因此，通過深入分析硝化作用微生物的種類及作用機理，不斷改進生物脱氮工藝具有重要意義。

1硝化作用的微生物種類及其系統發育分析

硝化作用分為兩個階段,即亞硝化(氨氧化)和硝化(亞硝酸氧化),

分別由兩類化能自養微生物完成,亞硝化細菌進行氨的氧化,硝化細菌完成亞硝酸氧化。在伯傑氏細菌鑑定手冊第9版[2]中將它們統歸於硝化桿菌科9個屬:硝化桿菌屬(Nitrobacter)、硝化刺菌屬(Nitrospina)、硝化球菌屬(Nitrococcus)、亞硝化單胞菌屬(Nitrosomonas)、亞硝化螺菌屬(Nitrosospira)、亞硝化球菌屬(Nitrosococcus)和亞硝化葉菌屬(Nitrosolobus)，硝化螺菌屬Nitrospira和亞硝化弧菌屬Nitrosovibrio共20種。。這些微生物廣泛分佈於土壤、湖泊及底泥、海洋等環境中。除了上述專性化能自養微生物外,有些異養微生物也能進行硝化作用。如惡臭假單胞菌(Pseudomonasputida)、脱氮副球菌(Paracoccusdenitrificans)、糞產鹼桿菌(Alcaligenesfaecalis)[3]等。這些微生物可以在低碳條件下進行硝化作用，也可以在有機土環境中進行硝化作用。此外,近年來還發現了厭氧氨氧化的現象,並證明是一個生物過程,是由一些厭氧或兼性厭氧微生物在厭氧條件下完成的,這些微生物以NO3-或NO2-為電子受體氧化氨獲得生長所需能量，生

長非常緩慢，最短的倍增時間也要11d。迄今為止,雖然採取了各種辦法,但未能分離到厭氧氨氧化的純培養物。儘管如此，還是可以對厭氧氨氧化微生物進行富集和特性研究,採用熒光原位雜交技術(FISH)和16SrDNAPCR擴增、序列測定,證實了厭氧氨氧化微生物的存在,16SrDNA序列同源性分析表明,它們是一羣獨特的原核生物[4]。

基於16SrRNA基因序列同源性(相似性)的系統發育分析表明,所有的自養氨氧化細菌(亞硝化細菌)系統發育比較單一,它們均屬於變形菌綱(Proteobacteria)β亞綱和γ亞綱,其中屬於β亞綱的亞硝化細菌又可以分為兩個類羣:亞硝化單胞菌羣(Nitrosomonas),包括歐洲亞硝化單胞菌(Nitrosomonaseuropaea)和運動亞硝化球菌(Nitrosococcusmobilis)；以及亞硝化螺菌羣(Nitrosospira),包括所有的屬於亞硝化螺菌屬(Nitrosospira)、亞硝化弧菌屬(Nitrosovibrio)和亞硝化葉菌屬(Nitrosolobus)的菌株,從進化距離看,這3個屬完全應歸於1個屬[5]。

與亞硝化細菌不同,硝化細菌(亞硝酸氧化菌)的系統發育則要複雜許多,研究結果表明,硝化細菌的4個屬分屬於不同的4個系統發育類型:硝化桿菌屬(Nitrobacter)屬於變形菌綱的α亞綱,硝化刺菌屬(Nitrospina)屬於β亞綱、硝化球菌屬(Nitrococcus)屬於γ亞綱，硝化螺菌屬(Nitrospira)屬於硝化螺菌門(phylumNitrospira)[6]。以上這些充分説明了硝化作用微生物在進化上的系統發育起源的異源性。

2硝化作用微生物的分子生態學研究

由於亞硝化細菌、硝化細菌或厭氧氨氧化菌的生長都非常緩慢，使得分離純化較為困難,從而影響了對這類微生物研究的深入,而這類微生物的生態作用及其重要性又是不言而喻的。同時由於分子生物學技術的發展、進步以及在生態學研究領域的應用,為避開傳統的培養技術直接對樣品進行檢測和研究開闢了嶄新的途徑。有學者應用特異引物的PCR擴增方法,分析了水樣中β-亞綱的氨氧化細菌,結果表明,從南極等採集的樣品均可擴增出PCR產物,特異性探針雜交表明,所擴增的PCR產物為氨氧化細菌的16SrRNA基因[7]。説明了該亞綱氨氧化細菌分佈的廣泛性。

沉積物中氨氧化細菌的羣落結構,表明氨含量和污染程度越高其氨氧化細菌含量也越高,DGGE（變性梯度凝膠電泳）和16SrDNA分析表明主要是亞硝化單胞菌(Nitrosomonas)類羣的增加。Hastings等[8]應用MPN、PCR、核酸探針雜交等分子生物學技術對富營養化的淡水湖的氨氧化作用進行了季節變化的研究,表明夏天具有較強的硝化作用,水中的氨氧化細菌隨季節有較大的.變化，主要是一些耐氨濃度較高的亞硝化螺菌(Nitrosospira)增加了,而底泥的氨氧化細菌隨季節的變化不大。

3硝化作用的機制及相關酶類

硝化作用是利用亞硝酸菌和硝酸菌將氨氮轉化為硝酸氮的過程，該過程的微生物為好氧化能自養型微生物，利用氨氮、亞硝酸鹽為氮源，CO32-、HCO-、CO2等作為無機碳源來獲得能量。其硝化過程的

特徵為：該過程是一個好氧的反應，且需要大量的氧氣來完成；該反應過程中微生物生長率低，生物量濃度較低，且受環境條件較敏感；硝化過程是一個產酸的反應，在反應過程中需要補充大量的鹼來保證反應的順利進行。

在專性化能自養硝化作用中,反應是由亞硝化細菌和硝化細菌分別完成的，其限速步驟是亞硝化細菌進行的氨的氧化，因此亞硝化細菌在硝化作用研究中受到特別的關注。首先在氨單加氧酶(AMO)的催化下將氨氧化成羥氨(NH2OH)，再經羥氨氧化還原酶(HAO)的催化下將羥

氨氧化成亞硝酸(NH2-），進而由硝化細菌的亞硝酸鹽氧化還原酶催

化形成硝酸(NH3-)。而在厭氧氨氧化細菌中的情況則較為複雜，首先

是亞硝酸被還原為羥氨,然後一分子氨和一分子羥氨在類氨單加氧酶的催化下被氧化為肼(N2H4),進而在類羥氨氧化還原酶的催化下被

氧化為氮氣[10]。

反應過程涉及的酶類：氨單加氧酶(ammoniamonooxygenase,AMO)羥氨氧化還原酶(hydroxylamineoxidoreductase,HA

O），亞硝酸鹽氧化還原酶(nitriteoxidoreductase,NOR），類氨單加氧酶(ammoniamonooxygenase-likeenzyme），類羥氨氧化還原酶(hydroxylamineoxidoreductase-likeenzyme)。

4生物脱氮在污水治理中的應用

4.1微生物脱氮原理

微生物脱氮的過程基本上可以總結為三個過程:?氨化作用，即將有機氮化合物轉化為氨氮的一個過程?硝化作用，可將氨態氮轉化為硝態氮，是專性化能自養菌(亞硝化和硝化)以及異養氨氧化菌進行的硝化作用方式反硝化，在厭氧或兼氧條件下以硝酸氮為電子受體，?最終還原為氮氣或者氮的其他氣態形式，此過程是厭氧氨氧化菌進行的硝態氮的還原過程[9]。從反應機理來看，硝化過程僅改變了廢水中氮素的存在形式，反硝化作用才是真正的脱氮過程。因此完整的氨氮去除過程需要在好氧條件下進行硝化處理，在厭氧條件下進行反硝化處理。

4.2傳統生物脱氮工藝

生活污水中含有大量的有機氮和氨氮，當污水中的有機物被生物降解氧化時其中的有機氮被轉化為氨氮。活性污泥法是應用最早的生物脱氮技術，是利用氨化、硝化和反硝化最為典型的污水處理技術。主要構築物為曝氣池、硝化池、反硝化池和沉澱池，在曝氣池中進行氨化作用和有機物的降解，然後在硝化池中氨氮在亞硝化菌和硝化菌的作用下轉化為亞硝酸氮和硝酸氮，在反硝化池中最終轉化為氮氣；該工藝分別在各自的構築物中進行脱氮反應，反應速度快且徹底，脱氮效果非常好，但是其存在的缺點是工藝流程長、所需構築物多、投資高等[11]。

4.3同步硝化反硝化脱氮工藝

傳統的研究結果表明硝化反應和反硝化反應所需的環境不同，它們不能在同一個結構單元中共同實現。但隨着對兩類細菌及脱氮工藝的深入研究，發現在好氧狀態下污水中有30%的總氮會被去除，這和傳統的理論截然不同。再進一步的研究發現，在好氧的環境中也存在反硝化的現象，其存在着一種好氧反硝化的細菌。隨着同步硝化反硝化理論的出現，在一些污水處理工藝中也發現了類似的現象。目前對該理論的解釋有三種：（1）環境理論：研究這認為在好氧的構築物中，曝氣的不均勻，在環境中局部出現了缺氧、厭氧和好氧的環境，因此

生物硝化篇三：硝化與反硝化

1生物脱氮與同步硝化反硝化

在生物脱氮過程中，廢水中的氨氮首先被硝化菌在好氧條件下氧化為NO-X，然後NO-X在缺氧條件下被反硝化菌還原為N2(反硝化)。硝化和反硝化既可在活性污泥反應器中進行，又可在生物膜反應器中進行，目前應用最多的還是活性污泥法。硝化菌和反硝化菌處在同一活性污泥中，由於硝化菌的好氧和自養特性與反硝化菌的缺氧和異養特性明顯不同，脱氮過程通常需在兩個反應器中獨立進行(如Bardenpho、UCT、雙溝式氧化溝工藝等)或在一個反應器中順次進行(如SBR)。當混合污泥進入缺氧池(或處於缺氧狀態)時，反硝化菌工作，硝化菌處於抑制狀態；當混合污泥進入好氧池(或處於好氧狀態)時情況則相反。顯然，如果能在同一反應器中使同一污泥中的兩類不同性質的菌羣(硝化菌和反硝化菌)同時工作，形成同步硝化反硝化(SimultaneousNitrificationDenitrification簡稱SND)，則活性污泥法的脱氮工藝將更加簡化而效能卻大為提高。此外從工程的角度看，硝化和反硝化在兩個反應器中獨立進行或在同一個反應器中順次進行時，硝化過程的產鹼會導致OH-積累而引起pH值升高，將影響上述兩階段反應過程的反應速度，這在高氨氮廢水脱氮時表現得更為明顯。但對SND工藝而言，反硝化產生的OH-可就地中和硝化產生的H+，減少了pH值的波動，

2實現同步硝化反硝化的途徑

由於硝化菌的好氧特性，有可能在曝氣池中實現SND。實際上，很早以前人們就發現了曝氣池中氮的非同化損失(其損失量隨控制條件的不同約在10%～20%左右)，對SND的研究也主要圍繞着氮的損失途徑來進行，希望在不影響硝化效果的情況下提高曝氣池的脱氮效

①利用某些微生物種羣在好氧條件下具有反硝化的特性來實現SND。研究結果表明，Thiosphaera、Pseadonmonasnautica、Comamonossp.等微生物在好氧條件下可利用NOX-N進行反硝化。如果將硝化菌和反硝化菌置於同一反應器(曝氣池)內混合培養，則可達到單個反應器的同步硝化反硝化。儘管這些微生物的純培養結果令人滿意，但目前普遍認為離實

②利用好氧活性污泥絮體中的缺氧區來實現SND。通常曝氣池中的DO維持在1～2mg/L，活性污泥大小具有一定的尺度，由於擴散梯度的存在，在污泥顆粒的內部可能存在着一個缺氧區，從而形成有利於反硝化的微環境。以往對曝氣池中氮的損失主要以此解釋，並被廣泛

大量研究結果表明，活性污泥的SND主要是由污泥絮體內部缺氧產生。要實現高效率的SND，關鍵是如何在曝氣條件下(不影響硝化效果)增大活性污泥顆粒內部的缺氧區以實現反硝化。要達到這一目的，有兩種途徑可供選擇，即減小曝氣池內混合液的DO濃度和提高活性污

降低曝氣池的DO濃度，即減小了O2的擴散推動力，可在不改變污泥顆粒尺度的條件下在其內部形成較大的缺氧區。丹麥BioBalance公司發明的SymBio工藝即建立在此理論基礎之上(曝氣池DO維持在1mg/L以下)，但在低DO濃度下硝化菌的活性將會降低，且極易形成諸如Sphaeroticulenatans/1701和ossis之類的絲狀菌膨脹。因此，提高SND活性污泥顆粒的尺度，在不影響硝化效率的前提下達到高效的SND可能是最佳選擇。然而，由於曝氣池中氣泡的劇烈擾動作用，活性污泥顆粒在曝氣條件下很難長大，因此限制了活性污泥法SND

實現活性污泥法的高效同步硝化反硝化，必須在曝氣狀態下滿足以下兩個條件：

在連續流好氧條件下硝化發生在碳氧化之後，入流中的碳源被碳氧化或合成為細胞物質，只有當BOD濃度處於較低水平時硝化過程才開始。此時，即使污泥尺度較大也能形成有利於反硝化的微環境，但外源碳已消耗殆盡，只能利用內源碳進行反硝化，而內源水平反硝化的反應速率小，因此SND效率就低。在非連續條件下微生物的代謝模式則截然不同，入流中的碳源可在很短的時間內被微生物大量吸收，並以聚合物或原始基質的形態儲藏於體內，從而使曝氣池中的碳源濃度迅速降低，為硝化創造良好條件。如果顆粒污泥較大，形成有利於反硝化的微環境，則微生物可利用預先儲存的基質進行反硝化。由於反硝化處在基質水平，反硝化的速度快，SND

3好氧顆粒污泥的培養

活性污泥工藝的運行好壞主要依賴於反應器中形成污泥的質量。最新研究結果表明，在活性污泥反應器中創造一定條件可培養出高活性的SND顆粒污泥，其顆粒尺度在500μm左右，具有良好的沉澱性能和較高的SND

根據目前普遍接受的污泥絮體理論及在曝氣池中通常觀測到的污泥顆粒大小(約為100μm)可知，在某些特定條件下污泥顆粒的緊密層可進一步增大，進而形成SND顆粒污泥。

以往認為在曝氣池中由於水流紊動劇烈、剪切力較大，污泥顆粒尺度在達到100μm後就很難增大了。採用微氧電極對DO在顆粒內部擴散的研究結果表明，當DO為1～2mg/L時，O2在污泥顆粒內的擴散深度約為100μm，因此在單純的碳氧化曝氣池中的污泥尺度若再增大，內部將進入厭氧狀態。目前對如何在曝氣池中提高活性污泥尺度的研究報道還較少，最近Morgeoth採用厭氧顆粒污泥培養中的水力篩分法，以碳源為基質在USB反應器內培養出好氧顆粒污泥，其顆粒尺度可達1～3mm，具有優良的沉澱性能。但由於曝氣池中O2的供給是限制因素，當顆粒變大後其平均活性並不高(內部大量污泥處於厭氧狀態)，且隨着運行時間的延長，污泥活性可能進一步退化。

在SBR系統中採用縮短沉降時間可截留住那些具有較高沉速的生物顆粒，培養出的顆粒污泥可達3.3mm(也有僅為0.3～0.5mm的)，其中幾乎不含絲狀菌，全部由細菌組成。顆粒化不是由微生物種類決定的，而是與操作條件有關，曝氣池中的攪動強度或混合程度及曝氣產生的剪切力對顆粒污泥的形成都有較大影響。好氧顆粒污泥的形成機制目前還不完全清楚。在SBR反應器中，DO保持在0.7～1.0mg/L時運行一個月可基本完成顆粒化，且COD、NH3-N、TN去除率高達95%、95%、60%，顆粒中無絲狀菌，SVI為80～100mL/g，SS為4～4.5g/L。好氧顆粒污泥在顯微鏡和曝氣狀態下都可觀察到，其活性即使在DO＜1mg/L時也很高，有機物和氨氮負荷可達1.5kgCOD/(m3?d)和0.18kgNH3-N/(m3?d)

可形成好氧顆粒污泥的微生物不僅僅侷限於甲烷菌，人們觀察到酸化菌、硝化菌、反硝化菌及好氧異養菌也能形成顆粒污泥。好氧顆粒污泥主要由桿菌組成，無絲狀菌。這些都是在連續運行操作中發現的，目前在SBR系統中也有發現(由於顆粒污泥的快速沉降還可有效縮短沉降時間)。