阮明君，鐘梓杰，余發(fā)杰，姚宇泰，朱劍鋒，胡文鋒，，胡 斌

（1.華南農(nóng)業(yè)大學食品學院，廣東 廣州 510642；2.生物源生物技術（深圳）股份有限公司，廣東 深圳 518000；3.廣東省農(nóng)業(yè)科學院動物科學研究所，廣東 廣州 510640）

【研究意義】當前，城市垃圾的年產(chǎn)生量極速增長，預計到2025 年，城市生活垃圾將超過5.1億t。城市生活垃圾在填埋過程中，由于微生物發(fā)酵、降解等作用，垃圾中的污染物與降雨等混合后會形成垃圾滲濾液。垃圾滲濾液具有氨氮含量高、有機物成分眾多、重金屬含量高、水質變化復雜等特點［1］，滲濾液中含有的大量氮素會嚴重污染地表水或地下水，造成水體富營養(yǎng)化，此外，如果垃圾滲濾液不經(jīng)過有效處理就直接排放，不僅會構成環(huán)境問題，污染物還會進入食物鏈，威脅人類健康。因此，垃圾滲濾液需要進一步處置。目前，垃圾滲濾液處理方法包括物化法、生化法以及組合工藝法等。物化法脫氮一般只能除去氨氮；生物法脫氮能通過硝化和反硝化作用，將有機氮、氨氮轉化為氣態(tài)氮物如N2，從而將氮素從水體中脫除，具有能耗低、安全穩(wěn)定、脫氮完全等特點［2］。因此，篩選能高效脫氮的微生物，具有實際的應用意義?！厩叭搜芯窟M展】傳統(tǒng)的生物脫氮技術分為硝化過程和反硝化過程，硝化過程是由高好氧的自養(yǎng)硝化菌將氨氮氧化為亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮；反硝化過程為厭氧，由反硝化細菌將亞硝態(tài)氮和硝態(tài)氮反硝化為氣態(tài)氮。由于兩種微生物生長的條件不同，硝化和反硝化無法在同一條件完成，且自養(yǎng)硝化細菌的生長會受到高濃度氨氮和亞硝態(tài)氮的抑制，從而限制了自養(yǎng)硝化細菌更廣泛的應用［3］。異養(yǎng)硝化微生物具有繁殖快、耐受高溶氧、環(huán)境適應力強以及能同步去除有機物等優(yōu)點［4］，在生物脫氮中具有良好的應用前景。近年來，具有異養(yǎng)硝化作用功能的細菌被作為生物脫氮系統(tǒng)中潛在的微生物群，得到廣泛的關注和研究。但是國內外對異養(yǎng)硝化菌的研究起步較晚，在實際的生物脫氮中，菌株受環(huán)境因素影響較大，從而限制其應用。報道較多的異養(yǎng)硝化微生物包括不動桿菌屬（Acinetobactersp.）［5］、芽孢桿菌屬（Bacillussp.）［6］、假單胞菌屬（Pseudomonaceaesp.）［7］、無色桿菌屬（Achromobactersp.）［8］等?！颈狙芯壳腥朦c】目前針對異養(yǎng)硝化菌的研究多集中于菌株的脫氮性能研究，對其處理高濃度垃圾滲濾液廢水的實際應用研究較少，但經(jīng)過生物法處理后的垃圾滲濾液中的氨氮含量能達到排放標準，處理后的污泥含有大量的脫氮微生物，因此，本研究嘗試從活性污泥樣品中富集、分離異養(yǎng)硝化細菌，并對其進行評價，旨在為異養(yǎng)硝化微生物處理垃圾滲濾液廢水的實際應用及理論研究提供支撐?！緮M解決的關鍵問題】開展菌株形態(tài)學觀察和分子學鑒定，并分析不同因素對菌株降解氨氮效果的影響。將該菌株用于垃圾滲濾液廢水中，探究其在滲濾液中的異養(yǎng)硝化作用。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

細菌分離所采集的樣品來自某污水處理廠的活性污泥，垃圾滲濾液采自廣州市白云區(qū)興豐垃圾填埋場，儲存于白色聚乙烯瓶中。垃圾滲濾液呈淡茶色、深褐色，有極重的垃圾腐敗臭味。通過測定，垃圾滲濾液廢水水質指標為：pH7.8，COD 5 042.51 mg/L，TN 4 697.26 mg/L，NH4+-N 3 456.17 mg/L。

參考李珍陽等［9］的方法配制以下培養(yǎng)基：富集培養(yǎng)基：(NH4)2SO40.5 g/L,CH3COONa 5 g/L,維氏鹽溶液50 mL，調節(jié)pH 至7.5～8.0；分離純化培養(yǎng)基：(NH4)2SO40.5 g/L,CH3COONa 5 g/L,維氏鹽溶液50 mL，瓊脂粉 20 g/L，調節(jié)pH 至7.5；篩選培養(yǎng)基：(NH4)2SO40.5 g/L，CH3COONa 5 g/L，維氏鹽溶液50 mL，調節(jié)pH 至7.5；維氏鹽溶液：K2HPO45 g/L,MgSO4·7H2O 2.5 g/L，NaCl 2.5 g/L，F(xiàn)eSO4·7H2O 0.05 g/L，MnSO4·4H2O 0.05 g/L。培養(yǎng)基配制好后，于121 ℃高壓滅菌20 min。

1.2 試驗方法

1.2.1 異養(yǎng)硝化細菌的分離與篩選 稱取污泥樣品2.0 g，加入裝有150 mL 的異養(yǎng)硝化富集培養(yǎng)基中，震蕩均勻。置于30 ℃、150 r/min 條件下振蕩培養(yǎng)24 h 后，取細菌富集液2 mL，轉接于新鮮的異養(yǎng)硝化富集培養(yǎng)基中，繼續(xù)培養(yǎng)，按上述步驟重復4 次，以提高富集液中細菌的濃度。

吸取細菌富集液1 mL，稀釋至10-1～10-9等梯度濃度，選擇10-4、10-5、10-6稀釋濃度，取該濃度梯度的菌液，于異養(yǎng)硝化培養(yǎng)基固體平板涂布，于30 ℃恒溫培養(yǎng)箱倒置培養(yǎng)。待平板長出菌落，觀察菌落形態(tài)，用接種環(huán)挑出所有不同形態(tài)的單菌落，劃線純化2～3 次，直至獲得單一形態(tài)的純菌株，對純化出的單菌落進行編號。

將分離出的純菌株接種至20 mL 異養(yǎng)硝化液體培養(yǎng)基中，于30 ℃、150 r/min 條件下振蕩培養(yǎng)，24 h 后取對照組菌液、樣品組菌液，連續(xù)5 d 檢測其氨氮濃度變化，選取有較好降解效果的菌株進行后續(xù)實驗。

1.2.2 異養(yǎng)硝化細菌的鑒定 菌株形態(tài)特征觀察及生理生化鑒定：觀察平板上生長的單菌落形狀、大小、粘度等特征；利用光學顯微鏡對細胞形態(tài)、大小等特征進行觀察并記錄；對菌株進行革蘭氏染色，在光學顯微鏡下觀察。

菌株分子學鑒定：把純化后的菌株接種到篩選培養(yǎng)基中培養(yǎng)24 h 后，送至蘇州金唯智生物科技有限公司測序，將測序結果在NCBI 上進行序列比對，用MEGA X.進行同源性分析，并構建菌株系統(tǒng)發(fā)育樹。

1.2.3 菌株脫氮性能影響因素研究 實驗選取溫度、轉速、接種量、初始pH、碳源種類5 個條件，研究菌株氨、氮降解能力。溫度設置為15、20、25、30、35 ℃，轉速設置為0、50、100、150、200 r/min，接種量設置為2%、4%、6%、8%、10%，初始pH 設置為5.5、6.5、7.5、8.5、9.5，碳源種類包括乙酸鈉、檸檬酸鈉、葡萄糖、蔗糖、丁二酸鈉。根據(jù)不同的因素水平設置單一變量，將菌株按不同接種量接種于異養(yǎng)硝化培養(yǎng)基中，搖床振蕩培養(yǎng)，每隔24 h 取樣，以未接菌作為空白對照，檢測氨氮濃度變化，并對結果進行記錄整理。

1.2.4 菌株在垃圾滲濾液中的脫氮性能研究 在滅菌后垃圾滲濾液中接入菌株，按照6%接種量，于30 ℃、pH7.5、150 r/min 條件下進行恒溫搖床培養(yǎng)，每隔12 h 取樣，檢測NH4+-N、NO2--N、NO3--N 的濃度，并對結果進行記錄整理。以滅菌后垃圾滲濾液、不接種菌株作為對照。

1.3 測定指標及方法

NH4+-N 的測定采用納氏試劑檢測法，參考國家環(huán)境保護標準《水質氨氮的測定采用納氏試劑分光光度法》（HJ 535-2009）；NO2--N 的測定采用鹽酸萘乙二胺檢測法，參考國家標準《水質亞硝酸鹽氮的測定—分光光度法》（GB 7493-87）；NO3--N 的測定采用紫外分光光度法，參考環(huán)境保護行業(yè)標準《水質硝酸鹽氮的測定—紫外分光光度計法》（HJ/T 346-2007）；OD600的測定采用光密度法。

試驗數(shù)據(jù)采用SPSS23.0 軟件的One-way ANVOA 程序進行分析，使用Duncan進行方差分析，使用Origin 2018 繪制數(shù)據(jù)圖。

2 結果與分析

2.1 菌株篩選結果

經(jīng)過富集培養(yǎng)從污泥中初步分離出5 株氨氮降解率高的菌株。將其接種于液體培養(yǎng)基后，以未接種菌株的培養(yǎng)基作為對照，選擇氨氮降解率最高、生長能力旺盛的1 株菌純化培養(yǎng)，編號為XJ-1。

2.2 菌株形態(tài)、生理生化特征

菌株XJ-1 在培養(yǎng)基上長勢良好，菌落形態(tài)特征為乳白色不透明、表面光滑、濕潤、邊緣整齊（圖1）；細胞形態(tài)觀察及染色結果顯示為革蘭氏陰性短桿菌（圖2）。

圖1 菌株XJ-1 的菌落形態(tài)Fig.1 Colony morphology of strain XJ-1

圖2 菌株XJ-1 的革蘭氏染色結果（×1000）Fig.2 Gram staining results of strain XJ-1（×1000）

菌株XJ-1 的生理生化特性：葡萄糖利用、蔗糖利用、葡萄糖酸鹽、丙二酸鹽、甘露糖、氧化酶反應、VP、MR、明膠水解試驗均為陰性，檸檬酸鹽試驗為陽性。

2.3 16S rDNA 序列及系統(tǒng)發(fā)育分析

采用PCR 擴增技術獲取目的基因，通過瓊脂糖凝膠電泳對目的基因進行檢測，凝膠電泳結果見圖3。XJ-1 的核酸序列長度為1 412 bp。

圖3 菌株XJ-1 的凝膠電泳結果Fig.3 Gel electrophoresis results of strain XJ-1

通過MEGA X 構建系統(tǒng)進化樹，XJ-1 的系統(tǒng)進化樹如圖4 所示。XJ-1 與不動桿菌屬（Acinetobactersp.）中的微生物親緣關系接近。

圖4 菌株XJ-1 的系統(tǒng)發(fā)育樹Fig.4 Phylogenetic tree of strain XJ-1

2.4 不同因素對菌株脫氮效果的影響

2.4.1 溫度對脫氮效果的影響 溫度是影響脫氮過程的關鍵因素之一，硝化細菌對溫度十分敏感。一般情況下，當環(huán)境溫度低于10 ℃時，硝化作用會受到嚴重抑制［10］。由圖5 可知，菌株XJ-1能在15～35 ℃條件下生長，并進行硝化作用。當溫度為15 ℃時，菌株生長緩慢，氨氮降解率為37.83%；溫度升至30 ℃，氨氮降解率最大，為69.64%；隨著溫度繼續(xù)增加，菌株在35 ℃下培養(yǎng)后，氨氮降解率降低為58.17%。Zhao 等［11］從養(yǎng)豬廢水中分離到1 株不動桿菌TAC-1，菌株在低溫條件下具有較高的氨氮代謝能力，在5 ℃條件下，TAC-1 對NH4+-N、NO3--N 和NO2--N的降解率分別為94.6%、93.3%和42.4%。試驗結果顯示，菌株XJ-1 在低溫條件下也能生長，推測可能是在長期富氮的水體中，往往同時含有NH4+和NO3-，并且低溫時水體中的溶解氧水平較高，會存在能夠同時進行硝化和反硝化過程的微生物，從而提高水體中NH4+-N 或NO3--N 的去除效率［12］。因此，菌株XJ-1 對低溫的耐受力強，能夠適應溫度波動較大情況下的滲濾液廢水處理情況。

圖5 不同溫度對菌株XJ-1 氨氮降解率的影響Fig.5 Effe cts of different temperatures on ammonia nitrogen degradation rate of strain XJ-1

2.4.2 轉速對異養(yǎng)硝化特性的影響 Qin 等［13］指出，進行振蕩培養(yǎng)時，培養(yǎng)基內的溶解氧在達到飽和前，與搖床的轉速呈正相關，隨著振蕩速度的增加，培養(yǎng)液中的溶解氧水平逐漸增加。因此，試驗可以設置不同的轉速值，以改變培養(yǎng)基中的溶解氧含量。溶解氧是氨氧化過程中的重要因素，是好氧微生物進行硝化過程的重要電子受體，對微生物生長和氨氧化效率具有重要的影響，溶氧量越大，微生物對氨氮的利用率越高［14］。試驗結果顯示，在0～150 r/min 范圍內，隨著轉速提高，溶解氧水平增加，氨氮降解率有所提高，當轉速為150 r/min 時，氨氮降解率達到67.26%。但當轉速為200 r/min 時，氨氮降解率有所下降，但差異不明顯（圖6）。

圖6 不同轉速對菌株XJ-1 氨氮降解率的影響Fig.6 Effects of different shaking speeds on ammonia nitrogen degradation rate of strain XJ-1

2.4.3 接種量對脫氮效果的影響 接種量的大小會影響到微生物生長速度。接種量過低，菌株的生長適應期會延長，培養(yǎng)時間會增加，影響脫氮效果；接種量適當增加，可以提高硝化效率；隨著接種量繼續(xù)增大,培養(yǎng)基的營養(yǎng)物質無法滿足菌株的生長需求，限制了菌體的繼續(xù)生長，且會使已有的菌株發(fā)生自溶，導致微生物活性降低［15］。試驗選擇5 個梯度濃度的接種量，由圖7 可知，當接種量為6%時，菌株XJ-1 的氨氮降解效果最好，達到68.93%，但各接種量處理間的氨氮降解率差異不明顯。當菌體細胞生長進入穩(wěn)定期，氨氮降解率均較高，表明氨氮的降解不僅是由于細胞生長所引起，其細胞代謝也可能起到重要作用。吳建江等［16］對菌株XS76 進行培養(yǎng)，結果表明2%～10%接種量下的氨氮降解率無較大差異，且氨氮殘留量和菌體生長量接近，培養(yǎng)基中的pH值均有升高的趨勢。因此，試驗結果與前人研究相似，同時考慮到接種量升高會增加成本，故選取6%作為后續(xù)實驗接種量。

圖7 不同接種量對菌株XJ-1 氨氮降解率的影響Fig.7 Effects of different inoculation amounts on ammonia nitrogen degradation rate of strain XJ-1

2.4.4 pH 對異養(yǎng)硝化特性的影響 pH 升高或降低，微生物的細胞膜電位會發(fā)生改變，酶的活性也發(fā)生改變，影響微生物生長［17］。因此，選擇合適的初始pH，對菌株硝化能力具有重要意義。由圖8 可知，當pH 為5.5 時，氨氮降解率為24.21%，隨著pH 升高至7.5，氨氮降解率為66.92%；當pH 升高至9.5，微生物活性受到抑制，氨氮降解率降為45.99%。Zhang 等［18］提出，生物脫氮系統(tǒng)對pH 較為敏感。一般情況下，pH 與硝化強度高度相關，低pH 導致異養(yǎng)硝化速率降低，弱堿性條件促進硝化作用，低pH 條件抑制異養(yǎng)硝化菌的活性（ANB）；同時，氨單加氧酶（AMO）是硝化作用的關鍵酶之一，pH 值變化也會影響培養(yǎng)基中游離氨和AMO 活性［19］。本研究分離的XJ-1 菌株在弱酸、中性、弱堿條件下均能生長，且在弱堿條件生長性能更好，與前人研究結果一致。

圖8 不同pH 對菌株XJ-1 氨 氮降解率的影響Fig.8 Effects of different pH on ammonia nitrogen degradation rate of strain XJ-1

2.4.5 碳源種類對異養(yǎng)硝化特性的影響 碳源為微生物生命活動提供能量的同時，也能參與其各種代謝過程，因此，探究最適合微生物降解氨氮的碳源有助于菌株XJ-1 處理廢水。葡萄糖、蔗糖、乙酸、檸檬酸和琥珀酸都是培養(yǎng)異養(yǎng)硝化菌常用的碳源，但不同微生物對碳源的利用存在明顯差異，同一菌株的硝化能力隨碳源的不同也會有差異，當碳源類型為丙酮酸、檸檬酸或醋酸時，培養(yǎng)后pH 會升高；當蔗糖和葡萄糖作為碳源時，培養(yǎng)后pH 會降低［20］。試驗結果（圖9）表明，菌株XJ-1 能在以乙酸鈉、檸檬酸鈉和丁二酸鈉為碳源的培養(yǎng)基中生長，對蔗糖的利用程度非常低，幾乎不能在以葡萄糖為碳源的培養(yǎng)基生長；菌株以乙酸鈉為碳源的培養(yǎng)基中，菌株XJ-1 的降解率為69.56%，菌株XJ-1 利用有機酸鹽明顯優(yōu)于葡萄糖和蔗糖等常用糖類，推測存在以下原因：當使用糖類作為碳源時，培養(yǎng)后pH 會降低，不利于異養(yǎng)硝化菌生長；異養(yǎng)硝化菌屬于化能異養(yǎng)微生物，三羧酸循環(huán)是此類微生物生物氧化的重要途徑之一，乙酸鈉能被微生物較好地利用，主要是因為有機酸鹽相比于糖類分子量小，結構簡單，更利于異養(yǎng)硝化細菌的直接利用吸收，這與菌株HY13［21］、Y1［22］、TN-10［23］對有機酸鹽的利用率高于糖類的結論一致。因此，在實際應用中，應選擇能被微生物利用的合適碳源。

圖9 不同碳源對菌株XJ-1 氨氮 降解率的影響Fig.9 Effects of different carbon source types on ammonia nitrogen degradation rate of strain XJ-1

2.4.6 菌株在滲濾液中的異養(yǎng)硝化作用 將菌株XJ-1 接種到滅菌后的垃圾滲濾液廢水中，經(jīng)培養(yǎng)96 h 后，NH4+-N、NO2--N、NO3--N 濃度隨時間的變化如圖10 所示。由圖10 可知，NH4+-N 濃度從初始的545.91 mg/L 降至317.58 mg/L，降解率達到62.82%，垃圾滲濾液廢水中，有機物成分復雜，不同的碳源種類為菌體的生長提供了能量來源，提高了細菌的硝化作用和脫氮效率，菌株XJ-1 對于高濃度氨氮廢水的處理具有良好的效果。在培養(yǎng)結束后，檢測滲濾液廢水在整個反應過程中NO2--N、NO3--N 的濃度變化，結果未見明顯積累，推測可能是由于菌株XJ-1 中存在的氨單加氧酶（AM O）將氨氮轉化為羥胺或菌體的胞內氮［24］；此外，也有可能是菌株XJ-1 消耗了生成的NO2--N，NO3--N 參加 了反硝化反應。以上結果能說明菌株XJ-1 不同于傳統(tǒng)硝化細菌的硝化反應，該菌株不僅具有異養(yǎng)硝化能力，還有可能存在反硝化能力。

圖10 菌株XJ-1 在垃圾滲濾液中的異養(yǎng)硝化特性Fig.10 Heterotrophic nitrification characteristics of strain XJ-1 in landfill leachate

由圖11 可知，培養(yǎng)6～18 h 內，菌株處于對數(shù)生長期，營養(yǎng)物質充足，生長迅速。培養(yǎng)24 h，菌株XJ-1 的OD600最大濃度值為1.026，培養(yǎng)24 h 后開始有較為明顯的下降趨勢，此時菌數(shù)量減少，培養(yǎng)36～96 h 內，菌株處于穩(wěn)定期，OD600變化不明顯。菌株XJ-1 的生長伴著氨氮的降解，培養(yǎng)96 h 后，氨氮降解率達到62.82%。

圖11 菌株XJ-1 的生長及在垃圾滲濾液中的氨氮降解率Fig.11 Growth of strain XJ-1 and ammonia nitrogen degradation rate in landfill leachate

3 討論

由于垃圾滲濾液廢水中高濃度的氨氮會嚴重影響微生物生長，甚至致其失活，導致垃圾滲濾液難以處理。本試驗發(fā)現(xiàn)，菌株XJ-1 接種于高濃度滲濾液廢水，經(jīng)過96 h 培養(yǎng)后，與未接種菌株的廢水對比，菌株XJ-1 對滲濾液廢水的脫氮效率為62.82%。與Tai 等［25］的農(nóng)桿菌屬異養(yǎng)硝化菌BT1 試驗效果相比，本試驗菌株氨氮降解率相對較低，推測高濃度氨氮對菌株的生長有一定的抑制作用。因此，后續(xù)研究應加強對菌株在不同因素的條件優(yōu)化，如碳氮比、鹽度、無機離子等條件的優(yōu)化，以進一步提高異養(yǎng)硝化能力和在高濃度廢水中的應用價值。

（1）碳氮比：碳源和氮源是微生物生長的重要因素，C/N 直接影響著異養(yǎng)硝化菌的生長與硝化效率［26］。在傳統(tǒng)硝化過程中，自養(yǎng)細菌容易被抑制，不適合處理高氨氮和有機物濃度高的廢水，因此，常規(guī)硝化一般在降低C/N 或稀釋后進行。提高有機碳濃度將顯著提高異養(yǎng)硝化菌的處理效率，大多數(shù)研究表明，C/N 越高，對氨的去除越有利［27］，但超過一定的C/N 范圍，C/N的進一步增加并不會對硝化性能產(chǎn)生影響［28］。

（2）鹽度：在高鹽度的垃圾滲濾液廢水中，由于滲透壓的急劇增加、微生物代謝的變化和酶活性受到抑制，微生物的處理效率很低［29］。當含鹽量超過2%時，硝化菌的生長受到抑制［30］，這是由于鹽減少了培養(yǎng)基和細胞之間化合物的運輸，改變了微生物的代謝，導致脫水和細胞裂解，直接干擾微生物的生長和氨氧化的速率［31］。由于垃圾滲濾液中來源廣泛，不止是生活污水和工業(yè)廢水，含鹽度高，組成成分十分復雜。因此，選擇合適的鹽度，對于異養(yǎng)硝化微生物的篩選及處理含鹽廢水十分重要。

（3）無機鹽離子：無機離子能參與調節(jié)細胞內外滲透壓、pH 或氧化還原電位，可以作為硝化作用的輔酶或激活酶，對微生物的生長代謝至關重要［32］。研究指出，F(xiàn)e2+、Fe3+、Ca2+、Zn2+、Mg2+、Mn2+等金屬可以提高異養(yǎng)硝化菌對NH4+-N、TN 和TOC 的去除率，Mg2+能增強菌株的同化作 用［33］。Li 等［34］指出，Mg2+、Zn2+和Mn2+可以增強AMO 酶的活性，催化NH4+轉化為NH2OH，提高脫氮效率。垃圾滲濾液廢水中含有較高濃度的無機離子，但其對異養(yǎng)硝化菌株脫氮的影響少有報道，這限制了異養(yǎng)硝化菌株的進一步應用。

目前，多數(shù)已報道的 文獻注重于菌株脫氮性能的鑒定，對菌株氨氧化功能基因的研究鮮有報道。Fang 等［35］從表層沉積物中分離到具有異養(yǎng)硝化和好氧反硝化作用的酵母株K1，檢測到氨單加氧酶編碼活性位點A 的功能基因，亞硝酸鹽還原酶活性位點K 的基因；Ren 等［36］分離出1 株具有異養(yǎng)硝化和好氧反硝化能力的新菌株HND19，從該菌株中成功擴增出參與脫氮過程的功能基因。因此，后續(xù)研究還可對菌株XJ-1 參與脫氮過程的重要基因進行擴增，探究XJ-1 在硝化過程中的NH2OH 轉化規(guī)律，以進一步證明XJ-1 的異養(yǎng)硝化特性、好氧反硝化功能。

4 結論

從活性污泥中分離出1 株能降解氨氮的異養(yǎng)硝化菌，命名為XJ-1，經(jīng)形態(tài)分析、生理生化鑒定、16S rDNA 基因序列比對和系統(tǒng)發(fā)育樹構建，鑒定該菌株為不動桿菌屬(Acinetobactersp.)。經(jīng)單因素優(yōu)化后，當接種量為6%、pH 為7.5、溫度為30 ℃、搖床轉速為150 r/min 時，氨氮降解率較高；將該菌株用于垃圾滲濾液廢水中，對其在滲濾液中的異養(yǎng)硝化作用進行評價，滅菌后初始氨氮濃度為545.91 mg/L，經(jīng)過96 h 培養(yǎng)，氨氮濃度降至317.58 mg/L，氨氮降解率達到62.82%，NO2--N、NO3--N 未見明顯積累，證明該菌株具有一定的硝化能力。