再生水回用的環境系統中抗生素、抗藥菌與抗性基因分布的研究進展

楊肖肖，張昱，李久義，田秀君

1. 北京交通大學市政與環境工程系，北京 100044 2. 中國科學院生態環境研究中心，環境水質學國家重點實驗室，北京 100085 3. 中國科學院大學，北京 100049

將城市污水廠的污水經處理后再生回用是緩解城市水資源短缺的主要措施之一[1-2]。典型的城市景觀水體補給、農田灌溉和城市綠化是城市污水再生回用環境[3]。醫院、制藥廠等廢水中含有抗生素和抗性基因(antibiotic resistance genes, ARGs)[4]，污水處理廠(wastewater treatment plants, WWTPs)傳統的生物處理方法主要用于去除固體、有機物和營養物質，WWTPs并未設有抗生素去除工藝，在生物處理單元殘留的抗生素，促進了微生物抗藥菌(antibiotic-resistant bacteria, ARB)的選擇以及ARGs的傳播[5-6]。Gao等[7]研究了WWTPs出水中抗性基因的分布，檢測到tet(O)、tet(W)和sulⅠ基因豐度分別為9.1×103、5.1×103和1.1×104copies·mL-1。Chen和Zhang[8]發現污水處理廠深度處理工藝能有效去除有機物，而對ARGs的去除卻有高豐度的殘留，四環素類(tet)和磺胺類(sul)抗性基因的豐度分別為1.2×104～2.5×104copies·mL-1和6.6×105～3.1×106copies·mL-1，研究證實，WWTPs是ARB和ARGs重要的蓄積庫[8-9]。目前，Pruden[9]將抗生素抗性基因作為一種新型環境污染物，有關其在環境中傳播和污染等報道日益增多。轉座子、質粒和整合子等移動遺傳元件(mobile genetic elements, MGEs)與ARGs的關注也越來越多，尤其，Ⅰ型整合子(Class Ⅰ integrase,intl1)在某種程度上可以反映人類活動對ARGs污染水平和分布格局的影響，同時表征不同ARGs在環境中的傳播擴散規律，從而評估ARGs的潛在生態風險[10]。對于新型污染物抗生素和ARGs，在再生水灌溉時可能會將ARB、攜帶質粒或移動遺傳元件的ARGs轉移至土壤中[11]，并通過基因的垂直轉移(vertical gene transfer, VGT)和水平轉移(horizontal gene transfer, HGT)使ARGs在土壤中傳播和擴散[12-13]。再生水回用產生的病原菌健康風險令人擔憂。因此，有必要對再生水回用的環境系統中抗生素殘留、抗藥菌和抗性基因影響進行歸納與分析，以及探討影響抗生素抗性基因傳播擴散的主要因素，以期為再生水灌溉的風險控制和資源化利用提供科學依據。

1 城市水循環中再生水的耐藥性遷移(Migration of antibiotic resistance in urban water cycle of reclaimed water)

城市水循環是細菌的主要棲息地和繁殖介質[14]，ARB與ARGs在傳播方面起著至關重要的作用。再生水在城市水循環過程中主要用途是處理后回用。首先，城市居民污水、醫院和工業廢水等經工藝處理后，達到回用標準，回用至農田、地表水環境或工業生產過程中。再生水出水中ARB和ARGs濃度相比進水已有大幅降低，但是，ARB和ARGs濃度相比土壤和自然水體卻高很多，由于再生水中殘留的抗生素和ARGs的不斷釋放，可能導致ARGs在受納環境中繁殖和傳播[15-16]，從而增強耐藥性。因而，國內外研究者開展了土壤[17]、農田[18]和城市河流[19]中ARB和ARGs的調查研究，殘留抗生素使微生物產生選擇性壓力，促進微生物對抗生素的耐藥性增殖[20]。由圖1可知，人群暴露于殘留有抗生素、ARB以及ARGs的再生水的途徑有多種：(1)由景觀娛樂水體的暴露，如城市景觀公園水上劃船、游泳直接接觸再生水等[21]；(2)工業中使用再生水的生產線上，人可接觸到再生水形成暴露；(3)種植在受抗生素和ARGs污染的土壤中的作物，可檢測到一定質量濃度的抗生素及抗性基因[11,22]，進而由食物鏈傳播使人體產生暴露。

圖1 再生水循環示意圖以及抗生素抗性選擇、抗藥菌傳播和控制重要環節的地點或過程Fig. 1 The schematic diagram of the water cycle of reclaimed water and the location or process of the important links of antibiotic resistance selection, antibiotic-resistant bacteria transmission and control

2 再生水回用環境系統中抗生素、抗性基因和抗藥菌污染現狀(Occurrence of antibiotics, ARGs, ARB in environmental system with reclaimed water irrigation)

2.1 再生水回用環境系統中抗生素抗性基因污染現狀

再生水中檢測到了不同濃度的抗生素，而且再生水澆灌城市公園使其土壤中殘留的抗生素抗性基因增加了99.3倍～8 655.3倍[23]。Gao等[7]在污水處理廠的出水中檢測到磺胺嘧啶(sulfadiazine, SDZ)、磺胺甲惡唑(sulfamethoxazole, SMX)和紅霉素(erythromycin, ERY)的濃度分別為0.1～0.6、0.1～0.5和0.1～0.3 μg·L-1。Leung等[24]在中國香港污水處理廠的出水中檢出頭孢氨芐(cefalexin, CFL)和氧氟沙星(ofloxacin, OFX)，其檢出濃度范圍分別為0.2～5.1 μg·L-1和0.1～9.9 μg·L-1。Wang等[25]調查了北京市再生水澆灌公園土壤中抗生素殘留，檢測到的四環素總濃度為12.7～145.2 μg·kg-1，強力霉素(doxycycline, DXC)和4-差向四環素鹽酸鹽(4-epianhydrochlortetracycline, EACTC)在所有的土壤樣品中都有檢出，濃度范圍分別為1.8～107.1 μg·kg-1和1.3～5.1 μg·kg-1，研究表明，再生水灌溉增加了公園土壤中抗生素濃度。污水廠出水排入地表水，磺胺類和四環素類基因的檢出率最高，豐度分別達到2.5×100～108.26copies·mL-1和9.65×10-7～100copies/16S rRNA[26]。也有研究表明，殘留的抗生素濃度和ARGs的豐度，與再生水的補給頻率和水量有關，一次灌溉，ARGs水平沒有隨時間變化，然而，當用廢水二次重復灌溉時，可檢測出高濃度的ARGs[25]。Wang等[25]用再生水澆灌的公園土壤，構建sulⅡ和intl1基因克隆文庫，將測定的目的基因片段序列，在Genebank中用BLAST功能與基因庫進行相似性比對，發現與人類致病菌序列同源性分別為95%～100%和94%～100%，同時sulⅡ基因和intl1基因也可存在于一些致病菌中，這使得sulⅡ進一步向致病菌中傳播，進而再生水回用至受納環境對公眾健康產生潛在的危害[19,27]。

2.2 再生水回用環境系統中抗藥菌污染現狀

目前，尚未有再生水回用的受納環境中ARB的研究，研究集中在微生物菌落結構演變的研究，而針對天然水體、污水廠出水受納河流等ARB研究甚多，在污水廠出水排放到的環境中檢測到ARB濃度范圍為103～104CFU·mL-1。對氨芐西林(51.5%)、鏈霉素(43.3%)、四環素(40.5%)、慶大霉素(30.2%)和環丙沙星(21.9%)耐藥率較高。表2對比分析了受納環境中，不同國家和地區ARB污染分布，在抗藥異養生物中，大腸桿菌、金黃色葡萄球菌、糞腸球菌、屎腸球菌和沙門氏菌最為常見。Ham等[30]研究日本某河流耐藥性大腸桿菌的分布，耐藥大腸桿菌的濃度表現出較大的時空變化，支流和下游的濃度高于上游和中游，指出多重耐藥大腸桿菌是評價耐藥擴散、水質惡化和公共衛生風險潛力的有效指標。Su等[31]從東江流域38個采樣點分離到3 456株大腸桿菌，89.1%的菌株耐藥，87.5%的菌株對至少3種抗生素耐藥，其中，各抗生素的耐藥菌株比例分別為氨芐西林43.3%、哌拉西林35%、鏈霉素56.3%、磺胺甲惡唑/甲氧芐啶40.6%、四環素60.1%和甲氧芐啶41.6%。Ayandiran等[32]研究尼日利亞人為污染的某河流細菌的耐藥性模式，分離的微生物包括屬內的微生物芽孢桿菌、假單胞菌、鏈球菌、變形桿菌和葡萄球菌，從水樣中分離的微生物濃度為9.41×103～1.56×104CFU·(100 mL)-1，沉積物中，微生物濃度范圍為2.55×104～1.43×105CFU·g-1，芽孢桿菌對環丙沙星、氯霉素、鏈霉素和阿莫西林耐藥，鏈球菌對紅霉素、環丙沙星、復方新諾明、頭孢曲松、氯霉素、鏈霉素和阿莫西林具有耐藥性，而且假單胞菌對上述抗生素的耐藥率為100%，鏈球菌、葡萄球菌和芽孢桿菌的耐藥率為40%～90%，以上研究結果表明，ARB的多重耐藥性與抗生素長期暴露相關，而且可通過質粒或轉座子介導在細菌間進行傳播。

表1 再生水回用環境系統中抗生素殘留和抗性基因(ARGs)分布Table 1 Distribution of antibiotic residues and antibiotic resistance genes (ARGs) in reclaimed water irrigation system

3 抗生素和抗性基因在再生水回用的環境系統中傳播(Transmission of antibiotics and ARGs in environmental system of reclaimed water irrigation)

經WWTPs深度處理后，抗生素選擇壓力不斷增加，誘導環境ARGs在宿主細胞中增殖，并水平轉移到包括ARB在內的其他菌株，最終通過食物鏈轉移到人類。眾多的研究證實，ARGs具有較高的移動性，主要是通過HGT機制大大增加了ARGs在不同微生物間傳播擴散的頻率，接合轉移的載體主要是可自主轉移的質粒(self-transmissible plasmid)和接合性轉座子(conjugative transposon)；轉化過程是胞外ARGs被處于感受態的受體菌攝入體內，并在受體菌內整合表達，使其獲得抗性的過程，如圖2所示。目前，針對再生水回用環境系統中耐藥性的傳播研究甚少，而對未處理的廢水長期灌溉的土壤、糞肥施用的土壤中抗生素抗性基因的研究則較多[44]。研究證實，再生水澆灌的公園土壤中TnpA-02基因普遍存在，intl1與所研究的抗生素抗性基因(tetG、tetW、sulⅠ和sulⅡ)顯著相關，intl1在ARGs的傳播擴散中起作用[28]。Bengtsson-Palme等[45]使用宏基因組測序技術在喹諾酮抗生素生產廢水污染的湖泊中檢測到26種已知質粒和21種新型質粒。Binh等[46]對15個豬糞樣品中的質粒進行系統研究，發現了81個質粒，包含IncN、IncW、IncP-1和pHHV216等類型，并在這些質粒上檢測到阿莫西林和磺胺類抗性基因。另外一項研究，通過高通量測序技術，檢測到污水處理廠細菌攜帶了最新發現來源于臨床分離物的抗性基因，這表明了臨床和污水處理廠細菌之間的遺傳交換，這些新發現的抗性基因存在于質粒上，且被釋放到環境中，進而增加了環境細菌的進一步傳播[47-48]。

圖2 抗生素、抗藥菌和抗性基因在受納環境中遷移途徑與傳播Fig. 2 Migration and transmission of antibiotics, antibiotic-resistant bacteria and resistance genes in the receiving environment

表2 受納環境中抗藥菌種類與分布特性Table 2 Distribution and species of antibiotic-resistant bacteria in the receiving environment

續表2菌株Strains地區Area抗藥菌耐藥性比例(%)Percentage of resistant strains (%)文獻Reference腸桿菌科Enterobacteriaceae珠江(中國)Pearl River (China)氨芐西林(AMP) (55%)、氯霉素(CHL) (10%)、環丙沙星(CIP) (7%)、左氧氟沙星(LEV) (5%)、磺胺甲惡唑/甲氧芐啶(SXT) (15%)、甲氧芐啶(TMP) (20%)、四環素(TET) (19%)Ampicillin(AMP) (55%), chloramphenicol (CHL) (10%), ciprofloxacin (CIP) (7%), levofloxacin (LEV) (5%), sulfamethoxazole/trimethoprim (SXT) (15%), trime-thoprim (TMP) (20%), tetracycline (TET) (19%)[38]城市景觀水(中國)Urban recreational water (China)盤尼西林(PEN)(耐藥指數5.6)、氨芐西林(AMP)(耐藥指3.5)、萬古霉素(VAN)(耐藥指數3.0)、紅霉素(ERY)(耐藥指數1.8)、慶大霉素(GEN)(耐藥指數0.12)、氯霉素(CHL)(耐藥指數0.17)Penicillin (PEN) (antibiotic resistance index 5.6), ampicillin (AMP) (antibiotic re-sistance index 3.5), vancomycin (VAN) (antibiotic resistance index 3.0), erythromy-cin (ERY) (antibiotic resistance index 1.8), gentamicin (GEN) (antibiotic resistance index 0.12), chloramphenicol (CHL)(antibiotic resistance index 0.17)[3]微球菌Micrococcus芽孢桿菌Bacillus鏈球菌Streptococcus faecium金黃色葡萄球菌Staphylococcus aureus假單胞菌Pseudomonas河流(尼日利亞)River (Nigeria)阿莫西林(AMX) (100%)、頭孢曲松(CFR) (80%)、氯霉素(CHL) (100%)、環丙沙星(CIP) (100%)、磺胺甲基異惡唑(COT) (80%)、培氟沙星(PEF) (80%)、氧氟沙星(OFL) (20%)、紅霉素(ERY) (60%)、慶大霉素(GEN) (60%)、鏈霉素(STR) (100%)Amoxicillin (AMX) (100%), ceftriaxone (CFR) (80%), chloramphenicol (CHL) (100%), ciprofloxacin (CIP) (100%), cotrimoxazole (COT) (80%), pefloxacin (PEF) (80%), ofloxacin (OFL) (20%), erythromycin (ERY) (60%), gentamicin (GEN) (60%), streptomycin (STR) (100%)阿莫西林(AMX) (100%)、力白汀(AUG) (100%)、頭孢曲松(CFR) (100%)、氯霉素(CHL) (25.6%)、環丙沙星(CIP) (100%)、磺胺甲基異惡唑(COT) (100%)、慶大霉素(GEN) (100%)、呋喃妥因(NI) (100%)、氧氟沙星(OFL) (100%)、培氟沙星(PEF) (100%)、四環素(TET) (100%)Amoxicillin (AMX) (100%), augmentin (AUG) (100%), ceftriaxone (CFR) (100%), chloramphenicol (CHL) (25.6%), ciprofloxacin (CIP) (100%), cotrimoxazole (COT) (100%), gentamicin (GEN) (100%), nitrofurantoin (NIT) (100%), ofloxacin (OFL) (100%), pefloxacin (PEF) (100%), tetracycline (TET) (100%)[32]總大腸菌群Total coliform河流(馬來西亞)River (Malaysia)氨芐西林(AMP) (80.5%)、氯霉素(CHL) (22%)、環丙沙星(CIP) (7.7%)、慶大霉素(GEN) (30.8%)、盤尼西林(PEN) (96.4%)、四環素(TET) (47.8%)Ampicillin (AMP) (80.5%), chloramphenicol (CHL) (22%), ciprofloxacin (CIP) (7.7%), gentamicin (GEN) (30.8%), penicillin (PEN) (96.4%), tetracycline (TET) (47.8%)[36]異養菌Heterotrophic bacteria河流(中國)River (China)河流(波蘭)River (Poland)河流(中國)River (China)磺胺類(SUL) (81.3%)、四環素類(TCs) (38.6%)Sulfonamides (SUL) (81.3%), tetracyclines (TCs) (38.6%)強力霉素(DXC) (1.9%)、土霉素(OTC) (6.4%)Doxycycline (DXC) (1.9%), oxytetracycline (OTC) (6.4%)萬古霉素(VAN) (11.7%)Vancomycin (VAN) (11.7%)[39][40][41]革蘭氏陰性菌Gram negative bacteria飲用井水(非洲)Drinking well (Africa)氨芐西林(AMP) (59%)、阿莫西林克拉維酸(ACV) (45.8%)、氯霉素(CHL) (15.7%)、強力霉素(DXC) (3.6%)、慶大霉素(GEN) (19.3%)Ampicillin(AMP) (59%), Amoxicillin clavulanic acid (ACV) (45.8%), chloram-phenicol (CHL) (15.7%), doxycycline (DXC) (3.6%), gentamicin (GEN) (19.3%)[42]

續表2菌株Strains地區Area抗藥菌耐藥性比例(%)Percentage of resistant strains (%)文獻Reference革蘭氏陰性桿菌Gram negative rods河流和地下水(孟加拉)River and groundwater(Bengal)氨芐西林(AMP) (63.9%)、阿奇霉素(AZM) (18%)、氯霉素(CHL) (5.1%)、環丙沙星(CIP) (8.8%)、紅霉素(ERY) (41.4%)、呋喃唑酮(FR) (87.2%)、慶大霉素(GEN) (14.8%)、萘啶酮酸(NA) (42.7%)、新霉素(NE) (31.1%)、諾氟沙星(NX) (14%)、多粘菌素(PB) (23.1%)、四環素(TET) (16.2%)Ampicillin (AMP) (63.9%), azithromycin (AZM) (18%), chloramphenicol (CHL) (5.1%), ciprofloxacin (CIP) (8.8%), erythromycin (ERY) (41.4%), furazolidone (FR) (87.2%), gentamicin (GEN) (14.8%), nalidixic acid (NA) (42.7%), neomycin (NE) (31.1%), norfloxacin (NX) (14%), polymyxin (PB) (23.1%), tetracycline (TET) (16.2%)氨芐西林(AMP) (13.3%)、紅霉素(ERY) (8.3%)、呋喃唑酮(FR) (66.7%)、新霉素(NE) (3%)、諾氟沙星(NX) (21%)、多粘菌素(PB) (13.3%)Ampicillin (AMP) (13.3%), erythromycin (ERY) (8.3%), furazolidone (FR) (66.7%),neomycin (NE) (3%), norfloxacin (NX) (21%), polymyxin (PB) (13.3%)氨芐西林(AMP) (41.6%)、慶大霉素(GEN) (41.6%)、萘啶酮酸(NA) (41.6%)、多粘菌素(PB) (41.6%)Ampicillin (AMP) (41.6%), gentamicin (GEN) (41.6%), nalidixic acid (NA) (41.6%), polymyxin (PB) (41.6%)[43]

4 再生水深度處理工藝對抗生素和抗性基因的去除(Removal technologies of antibiotics and ARGs in advanced treatment process of reclaimed water)

目前，再生水處理技術主要有氯消毒、紫外消毒、微濾/超濾膜、光催化氧化和臭氧氧化技術等[49]。表3匯總了再生水處理技術和工藝對ARB和ARGs的去除效果和特點。膜過濾對部分ARB和ARGs有良好的處理效果；氧化技術屬于化學處理技術，雖然很多化學處理技術對ARB和ARGs有很好的去除效果，但是沒有選擇性，耗能和成本也相對較高。紫外消毒技術使耐紅霉素和四環素異養菌的濃度分別減少為(1.4±0.1) CFU·mL-1和(1.1±0.1) CFU·mL-1，同時對紅霉素和四環素類基因豐度分別去除(3.0±0.1) log和(1.9±0.1) log[50]。經氯消毒處理后，抗性基因mexF、blaTEM、aphA2和ermA的豐度及整合子豐度增加，而對sulⅠ有明顯的去除效果[51]。對臭氧消毒技術而言，臭氧濃度為3 mg·L-1時，ARB和ARGs的去除率在90%以上，進一步研究發現，催化劑的加入縮短了接觸時間，ARB和ARGs的去除達2 log。不同孔徑的微濾膜和超濾膜能截留出水中ARGs(vanA和blaTEM)，孔徑分別為1.0×105、1.0×104和1.0×103Da的超濾膜平均去除1.7、4.9、>5.9個數量級的ARGs，0.45 μm和0.1 μm的微濾膜只能去除不到1個數量級的ARGs[52]。

5 結論與展望(Conclusions and prospects)

抗生素和ARGs的污染具有特殊性，其傳播對人類健康和生態系統均會造成危害，目前，再生水回用的環境系統中抗生素、ARB和ARGs的研究大多集中在回用農業土壤和城市公園景觀水體。研究更多關注ARGs和常用抗生素殘留濃度的變化及ARB的耐藥性變化，但對再生水補給量和補給頻率對受納水環境中ARB的演變與耐藥動態變化的研究較少。再生水補給對生態水環境是否安全仍未有定論。針對上述內容，建議今后研究從以下幾方面展開。

(1)WWTPs深度處理系統工藝參數(臭氧濃度、消毒劑量等)對ARB和ARGs去除的影響，探討去除的最佳耦合條件。

(2)再生水中抗生素一般不是單獨存在，往往伴隨著金屬離子，因此，應加強研究復合污染物共同作用下，ARB及ARGs所受的影響。同時，需研究新一代抗生素在受納水體環境中的賦存及風險。

(3)考察再生水回用的受納環境中可培養的ARB以及ARGs演變的影響因素，從城市節水安全方面考慮，評價再生水回用的耐藥性風險。

表3 深度處理工藝對ARB和ARGs的處理效果Table 3 Effect of advanced treatment process on ARB and ARGs removal

續表3工藝Treatment process去除機制Mechanisms of disinfectionARBARGs去除RemovedUV紫外線易穿透細菌細胞膜和細胞質,導致胞嘧啶或胸腺嘧啶被吸收,或細菌胞內和胞外的光敏物質受紫外光誘導產生活性氧,活性氧氧化細胞膜、蛋白質和核酸等,使得細菌失活UV light readily penetrates the relatively UV-transpar-ent structures within the bacterial cell envelope and cytoplasm, where it ab-sorbed cytosine and thy-mine, and the intracellular and extracellular photosensi-tive substances produced re-active oxygen species, which oxidized cell membrane, protein and nucleic acid, making the bacteria inacti-vated耐紅霉素菌(2 500±500) CFU·mL-1Erythromycin-resistant bacteria (2 500±500) CFU·mL-1耐四環素菌(290±76) CFU·mL-1Tetracycline-resistant bacteria (290±76) CFU·mL-1ereA(3.5×105 copies·L-1),ereB(7.1×103 copies·L-1),ermA(1.8×103 copies·L-1),ermB(3.3×103 copies·L-1)四環素抗藥菌(5%)是紫外線消毒前的與耐紅霉素菌相比,耐四環素菌對紫外線的耐受性更強The proportion of tetracycline-resistant(5%) was nearly double oftion, tetracycline-resistanttolerance to UV irradiationromycin-resistant bacteria[50,55低紫外線劑量(8 mJ·cm對接合轉移頻率影響不大,紫外線照射,僅減少細菌數量但不改變細胞通透性;低氯劑量顯著提高了2～5倍的共轉移頻率Low UV doses (up to 8 mJence on the frequency of UV exposure only decreasedbut did not change the cellrine doses (up to 40 mg Clpromoted the frequency of～5 fold[58]UV254 nm輻射,降低log(2.0±0.3)UV254 nm radiation, reduced log(2.0±0.3)16S rRNA基因降低98.7%16S rRNA gene reduced by 98.7%臭氧和紫外降低了2 logrRNA和intl1基因豐度,腸桿菌科和腸球菌,豐度可降低在接觸時間為30 min后,低于檢測限After disinfection (chlorinationdance of the different microbiologicalper volume of wastewaternits of 16S rRNA and intlgi. For total heterotrophs,terococci, the abundance wasunits, and values were closequantification for ARG, aftermin of chlorination or UV[60

續表3工藝Treatment process去除機制Mechanisms of disinfectionARBARGs去除Removed臭氧氧化Ozonation臭氧氧化細菌磷酸酯層和脂多糖中的碳碳不飽和鍵、細胞膜和細胞壁中的肽聚糖、蛋白質上的氨基酸,溶解細胞膜和細胞壁,細胞的通透性增強,臭氧進入細胞,穿過細胞質與核酸物質發生反應使DNA失活Ozone oxidized carbon-carbon unsaturated bonds of bacterial phosphate ester layer and lipopolysaccha-ride, peptidoglycan and ami-no acids, dissolved cell membrane and cell wall, which enhanced permeabili-ty; ozone passed through the cytoplasm and reacted with nucleic acid substances to inactivate DNA3 mg·L-1臭氧濃度下,ARGs降低90%以上;過硫酸鹽臭氧生成(mg·min)·L-1和18.47 (mg催化劑的加入縮短了接觸時間,實現了More than 3 mg·L-1 ozoneover 90% of ARB and ARGs.fate yielded 15.87 (mg·min)min)·L-1 catalyst, which reducedneeded to achieve 2-log removal[60,63臭氧氧化降低log(2.1±0.5)Ozonation led to log reduction values of 2.1±0.516S rRNA基因降低98.7%Ozonation removed 98.7% of the gene 16S rRNA臭氧接觸時間(60 min),微生物的活性低于限值(0.5 CFU·(100 mL)-1);接觸和blaTEM基因的從log (4.2范圍,去除率為99.99%For a longer ozone exposuremicroorganisms were inactivatedthe limit of quantification (0.5A contact time of 30 min ledging from 4.2±0.5 to >6.7blaTEM genes, correspondingof 99.99%[53]