污泥調理對氨基糖苷類耐藥菌的削減作用研究

陳 宇,姜 爽,孟曉青,王電站,鄭冠宇,周立祥 (南京農業大學資源與環境科學學院,江蘇 南京 210095)

抗生素的不合理使用甚至濫用導致耐藥菌(ARB)和耐藥基因(ARGs)在全球范圍內的廣泛傳播,嚴重威脅人類健康和生態安全.城市污水處理廠是ARB 和ARGs 重要的儲存庫和傳播地[1-2]:一方面,殘留于污水中的抗生素可以誘導ARB 的產生和富集;另一方面,ARGs 可通過基因水平轉移在微生物間進一步擴散傳播,甚至使部分微生物獲得多重抗性.傳統的生化處理過程將城市污水中大量的ARB和ARGs 轉移匯集到城市污泥中,而污泥的處理處置過程可能會導致抗生素抗性在環境中的進一步擴散和傳播[3].

作為污泥處理處置過程中的重要步驟,污泥機械脫水不僅可減少污泥體積,而且有利于脫水污泥的填埋、焚燒、堆肥等后續處理[4].然而,剩余活性污泥的膠體特性導致其直接機械脫水非常困難,因此在機械脫水前必需對污泥進行調理從而改善其脫水性能[5-6].已有研究表明,污泥調理不但能夠有效改善脫水性能,而且部分調理方式能夠有效削減污泥中的ARGs.如生物瀝浸調理和Fe[III]/CaO調理可以有效削減污泥中的大部分種類的ARGs[7],且其效率遠高于污泥厭氧消化處理[8-9].另外,也有研究發現污泥調理對污泥中的病原微生物也有一定的殺滅作用[10-11].Qi 等[12]研究發現脫水消化污泥37℃放置24h 后其中的糞大腸菌群數量有所增長,因為VBNC(存活但不可培養)狀態的微生物在污泥儲存過程中恢復生長活性.然而,盡管ARB 的耐藥性正是ARGs 危害性的一種體現[13],但對于污泥調理處理如何影響污泥中的ARB 仍缺乏進一步的研究.同時,在實際工程應用中,污泥脫水后往往會放置一段時間后才進行后續的處理處置,關注污泥儲存放置過程中ARB 含量的變化也可更好評估其環境風險.

氨基糖苷類抗生素主要通過抑制蛋白質合成作用于革蘭氏陰性菌,其化學性質穩定、抗菌譜廣,在人類和畜禽疾病治療中應用廣泛[14].有研究報道,氨基糖苷類ARGs 是污泥中含量較高的ARGs 種類[8-9].Zheng 等[7]發現剩余污泥中氨基糖苷類ARGs的絕對豐度達到ARGs 總絕對豐度的75%,說明其是污泥中豐度最高的ARGs 種類.本研究分別采用聚丙烯酰胺(PAM)調理、Fe[III]/CaO 調理、化學酸化調理以及生物瀝浸調理四種方式處理剩余活性污泥,采用異養菌培養法比較了以上4 種污泥調理方法對脫水泥餅和脫水濾液中鏈霉素、慶大霉素、卡那霉素3 種典型氨基糖苷類ARB 的削減效果,結合調理污泥中微生物細胞裂解和污泥微生物胞外聚合物(EPS)變化情況探究污泥調理削減脫水泥餅和脫水濾液中ARB 的主要原因,并進一步研究脫水泥餅自然放置過程中氨基糖苷類ARB 數量變化從而闡明其環境風險.

1 材料與方法

1.1 污泥樣品

剩余活性污泥取自江蘇省無錫市太湖新城污水處理廠污泥濃縮池,污泥基本理化性質如表1 所示.供試污泥裝于無菌塑料瓶中,冷藏運回實驗室后置于4℃冰箱中,并在取樣24h 內對污泥進行調理.

1.2 污泥調理

分別采用PAM 調理法、Fe[III]/CaO 調理法、化學酸化調理法、生物瀝浸調理法來處理污泥.PAM調理主要利用有機絮凝劑聚丙烯酰胺中和污泥顆粒所帶的負電荷,減小污泥顆粒和水分子之間的親和力,降低污泥顆粒間的排斥力并促使污泥絮凝,改善污泥脫水性能[15];Fe[III]/CaO 調理主要是通過氯化鐵電離作用生成的帶電離子與污泥中的膠粒發生電中和,破壞膠體體系的穩定性并促進污泥顆粒團聚下沉從而提高脫水速率,同時氧化鈣能夠作為骨架構建物改善污泥的機械強度和滲透性能[16];化學酸化調理可以改變污泥表面性質,并分解有機質、破壞微生物細胞,釋放細胞間隙水和胞內水從而改善污泥脫水性能;生物瀝浸調理法是利用嗜酸性硫桿菌的生物氧化和生物酸化作用實現污泥中微生物胞溶及微生物胞外聚合物降解,從而大幅改善污泥的脫水性能[7].具體調理步驟如下.

PAM 調理:制備濃度為2000mg/L 的PAM 儲備液,放置24h 待其基團充分伸展[16].取250mL 污泥置于500mL 三角瓶中,使用磁力攪拌器在270r/min 轉速下振蕩的同時向其中以2.3mg/g DS(dry solids,污泥干重)的劑量加入12.08mL 的PAM 儲備液,在270r/min 轉速下振蕩1min,然后在30r/min 的轉速下繼續振蕩9min,完成處理[15].

Fe[III]/CaO 調理:取250mL 污泥置于500mL 三角瓶中,以0.3g CaO/g DS 的劑量向其中加入3.16g CaO,將三角瓶置于28℃恒溫搖床中以180r/min 轉速振蕩30min.隨后以0.08g Fe[III]/g DS 的劑量向污泥中加入1.39g FeCl3·6H2O,繼續在28℃及180r/min轉速的恒溫搖床中振蕩30min,完成處理[16].

生物瀝浸調理:取225mL 污泥置于500mL 三角瓶中, 并向其中接種 25mL Acidithiobacillus ferrooxidans LX5 菌液,以10g/L 的劑量添加2.5g FeSO4·7H2O[17-19].隨后將三角瓶置于28℃恒溫搖床中以180r/min 的轉速培養約40h,直到污泥的pH 值約為2.5,此時處理完成.

化學酸化調理:取250mL 污泥置于500mL 三角瓶中,向其中加入9.20mol/L 的H2SO4將污泥pH值調節至 2.5 左右,并在 28℃恒溫搖床中以180r/min 的轉速振蕩30min.由于污泥有較強的緩沖性,所以需要反復操作添加H2SO4多次直到污泥pH 值穩定[5].

調理后污泥的基本性質理化性質如表1 所示,采用流式細胞儀測定調理污泥中微生物細胞裂解情況,提取調理污泥中EPS 并分別測定黏液層胞外聚合物(Slime-EPS)、松散結合的胞外聚合物(LBEPS)及緊密結合的胞外聚合物(TB-EPS)含量.然后,使用實驗室過濾壓縮裝置對調理后的污泥樣品進行機械脫水處理[5].該過濾壓縮脫水裝置由一個過濾壓縮元件和一個配備穩壓減壓閥的空壓機組成,其中過濾壓縮元件是高為162mm、內徑為50mm內置活塞的不銹鋼圓柱體,底部是孔徑為1mm 的不銹鋼板.空壓機向元件內部提供穩定壓力(0.5MPa)的氣體,氣體推動活塞擠壓污泥完成脫水.分別收集脫水泥餅和脫水濾液,測定脫水泥餅和脫水濾液中鏈霉素、慶大霉素、卡那霉素3 種典型氨基糖苷類耐藥菌的含量,并檢測污泥脫水濾液中的懸浮固體含量.

對原始污泥以及各調理污泥進行脫水處理后,使用培養皿收集泥餅,置于28℃恒溫培養箱中.在第0(脫水后當日)、4、8、12、16 和20d 進行取樣.每份泥餅樣品中,取3 塊不同位置的泥餅進行混合,以減小誤差.將所取各樣品分別與9mL 0.85%無菌NaCl 溶液混合,充分渦旋混勻后進行梯度稀釋[20].隨后使用異養菌平板計數法來測定其中氨基糖苷類ARB 的數量,以考察脫水泥餅自然放置過程中氨基糖苷類ARB 數量的變化.

表1 原始污泥和調理污泥基本理化性質Table 1 Primary physicochemical properties of raw sludge and conditioned sludge

1.3 測定方法

1.3.1 脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 含量的測定 采用異養菌平板計數法測定不同調理方式處理后的脫水泥餅以及脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的數量[20].對于脫水污泥,將1g 脫水泥餅與9mL 0.85%無菌NaCl 溶液混合,充分渦旋混勻后進行梯度稀釋;對于污泥濾液,先將100mL 污泥濾液過0.22μm 無菌濾膜,然后將濾膜置于50mL 無菌磷酸鹽緩沖液中并渦旋混勻后進行梯度稀釋[3].選擇合適的稀釋梯度涂布于高壓滅菌后的R2A 培養基平板(solaribio, China)上,培養基中加入100mg/L 的放線菌酮(solaribio, China),且分別加入如下抗生素:100mg/L 鏈霉素(solaribio, China),用以統計鏈霉素ARB 的數量;20mg/L 慶大霉素(solaribio, China),用以統計慶大霉素ARB 的數量;100mg/L 卡那霉素(solaribio, China),用以統計卡那霉素ARB 的數量.同時設置只添加100mg/L的放線菌酮以抑制真菌生長的對照平板,用來測定樣品中總異養細菌含量.所有平板置于30℃恒溫培養箱中培養5d,隨后統計形成的菌落數.

1.3.2 調理污泥中微生物細胞裂解情況測定 對調理污泥樣品進行熒光染色,然后利用流式細胞儀(FCM)分析污泥中微生物細胞的細胞膜破壞情況[21].采用無菌水將調理后污泥稀釋至含固率約為0.005%,取0.5mL 稀釋后樣品,使用細胞凋亡試劑盒Annexin V-FITC Apoptosis Detection Kit (Sigma Aldrich, USA)對其進行染色.分別使用10μL PI 染料以及5μL V-FITC 染料對污泥微生物細胞染色.染色后的樣品于室溫下靜置避光培養15min,然后使用流式細胞儀BD Biosciences AccuriC6flow cytometer(Becton Dickinson Immunocytometry Systems, San Jose, Calif.)進行分析,488nm激光由50mW藍色固態激光器發出.設置濾光片,于520nm 處檢測綠色熒光(FL1),于630nm 處檢測紅色熒光(FL3).所有分析在細胞染色后的1h 之內完成,測定過程中對每個樣品采集的細胞數約為10000 個[22].

1.3.3 調理污泥中污泥EPS 的提取與測定 分別提取調理污泥的Slime-EPS、LB-EPS 以及TB-EPS三層EPS[23].將各調理后的污泥在2500g 的條件下離心15min,收集上清液獲得Slime-EPS;用pH 值為7.0 的緩沖液將沉積物重懸至原體積,然后在5000g的條件下離心15min,收集上清液獲得LB-EPS;沉積物重新懸浮后,在恒溫水浴鍋中 60℃水浴加熱30min,最后在15000g 的條件下離心5min 獲得TB-EPS.使用0.45μm 過濾顆粒物后,獲得的上述EPS 溶液用TOC 分析儀進行測定[24].

1.4 數據分析

采用SPSS 24.0 軟件進行顯著性檢驗和相關性分析.

2 結果與討論

2.1 污泥調理方式對脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 含量的影響

本實驗選用的4 種調理方式處理均能改善污泥脫水性能.化學酸化調理雖使污泥比阻升至18.61×1012m/kg,但將脫水泥餅含水率降至65.59%.而生物瀝浸調理、PAM 調理和Fe[III]/CaO 調理污泥后,污泥比阻分別降為 0.15×1012m/kg、0.39×1012m/kg 和0.11×1012m/kg,而脫水泥餅含水率則分別降至65.60%、81.42%和69.00%.城市污水處理廠通常會將污泥機械脫水產生的脫水泥餅經堆肥、焚燒或填埋等方式進行處置,而將脫水濾液與污水處理廠進水進行混合后處理,因此有必要研究不同污泥調理方式對脫水泥餅和脫水濾液中ARB 含量的影響.如圖1 所示,化學酸化調理、生物瀝浸調理和Fe[III]/CaO 調理使脫水泥餅中總細菌的含量降低了0.71～0.82 個數量級,也不同程度削減了脫水泥餅中的慶大霉素、鏈霉素以及卡那霉素三類ARB 的含量.其中,Fe[III]/CaO 調理對脫水泥餅中氨基糖苷類ARB 削減作用最大,分別將鏈霉素、慶大霉素、卡那霉素ARB 的數量降低1.30、1.72 以及2.10 個數量級;生物瀝浸調理將3 種氨基糖苷類ARB 降低了0.77 至1.54 個數量級;化學酸化則將3 種ARB 降低了0.83 至1.65 個數量級.然而,原始污泥經PAM 調理前后,脫水泥餅中總細菌含量和3 種氨基糖苷類ARB 的含量均無明顯變化(P＜0.05),說明PAM 調理未能有效削減脫水泥餅中總細菌和3 種氨基糖苷類ARB.在污泥脫水濾液中,生物瀝浸調理和Fe[III]/CaO 調理使得慶大霉素、鏈霉素以及卡那霉素三類ARB 均未能檢出,同時分別使總細菌含量降低了3.76 和1.74 個數量級.然而,化學酸化調理和PAM 調理分別使脫水濾液中總細菌數量上升了0.61 和0.31 個數量級,化學酸化調理不僅未能有效削減脫水濾液中的3 種ARB 反而使其含量上升了0.26 至0.39 個數量級,而PAM 調理僅能將慶大霉素ARB 削減0.16 個數量級,對另兩種ARB 無明顯的削減作用.采用異養菌平板計數法測定不同調理方式處理后的脫水泥餅及脫水濾液中氨基糖苷類ARB的數量,選用的R2A 瓊脂培養基是一種低營養培養基.事實上,污泥中可培養的細菌數量是相當有限的,大部分細菌處于存活但不可培養狀態,且有部分細菌雖然攜帶ARGs 卻不表達相應的抗性.因此,實際污泥中的氨基糖苷類ARB 可能遠大于本實驗統計的數量.

Tong 等[25]的研究表明,微波預處理結合厭氧消化可以將污泥中氨芐青霉素ARB 的含量削減0.56個數量級,程度遠低于1 個數量級.而在本實驗中,Fe[III]/CaO調理即可將脫水泥餅中3種氨基糖苷類ARB 削減1 個數量級以上,甚至可以將卡那霉素ARB 削減2.10 個數量級.綜上所述,Fe[III]/CaO 調理以及生物瀝浸調理可以大幅度削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB 的含量,并同時完全去除脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;PAM 調理未能有效去除脫水泥餅以及脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;化學酸化調理雖然也可有效削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB的含量,但會導致脫水濾液中的氨基糖苷類ARB 數量的上升.在以往的研究中,我們發現不同調理方法削減污泥ARGs 的效果也有所差異[7]:PAM 調理不能去除污泥中的ARGs,化學酸化調理可以有效削減污泥中大部分ARGs 的絕對豐度,但增加其相對豐度,而生物瀝浸調理和Fe[III]/CaO 調理能夠降低大多數ARGs 的相對豐度和絕對豐度.上述結果表明,生物瀝浸調理和Fe[III]/CaO 調理可能是污水處理廠削減脫水泥餅和脫水濾液中ARB 的有效手段.

圖1 不同調理方法處理后脫水泥餅和脫水濾液中鏈霉素ARB、慶大霉素ARB、卡那霉素ARB 及總細菌的對數濃度Fig.1 Logarithm concentration of streptomycin resistant bacteria, gentamicin resistant bacteria, kanamycin resistant bacteria and total heterotrophic bacteria in dewatered sludge cake and dewatering sludge filtrate after sludge conditioning treatments

2.2 污泥調理影響脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的機制探究

為探究不同調理方式削減脫水泥餅和脫水濾液中ARB 效果差異的原因,利用流式細胞儀對調理前后污泥中微生物細胞裂解情況進行分析.如圖2所示,在原始污泥中,完整的細胞和膜損傷細胞分別占比90.6%和9.18%.在化學酸化調理、生物瀝浸調理以及Fe[III]/CaO 調理后的污泥中,膜損傷細胞的比例上升至61.4%、58.6%以及55.0%,但PAM 調理僅僅將污泥中膜損傷細胞比例升高至12.0%.因此,化學酸化調理、生物瀝浸調理以及Fe[III]/CaO 調理能夠高效破壞污泥中微生物細胞的細胞膜,從而導致污泥中微生物細胞裂解,而PAM 調理對于污泥中微生物細胞的破壞用作極其有限.Zhou 等[26]的研究表明化學酸化調理和生物瀝浸調理會嚴重破壞污泥中微生物的細胞膜釋放出胞內物質,進而改變污泥固相和液相中的有機質含量.作者先前的研究也發現污泥調理會嚴重破壞微生物細胞膜引起細胞裂解,從而有效削減污泥中ARGs 的豐度[7].

圖2 不同調理污泥中完整細胞和破損細胞的數量Fig.2 Counts of intact cells and damaged cells in sludge treated by different conditioning approaches

對脫水泥餅及脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的數量和調理污泥中微生物細胞裂解程度進行相關性分析(表2).結果表明,脫水泥餅中3 種氨基糖苷類ARB 的含量與污泥中完整細胞數量呈顯著正相關(P＜0.01),而與膜損傷細胞數量呈顯著負相關(P＜0.01).也即,調理污泥中被破壞的微生物細胞越多,氨基糖苷類ARB 的數量越少,而完整的微生物細胞越多,氨基糖苷類ARB 的數量也越多.因此,污泥調理過程中微生物細胞的裂解導致脫水泥餅中ARB 的削減.但是,脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的含量與調理污泥中完整細胞和膜損傷細胞數量并無顯著性關系(P＞0.05),表明脫水濾液中的ARB 的削減除受微生物細胞裂解影響外還可能受其他因素影響[24].

針對化學酸化調理導致污泥脫水濾液中氨基糖苷類ARB的數量增長的原因(圖1b),進一步比較了不同調理污泥中污泥EPS 的含量及脫水濾液中懸浮固體的濃度.結果表明,化學酸化調理污泥中Slime-EPS含量和脫水濾液中懸浮固體的濃度最高(圖3、圖4).而化學酸化導致污泥釋放大量的Slime-EPS 和懸浮固體到污泥濾液中,這部分EPS 和懸浮固體可能裹挾ARB 從污泥固相轉移到污泥液相中[25],進而導致脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的增多.與化學酸化調理不同,生物瀝浸調理以及Fe[III]/CaO 調理在破壞微生物細胞的同時,可有效絮凝懸浮固體,阻止污泥Slime-EPS 釋放[15],所以能夠實現脫水泥餅及脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的同步去除.

表2 脫水泥餅和脫水濾液中氨基糖苷類ARB 的數量與污泥微生物細胞破壞程度之間的皮爾遜相關性分析Table 2 Pearson’s correlation analysis between the concentration of aminoglycoside resistant bacteria in dewatered sludge cake or dewatering sludge filtrate and the membrane damage of sludge microbial cell

圖3 不同調理方法處理后污泥中Slime-EPS、LB-EPS 和TB-EPS 含量Fig.3 Contents of slime-EPS, LB-EPS and TB-EPS in sludge treated by different conditioning approaches

圖4 不同調理污泥脫水濾液中懸浮固體濃度Fig.4 Suspend solid content in dewatering sludge filtrate of various conditioned sludge samples

2.3 脫水污泥自然放置過程中氨基糖苷類ARB 含量的變化

如圖5 所示,經不同調理方式處理獲得的脫水泥餅在污泥放置的0～4d,總細菌含量均有輕微的降低,其中未調理污泥(原始污泥)的脫水泥餅中總細菌數量僅降低了0.15 個數量級,而化學酸化調理獲得的脫水泥餅中總細菌數量也僅降低了0.57 個數量級.在脫水泥餅自然放置的4～8d,所有處理中的總細菌含量均明顯上升,尤其是Fe[III]/CaO 調理、生物瀝浸調理及化學酸化調理樣品中總細菌含量上升幅度較大(1.49～2.14 個數量級),而未調理污泥和PAM 調理污泥的脫水泥餅中總細菌含量上升了0.52～0.67 個數量級.隨著放置時間的延長,各脫水污泥樣品中的總細菌含量小幅波動.

圖5 脫水泥餅自然放置過程中鏈霉素ARB、慶大霉素ARB、卡那霉素ARB 及總細菌的對數濃度隨放置時間的變化Fig.5 Changes in logarithm concentrations of streptomycin resistant bacteria, gentamicin resistant bacteria, kanamycin resistant bacteria and total heterotrophic bacteria with the extension of incubation period during the natural storage of dewatered sludge cakes

未調理污泥(原始污泥)和PAM 調理的脫水泥餅在自然放置過程中3 種氨基糖苷類ARB 含量的變化幅度小于1.57 個數量級,且存在緩慢降低的趨勢.然而,Fe[III]/CaO 調理、生物瀝浸調理以及化學酸化調理獲得的脫水泥餅在自然放置培養的8～16d中,3 種ARB 的含量均明顯上升.化學酸化調理樣品中3 種ARB 含量的上升幅度最大,與培養前相比,鏈霉素、慶大霉素和卡那霉素ARB 分別增加了2.52、2.09 以及2.70 個數量級.生物瀝浸調理樣品中鏈霉素、慶大霉素和卡那霉素3 種ARB 含量上升幅度較小,但也分別達到0.72、1.20 以及1.10 個數量級.雖然16～20d 自然放置期內,Fe[III]/CaO 調理、生物瀝浸調理以及化學酸化調理的脫水泥餅中鏈霉素ARB 的數量有小幅的下降,但在20d 自然放置結束時,其氨基糖苷類ARB 的含量均遠高于原始污泥以及PAM 調理污泥.

許多學者對于細菌的VBNC 狀態進行了研究[27-28],發現細菌在外界給予壓力的情況下(營養缺乏、溫度變化、紫外輻射、極端pH 等)會進入VBNC狀態.而當外界壓力消失后,VBNC 狀態的細胞會逐漸復蘇[28-30].一方面,污泥在經過調理后,脫水泥餅中的部分ARB 可能進入VBNC 狀態,雖然存活,但是不能通過平板培養的方法檢測.而在后續放置過程中,VBNC 狀態的ARB 在適宜的條件下復蘇,并隨著放置時間的延長大量繁殖生長.另一方面,脫水泥餅中殘余的部分氨基糖苷類ARGs 在自然放置過程中可能通過水平轉移的方式在污泥中傳播擴散,使得原本不具備抗性的細菌獲得抗性.

綜上所述,PAM 調理后的脫水泥餅在放置過程中氨基糖苷類ARB 的變化與未調理污泥的脫水泥餅類似,均呈現緩慢下降的趨勢;而Fe[III]/CaO 調理、生物瀝浸調理以及化學酸化調理獲得的脫水泥餅中氨基糖苷類ARB 的含量在泥餅自然放置過程中大幅增加,且在放置20d 后3 種氨基糖苷類ARB的數量都遠大原始污泥樣品;ARB 在脫水泥餅自然放置過程中的快速繁殖也更利于污泥中ARGs 在細胞間的傳播擴散,從而給脫水泥餅的后續處理處置帶來一定的環境風險.因此,應該盡量縮短城市污水處理廠中脫水泥餅自然放置的時間,應在脫水泥餅的后續處理處置放置過程中密切關注ARB 含量的變化并采用適當的技術控制其環境風險.

3 結論

3.1 Fe[III]/CaO 調理和生物瀝浸調理可有效削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB,并完全去除脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;PAM 調理難以去除脫水泥餅和脫水濾液中的氨基糖苷類ARB;化學酸化調理雖可削減脫水泥餅中氨基糖苷類ARB,但導致脫水濾液中的氨基糖苷類ARB 的含量上升.

3.2 調理過程導致的污泥微生物細胞裂解是脫水泥餅中ARB 削減的主要原因,而化學酸化調理所導致的污泥Slime-EPS 的釋放和污泥濾液中懸浮固體的增加導致脫水濾液中氨基糖苷類ARB 數量上升.

3.3 采用Fe[III]/CaO 法、化學酸化法及生物瀝浸法處理后的脫水泥餅自然放置過程中氨基糖苷類ARB 的數量有反彈的趨勢,存在一定的環境風險.