Đánh giá rủi ro độc tính sinh thái đối với nước thải bệnh viện một khung đề xuất cho những dòng thải đổ vào hệ thống cống đô thị

MỤC LỤC 1. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC TÍNH SINH THÁI ĐỐI VỚI NƯỚC THẢI BỆNH VIỆN 1 1.1.Giới thiệu 1 1.2. Những ảnh hưởng của nước thải bệnh viện lên các hệ sinh thái dưới nước 3 1.3. Lý thuyết đánh giá rủi ro sinh thái 4 1.3.1.Xác định vấn đề 4 1.3.2. Giai đoạn phân tích 4 1.3.3. Giai đoạn mô tả đặc tính rủi ro 4 1.4. Phương pháp luận đánh giá rủi ro độc học sinh thái của nước thải bệnh viện 5 1.4.1. Đánh giá mối nguy hại 5 1.4.2. Miêu tả ngữ cảnh của đánh giá rủi ro độc tính sinh thái 7 1.4.3. Sự phát triển mô hình ý niệm và lựa chọn các thông số đánh giá 8 1.5. Tài liệu và phương pháp 10 1.5.1. Lấy mẫu và đo pH 10 1.5.2. Phân tích hóa lý 10 1.5.3. Phân tích vi sinh và thí nghiêm độ độc 11 1.5.4. Đánh giá rủi ro 12 1.6. Kết quả và thảo luận 12 1.6.1. Kết quả phân tích lý hóa 12 1.6.2. Đặc tính vi sinh 14 1.6.3. Đặc tính độc học sinh thái của nước thải từ IDTT 14 1.6.4. Đánh giá mối nguy hại 16 1.6.5. Đánh giá rủi ro Sinh thái 17 1.6.5.1. Những tác động vào hệ thống xử lý nước thải 17 1.6.5.2. Những tác động của hệ sinh vật tự nhiên trong nước 19 1.7. Kết luận 20 2. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC TÍNH SINH THÁI ĐỐI VỚI NƯỚC THẢI BỆNH VIỆN DUNG QUẤT – TỈNH QUẢNG NGÃI 21 2.1. Sơ lược về bệnh viện Dung Quất 21 2.2. Phân tích 21 2.2.1. Đặc tính tiếp xúc 21 2.2.2. Đặc tính tác động sinh thái 21 2.3. Nhận diện rủi ro 22 2.3.1. Kết quả phân tích lý hóa 22 2.3.2. Đặc tính vi sinh 22 2.4. Đánh giá rủi ro độc tính sinh thái 23 3. KẾT LUẬN 23 DANH MỤC CÁC BẢNG Bảng 1. Hệ sinh thái được đề cập 8 Bảng 2. Các đặc trưng lý hóa và vi sinh của nước thải bệnh viện từ ITDD 12 Bảng 3. Các đặc tính độc học sinh thái của nước thải bệnh viện 16 Bảng 4. So sánh nồng độ cực đại với nồng độ tiêu chuẩn 17 Bảng 5. Kết quả phân tích lý hóa (mẫu lấy tại bể tập trung toàn bệnh viện trước xử lý) 22 Bảng 6. Các chỉ điểm vệ sinh về vi sinh tại bể tập trung toàn bệnh viện trước xử lý 22 DANH MỤC CÁC HÌNH Hình 1. Nước thải bệnh viện và những tác động đến WWTP và môi trường tự nhiên. 2 Hình 2. Sơ đồ đánh giá rủi ro độc học sinh thái 5 Hình 3. Kịch bản sự kết nối của hệ thống thoát nước thải bệnh viện với mạng lưới thoát nước sinh hoạt 7 Hình 4. Mô hình ý niệm của kịch bản được nghiên cứu 9 Hình 5. Bệnh viện Dung Quốc-Quảng Ngãi 21 Hình 6. Sơ đồ tuyến tiếp xúc 21 Trong các bệnh viện, có một lượng lớn và đa dạng những chất sử dụng cho mục đích y khoa như chẩn đoán và nghiên cứu. Sau khi được sử dụng, những chất dùng cho chẩn đoán, chất tẩy uế và những dược phẩm không được chuyển hoá và bài tiết từ các bệnh nhân đổ vào nước thải. Dạng thải này có thể gây rủi ro cho các sinh vật sống trong nước. Mục tiêu của nghiên cứu này là: (i) các bước đánh giá rủi ro độc tính sinh thái và khung quản lý liên quan đến những dòng thải bệnh viện đổ vào nhà máy xử lý nước thải (WWTP) mà không qua xử lý sơ bộ (ii) kết quả những ứng dụng của nó đối với nước thải từ Khoa bệnh nhiệt đới và truyền nhiễm của một bệnh viện phía Đông Nam nước Pháp. Những đặc tính tác động được xây dựng dựa vào 2 giả thiết, liên quan đến: (a) những ảnh hưởng của nước thải bệnh viện lên quá trình xử lý sinh học của WWTP, đặc biệt đến nhóm sinh vật chủ đạo của quá trình phân huỷ sinh học chất hữu cơ (b) những ảnh hưởng lên sinh vật trong nước. COD và BOD5 được đo cho những nghiên cứu về ô nhiễm hữu cơ toàn cầu. Việc đánh giá những hợp chất hữu cơ halogen hoá được thực hiện bằng cách sử dụng những nồng độ của hợp chất hữu cơ halogen hoá có thể hấp thu vào than hoạt tính (AOX). Các kim loại nặng (Asen, Catmi, Crôm, đồng, thuỷ ngân, Niken, chì và kẽm) cũng được đo. Một lượng nhỏ có thể xảy ra của faecal coliforms cũng được xem xét là một sự phát hiện gián tiếp sự hiện diện của thuốc tẩy uế và thuốc kháng sinh. Đối với đánh giá độc tính, thí nghiệm phát quang sinh học sử dụng Vibrio fischeri photobacteria,72-h EC50 sự phát triển của tảo Pseudokirchneriella subcapitata và 24-h EC50 trên Daphnia magna. Kịch bản cho phép đưa đến một đặc tính rủi ro bán định lượng. Cần chú ý đến các mối liên hệ sau: (i) đánh giá độc tính dài kỳ trên các sinh vật chỉ thị (tích tụ sinh học chất ô nhiễm, độc tính di truyền,…); (ii) sự tương tác độc tính sinh thái giữa dược phẩm, thuốc tẩy uế sử dụng trong cả chấn đoán và làm sạch bề mặt, và chất tẩy để làm sạch bề mặt; sự tác động đến mạng lưới cống rãnh, giữa nước thải bệnh viện và hệ sinh thái dưới nước. 1. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC TÍNH SINH THÁI ĐỐI VỚI NƯỚC THẢI BỆNH VIỆN 1.1.Giới thiệu Các bệnh viện sử dụng rất đa dạng các loại hoá chất như dược phẩm, nuclit phóng xạ, dung môi, chất tẩy uế sử dụng cho mục đích y học như chẩn đoán, tẩy uế và nghiên cứu. [1-3]. Sau khi được sử dụng, những chất này và các loại thuốc không chuyển hoá được từ các bệnh nhân sẽ đổ vào dòng nước thải bệnh viện [4,5], sau đó hoà vào hệ thống cống nước thải đô thị (Hình. 1) mà không qua xử lý sơ bộ [6]. Các dược phẩm không được sử dụng thỉnh thoảng cũng được cho vào hệ thống cống của bệnh viện [5]. Các chất ô nhiễm từ bệnh viện được đo ở dòng ra của hệ thống xử lý nước thải (WWTP) và trong nước bề mặt [7]. Các nghiên cứu và thí nghiệm [8] đã chứng tỏ có một lượng không thể chối cãi được của nhiều chất độc từ quá trình bài tiết vào môi trường nước. Hình 1. Nước thải bệnh viện và những tác động đến WWTP và môi trường tự nhiên.
 Sự tiếp xúc của các chất ô nhiễm bệnh viện với hệ sinh thái dưới nước gây nên rủi ro trực tiếp đến cân bằng sinh học trong môi trường tự nhiên. Rủi ro là khả năng xuất hiện các ảnh hưởng gây độc sau sự tiếp xúc của sinh vật với chất nguy hại [9]. Trước tình trạng nước thải bệnh viện chứa các chất nguy hại, đặc biệt là thuốc thẩy uế, dược phẩm không được chuyển hoá và nuclit phóng xạ được thải vào hệ sinh thái dưới nước, cần thiết phải xem xét đến khả năng gây rủi ro đối với các sinh vật trong nước. Diễn biến của các dược phẩm trong môi trường nước đã được báo cáo trong nhiều tài liệu, tạp chí khác nhau [3,4,7,10]. Rủi ro sinh thái của Glutar-aldehyde, một Di-aldehyde thường được giới thiệu là chất tẩy uế cho đèn nội soi quang học có thể sử dụng lại được cũng được xem xét trong nghiên cứu này [8]. Tuy nhiên, hiếm có nghiên cứu nào xét đến rủi ro tổng gây ra từ sự tiếp xúc đồng thời với nhiều chất ô nhiễm khác nhau trong nước thải bệnh viện. Luật pháp nước Pháp quy định những điều kiện cho việc đấu nối hệ thống nước thải bệnh viện vào hệ thống cống rãnh đô thị [11]. Ở Hướng dẫn số 793/93, trong phần tiếp xúc của hệ sinh thái và con người đối với những chất độc đã được phân loại, Uỷ ban Châu Âu [12] đòi hỏi tất cả các nước thành viên phải thực hiện một đánh giá rủi ro sinh thái và vệ sinh cho các chất như: thuốc, chất tẩy uế, chất phóng xạ. Quản lý rủi ro liên quan đến sức khoẻ của con người cân bằng sinh học trong hệ sinh thái tự nhiên. Mục tiêu của nghiên cứu này là: (i) Một framework được thực thi cho quá trình quản lý nước thải bệnh viện, bao gồm 2 bước: 1 bước nhẹ (“light” step) dựa trên sự đánh giá mối nguy hại liên quan đến nước thải bệnh viện và, nếu xuất hiện những bằng chứng về sự tồn tại của mối nguy hại, sẽ tiếp tục bước tiếp theo, bước nặng (“heavy” step). Bước này dựa trên một đánh giá rủi ro sinh thái của nước thải bệnh viện đổ vào hệ thống nước thải đô thị, sau đó vào môi trường tự nhiên (ii) Các bước chi tiết của “đánh giá mối nguy hại” và “đánh giá rủi ro” (iii) Các kết quả ứng dụng lên dòng thải của Khoa bệnh nhiệt đới và truyền nhiễm của một bệnh viện thuộc một thành phố lớn phía Đông Nam nước Pháp. 1.2. Những ảnh hưởng của nước thải bệnh viện lên các hệ sinh thái dưới nước Bệnh viện tiêu thụ một lượng nước lớn mỗi ngày. Sự tiêu thụ nước trong gia đình tối thiểu là 100 lit/người/ngày [14], ngược lại, nhu cầu cho bệnh viện là từ 400-1200 lit/người/ngày [6]. Ở Mỹ, nhu cầu trung bình cho bệnh viện là 968 lit/giường/ngày [15]. Ở Pháp, khoảng 750 lit/giường/ngày [6]. Ở các nước phát triển, nhu cầu này trong khoảng 500 lit/giường/ngày [16]. Việc tiêu thụ nhiều nước trong bệnh viện tạo nên một lượng nước thải lớn đáng kể. Kết quả của các nghiên cứu độc tính sử dụng vi khuẩn Bioluminescence và Daphnia magna đã hiển thị kết quả độc tính của nước thải bệnh viện đến sinh vật trong nước [17]. Những chất gây ô nhiễm thường xuyên nhất trong nước thải bệnh viện là: virus và vi khuẩn gây bệnh (một số chúng là những tác nhân hỗ trợ kháng khuẩn) [6], các dược phẩm không sử dụng, không chuyển hoá được và bài tiết ra ngoài [4], các hợp chất halogen hữu cơ (organohalogen), như hợp chất hữu cơ halogen hoá có thể hấp thụ vào than hoạt tính (AOX) [5], các đồng vị phóng xạ [1,18]. Các kết quả của việc mô tả đặc tính vi sinh trong nước thải bệnh viện [6] cho thấy những dòng thải này có nồng độ vi khuẩn thấp hơn 108 /100 mL đại diện của hệ thống nước thải đô thị [19]. Giá trị MPN (số khuẩn lạc đếm được trên 100ml mẫu) thấp được phát hiện với fecal bacteria trong bệnh viện có thể do thuốc tẩy uế và kháng sinh [6]. Những nghiên cứu về vi khuẩn thực vật (bacteria flora) trong nước thải bệnh viện đổ vào WWTP chỉ ra rằng vi khuẩn đã bắt đầu có sự thích nghi [20]. Điều này gây ra nguy cơ về hiệu quả của các chất kháng khuẩn. Việc tăng khả năng chống chịu các tác nhân kháng khuẩn của nhiều loại vi khuẩn gây bệnh làm tổn hại đến chế độ dinh dưỡng, chữa bệnh và khiến cho việc điều trị bệnh truyền nhiễm trở nên khó khăn hơn [4]. Ba nhân tố chi phối quá trình phát triển và kéo dài sức đề kháng: (i) sự biến đổi những gen hiện tại làm tăng khả năng đề kháng, (ii) sự chuyển đổi những gen đề kháng giữa các loại vi sinh vật khác nhau, (iii) việc tăng áp lực phải có lựa chọn về những kháng thể [4,20-24]. Nước thải bệnh viện chứa các chất clo hữu cơ với nồng độ cao [6]. AOX lên đến 10 mg/L được tìm thấy trong các dòng thải của các dịch vụ bệnh viện của một trung tâm đại học bệnh viện [25]. AOX sinh ra từ các thành phần bị oxy hoá tạo sự tương phản trong phim của khoa X-quang, dung môi, thuốc tẩy uế, máy làm sạch, và những viên thuốc có chứa clo. Hợp chất hữu cơ chứa brôm thì góp phần không đáng kể vào AOX trong nước thải bệnh viện [5]. Nói chung, sự phân bố cực đại của các loại thuốc vào AOX không vượt quá 11% [26]. Nồng độ AOX trong nước tiểu của bệnh nhân không dùng thuốc rất thấp, thường trong khoảng 0.001 – 0.2 mg/L [27]. Do được pha loãng nên ảnh hưởng từ nguồn này là không đáng kể [5]. Đánh giá về AOX cho thấy những chất ô nhiễm không theo quy ước này ít có khả năng bị vi khuẩn làm thối rữa và bị hút bám [7]. 1.3. Lý thuyết đánh giá rủi ro sinh thái Đánh giá rủi ro độc tính sinh thái là tập con của đánh giá rủi ro sinh thái. Đánh giá rủi ro sinh thái là một quá trình đánh giá khả năng xảy ra của một hoặc nhiều xác suất [28]. Quá trình này dựa trên 2 yếu tố: đặc tính tác động và đặc tính tiếp xúc và nhấn mạnh vào 3 giai đoạn của đánh giá rủi ro: xác định vấn đề, giai đoạn phân tích và giai đoạn mô tả đặc tính rủi ro [29]. 1.3.1.Xác định vấn đề Xác định vấn đề là một quá trình tạo và đánh giá các giả thuyết vì sao các hoạt động của con người gây ra hoặc có thể gây ra ảnh hưởng đến sinh thái [29]. Nó cung cấp cơ sở cho đánh giá rủi ro sinh thái tổng thể. Kết quả của bước này là 3 sản phẩm: (i) sự đánh giá những điểm kết thúc thích hợp với mục tiêu của nhà quản lý và hệ sinh thái đại diện, (ii) các mô hình ý niệm mô tả những mối quan hệ chính giữa một xác suất và đánh giá điểm kết thúc hoặc giữa nhiều xác suất với đánh giá nhiều điểm kết thúc, (iii) một kế hoạch phân tích. 1.3.2. Giai đoạn phân tích Phân tích là một quá trình kiểm tra 2 thành phần cốt yếu của rủi ro, tiếp xúc và tác động, các mối quan hệ giữa chúng với nhau và đặc tính hệ sinh thái [29]. 1.3.3. Giai đoạn mô tả đặc tính rủi ro Đây là giai đoạn cuối cùng của đánh giá rủi ro sinh thái và là điểm cao nhất của kế hoạch, xác định vấn đề, phân tích dự đoán hoặc quan sát những ảnh hưởng lên hệ sinh thái liên quan đến việc đánh giá các điểm kết thúc [34]. Tồn tại một dãy (sắp xếp có thứ tự) các phương pháp hợp lý [13] và sự lựa chọn các phương pháp phụ thuộc vào mức độ nghiêm trọng của vấn đề và bộ dữ liệu sẵn có. Riviere [9] lưu ý rằng “rủi ro sinh thái có thể được hiển thị bằng nhiều cách khác nhau: định tính (có hoặc không có rủi ro), bán định lượng (rủi ro yếu, trung bình hoặc cao), rủi ro theo xác suất (rủi ro là x%)”. Phương pháp được biết đến “the quotient” (thương số) là một phương pháp phổ biến nhất của mô tả đặc tính rủi ro bán định lượng. Phương pháp này chủ yếu tính tỷ lệ (hoặc thương số) biểu thị cho nồng độ dự báo (PEC) được chia bởi một nồng độ dự báo ngưỡng (PNEC) [29]. Giá trị nồng độ ngưỡng này có thể được ước lượng từ các dữ liệu sẵn có trong tài liệu cho những chất tinh khiết, và sử dụng những giá trị đo đạc thí nghiệm (các thí nghiệm sinh học –bioassays) đối với nước thải bệnh viện. Mặc dù độc tính của hỗn hợp các hoá chất có thể lớn hơn hoặc nhỏ hơn so với dự báo độc tính của những chất riêng lẻ trong hỗn hợp, nhưng phương pháp thêm vào một thương số (quotient) thừa nhận rằng đặc tính độc đã được thêm vào [29]. Sự thừa nhận này có thể được áp dụng tốt khi hoạt động của các hoá chất trong một hỗn hợp là tương tự nhau. Tuy nhiên, cũng có bằng chứng cho thấy các hoá chất với hoạt động không tương đồng cũng có tác động cộng dồn tương tự [29-31]. Khi giá trị thương số (quotient) Q >1, rủi ro được xem là đáng kể, Q càng lớn thì rủi ro càng lớn. Ngược lại, khi Q<1, rủi ro được xem là thấp. Nồng độ ngưỡng trong cơ thể sinh vật, thực tế, được đại diện một cách tổng quát bởi EC10 hay EC20, hoặc NOEC, được chia bởi 1 hệ số an toàn (ví dụ 10). Trong trường hợp không có EC10 hoặc NOEC thì EC50 thỉnh thoảng được sử dụng kèm theo một hệ số an toàn [13]. 1.4. Phương pháp luận đánh giá rủi ro độc học sinh thái của nước thải bệnh viện 1.4.1. Đánh giá mối nguy hại Việc đánh giá mối nguy hại của nước thải bệnh viện đối với hệ sinh thái căn cứ vào đặc tính của nước thải bệnh viện (Hình 2), bao gồm: Đặc tính hóa học (được đo đạc bởi các thông số chung, các thông số ô nhiễm vô cơ và hữu cơ); Đặc tính vi sinh; Đặc tính độc học. Hình 2. Sơ đồ đánh giá rủi ro độc học sinh thái
Các thông số được lựa chọn đặc trưng cho những đặc tính này như sau: Thông số COD và BOD5 được chọn để đo tải lượng hữu cơ tổng; Hợp chất Halogen hữu cơ hấp phụ trên than hoạt tính (AOX) được lựa chọn để đo hàm lượng các hợp chất Halogen hữu cơ; Kim loại nặng (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb va Zn) được chọn để đo ô nhiễm vô cơ; Thông số: số lượng lớn nhất có thể của fecal coliforms được chọn để đo ô nhiễm vi sinh (thông số này được xem xét trong nghiên cứu như sự phát hiện gián tiếp sự tồn tại khối lượng lớn các chất tiệt trùng và/hoặc chất kháng sinh); Thông số EC50 của nước thải bệnh viện (dựa vào thí nghiệm độc học trên sự phát quang của vi khuẩn (Vibrio fischeri), phát triển của tảo (Pseusự dokirchneriella subcapitata) và sự di động của D. magna) được chọn để đánh giá độc học của dòng nước thải. Kết quả đạt được của những thông số này được so sánh với giá trị ngưỡng thiết lập theo cách thức sau: Thông số chung: giá trị ngưỡng được căn cứ theo quy đinh của Pháp về dòng thải; Thông số độc học: giá trị ngưỡng của thí nghiệm độc học được căn cứ theo giá trị của hai đơn vị độc học (UT) do cơ quan nước của Pháp đề xuất cho nước thải công nghiệp; Thông số vi sinh: giá trị ngưỡng là 1x108 coliform/100ml, tương ứng hàm lượng trung bình của các fecal coliforms trong mạng lưới thoát nước sinh hoạt thông thường. Đối với nước thải bệnh viện có tỷ lệ Pc/Vt >1 (Pc: nống độ các chất ô nhiễm trong nước thải bệnh viện; Vt: giá trị ngưỡng) và số lượng fecal coliforms thấp hơn 1x108 coliform/100ml. Do vậy, cần thiết phải thực hiện các bước sau để đánh giá rủi ro độc học sinh thái. 1.4.2. Miêu tả ngữ cảnh của đánh giá rủi ro độc tính sinh thái Miêu tả này nhằm tóm tắt một cách toàn diện nhất có thể sự phơi nhiễm về mặt sinh thái của nước thải bệnh viện và phục vụ cho công tác quản lý nước thải bệnh viện ở các nước phát triển. Viễn cảnh vạch ra tình huống sự kết nối của hệ thống thoát nước thải bệnh viện với mạng lưới thoát nước sinh hoạt, cũng như hệ thống xử lý nước thải sinh học (WWTP) mà nguồn tiếp nhận nước thải sau xử lý là môi trường tự nhiên (Hình 3). Hình 3. Kịch bản sự kết nối của hệ thống thoát nước thải bệnh viện với mạng lưới thoát nước sinh hoạt
Các chất ô nhiễm trong nước thải bệnh viện xuất hiện trong hệ sinh thái tự nhiên do hiệu quả kém của WWTP, dòng ra của WWTP được thải trực tiếp vào nước sông nên viễn cảnh được xem xét ở đây là các tác động có thể của nước thải bệnh viện lên hệ sinh thái sông. Hai loại hệ sinh thái bị phơi nhiễm bởi nước thải bệnh viện trong kịch bản được nghiên cứu là: Hệ sinh thái nhân tạo, đại diện bởi WWTP; Hệ sinh thái tự nhiên, đại diện bởi không khí, đất, nước mặt và nước ngầm. Các nhân tố nhạy cảm của hai hệ sinh thái này dễ bị tác động khi bị phơi nhiễm bởi nước thải bệnh viện được tóm tắt trong Bảng 1. Bảng 1. Hệ sinh thái được đề cập Hệ sinh thái  Đại diện  Các nhân tố nhạy cảm bị tác động   Nhân tạo  WWTP  Vi khuẩn, tảo và động vật nguyên sinh (trong trường hợp các bể xử lý sinh học xảy ra phản ứng phân hủy theo phương thức hiếu khí).   Tự nhiên  Không khí  Chim và côn trùng.    Đất  Vi sinh vật trong đất, động vật hoang dã của đất (côn trùng, giun…); và thực vật đất    Nước bề mặt  Sinh vật sản xuất đầu tiên (phytoplankton) thuộc nhóm tảo đơn bào và đa bào; loài tiêu thụ bậc 1 (động vật không xương sống) đặc biệt là giáp xác, loài tiêu thụ bậc 2 thuộc nhóm cá và chim nước.    Nước ngầm  Bảo vệ tài nguyên nước ngọt.   1.4.3. Sự phát triển mô hình ý niệm và lựa chọn các thông số đánh giá Nội dung này tập trung nghiên cứu về WWTP, nước sạch và các loài ở mắc xích đầu tiên trong chuỗi thức ăn (Hình 4). Hình 4. Mô hình ý niệm của kịch bản được nghiên cứu
Các hệ sinh thái và các loài khác không được xem xét trong bước đầu tiên này của phương pháp luận. Đối với tính chất của tác động, hai giả định đã được xây dựng để xem xét. Chúng liên quan đến giá trị sinh thái cần được bảo vệ: Việc thải bỏ nước thải bệnh viện vào WWTP sẽ không tác động đến quá trình xử lý sinh học của WWTP, mà có khả năng tác động rất bất lợi đến cộng đồng tảo tham gia vào sự phân hủy các vật chất hữu cơ; Dòng ra khỏi WWTP sẽ không gây độc đến các loài đang tồn tại (đặc biệt là vi khuẩn, tảo và giáp xác) trong môi trường nước tự nhiên. Độc tính sinh thái của nước thải bệnh viện đối với sự sinh trưởng của vi khuẩn, tảo và sự tồn tại của giáp xác đã được nghiên cứu dựa vào thí nghiệm độc học theo tiêu chuẩn Pháp. Trong đó, vi khuẩn được đại diện bởi ‘V. fischeri’, sinh vật sản xuất đầu tiên (phytoplankton) được đại diện bởi tảo ‘P. subcapitata’, và giáp xác nước ngọt đại diện cho sinh vật tiêu thụ đầu tiên là ‘Daphnia magna Strauss’. Đối với kịch bản được đề xuất, kết quả của thí nghiệm độc học trên vi khuẩn và giáp xác được xem là các tác động có thể nhìn thấy của nước thải bệnh viện lên hệ sinh thái sông, trong khi giá trị EC50 từ thí nghiệm trên tảo được sử dụng để nghiên cứu các tác động của các mẫu nghiên cứu lên cả WWTP và sông. 1.5. Tài liệu và phương pháp 1.5.1. Lấy mẫu và đo pH Nước thải từ một bệnh viện tại miền Đông Nam nước Pháp được sử dụng cho giai đoạn thí nghiệm của nghiên cứu này. Tổng số giường bệnh của bệnh viện ước tính là 750 giường. Tổng lượng nước tiêu thụ khoảng 750 m3/ngày. Nước thải từ các khoa khác nhau được thải vào cống thoát nước của bệnh viện. Hệ thống này bao gồm một số ống thu gom bị vỡ do hoạt động của bệnh viện hoặc các hoạt động khác có liên quan. Bệnh viện có hệ thống thu gom chung. Tình trạng hệ thống như vậy có thể làm gia tăng nồng độ của các hợp chất chứa N trong suốt những ngày mưa đầu tiên và làm tăng quá trình pha loãng tất cả các chất ô nhiễm trong những ngày mưa còn lại [33]. Ngoài ra, hệ thống này còn làm gia tăng nồng độ tức thời của một số kim loại, đặc biệt là đồng. Hai đợt lấy mẫu (năm 2001 và 2002) thực hiện việc lấy mẫu tại dòng thải phát sinh từ Khoa bệnh nhiệt đới và lây nhiễm (ITDD) của bệnh viện nói trên với quy mô 144 giường. Quy mô khoa này chiếm 19,2% toàn bộ quy mô của bệnh viện. Trong suốt thời gian lấy mẫu, khoa này hoạt động tối đa công suất (100% giường bệnh đang được sử dụng). Nước thải được gom lại trước khi thải vào hệ thống thoát nước chung của bệnh viện. Sau đó, hệ thống này dẫn toàn bộ nước thải đổ vào hệ thống thoát nước thải đô thị của khu vực mà không qua xử lý. Cống gom nước thải từ Khoa bệnh nhiệt đới và lây nhiễm không tiếp nhận các thành phần bị oxy hóa tạo sự tương phản trong film của khoa X quang, các thành phần này chủ yếu đóng góp vào sự hình thành AOX trong nước thải bệnh viện [8]. Mẫu nước được lấy bằng telescopic perch trong bình thuỷ tinh dung tính 1 lít. pH được đo trực tiếp tại hiện trường sau khi lấy mẫu bằng thiết bị đo pH HI 8417 (độ chính xác pH ±0,01; mV±0,2,±1; ◦C±0,4). Tất cả các mẫu nước thải và hỗn hợp được giữ ở 4◦C cho đến khi phân tích. 1.5.2. Phân tích hóa lý Nồng độ BOD5 của các mẫu lấy vào năm 2001 và năm 2002 được xác định nhờ tiêu chuẩn phân tích của Pháp và Châu Âu NF EN 1899-1. Nồng độ COD trong mẫu năm 2001 được đo bằng potassium dichromate với phương pháp so màu HACH 2010 và quy trình thí nghiệm tuân thủ theo hướng dẫn của nhà cung cấp. Tiêu chuẩn Pháp NF T90-001 được tuân thủ trong quá trình xác định nồng độ COD của các mẫu năm 2002. AOX được xác định nhờ tiêu chuẩn Châu Âu EN 1485. Kim loại nặng được xác định theo ISO 11 với mẫu được lọc (giấy lọc 0,45_m) và sử dụng acid nitrit để acid hóa mẫu (pH<2) và sử dụng phương pháp ICP-AES. Ngoài ra, các thông số hóa lý khác như TOC, Clo, TSS và Amonia được thực hiện để so sánh thành phần nước thải bệnh viện với thành phần nước thải đô thị truyền thống. TOC được xác định trên mẫu lọc với kích thước 0,45m và tiền xử lý với orthophosphoric acid (H3PO4). Tiêu chuẩn Pháp T90-102 được áp dụng với thiết bị a SPECTRA France carbon analyzer, LABTOC model và thuốc thử potassium persulfate (K2S2O8) và oxy hóa bằng UV. Clo được xác định nhờ tiêu chuẩn Châu Âu NF EN ISO 10304-1 với mẫu pha loãng và lọc với giấy lọc 0,45m và sắc phổ ion DIONEX DX-10, bước sóng 0,0 – 1000_S. Cột phân tích Ionpac AS14 4mm×250mm (P/N 046124) được dùng để xác định Clo. Sử dụng tiêu chuẩn Châu Âu NF EN 872 để xác định TSS sau khi lọc với giấy lọc 1,2m và nhiệt độ bay hơi 105◦C. Sử dụng tiêu chuẩn Pháp NF T90-015 để xác định Amonina trong mẫu năm 2002. 1.5.3. Phân tích vi sinh và thí nghiêm độ độc Fecal bacteria được xác định nhờ tiêu chuẩn Pháp NF T 90–433 microplaque. Ba thí nghiệm vi sinh theo đúng tiêu chuẩn được thực hiện. Kết quả EC50 cho tất cả mẫu vi sinh với khoảng thời gian đáng tin cậy được thể hiện bằng hệ số pha loãng trên đơn vị độ độc TU (1 TU = 100/EC50). Mẫu vi sinh với vi khuẩn phát quang được thực hiện với hệ thống LUMIStox (Dr Lange GmbH, Duesseldorf, Germany) theo đúng quy trình thí nghiệm của tiêu chuẩn Châu Âu NF EN ISO 11348-3. Thí nghiệm được thực hiện bằng cách sử dụng vi khuẩn Gram âm phát quang V. fischeri. Vi khuẩn NRRL-B-11177 thuộc họ Vibrionaceae. Để tránh sai số do TSS ảnh hưởng đến sự phát quang của vi khuẩn, mẫu được lọc với màng lọc có kích thước 0.45m. Mẫu được xử lý bởi dung dịch NaCl nồng độ 20 g/L và lọc đến khi đạt độ đục 50 mS/cm trước khi phân tích. Bắt đầu từ nồng độ nguyên thủy của mẫu, sẽ kiểm tra tám mẫu pha loãng liên tiếp (hệ số pha loãng 1:2). Sự ức chế phát quang được tính toán ở bước sóng 490 mm sau khi ủ từ 5 và 15 phút ở 15◦C. EC50 được tính toán như báo cáo của Bulich [34]. Thí nghiệm độ độc cho sự phát triển của tảo EC50 72 giờ được theo dõi theo tiêu chuẩn của Pháp NF T90-375. Thí nghiệm được thực hiện với tảo xanh P. subcapitata (tên cũ Selenastrum capricornutum) cho kết quả về đặc điểm phát triển trong phòng thí nghiệm của pha tăng trưởng hàm số mũ (POLDEN of the National Institute of Applied Sciences of Lyon–INSA de Lyon). Độ nhạy của các loài trong phòng thí nghiệm được kiểm soát bởi các thí nghiệm sử dụng potassium dichromate. Môi trường được pha loãng chuẩn sử dụng 0,1 mg EDTA/lít dung dịch thí nghiệm. Dung dịch được lọc bằng giấy lọc có kích thước 0,45m để tránh ảnh hưởng của SS và các vi sinh vật khác trong suốt quá trình thực hiện thí nghiệm,. Dung dịch thí nghiệm được duy trì ở nhiệt độ ±3◦C. Một bộ 5 mẫu ở 5 nồng độ khác nhau được thực hiện để đối chứng và sự kiểm soát cho mỗi mẫu. Các mẫu được thực hiện trong các chén thủy tinh 25 mL với 3 mẫu theo nồng độ. Mẫu được giữ yên tĩnh dưới máy khuấy từ và độ sáng không đổi ở 23±2◦C. Nồng độ tảo được xác định trong 24 giờ sử dụng tế bào Malassez và kính hiển vi. Thí nghiệm độ độc cấp tính dùng để xác định sự ức chế của D. magna di động. Mục tiêu là xác định nồng độ ban đầu của chất ô nhiễm trong dung dịch và trong mẫu hỗn hợp. Dựa trên tiêu chuẩn Châu Âu NF EN ISO 6341, các thí nghiệm khác nhau được thực hiện đối với loài Daphnia sp. được duy trì theo hình thức sinh sản đơn tính trong phòng thí nghiệm (POLDEN of the National Institute of Applied Sciences of Lyon–INSA de Lyon). Độ nhạy của các loài được kiểm soát thường xuyên bằng potassium dichromate. Chỉ sử dụng Daphnia cái còn non hơn 24 giờ trong môi trường thông thường, không có EDTA. Các mẫu được thực hiện ở nhiệt độ 20±2◦C trong bong tối. Tất cả các mẫu phải được thực hiện trong vòng 6 – 48 giờ sau khi lấy mẫu. Vì nước thải bệnh viện được xem là độc đối với môi trường thủy sinh nên mẫu không lọc với thể tích 25 mL cho mỗi thí nghiệm. 03 điều kiện bắt buộc là (i) DO ≥2 mg/L; (ii) Tỷ lệ % của các loài di động ≤10%; (iii) EC50 24 giờ cho potassium dichromate từ 0,6 – 1,7 mg/L. 1.5.4. Đánh giá rủi ro Tỷ lệ PEC/PNEC được sử dụng để đánh giá mức độ rủi ro gây ra do nước thải bệnh viện lên hệ sinh thái. Vì kết quả thí nghiệm vi sinh chỉ thể hiện ở độ độc EC50 và vì nước thải bệnh viện là hỗn hợp của nhiều loại chất thải khác nhau nên PNEC được tính toán bằng cách chia EC50 cho hệ số đánh giá [12]. PEC được thể hiện bởi tỷ lệ pha loãng của nồng độ chất ô nhiễm. 1.6. Kết quả và thảo luận 1.6.1. Kết quả phân tích lý hóa Nồng độ cực đại của các chỉ tiêu lý hóa trong nước thải bệnh viện ở khoa bệnh nhiệt đới và lây nhiễm (ITDD) được tóm tắt trong Bảng I.6.1. Trong tất cả các mẫu nghiên cứu ở hai năm 2001 và 2002, pH luôn ở ngưỡng kiềm (7.7 – 8.8) với khoảng biến thiên <1. Các nghiên cứu về nước thải bệnh viện đều cho thấy rằng loại nước thải này được đổ vào hệ thống cống chứa nước thải sinh hoạt (gồm cả nước thải sinh hoạt từ khu dân cư và khu thương mại). Bảng 2. Các đặc trưng lý hóa và vi sinh của nước thải bệnh viện từ ITDD Thông số  Đơn vị  Nồng độ cực đại  Tiêu chuẩn     2001  2002  Giá trị  Nguồn tham khảo   pH  U  8,8  8.2  -    Cl-  mg/l  359  127,1  -    AOX  mg/l  1,24  1,61  1  [11]   TSS  mg/l  298  236  -    BOD5  mg/l  1559  1530  30  [11]   COD  mg/l  2516  2664  125  [11]   TOC  mg/l  350  3095  -    NH4+  mg/l  ND  68  -    As  mg/l  ND  0,011  -    Cd  mg/l  ND  <0,007  -    Cr  mg/l  ND  <0,004  0,5  [11]   Cu  mg/l  ND  0,112  0,5  [11]   Pb  mg/l  ND  <0.0035  0,5  [11]   Hg  mg/l  <0,0005  ND  -    Ni  mg/l  ND  0,0007  0,5  [11]   Zn  mg/l  ND  0,536  2  [11]   Vi khuẩn fecal  NPP/100ml  2 x 103  1 x 106  1 x 108  [22]   ND: không phát hiện Khoảng biến thiên của các thông số lý hóa của nước thải từ bệnh viện này như sau: + BOD5 (50 – 400 mg/l) + COD (150 – 800 mg/l) + TSS (60 – 200 mg/l) + TOC (50 – 300 mg/l) Trong mẫu đầu ra: + BOD5 có giá trị từ 200 – 1559 mg/l, cao hơn giá trị thu được từ nước thải bệnh viện [15]. + Tương tự, COD (362 – 2664 mg/l) + TSS (155 – 298 mg/l) + TOC (160 – 3095 mg/l) Các giá trị này lớn hơn giá trị đề nghị của Metcalf and Eddy đối với nước thải sinh hoạt. Giá trị giới hạn của COD, BOD5 và AOX đối với nước thải công nghiệp không được vượt quá tiêu chuẩn quy định khi thải vào hệ thống cống chung, cụ thể là: 125 mg/l COD; 30 mg/l BOD5 và 1 mg/l AOX. Trong nước thải đầu ra, các chỉ tiêu này đã vượt tiêu chuẩn thải. Nhận xét chất lượng nước thải đầu ra: + Nồng độ TSS từ 155 – 298 mg/l, thấp hơn tiêu chuẩn của nước thải sinh hoạt (100 – 350 mg/l) [19]. + Nồng độ Cl- từ 47 – 359 mg/l, cao hơn tiêu chuẩn của nước thải sinh hoạt ở đô thị. Nguyên nhân do sử dụng Clo để khử trùng ở các bệnh viện. + Sự hiện diện của AOX trong nước thải được giải thích là do có các hợp chất clo hữu cơ [35] hoặc các thành phần bị oxy hóa tạo sự tương phản trong phim của khoa X-quang [36]. Brom hữu cơ tồn tại không đáng kể [5]. Kết quả nghiên cứu mẫu nước thải bệnh viện cho nồng độ AOX là 0,17 – 1.61 mg/l, thấp hơn tiêu chuẩn quy định 10 mg/l so với nước thải bệnh viện có chứa các thành phần bị oxy hóa tạo sự tương phản trong phim của khoa X-quang. Điều kiện thu mẫu trong nghiên cứu này là cống thu gom nước thải không tiếp nhận các thành phần này từ khoa chụp X-quang có thể giải thích cho sự khác biệt đáng kể này. Cl- có thể được quy vào tổng AOX. 1.6.2. Đặc tính vi sinh Nồng độ của fecal coliform được tìm thấy trong nước thải bệnh viện rất thấp (Bảng I.6.2). Các nghiên cứu trước đây cho thấy rằng nồng độ vi khuẩn ở hệ thống cống chung thường thấp hơn 108/100 ml [19]. Fecal coliform trong nước thải bệnh viện rất ít do có sử dụng chất khử trùng và thuốc kháng sinh. Mặc dù các bệnh viện sử dụng và thải (vào hệ thống cống) một lượng lớn nước thải nhưng lại được pha loãng. Điều này rất cần thiết cho hoạt động giám sát mật độ vi khuẩn trong hệ thống xử lý nước thải đô thị, bởi vì đây là nơi tiếp nhận nước thải bệnh viện có chứa clo và AOX cao. 1.6.3. Đặc tính độc học sinh thái của nước thải từ IDTT Kết quả thu được từ thử nghiệm sinh học được trình bày trong Bảng I.6.2. Theo các kết quả kiểm tra độc tính trên V. fischeri năm 2001, EC50 (5 phút) lớn hơn 50% cho tất cả các mẫu. Mỗi tính độc sinh thái (đơn vị là UT), luôn thấp hơn 2 UT. Các kết quả này chỉ ra rằng 5 phút thử nghiệm có thể xác định là không độc. Tuy nhiên, có sự khác biệt đáng kể giữa EC50 (5 phút) và EC50 (15 – 30 phút). Hơn nữa, có rất ít sự khác biệt giữa thử nghiệm 15 phút và 30 phút, báo cáo này xem tương đồng với thời gian tiếp xúc Cl 20 phút để khử trùng [37]. Theo đó khi thời gian tiếp xúc là 15 – 30 phút thì >2 UT. Nồng độ cực đại dao động trong khoảng 4,2 – 4,6; điều đó cho thấy độc tính nước thải bệnh viện trên V. fischeri khá giống với nước thải đô thị. Độc cấp tính của nước thải bệnh viện đối với giáp xác đã được tìm thấy trong toàn bộ mẫu nghiên cứu. EC50 từ thử nghiệm sinh học D. magna >2 UT (tiêu chuẩn phát thải của nước thải công nghiệp - Pháp) [32]. Các kết quả kiểm tra độc tính của nước thải bệnh viện trên D.magma cho thấy có độc tính tiềm tàng, với giá trị dao động từ 9 – 56 UT đối với EC50 trên tảo. Như vậy, sự phát thải này có thể làm biến đổi quá trình sinh học của WWTP. Độc tính của nước thải bệnh viện đối với thủy sinh vật có thể được đánh giá thông qua thông số NH4+ (có giá trị từ 28 – 68 mg/l khi phân tích mẫu). NH4+ được coi là độc đối với thủy sinh vật [38]. Thủy sinh vật có thể bị ức chế khi amonia ≥1,04 mg NH3 tổng/l hoặc 0,01 mg NH3 liên kết/l [39]. Trong nghiên cứu này, giá trị nồng độ NH3 không được xem xét. Theo lý thuyết, NH3 tồn tại trong nước ở dạng ion NH4+ hoặc NH3 tùy vào pH theo phản ứng cân bằng sau [19]:
tại pH >7, cân bằng dịch chuyển về bên trái. Tại pH <7, việc tạo thành NH4+ lại chiếm ưu thế [19]. Trong tất cả các mẫu nghiên cứu, pH luôn ở khoảng kiềm (7,7 – 8,8) >7, do sự chuyển của trạng thái cân bằng, nồng độ NH3 có thể >1,04 mg NH3 tổng/l hoặc 0,01NH3 liên kết/l. Dựa vào tiêu chuẩn phản ứng cân bằng và mẫu pH, NH3 có vai trò rất quan trọng trong việc theo dõi ngược ảnh hưởng của nước thải bệnh viện tới thủy sinh vật. Bảng 3. Các đặc tính độc học sinh thái của nước thải bệnh viện Thông số  Đơn vị  Nồng độ ảnh hưởng cực đại (HEC50)  Giá trị EC50 (2001 -2002)     2001  2002  TB  min  S.D  n   EC50 5 p Vibrio fischeri  UT  1,54  2,5  -  <1,3  -  9   EC50 15 p Vibrio fischeri  UT  4,15  4,2  -  <1,3  -  9   EC50 30 p Vibrio fischeri  UT  ND  4,6  -  <1,3  -  5   EC50 72 h Pseudokirchneriella subcapitata  UT  ND  56  32  9  18  5   EC50 24 h Daphnia  UT  117  62  43  10  27  13   EC50 48 h Daphnia  UT  ND  71  58  52  9  4   ND: không phát hiện 1.6.4. Đánh giá mối nguy hại Đánh giá mối nguy hại do thải nước thải bệnh viện vào hệ sinh thái nước bao gồm việc so sánh các kết quả thu được về đặc trưng lý hóa, vi sinh và độc học sinh thái trong Bảng I.6.1 và I.6.2 với tiêu chuẩn quy định. Bảng I.6.3 trình bày tỷ lệ thu được từ sự so sánh này. Với trường hợp kim loại nặng, tất cả tỷ lệ Pc/Vt của các thông số lý hóa đều nhỏ hơn 1. Việc xem xét tỷ lệ cũng được thực hiện tương tự cho thử nghiệm độc học. Hơn nữa, các kết quả kiểm tra độc học tế bào trong nước thải bệnh viện sử dụng AMES và HAMSTER, chỉ ra rằng lượng thải từ dịch vụ khám – điều trị bệnh và phòng thí nghiệm bệnh viện có hiện diện của độc học tế bào [25]. Tỷ lệ MPN/100ml của fecal coliform từ nước thải bệnh viện cũng như lượng trung bình được tìm thấy ở nước thải đô thị rất nhỏ so với 1 do có chất khử trùng và thuốc kháng sinh trong dòng thải. Tất cả kết quả thu được đều cho thấy có sự tồn tại các chất nguy hại trong nước thải bệnh viện. Do đó, cần phải tiếp tục nghiên cứu đánh giá rủi ro độc học sinh thái từ nước thải bệnh viện đến hệ thống sinh thái nước (WWTP và môi trường tự nhiên). Bảng 4. So sánh nồng độ cực đại với nồng độ tiêu chuẩn Thông số  Đơn vị  Cmax  Tiêu chuẩn  Tỷ lệ (Pc/Vt)   Lý hóa   BOD5  mg/l  1559  30  >1   COD  mg/l  2664  125  >1   AOX  mg/l  1,61  1  >1   Cr  mg/l  <0,004  0,5  <1   Cu  mg/l  0,112  0,5  <1   Ni  mg/l  <0,0007  0,5  <1   Pb  mg/l  <0,0035  0,5  <1   Zn  mg/l  0,536  2  <1   Vi sinh   Vi khuẩn fecal   1 x 106  1 x 108  <1   Độc học sinh thái   EC50 30 p Vibrio fischeri  UT  4,6  2  >1   EC50 72 h Pseudokirchneriella subcapitata  UT  56  2  >1   EC50 24 h Daphnia  UT  117  2  >1   EC50 48 h Daphnia  UT  71  2  >1   1.6.5. Đánh giá rủi ro Sinh thái Khi không có sự kiểm soát thường xuyên đối với nước thải bệnh viện hoặc hệ thống xử lý của nó thì tất cả những chất ô nhiễm từ các khoa bệnh, các bệnh viện sẽ bị phân tán vào hệ thống xử lý nước thải của thành phố. Một đề xuất cho tương lai là sử dụng hệ thống xử lý nước sinh thái nhân tạo tương tự hệ thống sinh thái hoàn toàn tự nhiên (mục đích là xây dựng một quy trình xử lý nước thải tương tự hệ sinh thái dưới nước), tuy nhiên đề xuất này vẫn đang được xem xét do những hạn chế về hiểu biết các chuỗi thức ăn dưới nước ở hai cấp đầu tiên. 1.6.5.1. Những tác động vào hệ thống xử lý nước thải Giả định: “Các chất ô nhiễm từ bệnh viện khi phân tán vào hệ thống xử lý nước thải sẽ không gây ảnh hưởng đến quá trình xử lý sinh học của hệ thống xử lý nước thải qua các tác động bất lợi đến cộng đồng sinh vật trong quá trình phân hủy sinh học các chất hữu cơ”. Việc duy trì hiệu quả sinh học của một hệ thống xử lý nước thải từ nhà vệ sinh, trong phương pháp đầu tiên, có thể được đánh giá bởi khả năng có thể phân hủy sinh học của những chất ô nhiễm trong nước thải đầu vào. Khả năng phân huỷ sinh học các hợp chất hữu cơ được đo đạc bởi tốc độ và sự phân huỷ hoàn toàn bởi vi sinh vật, vì vậy các tỉ số của BOD5/COD và COD/TOC có thể được sử dụng để phân tích những hợp chất hữu cơ khó hoặc không bị phân hủy sinh học. Fresenius et al.[41] kết luận với tỉ số BOD5/COD ≥ 0,5 thì quá trình phân hủy sinh học xảy ra ngay lập tức với tốc độ phản ứng rất lớn. Tuy nhiên, tỉ số BOD5/COD < 0,5 thuận lợi hơn cho quá trình phân hủy hóa học, khi đó quá trình phân hủy sinh học sẽ bị kìm hãm. Dựa trên cơ sở này, ngưỡng giá trị 0,5 đã được sử dụng để nghiên cứu khả năng phân hủy sinh học các hợp chất hữu cơ trong nước thải từ ITDD. Theo những nghiên cứu năm 2002, tỉ số BOD5/COD dao động trong khoảng 0,38 - 0,57 cho biết những chất ô nhiễm là khó phân hủy và nó có khả năng ảnh hưởng đến hiệu quả của hệ thống xử lý nước thải. Báo cáo cũng cho rằng tỉ số COD/TOC = 3 thường xuyên được tìm thấy trong nhiều loại nước thải. [35]. Tuy nhiên, trong một nghiên cứu khác [42], tỉ số giữa COD (mg O2/l) và TOC (mg C/l) có giá trị khác, COD/TOC = 2,67. Tỉ số COD/TOC được tìm thấy trong nước thải bệnh viện (nghiên cứu năm 2001) cho thấy có phạm vi giá trị từ 2,01 - 4,26. Khi phạm vi giá trị COD/TOC trong khoảng 2,01 - 3,00 thì sự phân hủy các chất hữu cơ bằng vi sinh vật có thể xảy ra dễ dàng, tuy nhiên, khi tỉ số COD/TOC từ 3,01 đến 4,26 thì những chất này lại khó bị phân hủy. Có thể thực hiện ở bước đầu tiên để đánh giá theo hướng bán định lượng những rủi ro của một nguồn xác định trong hệ sinh thái khi đặt vào một bối cảnh cụ thể và xem xét hệ số pha loãng. Trong phạm vi nghiên cứu này, có 3 giả định về quá trình pha loãng được xem xét để xác định đặc tính rủi ro của nước thải bệnh viện lên hệ thống xử lý nước thải. Lượng nước cung cấp bình quân tính trên mỗi giường bệnh/ngày tương đương với lượng nước thải ra đối với mỗi giường bệnh/ngày. Nước thải từ ITDD có lưu lượng 144m3/ngày. Nếu không xét đến sự tương tác giữa những chất ô nhiễm khác nhau trong hệ thống thoát nước thải bệnh viện, các chất ô nhiễm hữu cơ trong các dòng thải của hệ thống thoát nước thải sẽ được pha loãng ít nhất 4 lần khi hòa vào dòng chảy chung, nếu lượng nước thải trung bình một khoa bệnh là 750m3/ngày sẽ được hòa vào với những nguồn thải khác của bệnh viện trước khi đi vào hệ thống cống thoát nước chung của thành phố. Nước thải từ ITDD sẽ được xử lý bởi hệ thống xử lý nước thải chung của thành phố, hệ thống này tiếp nhận lượng nước thải trung bình 87.000m3/ngày của thành phố, lượng nước này đủ để đảm bảo rằng nồng độ các chất ô nhiễm trong nước thải bệnh viện sẽ được pha loãng ít nhất 600 lần. Tuy nhiên, phương pháp đánh giá này sẽ không cho phép phòng tránh được sự hiện diện những chất độc và khó phân huỷ sinh học trong hệ sinh thái 1.6.5.2. Những tác động của hệ sinh vật tự nhiên trong nước Giả định: “Dòng ra của hệ thống xử lý nước thải sẽ không gây ra các ảnh hưởng độc lên số lượng loài đang sống trong môi trường nước” Tỉ số PEC/PNEC được dùng để đánh giá rủi ro môi trường nói chung gây ra bởi nước thải bệnh viện đối với hệ sinh thái nước. Sự pha loãng của nước thải bệnh viện vào hệ thống xử lý nước thải là 600 lần. Nước thải sau khi qua hệ thống xử lý được đổ ra sông sẽ được pha loãng 1000 lần. Điều đó có nghĩa là nước thải bệnh viện được pha loãng 6x105 lần trước khi đi vào nguồn tiếp nhận. Giá trị PEC được ước tính bằng 0,006% ((6x105)/100) được xem xét cho những chất ô nhiễm trong nước thải bệnh viện ở điều kiện bình thường. Tuy nhiên, trong những trường hợp cá biệt, hạn hán hoặc nồng độ cực đại, giá trị PEC này (hệ số pha loãng) có thể cao hơn. Giá trị PNEC được thiết lập bằng cách sử dụng những dữ liệu độc tính khác nhau của nước thải bệnh viện (EC50 được xét theo tỉ lệ %: V.fischeri = 21,7%, P.subcapitana = 1,78%, D.magna = 0,8%). Theo Ủy ban Châu Âu, hệ số đánh giá 1000 được sử dụng để đánh giá EC50 ngắn hạn có giá trị thấp hơn. Từ: Những thí nghiệm ngắn khác nhau đã được tiến hành với những chất phân hủy, kịch bản và nguồn tiêu thụ. Nước thải bệnh viện là một hỗn hợp. Độc tính của dòng thải hỗn hợp nước thải bệnh viện cao hơn tổng độc tính của các hợp chất khác nhau có trong dòng thải hỗn hợp; hệ số đánh giá 100 được sử dụng trong nghiên cứu này để đánh giá giá trị PNEC (0,008%) bằng cách sử dụng EC50 24 giờ (0,8%) thu được từ thí nghiệm D.magna cho tỉ số PEC/PNEC là 0,75<1. Rủi ro này có thể chấp nhận được, tuy nhiên, nó không hoàn toàn cách xa so với vạch đỏ. Phương pháp này rất đơn giản, có nhiều hạn chế. Tuy nhiên, nếu áp dụng để đánh giá tác động lâu dài của nước thải bệnh viện đến môi trường tự nhiên không hoàn toàn chính xác. Các nguyên nhân hạn chế là (i) các chất ô nhiễm trong nước thải bệnh viện không được phân huỷ, (ii) quá trình bay hơi xảy ra trong quá trình nước thải thoát vào mạng lưới thu gom nước thải đô thị và hệ thống xử lý. Tuy nhiên, cách suy luận này không hoàn toàn sai khi đánh giá một số chất ô nhiễm khó phân huỷ sinh học như AOX, chất được xem là không phân hủy sinh học đến 90%. Nếu những giả định ở đây chính xác thì sẽ cho những đánh giá tuyệt đối về rủi ro độc học sinh thái, những đánh giá này rất cần thiết cho việc quản lý, nó có thể tiết kiệm được thời gian và nguồn lực. Liên quan đến khái niệm “đánh giá không đầy đủ”, phương pháp dựa trên những thí nghiệm độc học sinh thái và những ảnh hưởng của việc pha loãng trong môi trường tự nhiên không phải luôn ở các các cấp độ như nhau, lý do là: (i) Công cụ cho các thí nghiệm sinh học có giới hạn. Vì vậy, những sinh vật như cá thì lại không được xét đến. (ii) Những tác động lâu dài của chất ô nhiễm lên hệ sinh thái rất phức tạp và khó đánh giá nếu chỉ dựa theo các tiêu chuẩn thí nghiệm độc học sinh thái đơn giản. Vì vậy hiện tượng gây ra độc tính di truyền của các chất ô nhiễm hay quá trình tích lũy sinh học của chất ô nhiễm trong các chuỗi thức ăn, quá trình trầm tích trên sông không được xét đến. (iii) Lý do là việc pha loãng thông thường sẽ không thể đủ thời gian để quyết định khả năng an toàn cho môi trường. Thực vậy, nhiều dòng thải đã được loại bỏ để đạt đến những mục tiêu đánh giá chung. Vì vậy, sẽ không chính xác trong tương lai nhưng nó cũng gợi ra một hướng đóng góp vào việc ra quyết định của nhà quản lý, góp phần tìm nguyên nhân của các tác động từ nước thải bênh viện lên rủi ro tổng tạo bởi tất cả các dòng thải công nghiệp và đô thị đổ vào sông. 1.7. Kết luận Nghiên cứu này đã chứng minh rằng chúng ta có thể thực hiện những đánh giá rủi ro độc học sinh thái đối với các dòng thải từ bệnh viện bằng cách sử dụng những thí nghiệm sinh học tiêu chuẩn, những thông số lý hóa, những phân tích về các chất ô nhiễm đặc trưng. Kịch bản được đề xuất cho phép chúng ta mô tả bán định lượng những đặc tính rủi ro đến hệ thống xử lý nước thải chung và nguồn nước mặt sạch. Đánh giá này cũng rất cần thiết hiện nay để tăng cường những hướng nghiên cứu đúng, và nó cũng đòi hỏi một kiến thức đầy đủ hơn về sự giảm đi lượng chất ô nhiễm trong hệ thống thoát nước đô thị cũng như trong hệ thống xử lý nước thải. Đồng thời, góp phần tăng cường những hiểu biết về mối liên quan của các nghiên cứu về hóa chất và độc học sinh thái, sự tương tác qua lại giữa việc sử dụng dược phẩm, chất tẩy uế và chất hoạt động bề mặt. Nó cũng cần thiết cho việc mô tả những đặc tính rủi ro sinh thái từ các dòng thải bệnh viện bằng các nghiên cứu dựa vào thí nghiệm và các nguyên lý lý thuyết làm giảm liều lượng các chất tẩy uế, dược phẩm và chất hoạt động bề mặt hiện diện trong nước thải bệnh viện để chuyển vào chuỗi thức ăn. 2. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC TÍNH SINH THÁI ĐỐI VỚI NƯỚC THẢI BỆNH VIỆN DUNG QUẤT – TỈNH QUẢNG NGÃI 2.1. Sơ lược về bệnh viện Dung Quất Bệnh viện Dung Quất nằm ở Khu đô thị mới, xã Bình Trị, huyện Bình Sơn, Quảng Ngãi. Tổng số giường bệnh hiện tại là 100 giường (dự kiến sẽ tăng lên 300 giường vào năm 2010). Tổng số giường bệnh của khoa Bệnh nhiệt đới và truyền nhiễm là 10 giường (chiếm tỷ lệ 10% về quy mô của khoa Bệnh nhiệt đới và truyền nhiễm so với quy mô toàn bệnh viện). Lưu lượng nước cấp cho bệnh viện theo thiết kế khoảng 100m3/ngày. 
   Hình 5. Bệnh viện Dung Quốc-Quảng Ngãi   2.2. Phân tích 2.2.1. Đặc tính tiếp xúc Tuyến tiếp xúc của nước thải bệnh viện đối với sức khỏe cộng đồng được mô tả ở Hình 6: Hình 6. Sơ đồ tuyến tiếp xúc
 2.2.2. Đặc tính tác động sinh thái Nước thải bệnh viện chứa vô số loại vi trùng, virus và các mầm bệnh sinh học khác trong máu mủ, dịch, đờm, phân của người bệnh, các loại hóa chất độc hại từ cơ thể và chế phẩm điều trị, thậm chí cả chất phóng xạ. Do đó, nó được xếp vào danh mục chất thải nguy hại. Theo kết quả phân tích của cơ quan chức năng, loại nước này ô nhiễm nặng về mặt hữu cơ và vi sinh. Hàm lượng vi sinh cao gấp 100 - 1.000 tiêu chuẩn cho phép, với nhiều loại vi khuẩn như Salmonella, tụ cầu, liên cầu, virus đường tiêu hoá, bại liệt, các loại ký sinh trùng, amip, nấm. Hàm lượng chất rắn lơ lửng cao gấp 2-3 lần tiêu chuẩn cho phép. Sau khi hòa vào hệ thống nước thải sinh hoạt, những mầm bệnh này chu du khắp nơi, xâm nhập vào các loại thủy sản, vật nuôi, cây trồng, nhất là rau thủy canh và trở lại với con người. Việc tiếp xúc gần với nguồn ô nhiễm còn làm tăng nguy cơ ung thư và các bệnh hiểm nghèo khác cho người dân. 2.3. Nhận diện rủi ro 2.3.1. Kết quả phân tích lý hóa Bảng 5. Kết quả phân tích lý hóa (mẫu lấy tại bể tập trung toàn bệnh viện trước xử lý) STT  Chỉ tiêu  Đơn vị đo  Giá trị  TCVN*  PEC/PNEC   1  pH  -  7,2  6,5 – 8,5  0,85 - 1,11   2  DO  mg/l  1,0  -  -   3  H2S  mg/l  8,1  0,2  40,5   4  BOD5  mg/l  169,1  30  5,64   5  COD  mg/l  222,8  50  11,14   6  Tổng Nitơ  mg/l  18,6  15  1,24   7  SS  mg/l  35,0  50  0,7   8  Tổng Phốt pho  mg/l  1,4  4  0,35   * TCVN 5945 – 2005 loại A. Theo bảng 5: + Tỷ lệ PEC/PNEC của các chỉ tiêu H2S; BOD5; COD và tổng Nitơ đều lớn hơn 1. Điều này cho thấy tiềm năng rủi ro từ các chỉ tiêu này đến hệ sinh thái là rất lớn. + Các chỉ tiêu còn lại có tỷ lệ PEC/PNEC dao động trong khoảng 0,35 – 0,96 và các chỉ tiêu này có tiềm năng gây rủi ro trung bình cho hệ sinh thái. 2.3.2. Đặc tính vi sinh Bảng 6. Các chỉ điểm vệ sinh về vi sinh tại bể tập trung toàn bệnh viện trước xử lý STT  Chỉ tiêu  Đơn vị đo  Trung bình   1  Cl.perfringen  KL/10ml  5,2 x 103   2  Tổng số coliform  MPN/100ml  2,6 x 106   3  Faecal coliform  MPN/100ml  1,9 x 106   4  Enterococci  KL/100ml  3,8 x 106   5  Trứng giun  Tr/1L  43   Tỉ lệ PEC/PNEC của tổng coliform là 866,67 điều này cho thấy tiềm năng rủi ro gây hại là rất cao. 2.4. Đánh giá rủi ro độc tính sinh thái Các đánh giá ở mục 2.3.1 và 2.3.2 cho thấy các chỉ tiêu H2S; BOD5; COD; tổng Nitơ và tổng coliform tạo ra độ rủi ro rất lớn cho hệ sinh thái, đặc biệt rủi ro gây ra bệnh dịch do các vi sinh vật gây bệnh có trong nước thải bệnh viện là không thể lường hết hậu quả. Các vấn đề rủi ro này sẽ được giải quyết một cách triệt để bằng một chiến lược quản lý rủi ro có hiệu quả (chiến lược quản lý môi trường trong bệnh viện, trạm xử lý…). 3. KẾT LUẬN Bài báo cáo này tiếp cận một cách khái quát phương pháp đánh giá rủi ro độc tính sinh thái đối với nước thải bệnh viện từ nghiên cứu “Ecotoxicological risk assessment of hospital wastewater: a proposed framework for raw effluents discharging into urban sewer network” của các tác giả E. Emmanuel, Y Perrodina, G. Keck, J.-M. Blanchard, P. Vermande. Trên cơ sở đó, đã ứng dụng để đánh giá rủi ro cho đối tượng cụ thể là nước thải bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi, thông qua các bước: (i) phân tích đặc tính tiếp xúc và đặc tính tác động sinh thái; (ii) nhận diện rủi ro và (iii) đánh giá rủi ro sinh thái.