Tiểu luận 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

húng 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