đánh giá rủi ro độc học sinh thái đối với nước thải bệnh viện trường hợp cụ thể bệnh viện dung quất, tỉnh quảng ngãi

Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường i

MỤC LỤC

1. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC HỌC 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 ñánh giá rủi ro sinh thái 4
1.3.1.Xác ñịnh vấn ñề 4
1.3.2. Giai ñoạn phân tích 4
1.3.3. Giai ñoạn mô tả ñặc tính rủi ro 4
1.4. Phương pháp luận ñánh giá rủi ro ñộc 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 ñánh giá rủi ro ñộc học sinh thái 7
1.4.3. Sự phát triển mô hình ý niệm và lựa chọn các thông số ñánh giá 8
1.5. Tài liệu và phương pháp 10
1.5.1. Lấy mẫu và ño pH 10
1.5.2. Phân tích hóa lý 10
1.5.3. Phân tích vi sinh và thí nghiêm ñộ ñộc 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 ñộc 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 ñộng vào hệ thống xử lý nước thải 17
1.6.5.2. Những tác ñộng của hệ sinh vật tự nhiên trong nước 18
1.7. Kết luận 20

2. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC HỌC 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 ñộng 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 ñộc học sinh thái 23
3. KẾT LUẬN 23
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường ii

DANH MỤC CÁC BẢNG

Bảng 1. Hệ sinh thái ñược ñề cập 8
Bảng 2. Các ñặc trưng lý hóa và vi sinh của nước thải bệnh viện từ ITDD 13
Bảng 3. Các ñặc tính ñộc học sinh thái của nước thải bệnh viện 15
Bảng 4. So sánh nồng ñộ cực ñại với nồng ñộ tiêu chuẩn 16
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 ñiểm 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 ñộng ñến WWTP và môi trường tự nhiên. 2
Hình 2. Sơ ñồ ñánh giá rủi ro ñộc học sinh thái 6
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 ñược nghiên cứu 9
Hình 5. Bệnh viện Dung Quất-Quảng Ngãi 21
Hình 6. Sơ ñồ tuyến tiếp xúc 21
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 1

Trong các bệnh viện, có một lượng lớn và ña dạng những chất sử dụng cho mục
ñích y khoa như chẩn ñoán và nghiên cứu. Sau khi ñược sử dụng, những chất dùng cho
chẩn ñoán, chất tẩy uế và những dược phẩm không ñược chuyển hoá và bài tiết từ các
bệnh nhân ñổ vào nước thải. Dạng thải này có thể gây rủi ro cho các sinh vật sống
dưới nước.
Mục tiêu của nghiên cứu này là: (i) các bước ñánh giá rủi ro ñộc học sinh thái và
khung quản lý liên quan ñến những dòng thải bệnh viện ñổ vào nhà máy xử lý nước
thải (WWTP) mà không qua xử lý sơ bộ (ii) kết quả những ứng dụng của nó ñối với
nước thải từ Khoa bệnh nhiệt ñới và truyền nhiễm của một bệnh viện phía Đông Nam
nước Pháp.
Những ñặc tính tác ñộng ñược xây dựng dựa vào 2 giả thiết, liên quan ñến: (a)
những ảnh hưởng của nước thải bệnh viện lên quá trình xử lý sinh học của WWTP,
ñặc biệt ñến nhóm sinh vật chủ ñạo của quá trình phân huỷ sinh học chất hữu cơ (b)
những ảnh hưởng lên sinh vật trong nước.
COD và BOD5 ñược ño cho những nghiên cứu về ô nhiễm hữu cơ toàn cầu. Việc
ñánh giá những hợp chất hữu cơ halogen hoá ñược thực hiện bằng cách sử dụng những
nồng ñộ của hợp chất hữu cơ halogen hoá có thể hấp thu vào than hoạt tính (AOX).
Các kim loại nặng (Asen, Catmi, Crôm, ñồng, thuỷ ngân, Niken, chì và kẽm) cũng
ñược ño. Một lượng nhỏ có thể xảy ra của faecal coliforms cũng ñược xem xét là một
sự phát hiện gián tiếp sự hiện diện của thuốc tẩy uế và thuốc kháng sinh. Đối với ñánh
giá ñộc 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 ñưa ñến một ñặc tính rủi ro bán ñịnh lượng. Cần

chú ý ñến các mối liên hệ sau: (i) ñánh giá ñộc tính dài hạn trên các sinh vật chỉ thị
(tích tụ sinh học chất ô nhiễm, ñộc tính di truyền,…); (ii) sự tương tác ñộc tính sinh
thái giữa dược phẩm, thuốc tẩy uế sử dụng trong cả chấn ñoán và làm sạch bề mặt, và
chất tẩy ñể làm sạch bề mặt; sự tác ñộng ñến mạng lưới cống rãnh, giữa nước thải
bệnh viện và hệ sinh thái dưới nước.
1. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC HỌC SINH THÁI ĐỐI VỚI NƯỚC THẢI BỆNH
VIỆN
1.1.Giới thiệu
Các bệnh viện sử dụng rất ña dạng các loại hoá chất như dược phẩm, nuclit phóng
xạ, dung môi, chất tẩy uế sử dụng cho mục ñích y học như chẩn ñoán, tẩy uế và nghiên
cứu. [1-3].
Sau khi ñược sử dụng, những chất này và các loại thuốc không chuyển hoá ñược từ
các bệnh nhân sẽ ñổ vào dòng nước thải bệnh viện [4,5], sau ñó hoà vào hệ thống cống
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 2

nước thải ñô thị (Hình. 1) mà không qua xử lý sơ bộ [6]. Các dược phẩm không ñược
sử dụng thỉnh thoảng cũng ñược cho vào hệ thống cống của bệnh viện [5]. Các chất ô
nhiễm từ bệnh viện ñược ño ở ñầu ra của hệ thống xử lý nước thải (WWTP) và trong
nước mặt [7]. Các hoạt ñộng nghiên cứu và thí nghiệm [8] ñã chứng tỏ bệnh viện là
nơi thải bỏ các chất ñộc hại vào môi trường nước.
Hình 1. Nước thải bệnh viện và những tác ñộng ñến 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 ñến cân bằng sinh học trong môi trường tự nhiên. Rủi ro là khả năng xuất
hiện các ảnh hưởng gây ñộc sau sự tiếp xúc của sinh vật với chất nguy hại [9]. Trước
tình trạng nước thải bệnh viện chứa các chất nguy hại, ñặc biệt là thuốc thẩy uế, dược
phẩm không ñược chuyển hoá và nuclit phóng xạ ñược thải vào hệ sinh thái dưới
nước, cần thiết phải xem xét ñến khả năng gây rủi ro ñối với các sinh vật trong nước.

Diễn biến của các dược phẩm trong môi trường nước ñã ñược 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 ñược giới thiệu là chất tẩy uế cho ñèn nội soi quang học có thể sử
dụng lại ñược cũng ñược xem xét trong nghiên cứu này [8]. Tuy nhiên, hiếm có nghiên
cứu nào xét ñến rủi ro tổng cộng gây ra từ sự tiếp xúc ñồng thời với nhiều chất ô nhiễm
khác nhau trong nước thải bệnh viện.
Luật pháp nước Pháp quy ñịnh những ñiều kiện cho việc ñấu nối hệ thống nước thải
bệnh viện vào hệ thống cống rãnh ñô thị [11]. Ở Hướng dẫn số 793/93, trong phần tiếp
xúc của hệ sinh thái và con người ñối với những chất ñộc ñã ñược phân loại, Uỷ ban
Châu Âu
[12] ñòi hỏi tất cả các nước thành viên phải thực hiện một ñánh giá rủi ro
Những dòng thải từ hoạt ñộng chẩn ñoán và nghiên cứu
(dược phẩm, nuclit phóng xạ, thuốc tẩy uế, chất làm
sạch, dung môi…)
Hệ thống thoát nước bệnh viện
Nước thải sinh
hoạt, công nghiệp
và bệnh viện
Hệ thống thoát nước ñô thị
Nước thải
ñô thị
WWTP

Nước mặt
Nước ngầm
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 3

sinh thái và sức khỏe cho các chất như: thuốc, chất tẩy uế, chất phóng xạ. Quản lý rủi

ro liên quan ñến sức khoẻ của con người cân bằng sinh học trong hệ sinh thái tự nhiên.
Mục tiêu của nghiên cứu này là:
(i) Thực thi khung quản lý nước thải bệnh viện bao gồm 2 bước: 1 bước nhẹ (“light”
step) dựa trên sự ñánh giá mối nguy hại liên quan ñến 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 ñánh giá rủi ro sinh thái của nước thải
bệnh viện ñổ vào hệ thống nước thải ñô thị, sau ñó vào môi trường tự nhiên
(ii) Các bước chi tiết của “ñánh giá mối nguy hại” và “ñánh giá rủi ro”
(iii) Các kết quả ứng dụng lên dòng thải của Khoa bệnh nhiệt ñới 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 ñình
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 ñáng kể. Kết quả của các nghiên cứu ñộc tính sử dụng vi
khuẩn Bioluminescence và Daphnia magna ñã hiển thị kết quả ñộc tính của nước thải
bệnh viện ñến 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 ñược 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 ñồng vị phóng xạ [1,18].
Các kết quả của việc mô tả ñặc tính vi sinh trong nước thải bệnh viện [6] cho thấy
những dòng thải này có nồng ñộ vi khuẩn thấp hơn 10
8
/100 mL ñại diện của hệ thống
nước thải ñô thị [19]. Giá trị MPN (số khuẩn lạc ñếm ñược trên 100ml mẫu) thấp ñược
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 ñổ
vào WWTP chỉ ra rằng vi khuẩn ñã bắt ñầu 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 ñến chế ñộ dinh
dưỡng, chữa bệnh và khiến cho việc ñiều trị bệnh truyền nhiễm trở nên khó khăn hơn
[4]. Ba nhân tố chi phối quá trình phát triển và kéo dài sức ñề kháng: (i) sự biến ñổi
những gen hiện tại làm tăng khả năng ñề kháng, (ii) sự chuyển ñổi những gen ñề kháng
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 4

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 ñộ cao [6]. AOX lên ñến 10
mg/L ñược tìm thấy trong các dòng thải của các dịch vụ bệnh viện của một trung tâm
ñại 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 ñáng kể vào AOX
trong nước thải bệnh viện [5]. Nói chung, sự phân bố cực ñại của các loại thuốc vào
AOX không vượt quá 11% [26]. Nồng ñộ AOX trong nước tiểu của bệnh nhân không
dùng thuốc rất thấp, thường trong khoảng 0.001 – 0.2 mg/L [27]. Do ñược pha loãng
nên ảnh hưởng từ nguồn này là không ñáng 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 ñánh giá rủi ro sinh thái
Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái là tập con của ñánh giá rủi ro sinh thái. Đánh giá
rủi ro sinh thái là một quá trình ñánh giá khả năng xảy ra của một hoặc nhiều xác suất
[28]. Quá trình này dựa trên 2 yếu tố: ñặc tính tác ñộng và ñặc tính tiếp xúc và nhấn
mạnh vào 3 giai ñoạn của ñánh giá rủi ro: xác ñịnh vấn ñề, giai ñoạn phân tích và giai
ñoạn mô tả ñặc tính rủi ro [29].

1.3.1.Xác ñịnh vấn ñề
Xác ñịnh vấn ñề là một quá trình thiết lập và ñánh giá các giả thuyết vì sao các hoạt
ñộng của con người gây ra hoặc có thể gây ra ảnh hưởng ñến sinh thái [29]. Nó cung
cấp cơ sở cho ñánh giá rủi ro sinh thái tổng thể. Kết quả của bước này là 3 sản phẩm:
(i) sự ñánh giá những ñiểm kết thúc thích hợp với mục tiêu của nhà quản lý và hệ sinh
thái ñại diện, (ii) các mô hình ý niệm mô tả những mối quan hệ chính giữa một xác
suất và ñánh giá ñiểm kết thúc hoặc giữa nhiều xác suất với ñánh giá nhiều ñiểm kết
thúc, (iii) một kế hoạch phân tích.
1.3.2. Giai ñoạn phân tích
Phân tích là một quá trình kiểm tra 2 thành phần cốt yếu của rủi ro, tiếp xúc và tác
ñộng, các mối quan hệ giữa chúng với nhau và ñặc tính hệ sinh thái [29].
1.3.3. Giai ñoạn mô tả ñặc tính rủi ro
Đây là giai ñoạn cuối cùng của ñánh giá rủi ro sinh thái và là ñiểm cao nhất của kế
hoạch, xác ñịnh vấn ñề, phân tích dự ñoán hoặc quan sát những ảnh hưởng lên hệ sinh
thái liên quan ñến việc ñánh giá các ñiểm 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 ñộ nghiêm trọng của vấn ñề và bộ dữ liệu sẵn có. Riviere [9] lưu ý rằng “rủi ro
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 5

sinh thái có thể ñược hiển thị bằng nhiều cách khác nhau: ñịnh tính (có hoặc không có
rủi ro), bán ñịnh lượng (rủi ro yếu, trung bình hoặc cao), rủi ro theo xác suất (rủi ro
là x%)”.
Phương pháp ñược biết ñến “the quotient” (thương số) là một phương pháp phổ
biến nhất của mô tả ñặc tính rủi ro bán ñịnh lượng. Phương pháp này chủ yếu tính tỷ lệ
(hoặc thương số) biểu thị cho nồng ñộ dự báo (PEC) ñược chia bởi một nồng ñộ dự
báo ngưỡng (PNEC) [29]. Giá trị nồng ñộ ngưỡng này có thể ñược ước lượng từ các
dữ liệu sẵn có trong tài liệu cho những chất tinh khiết, và sử dụng những giá trị ño ñạc
thí nghiệm (các thí nghiệm sinh học –bioassays) ñối với nước thải bệnh viện. Mặc dù

ñộc tính của hỗn hợp các hoá chất có thể lớn hơn hoặc nhỏ hơn so với dự báo ñộc tính
của những chất riêng lẻ trong hỗn hợp, nhưng phương pháp thêm vào một thương số
(quotient) thừa nhận rằng ñặc tính ñộc ñã ñược thêm vào [29]. Sự thừa nhận này có thể
ñược áp dụng tốt khi hoạt ñộng 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 ñộng không tương ñồng
cũng có tác ñộng tích lũy tương tự [29-31].
Khi giá trị thương số (quotient) Q >1, rủi ro ñược xem là ñáng kể, Q càng lớn thì
rủi ro càng lớn. Ngược lại, khi Q<1, rủi ro ñược xem là thấp. Nồng ñộ ngưỡng trong
cơ thể sinh vật, thực tế, ñược ñại diện một cách tổng quát bởi EC10 hay EC20, hoặc
NOEC, ñược chia bởi 1 hệ số an toàn (ví dụ 10). Trong trường hợp không có EC10
hoặc NOEC thì EC50 thỉnh thoảng ñược sử dụng kèm theo một hệ số an toàn [13].
1.4. Phương pháp luận ñánh giá rủi ro ñộc học sinh thái của nước thải bệnh viện
1.4.1. Đánh giá mối nguy hại
Việc ñánh giá mối nguy hại của nước thải bệnh viện ñối với hệ sinh thái căn cứ vào
ñặc tính của nước thải bệnh viện (Hình 2), bao gồm:
- Đặc tính hóa học (ñược ño ñạc bởi các thông số chung, các thông số ô nhiễm vô
cơ và hữu cơ);
- Đặc tính vi sinh;
- Đặc tính ñộc học.
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 6

Hình 2. Sơ ñồ ñánh giá rủi ro ñộc học sinh thái

Các thông số ñược lựa chọn ñặc trưng cho những ñặc tính này như sau:
- Thông số COD và BOD
5
ñược chọn ñể ño tải lượng hữu cơ tổng;
- Hợp chất Halogen hữu cơ hấp phụ trên than hoạt tính (AOX) ñược lựa chọn ñể

ño hàm lượng các hợp chất Halogen hữu cơ;
- Kim loại nặng (As, Cd, Cr, Cu, Hg, Ni, Pb va Zn) ñược chọn ñể ño ô nhiễm vô
cơ;
- Thông số: số lượng lớn nhất có thể của fecal coliforms ñược chọn ñể ño ô
nhiễm vi sinh (thông số này ñược 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 EC
50
của nước thải bệnh viện (dựa vào thí nghiệm ñộc học trên sự
phát quang của vi khuẩn (Vibrio fischeri), phát triển của tảo (Pseusự
dokirchneriella subcapitata) và sự di ñộng của D. magna) ñược chọn ñể ñánh
giá ñộc học của dòng nước thải.
Kết quả ñạt ñược của những thông số này ñược so sánh với giá trị ngưỡng thiết lập
theo cách thức sau:
- Thông số chung: giá trị ngưỡng ñược căn cứ theo quy ñinh của Pháp về dòng
thải;
- Thông số ñộc học: giá trị ngưỡng của thí nghiệm ñộc học ñược căn cứ theo giá
trị của hai ñơn vị ñộc học (UT) do cơ quan nước của Pháp ñề xuất cho nước
thải công nghiệp;
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 7

- Thông số vi sinh: giá trị ngưỡng là 1x10
8
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: nồng ñộ các chất ô nhiễm trong
nước thải bệnh viện; Vt: giá trị ngưỡng) và số lượng fecal coliforms thấp hơn 1x10

8

coliform/100ml. Do vậy, cần thiết phải thực hiện các bước sau ñể ñánh giá rủi ro ñộc
học sinh thái.
1.4.2. Miêu tả ngữ cảnh của ñánh giá rủi ro ñộc học 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 ñược thải trực tiếp vào nước sông nên
viễn cảnh ñược xem xét ở ñây là các tác ñộng có thể của nước thải bệnh viện lên hệ
sinh thái sông.
Hai loại hệ sinh thái bị tiếp xúc bởi nước thải bệnh viện trong kịch bản ñược
nghiên cứu là:
- Hệ sinh thái nhân tạo, ñại diện bởi WWTP;
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 8

- Hệ sinh thái tự nhiên, ñại diện bởi không khí, ñất, nước mặt và nước ngầm.
Các nhân tố nhạy cảm của hai hệ sinh thái này dễ bị tác ñộng khi bị phơi nhiễm bởi
nước thải bệnh viện ñược tóm tắt trong Bảng 1.
Bảng 1. Hệ sinh thái ñược ñề cập

Hệ
sinh
thái
Đại
diện
Các nhân tố nhạy cảm bị tác ñộng
Nhân
tạo
WWTP
Vi khuẩn, tảo và ñộng 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 ñất, ñộng vật hoang dã của ñất (côn trùng,
giun…); và thực vật ñất

Nước
mặt
Sinh vật sản xuất ñầu tiên (phytoplankton) thuộc nhóm tảo ñơn
bào và ña bào; loài tiêu thụ bậc 1 (ñộng vật không xương sống)
ñặc 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 ñánh giá
Nội dung này tập trung nghiên cứu về WWTP, nước sạch và các loài ở mắc xích
ñầu tiên trong chuỗi thức ăn (Hình 4).
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 9

Hình 4. Mô hình ý niệm của kịch bản ñược nghiên cứu

Các hệ sinh thái và các loài khác không ñược xem xét trong bước ñầu tiên này của
phương pháp luận.
Đối với tính chất của tác ñộng, hai giả ñịnh ñã ñược xây dựng ñể xem xét. Chúng
liên quan ñến giá trị sinh thái cần ñược bảo vệ:
- Việc thải bỏ nước thải bệnh viện vào WWTP sẽ không tác ñộng ñến quá trình
xử lý sinh học của WWTP, mà có khả năng tác ñộng rất bất lợi ñến cộng ñồng
tảo tham gia vào sự phân hủy các vật chất hữu cơ;
- Dòng ra khỏi WWTP sẽ không gây ñộc ñến các loài ñang tồn tại (ñặc biệt là vi
khuẩn, tảo và giáp xác) trong môi trường nước tự nhiên.
Độc học sinh thái của nước thải bệnh viện ñối với sự sinh trưởng của vi khuẩn, tảo
và sự tồn tại của giáp xác ñã ñược nghiên cứu dựa vào thí nghiệm ñộc học theo tiêu
chuẩn Pháp. Trong ñó, vi khuẩn ñược ñại diện bởi ‘V. fischeri’, sinh vật sản xuất ñầu
tiên (phytoplankton) ñược ñại diện bởi tảo ‘P. subcapitata’, và giáp xác nước ngọt ñại
diện cho sinh vật tiêu thụ ñầu tiên là ‘Daphnia magna Strauss’. Đối với kịch bản ñược
ñề xuất, kết quả của thí nghiệm ñộc học trên vi khuẩn và giáp xác ñược xem là các tác
ñộng có thể nhìn thấy của nước thải bệnh viện lên hệ sinh thái sông, trong khi giá trị
EC
50
từ thí nghiệm trên tảo ñược sử dụng ñể nghiên cứu các tác ñộng của các mẫu

nghiên cứu lên cả WWTP và sông.
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 10

1.5. Tài liệu và phương pháp
1.5.1. Lấy mẫu và ño pH
Nước thải từ một bệnh viện tại miền Đông Nam nước Pháp ñược sử dụng cho giai
ñoạn 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 m
3
/ngày. Nước thải từ các khoa
khác nhau ñược thải vào cống thoát nước của bệnh viện. Hệ thống này bao gồm một số
ống thu gom bị vỡ do hoạt ñộng của bệnh viện hoặc các hoạt ñộng khác có liên quan.
Bệnh viện có hệ thống thu gom chung. Tình trạng hệ thống như vậy có thể làm gia
tăng nồng ñộ của các hợp chất chứa N trong suốt những ngày mưa ñầu 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 ñộ tức thời của một số kim loại, ñặc biệt
là ñồng.
Hai ñợt lấy mẫu (năm 2001 và 2002) thực hiện việc lấy mẫu tại dòng thải phát sinh
từ Khoa bệnh nhiệt ñới 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 ñộng tối ña công suất (100% giường bệnh ñang ñược
sử dụng).
Nước thải ñược gom lại trước khi thải vào hệ thống thoát nước chung của bệnh
viện. Sau ñó, hệ thống này dẫn toàn bộ nước thải ñổ vào hệ thống thoát nước thải ñô
thị của khu vực mà không qua xử lý. Cống gom nước thải từ Khoa bệnh nhiệt ñới 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 ñóng góp vào sự hình thành AOX trong
nước thải bệnh viện [8]. Mẫu nước ñược lấy bằng telescopic perch trong bình thuỷ tinh

dung tính 1 lít. pH ñược ño trực tiếp tại hiện trường sau khi lấy mẫu bằng thiết bị ño
pH HI 8417 (ñộ chính xác pH ±0,01; mV±0,2,±1;
◦
C±0,4). Tất cả các mẫu nước thải
và hỗn hợp ñược giữ ở 4
◦
C cho ñến khi phân tích.
1.5.2. Phân tích hóa lý
Nồng ñộ BOD
5
của các mẫu lấy vào năm 2001 và năm 2002 ñược xác ñịnh nhờ
tiêu chuẩn phân tích của Pháp và Châu Âu NF EN 1899-1. Nồng ñộ COD trong mẫu
năm 2001 ñược ño 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 ñược tuân thủ trong quá trình xác ñịnh nồng ñộ COD của các mẫu năm
2002. AOX ñược xác ñịnh nhờ tiêu chuẩn Châu Âu EN 1485.
Kim loại nặng ñược xác ñịnh theo ISO 11 với mẫu ñược lọc (giấy lọc 0,45_m) và
sử dụng acid nitrit ñể 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 ñược thực hiện
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 11

ñể so sánh thành phần nước thải bệnh viện với thành phần nước thải ñô thị truyền
thống. TOC ñược xác ñịnh trên mẫu lọc với kích thước 0,45m và tiền xử lý với
orthophosphoric acid (H
3
PO
4
). Tiêu chuẩn Pháp T90-102 ñược áp dụng với thiết bị a

SPECTRA France carbon analyzer, LABTOC model và thuốc thử potassium
persulfate (K
2
S
2
O
8
) và oxy hóa bằng UV. Clo ñược xác ñịnh 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) ñược dùng ñể xác ñịnh Clo.
Sử dụng tiêu chuẩn Châu Âu NF EN 872 ñể xác ñịnh TSS sau khi lọc với giấy lọc
1,2m và nhiệt ñộ bay hơi 105
◦
C. Sử dụng tiêu chuẩn Pháp NF T90-015 ñể xác ñịnh
Amonina trong mẫu năm 2002.
1.5.3. Phân tích vi sinh và thí nghiêm ñộ ñộc
Fecal bacteria ñược xác ñịnh nhờ tiêu chuẩn Pháp NF T 90–433 microplaque. Ba
thí nghiệm vi sinh theo ñúng tiêu chuẩn ñược thực hiện. Kết quả EC50 cho tất cả mẫu
vi sinh với khoảng thời gian ñáng tin cậy ñược thể hiện bằng hệ số pha loãng trên ñơn
vị ñộ ñộc TU (1 TU = 100/EC50).
Mẫu vi sinh với vi khuẩn phát quang ñược thực hiện với hệ thống LUMIStox (Dr
Lange GmbH, Duesseldorf, Germany) theo ñúng quy trình thí nghiệm của tiêu chuẩn
Châu Âu NF EN ISO 11348-3. Thí nghiệm ñược 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 ñến sự phát quang của vi khuẩn, mẫu
ñược lọc với màng lọc có kích thước 0.45m. Mẫu ñược xử lý bởi dung dịch NaCl nồng
ñộ 20 g/L và lọc ñến khi ñạt ñộ ñục 50 mS/cm trước khi phân tích. Bắt ñầu từ nồng ñộ
nguyên thủy của mẫu, sẽ kiểm tra tám mẫu pha loãng liên tiếp (hệ số pha loãng 1:2).
Sự ức chế phát quang ñược tính toán ở bước sóng 490 mm sau khi ủ từ 5 và 15 phút ở

15
◦
C. EC50 ñược tính toán như báo cáo của Bulich [34].
Thí nghiệm ñộ ñộc cho sự phát triển của tảo EC50 72 giờ ñược theo dõi theo tiêu
chuẩn của Pháp NF T90-375. Thí nghiệm ñược thực hiện với tảo xanh P. subcapitata
(tên cũ Selenastrum capricornutum) cho kết quả về ñặc ñiểm 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 ñược
kiểm soát bởi các thí nghiệm sử dụng potassium dichromate. Môi trường ñược pha
loãng chuẩn sử dụng 0,1 mg EDTA/lít dung dịch thí nghiệm. Dung dịch ñược lọc bằng
giấy lọc có kích thước 0,45m ñể tránh ảnh hưởng của SS và các vi sinh vật khác trong
suốt quá trình thực hiện thí nghiệm,.
Dung dịch thí nghiệm ñược duy trì ở nhiệt ñộ ±3
◦
C. Một bộ 5 mẫu ở 5 nồng ñộ
khác nhau ñược thực hiện ñể ñối chứng và sự kiểm soát cho mỗi mẫu. Các mẫu ñược
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 12

thực hiện trong các chén thủy tinh 25 mL với 3 mẫu theo nồng ñộ. Mẫu ñược giữ yên
tĩnh dưới máy khuấy từ và ñộ sáng không ñổi ở 23±2
◦
C. Nồng ñộ tảo ñược xác ñịnh
trong 24 giờ sử dụng tế bào Malassez và kính hiển vi. Thí nghiệm ñộ ñộc cấp tính
dùng ñể xác ñịnh sự ức chế của D. magna di ñộng. Mục tiêu là xác ñịnh nồng ñộ ban
ñầu 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 ñược thực hiện ñối với loài Daphnia
sp. ñược duy trì theo hình thức sinh sản ñơn tính trong phòng thí nghiệm (POLDEN of
the National Institute of Applied Sciences of Lyon–INSA de Lyon). Độ nhạy của các

loài ñược 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
ñược thực hiện ở nhiệt ñộ 20±2
◦
C trong bong tối. Tất cả các mẫu phải ñược thực hiện
trong vòng 6 – 48 giờ sau khi lấy mẫu.
Vì nước thải bệnh viện ñược xem là ñộc ñối với môi trường thủy sinh nên mẫu
không lọc với thể tích 25 mL cho mỗi thí nghiệm. 03 ñiều kiện bắt buộc là (i) DO ≥2
mg/L; (ii) Tỷ lệ % của các loài di ñộng ≤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 ñược sử dụng ñể ñánh giá mức ñộ rủi ro gây ra do nước thải bệnh
viện lên hệ sinh thái. Vì kết quả thí nghiệm vi sinh chỉ thể hiện ở ñộ ñộc EC50 và vì
nước thải bệnh viện là hỗn hợp của nhiều loại chất thải khác nhau nên PNEC ñược tính
toán bằng cách chia EC50 cho hệ số ñánh giá [12]. PEC ñược thể hiện bởi tỷ lệ pha
loãng của nồng ñộ chất ô nhiễm.
1.6. Kết quả và thảo luận
1.6.1. Kết quả phân tích lý hóa
Nồng ñộ cực ñại của các chỉ tiêu lý hóa trong nước thải bệnh viện ở khoa bệnh
nhiệt ñới và lây nhiễm (ITDD) ñược tóm tắt trong Bảng 2. 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 ñều cho thấy rằng loại nước thải
này ñược ñổ vào hệ thống cống chứa nước thải sinh hoạt (gồm cả nước thải sinh hoạt
từ khu dân cư và khu thương mại).
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 13

Bảng 2. Các ñặc trưng lý hóa và vi sinh của nước thải bệnh viện từ ITDD

Nồng ñộ cực ñại Tiêu chuẩn
Thông số Đơn vị
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 -
BOD
5
mg/l 1559 1530 30 [11]
COD mg/l 2516 2664 125 [11]
TOC mg/l 350 3095 -
NH
4
+
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 10
3
1 x 10
6

1 x 10
8
[22]
ND: không phát hiện
- Tham khảo kết quả phân tích mẫu nước thải bệnh viện sau hệ thống xử lý của một
nghiên cứu khác như sau:
+ BOD
5
(50 – 400 mg/l)
+ COD (150 – 800 mg/l)
+ TSS (60 – 200 mg/l)
+ TOC (50 – 300 mg/l)
Kết quả cho thấy nước thải bệnh viện ñầu ra hệ thống xử lý mang ñặc trưng của
nước thải sinh hoạt.
- Kết quả phân tích mẫu nước thải bệnh viện ITDD sau hệ thống xử lý như sau:
+ BOD
5
có giá trị từ 200 – 1559 mg/l, cao hơn giá trị thu ñược từ nước thải bệnh
viện [15].
+ Tương tự, COD (362 – 2664 mg/l)
+ TSS (155 – 298 mg/l)
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 14

+ TOC (160 – 3095 mg/l)
Các giá trị này lớn hơn giá trị ñề nghị của Metcalf and Eddy ñối với nước thải sinh
hoạt.
Giá trị giới hạn của COD, BOD
5

và AOX ñối với nước thải công nghiệp không
ñược vượt quá tiêu chuẩn quy ñịnh khi thải vào hệ thống cống chung, cụ thể là: 125
mg/l COD; 30 mg/l BOD
5
và 1 mg/l AOX.
Trong nước thải ñầu ra, các chỉ tiêu này ñã vượt tiêu chuẩn thải.
Nhận xét chất lượng nước thải ñầu ra:
+ Nồng ñộ TSS từ 155 – 298 mg/l, thấp hơn tiêu chuẩn của nước thải sinh hoạt
(100 – 350 mg/l) [19].
+ Nồng ñộ Cl
-
từ 47 – 359 mg/l, cao hơn tiêu chuẩn của nước thải sinh hoạt ở ñô
thị. Nguyên nhân do sử dụng Clo ñể khử trùng ở các bệnh viện.
+ Sự hiện diện của AOX trong nước thải ñược 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 ñáng kể [5]. Kết quả nghiên cứu
mẫu nước thải bệnh viện cho nồng ñộ AOX là 0,17 – 1.61 mg/l, thấp hơn tiêu
chuẩn quy ñịnh 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 ñáng kể này.
Cl
-
có thể ñược quy vào tổng AOX.
1.6.2. Đặc tính vi sinh
Nồng ñộ của fecal coliform ñược tìm thấy trong nước thải bệnh viện rất thấp (Bảng
I.6.2). Các nghiên cứu trước ñây cho thấy rằng nồng ñộ vi khuẩn ở hệ thống cống
chung thường thấp hơn 10
8
/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 ñược pha loãng. Điều này rất cần thiết cho hoạt ñộng giám sát mật ñộ vi
khuẩn trong hệ thống xử lý nước thải ñô thị, bởi vì ñây là nơi tiếp nhận nước thải bệnh
viện có chứa clo và AOX cao.
1.6.3. Đặc tính ñộc học sinh thái của nước thải từ IDTT
Kết quả thu ñược từ thử nghiệm sinh học ñược trình bày trong Bảng 3.
Theo các kết quả kiểm tra ñộc tính trên V. fischeri năm 2001, EC
50
(5 phút) lớn
hơn 50% cho tất cả các mẫu. Độc tính sinh thái (ñơn vị là UT) luôn thấp hơn 2 UT.
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 15

Các kết quả này chỉ ra rằng 5 phút thử nghiệm có thể xác ñịnh là không ñộc. Tuy
nhiên, có sự khác biệt ñáng kể giữa EC
50
(5 phút) và EC
50
(15 – 30 phút). Hơn nữa, có
rất ít sự khác biệt giữa thử nghiệm 15 phút và 30 phút, báo cáo này xem tương ñồng
với thời gian tiếp xúc Cl
-
20 phút ñể khử trùng [37]. Theo ñó khi thời gian tiếp xúc là
15 – 30 phút thì >2 UT. Nồng ñộ cực ñại dao ñộng trong khoảng 4,2 – 4,6; ñiều ñó cho
thấy ñộc tính nước thải bệnh viện trên V. fischeri khá giống với nước thải ñô thị.
Độc cấp tính của nước thải bệnh viện ñối với giáp xác ñã ñược tìm thấy trong toàn
bộ mẫu nghiên cứu. EC
50

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 ñộc tính của nước
thải bệnh viện trên D.magma cho thấy có ñộc tính tiềm tàng, với giá trị dao ñộng từ 9
– 56 UT ñối với EC
50
trên tảo.
Như vậy, sự phát thải này có thể làm biến ñổi quá trình sinh học của WWTP. Độc
tính của nước thải bệnh viện ñối với thủy sinh vật có thể ñược ñánh giá thông qua
thông số NH
4
+
(có giá trị từ 28 – 68 mg/l khi phân tích mẫu). NH
4
+
ñược coi là ñộc
ñối với thủy sinh vật [38]. Thủy sinh vật có thể bị ức chế khi amonia ≥1,04 mg NH
3

tổng
/l hoặc 0,01 mg NH
3 liên kết
/l [39].
Trong nghiên cứu này, giá trị nồng ñộ NH
3
không ñược xem xét. Theo lý thuyết,
NH
3
tồn tại trong nước ở dạng ion NH
4
+

hoặc NH
3
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 NH
4
+
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 ñộ NH
3
có thể >1,04 mg NH
3

tổng
/l hoặc 0,01
NH
3 liên kết
/l. Dựa vào tiêu chuẩn phản ứng cân bằng và mẫu pH, NH
3
có vai trò rất quan
trọng trong việc theo dõi các ảnh hưởng bất lợi của nước thải bệnh viện tới thủy sinh
vật.
Bảng 3. Các ñặc tính ñộc học sinh thái của nước thải bệnh viện

Nồng ñộ ảnh hưởng
cực ñại (HEC
50

)
Giá trị EC
50
(2001 -
2002)
Thông số
Đơn
vị
2001 2002 TB

min S.D

n
EC
50
5 p Vibrio fischeri
UT 1,54 2,5 - <1,3 - 9
EC
50
15 p Vibrio fischeri
UT 4,15 4,2 - <1,3 - 9
EC
50
30 p Vibrio fischeri
UT ND 4,6 - <1,3 - 5
EC
50
72 h
Pseudokirchneriella
UT

ND 56 32
9
18 5
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 16

Nồng ñộ ảnh hưởng
cực ñại (HEC
50
)
Giá trị EC
50
(2001 -
2002)
Thông số
Đơn
vị
2001 2002 TB

min S.D

n
subcapitata
EC
50
24 h Daphnia
UT 117 62 43 10 27 13

EC

50
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 ñược về ñặc trưng lý hóa, vi sinh và ñộc học sinh thái
trong Bảng 2 và Bảng 3 với tiêu chuẩn quy ñịnh. Bảng 4 trình bày tỷ lệ thu ñược từ sự
so sánh này.
Với trường hợp kim loại nặng, tất cả tỷ lệ P
c
/V
t
của các thông số lý hóa ñều nhỏ
hơn 1. Việc xem xét tỷ lệ cũng ñược thực hiện tương tự cho thử nghiệm ñộc học. Hơn
nữa, các kết quả kiểm tra ñộc học tế bào trong nước thải bệnh viện sử dụng AMES và
HAMSTER, chỉ ra rằng lượng thải từ dịch vụ khám – ñiều trị bệnh và phòng thí
nghiệm bệnh viện có hiện diện của ñộc học tế bào [25].
Tỷ lệ MPN/100ml của fecal coliform từ nước thải bệnh viện cũng như lượng trung
bình ñược tìm thấy ở nước thải ñô thị rất nhỏ so với 1 do có chất khử trùng và thuốc
kháng sinh trong dòng thải.
Tất cả kết quả thu ñược ñều cho thấy có sự tồn tại các chất nguy hại trong nước
thải bệnh viện. Do ñó, cần phải tiếp tục nghiên cứu ñánh giá rủi ro ñộc học sinh thái từ
nước thải bệnh viện ñến hệ thống sinh thái nước (WWTP và môi trường tự nhiên).
Bảng 4. So sánh nồng ñộ cực ñại với nồng ñộ tiêu chuẩn

Thông số
Đơn
vị
C

max
Tiêu
chuẩn
Tỷ lệ
(P
c
/V
t
)
Lý hóa
BOD
5
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
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 17

Thông số
Đơn

vị
C
max
Tiêu
chuẩn
Tỷ lệ
(P
c
/V
t
)
Vi sinh
Vi khuẩn fecal 1 x 10
6
1 x 10
8
<1
Độc học sinh thái
EC
50
30 p Vibrio fischeri
UT 4,6 2 >1
EC
50
72 h Pseudokirchneriella
subcapitata
UT 56 2
>1
EC
50

24 h Daphnia
UT 117 2 >1
EC
50
48 h Daphnia
UT 71 2 >1
1.6.5. Đánh giá rủi ro sinh thái
Khi không có sự kiểm soát thường xuyên ñối 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 ñề 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 ñích là xây dựng một quy trình xử lý nước thải tương tự hệ sinh thái dưới
nước), tuy nhiên ñề xuất này vẫn ñang ñược xem xét do những hạn chế về hiểu biết
các chuỗi thức ăn dưới nước ở hai cấp ñầu tiên.
1.6.5.1. Những tác ñộng vào hệ thống xử lý nước thải
Giả ñịnh: “Các chất ô nhiễm từ bệnh viện khi phân tán vào hệ thống xử lý nước
thải sẽ không gây ảnh hưởng ñến quá trình xử lý sinh học của hệ thống xử lý nước thải
mà có khả năng gây tác ñộng bất lợi ñến cộng ñồng 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 ñầu tiên, có thể ñược ñánh giá bởi khả năng có thể phân hủy sinh
học của những chất ô nhiễm trong nước thải ñầu vào. Khả năng phân huỷ sinh học các
hợp chất hữu cơ ñược ño ñạc bởi tốc ñộ và sự phân huỷ hoàn toàn bởi vi sinh vật, vì
vậy các tỉ số của BOD
5
/COD và COD/TOC có thể ñược sử dụng ñể phân tích những
hợp chất hữu cơ khó hoặc không bị phân hủy sinh học.
Fresenius et al.[41] kết luận với tỉ số BOD
5
/COD ≥ 0,5 thì quá trình phân hủy sinh

học xảy ra ngay lập tức với tốc ñộ phản ứng rất lớn. Tuy nhiên, tỉ số
BOD
5
/COD < 0,5 thuận lợi hơn cho quá trình phân hủy hóa học, khi ñó quá trình phân
hủy sinh học sẽ bị kìm hãm. Dựa trên cơ sở này, ngưỡng giá trị 0,5 ñã ñược sử dụng ñể
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 BOD
5
/COD dao ñộng trong khoảng 0,38 -
0,57 cho biết những chất ô nhiễm là khó phân hủy và nó có khả năng ảnh hưởng ñến
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 18

hiệu quả của hệ thống xử lý nước thải.
Báo cáo cũng cho rằng tỉ số COD/TOC = 3 thường xuyên ñược tìm thấy trong
nhiều loại nước thải [35]. Tuy nhiên, trong một nghiên cứu khác [42], tỉ số giữa COD
(mg O
2
/l) và TOC (mg C/l) có giá trị khác, COD/TOC = 2,67.
Tỉ số COD/TOC ñược 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 ñến 4,26 thì những chất này lại khó bị phân hủy.
Có thể thực hiện ở bước ñầu tiên ñể ñánh giá theo hướng bán ñịnh lượng những rủi
ro của một nguồn xác ñịnh trong hệ sinh thái khi ñặt vào một bối cảnh cụ thể và xem
xét hệ số pha loãng. Trong phạm vi nghiên cứu này, có 3 giả ñịnh về quá trình pha
loãng ñược xem xét ñể xác ñịnh ñặc tính rủi ro của nước thải bệnh viện lên hệ thống
xử lý nước thải.
(i) Lượng nước cung cấp bình quân tính trên mỗi giường bệnh/ngày tương ñương

với lượng nước thải ra ñối với mỗi giường bệnh/ngày.
(ii) Nước thải từ ITDD có lưu lượng 144m
3
/ngày. Nếu không xét ñến 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
ñược pha loãng ít nhất 4 lần khi hòa vào dòng chảy chung, nếu lượng nước
thải trung bình một khoa bệnh là 750m
3
/ngày sẽ ñược hòa vào với những
nguồn thải khác của bệnh viện trước khi ñi vào hệ thống cống thoát nước
chung của thành phố.
(iii) Nước thải từ ITDD sẽ ñược xử lý bởi hệ thống xử lý nước thải chung của
thành phố, hệ thống này tiếp nhận lượng nước thải trung bình 87.000m
3
/ngày
của thành phố, lượng nước này ñủ ñể ñảm bảo rằng nồng ñộ các chất ô nhiễm
trong nước thải bệnh viện sẽ ñược pha loãng ít nhất 600 lần. Tuy nhiên,
phương pháp ñánh giá này sẽ không cho phép phòng tránh ñược sự hiện diện
những chất ñộc và khó phân huỷ sinh học trong hệ sinh thái
1.6.5.2. Những tác ñộng của hệ sinh vật tự nhiên trong nước
Giả ñịnh: “Dòng ra của hệ thống xử lý nước thải sẽ không gây ra các ảnh hưởng
ñộc lên số lượng loài ñang sống trong môi trường nước”
Tỉ số PEC/PNEC ñược dùng ñể ñánh giá rủi ro môi trường nói chung gây ra bởi
nước thải bệnh viện ñối 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 ñược ñổ
ra sông sẽ ñược pha loãng 1000 lần. Điều ñó có nghĩa là nước thải bệnh viện ñược pha
loãng 6x10
5
lần trước khi ñi vào nguồn tiếp nhận. Tuy nhiên, trong những trường hợp

Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 19

cá biệt, hạn hán hoặc nồng ñộ cực ñại, giá trị PEC này (hệ số pha loãng) có thể cao
hơn.
Giá trị PNEC ñược thiết lập bằng cách sử dụng những dữ liệu ñộc tính khác nhau
của nước thải bệnh viện (EC50 ñược xét theo tỉ lệ %: V.fischeri = 21,7%,
P.subcapitana = 1,78%, D.magna = 0,8%). Theo Ủy ban Châu Âu, hệ số ñánh giá 1000
ñược sử dụng ñể ñánh giá EC
50
ngắn hạn có giá trị thấp hơn. Từ:
(i) Những thí nghiệm ngắn khác nhau ñã ñược tiến hành với những chất phân
hủy, kịch bản và nguồn tiêu thụ.
(ii) Nước thải bệnh viện là một hỗn hợp.
(iii) Độc tính của dòng thải hỗn hợp nước thải bệnh viện cao hơn tổng ñộc tính của
các hợp chất khác nhau có trong dòng thải hỗn hợp; hệ số ñánh giá 100 ñược
sử dụng trong nghiên cứu này ñể ñánh giá giá trị PNEC (0,008%) bằng cách
sử dụng EC
50
24 giờ (0,8%) thu ñược từ thí nghiệm D.magna cho tỉ số
PEC/PNEC là 0,75<1. Rủi ro này có thể chấp nhận ñược, tuy nhiên, nó không
hoàn toàn cách xa so với vạch ñỏ.
Phương pháp này rất ñơn giản, có nhiều hạn chế. Tuy nhiên, nếu áp dụng ñể ñánh
giá tác ñộng lâu dài của nước thải bệnh viện ñến 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
ñược phân huỷ, (ii) quá trình bay hơi xảy ra trong quá trình nước thải thoát vào mạng
lưới thu gom nước thải ñô thị và hệ thống xử lý. Tuy nhiên, cách suy luận này không
hoàn toàn sai khi ñánh giá một số chất ô nhiễm khó phân huỷ sinh học như AOX, chất

ñược xem là không phân hủy sinh học ñến 90%. Nếu những giả ñịnh ở ñây chính xác
thì sẽ cho những ñánh giá tuyệt ñối về rủi ro ñộc học sinh thái, những ñánh giá này rất
cần thiết cho việc quản lý, nó có thể tiết kiệm ñược thời gian và nguồn lực.
Liên quan ñến khái niệm “ñánh giá không ñầy ñủ”, phương pháp dựa trên những
thí nghiệm ñộc học sinh thái và những ảnh hưởng của việc pha loãng trong môi trường
tự nhiên không phải luôn ở các các cấp ñộ 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 ñược xét ñến.
(ii) Những tác ñộng lâu dài của chất ô nhiễm lên hệ sinh thái rất phức tạp và khó
ñánh giá nếu chỉ dựa theo các tiêu chuẩn thí nghiệm ñộc học sinh thái ñơn
giản. Vì vậy hiện tượng gây ra ñộc 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 ñược xét ñến.
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 20

(iii) Lý do là việc pha loãng thông thường sẽ không thể ñủ thời gian ñể quyết ñịnh
khả năng an toàn cho môi trường.
Thực vậy, nhiều dòng thải ñã ñược loại bỏ ñể ñạt ñến những mục tiêu ñánh giá
chung. Vì vậy, sẽ không chính xác trong tương lai nhưng nó cũng gợi ra một hướng
ñóng góp vào việc ra quyết ñịnh của nhà quản lý, góp phần tìm nguyên nhân của các
tác ñộng từ nước thải bênh viện lên rủi ro tổng tạo bởi tất cả các dòng thải công nghiệp
và ñô thị ñổ vào sông.
1.7. Kết luận
Nghiên cứu này ñã chứng minh rằng chúng ta có thể thực hiện những ñánh giá rủi
ro ñộc học sinh thái ñối 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 ñặc trưng.
Kịch bản ñược ñề xuất cho phép chúng ta mô tả bán ñịnh lượng những ñặc tính rủi

ro ñến hệ thống xử lý nước thải chung và nguồn nước mặt sạch. Đánh giá này cũng rất
cần thiết hiện nay ñể tăng cường những hướng nghiên cứu ñúng, và nó cũng ñòi hỏi
một kiến thức ñầy ñủ hơn về sự giảm ñi lượng chất ô nhiễm trong hệ thống thoát nước
ñô 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 ñộc học sinh thái,
sự tương tác qua lại giữa việc sử dụng dược phẩm, chất tẩy uế và chất hoạt ñộng bề
mặt. Nó cũng cần thiết cho việc mô tả những ñặc 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 ñộng bề mặt hiện diện trong
nước thải bệnh viện ñể chuyển vào chuỗi thức ăn.
Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 21

2. ĐÁNH GIÁ RỦI RO ĐỘC HỌCSINH 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 ñô 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 ñới và truyền
nhiễm là 10 giường (chiếm tỷ lệ
10% về quy mô của khoa Bệnh
nhiệt ñới và truyền nhiễm so với
quy mô toàn bệnh viện).
Lưu lượng nước cấp cho bệnh

viện theo thiết kế khoảng
100m
3
/ngày.
Hình 5. Bệnh viện Dung Quất-Quảng Ngãi
2.2. Phân tích
2.2.1. Đặc tính tiếp xúc
Tuyến tiếp xúc của nước thải bệnh viện ñối với sức khỏe cộng ñồng ñược mô tả ở
Hình 6:
Hình 6. Sơ ñồ tuyến tiếp xúc

2.2.2. Đặc tính tác ñộng sinh thái
Nước thải bệnh viện chứa vô số loại vi trùng, virus và các mầm bệnh sinh học khác
trong máu mủ, dịch, ñờm, phân của người bệnh, các loại hóa chất ñộc hại từ cơ thể và
chế phẩm ñiều trị, thậm chí cả chất phóng xạ. Do ñó, nó ñược xếp vào danh mục chất
thải nguy hại.
Thải ra hệ thống thoát nước

Nước mặt
Ti
ếp xúc qua da

Tiếp xúc qua ăn uống

NƯỚC THẢI
BỆNH VIỆN
Tiếp xúc qua da
Ti
ếp xúc trực tiếp

Nước ngầm
Ti
ếp xúc qua da

Tiếp xúc qua ăn uống
Rò r
ỉ / thấm

Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 22

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 ñường 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 ño Giá trị TCVN
*
Tỷ lệ (P
c

/V
t
)
1 pH - 7,2 6,5 – 8,5 0,85 - 1,11
2 DO mg/l 1,0 - -
3 H
2
S mg/l 8,1 0,2
40,5
4 BOD
5
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 6772.
Theo bảng 5:
+ Tỷ lệ (P
c
/V
t
) của các chỉ tiêu H
2
S; BOD
5

; COD và tổng Nitơ ñều lớn hơn 1.
Điều này cho thấy tiềm năng rủi ro từ các chỉ tiêu này ñến hệ sinh thái là rất
lớn.
+ Các chỉ tiêu còn lại có tỷ lệ (P
c
/V
t
) dao ñộng 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 ñiểm vệ sinh về vi sinh tại bể tập trung toàn bệnh viện trước xử lý

STT Chỉ tiêu Đơn vị ño Trung bình
1 Cl.perfringen KL/10ml 5,2 x 10
3

2 Tổng số coliform MPN/100ml 2,6 x 10
6

Tiểu luận “Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái ñối với nước thải bệnh viện
Trường hợp cụ thể: Bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi”
Môn học: Đánh giá tác ñộng và rủi ro môi trường 23

STT Chỉ tiêu Đơn vị ño Trung bình
3 Faecal coliform MPN/100ml 1,9 x 10
6

4 Enterococci KL/100ml 3,8 x 10
6

5 Trứng giun Tr/1L 43
Tỷ lệ (P
c
/V
t
) của tổng coliform là 866,67 ñiều này cho thấy tiềm năng rủi ro gây
hại là rất cao.
2.4. Đánh giá rủi ro ñộc học sinh thái
Các ñánh giá ở mục 2.3.1 và 2.3.2 cho thấy các chỉ tiêu H
2
S; BOD
5
; COD; tổng
Nitơ và tổng coliform tạo ra ñộ rủi ro rất lớn cho hệ sinh thái, ñặc 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 ñề rủi ro này sẽ ñược giải quyết một cách triệt ñể 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 ñánh giá rủi ro ñộc học
sinh thái ñối 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 ñó, ñã ứng dụng ñể ñánh giá rủi ro cho ñối tượng cụ thể là nước thải
bệnh viện Dung Quất, tỉnh Quảng Ngãi, thông qua các bước: (i) phân tích ñặc tính tiếp
xúc và ñặc tính tác ñộng sinh thái; (ii) nhận diện rủi ro và (iii) ñánh giá rủi ro sinh thái.