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

MỤC LỤC 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. Những dòng thải từ hoạt động chẩn đoán 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 đô thị Nước thải đô thị WWTP Nước mặt Nước ngầm 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 nồ