Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất tại thôn đông mai, xã chỉ đạo, huyện văn lâm, tỉnh hưng yên

LỜI CAM ĐOAN
Tôi xin cam đoan rằng, số liệu và các kết quả nghiên cứu trong khóa
luận tốt nghiệp này là trung thực và chưa hề được sử dụng.
Tôi xin cam đoan rằng, mọi sự giúp đỡ cho việc thực hiện khóa luận tốt
nghiệp này đã được cảm ơn và các thơng tin trích dẫn trong khóa luận tốt
nghiệp này đã được ghi rõ nguồn gốc.
Hà Nội, ngày 29 tháng 4 năm 2014
Sinh viên
Nguyễn Thị Thúy

i


LỜI CẢM ƠN
Để hồn thành khóa luận tốt nghiệp, ngồi sự nỗ lực của bản thân, tôi
đã nhận được rất nhiều sự quan tâm giúp đỡ nhiệt tình của các tập thể, cá
nhân trong và ngồi trường.
Trước hết, tơi xin chân thành cám ơn thầy giáo TS. Nguyễn Thế Bình,
giảng viên bộ môn Vi sinh vật, Khoa Môi Trường, Trường Đại học Nơng
nghiệp Hà Nội đã tận tình hướng dẫn, chỉ bảo cho tơi trong suốt q trình
thực hiện khóa luận tốt nghiệp.
Tôi xin chân thành cám ơn các thầy cơ giáo, cán bộ phịng thí nghiệm
của Bộ mơn Vi sinh vật đã tận tình giúp đỡ tơi hồn thành đề tài
Xin chân thành cám ơn các thầy cô giáo, cán bộ, công nhân viên bộ
môn Khoa học Đất, Khoa Quản lý đất đai và phịng phân tích JICA đã tạo mọi
điều kiện giúp đỡ tôi trong suốt thời gian thực hiện khóa luận.
Xin chân thành cảm ơn tới các bác, các chú lãnh đạo UBND xã Chỉ
Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên đã giúp đỡ tôi trong quá trình thu thập
số liệu tại địa phương.
Do thời gian và kinh nghiệm cịn hạn chế nên khóa luận tốt nghiệp của
tơi cịn nhiều thiếu sót, tơi kính mong nhận được sự góp ý của các thầy cơ

giáo, bạn bè để khóa luận được hồn chỉnh hơn.
Xin chân thành cảm ơn!
Hà Nội, ngày 29 tháng 4 năm 2014
Sinh viên
Nguyễn Thị Thúy

ii


MỤC LỤC
LỜI CAM ĐOAN........................................................................................ i
LỜI CẢM ƠN ............................................................................................ ii
MỤC LỤC .................................................................................................iii
DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT .................................................................. vi
DANH MỤC BẢNG .................................................................................vii
Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ.............................................................................. 1
1.1. Tính cấp thiết của đề tài........................................................................ 1
1.2. Mục tiêu và yêu cầu nghiên cứu của đề tài............................................. 2
1.2.1. Mục tiêu nghiên cứu của đề tài ........................................................... 2
1.2.2. Yêu cầu............................................................................................. 2
Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU ............................ 4
2.1. Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất sản xuất nông nghiệp .......... 4
2.1.1. Trên thế giới ..................................................................................... 4
2.1.2. Tại Việt Nam .................................................................................... 8
2.2. Cơ sở khoa học của việc xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất bằng thực
vật............................................................................................................ 15
2.2.1. Cơ sở khoa học của biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật ............... 15
2.2.2. Giả thuyết giải thích cơ chế của công nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực vật
................................................................................................................ 16
2.2.3. Công nghệ xử lý .............................................................................. 17

2.2.3.1. Công nghệ cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilation)... 17
2.2.3.2. Công nghệ chuyển dạng chất ô nhiễm (Phytotransformmation)....... 18
2.2.3.3. Công nghệ thốt hơi qua lá cây (Phytovolatilization)...................... 18
2.2.3.4. Cơng nghệ chiết đất (Phytoextraction) ........................................... 18
2.2.3.5. Công nghệ xử lý bằng vùng rễ (Rhizosphere Bioremediation) ........ 19
2.3. Hiệu quả của việc xử lý đất ô nhiễm đất bằng công nghệ sinh học ........ 19
iii


2.3.1. Cây cải xoong ................................................................................. 20
2.3.2. Cỏ Vetiver ...................................................................................... 21
2.3.3. Dương xỉ......................................................................................... 26
2.3.4. Cây đơn buốt, mương đứng và dừa nước .......................................... 29
2.3.5. Một số loại cây khác ........................................................................ 30
Phần 3: ĐỐI TƢỢNG, NỘI DUNG VÀ PHƢƠNG PHÁP NGHIÊN CỨU
................................................................................................................ 32
3.1. Đối tượng nghiên cứu......................................................................... 32
3.2. Phạm vi nghiên cứu............................................................................ 32
3.3. Nội dung nghiên cứu .......................................................................... 32
3.4. Phương pháp nghiên cứu .................................................................... 32
Phần 4: KẾT QUẢ NGHIÊN CỨU ........................................................ 36
4.1. Đặc điểm chung về địa bàn nghiên cứu ............................................... 36
4.1.1. Điều kiện tự nhiên, kinh tế xã hội xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh
Hưng Yên................................................................................................. 36
4.1.1.1. Điều kiện tự nhiên của xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên
................................................................................................................ 36
4.1.1.2. Đặc điểm kinh tế xã hội của xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng
Yên .......................................................................................................... 36
4.1.2. Hiện trạng làng nghề ........................................................................ 38
4.2. Một số tính chất đất của khu vực nghiên cứu ....................................... 40

4.3. Đánh giá chất lượng chế phẩm Mycoroot trước khi sử dụng ................. 43
4.4. Nghiên cứu khả năng chống chịu, hấp thu Pb của cây dương xỉ cộng sinh
với nẫm rễ (AMF)..................................................................................... 44
4.4.1. Khả năng xâm nhiễm của nấm rễ vào rễ cây dương xỉ ....................... 44
4.4.2. Sinh trưởng phát triển của cây trồng thí nghiệm ................................ 46
4.4.3. Hàm lượng Pb tích lũy trong các bộ phận của cây dương xỉ............... 49
4.4.4. Tổng lượng Pb được loại bỏ khỏi đất bởi cây dương xỉ ..................... 53
iv


4.4.5. Hàm lượng Pb cịn lại trong đất sau thí nghiệm………………………56
Phần 5: KẾT LUẬN VÀ KIẾN NGHỊ .................................................... 59
5.1. Kết luận ............................................................................................. 59
5.2. Kiến nghị ........................................................................................... 59

v


DANH MỤC CHỮ VIẾT TẮT

STT

Ký hiệu viết tắt

Diễn giải

1

AMF

Arbuscular Mycorhyzal Fungi

2

CT

Công thức

3

ĐHNN

Đại học Nông nghiệp

4

IWMI

5

KCN

Khu công nghiệp

6

KLN

Kim loại nặng

7

QCVN

Quy chuẩn Việt Nam

8

SKK

Sinh khối khô

9

TCCP

Tiêu chuẩn cho phép

10

TCVN

Tiêu chuẩn Việt Nam

The International Water Management
Institute (Viện quản lí nước quốc tế)

vi

DANH MỤC BẢNG
Bảng 2.1: Hàm lượng kim loại nặng trong đất và một số loại đá mẹ .......... 4
Bảng 2.2: Hàm lượng kim loại nặng trong một số loại đất ở khu mỏ hoang
Songcheon.............................................................................................. 6
Bảng 2.3: Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác thiếc xã
Hà Thượng – Đại Từ - Thái Nguyên ........................................................ 9
Bảng 2.4: Hàm lượng chì và cadimi trong đất tại Làng Hích ................... 10
Bảng 2.5: Hàm lượng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác qặng Pb
– Zn xã Tân Long – Đồng Hỷ - Thái Nguyên ......................................... 11
Bảng 2.6: Kết quả phân tích một số chỉ tiêu kim loại nặng trong đất nông
nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội .......................................... 14
Bảng 2.7: So sánh ngưỡng chịu KLN của cỏ Vetiver và các loài cỏ khác . 22
Bảng 2.8: Khả năng tích lũy As của 2 lồi dương xỉ P.vittata và
P.calomelanos ...................................................................................... 28
Bảng 4.1: Một số tính chất lí hóa học của đất nghiên cứu........................ 40
Bảng 4.2: Hàm lượng chì tổng số và chì dễ tiêu trong đất nghiên cứu...... 42
Bảng 4.3: Sinh khối tươi của cây trồng sau 40 ngày thí nghiệm............... 46
Bảng 4.4: Sinh khối khơ của cây trồng sau 40 ngày thí nghiệm ............... 47
Bảng 4.5: Tổng lượng Pb được loại bỏ khỏi đất do sự hấp thụ của cây
dương xỉ ............................................................................................... 53

vii


DANH MỤC HÌNH
Hình 2.1: Hàm lượng các kim loại nặng tổng số trong đất nông nghiệp xã
Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên............................................ 13
Hình 2.2: Hàm lượng Pb trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai đoạn
sinh trưởng khác nhau ........................................................................... 23
Hình 2.3: Hàm lượng Pb trong rễ của cỏ Vetiver trong các giai đoạn sinh

trưởng khác nhau .................................................................................. 24
Hình 2.4: Hàm lượng As trong thân lá của cỏ Vetiver trong các giai đoạn
sinh trưởng khác nhau ........................................................................... 25
Hình 4.1: Quá trình phá dỡ bình ắc quy rất thủ cơng……………………39
Hình 4.2: Axít từ những bình ắc quy hỏng được xả thẳng ra mơi trường...39
Hình 4.3: Bào tử nấm rễ quan sát trên kính hiển vi soi nổi……………….44
Hình 4.4: Khả năng xâm nhiễm của nấm rễ vào rễ cây dương xỉ ............. 45
Hình 4.5: Ảnh hưởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong thân
lá dương xỉ sau 40 ngày trồng ................................................................ 50
Hình 4.6: Ảnh hưởng của chế phẩm Mycoroot tới sự tích lũy chì trong rễ
cây dương xỉ sau 40 ngày trồng ............................................................. 51
Hình 4.7: Hàm lượng chì tổng số cịn lại trong đất………………………55
Hình 4.8: Hàm lượng chì dễ tiêu trong đất sau thí nghiệm.………………57

viii


Phần 1: ĐẶT VẤN ĐỀ
1.1. Tính cấp thiết của đề tài
Hiện nay, ô nhiễm môi trường đang là vấn đề nóng bỏng trên tồn cầu.
Một trong những vấn đề đáng quan tâm và đang đe dọa sức khỏe con người là
ô nhiễm kim loại nặng trong đất. Nguồn phát thải các kim loại nặng rất đa
dạng, có thể do: sự phát thải từ các làng nghề tái chế kim loại, chất thải từ các
nhà máy – khu công nghiệp, hoạt động khai mỏ, do sử dụng khơng hợp lí các
loại phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật,…Ơ nhiễm kim loại nặng do sự phát
thải từ các làng nghề tái chế kim loại đang là vấn đề lớn ở nhiều quốc gia trên
thế giới trong đó có Việt Nam do những tác động nguy hiểm đến hệ sinh thái
nói chung và con người nói riêng.
Theo các nhà chun mơn, hàm lượng chì thải ra ở Đơng Mai ở mức
đáng lo ngại: trong nguồn nước, mức trung bình là 0,77mg/l, vượt quá tiêu

chuẩn cho phép từ 7,7 - 15 lần. Ở nơi ao hồ đãi và đổ xỉ hàm lượng là
3,278mg/l; vượt quá tiêu chuẩn cho phép từ 32 - 65 lần. Cịn trong đất, hàm
lượng chì trung bình là 398,72 mg/kg. Trong khơng khí, từ 26,332 mg/m3 46,414 mg/m3, gấp 4.600 lần so với tiêu chuẩn cho phép. Do nhiễm độc chì
thơn Đơng Mai có hơn 80% số người bị mắc bệnh; 100% số người trực tiếp
nấu chì đều bị nhiễm độc chì trong máu. Theo phân tích từ cơ thể những
người bị nhiễm độc chì, hàm lượng chì trong nước tiểu từ 0,25 – 0,56 mg/l;
trong máu 135 mg/l, vượt 1,5 lần mức cho phép (Bộ Tài nguyên và Mơi
trường, 2012) [28].
Mặc dù một số kim loại nặng có thể rất cần thiết cho đời sống sinh vật
(chúng được xem là nguyên tố vi lượng) nhưng với một số kim loại nặng khi
hàm lượng của chúng vượt quá tiêu chuẩn cho phép sẽ gây độc hại với môi
trường và cơ thể sinh vật như gây các bệnh ung thư, phá hủy hệ thần kinh
trung ương, gây các chứng co giật, tê liệt…Với các loài thực vật, ảnh hưởng
1


bất lợi của kim loại nặng chủ yếu là làm suy giảm khả năng sinh trưởng, phát
triển; ảnh hưởng lớn đến sinh khối cũng như chất lượng sản phẩm cây trồng.
Có rất nhiều phương pháp khác nhau được sử dụng để xử lý kim loại
nặng trong đất. Tuy nhiên, gần đây phương pháp sử dụng thực vật để xử lý
kim loại nặng trong đất được các nhà khoa học quan tâm đặc biệt vì đây được
coi là một cách tiếp cận thân thiện với môi trường đồng thời giảm chi phí
đáng kể khi so sánh với các phương pháp lí hóa học. u cầu với những lồi
thực vật sử dụng trong việc xử lý kim loại nặng là có khả năng tích lũy kim
loại nặng cao và cho sinh khối lớn. Tuy nhiên những cây chống chịu được
kim loại nặng thường là những cây có sinh khối thấp và để khắc phục điều
này thì cộng sinh nấm rễ là điều cần thiết. Khả năng tự nhiên của thực vật
trong việc loại bỏ các chất gây ơ nhiễm có thể được tích hợp và cải thiện bởi
nấm rễ cộng sinh (AMF - Arbuscular Mycorhyzal Fungi). Cộng sinh nấm rễ
cũng được coi là chìa khóa để cây trồng sống sót trong đất ô nhiễm bằng cách

tăng cường sức đề kháng kim loại trong các cây trồng và cũng bởi cải thiện sự
hấp thu chất dinh dưỡng cần thiết. Do đó, việc lợi dụng mối quan hệ cộng
sinh giữa một số loài thực vật với nấm AMF để xử lý ô nhiễm kim loại nặng
được coi là phương pháp rất có triển vọng. Điều đó đặt ra một yêu cầu là cần
có những nghiên cứu đầy đủ về hiệu quả về vấn đề này, do đó tơi tiến hành
nghiên cứu đề tài:“Nghiên cứu sử dụng mối quan hệ cộng sinh giữa dương xỉ
và nấm rễ cộng sinh (AMF) để xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất tại thôn
Đông Mai, xã Chỉ Đạo, huyện Văn Lâm, tỉnh Hưng Yên”.
1.2. Mục tiêu và yêu cầu nghiên cứu của đề tài
1.2.1. Mục tiêu nghiên cứu của đề tài
 Tìm hiểu một số tính chất đất của khu vực nghiên cứu
 Đánh giá khả năng chống chịu và hấp thu Pb của cây dương xỉ cộng
sinh với nấm rễ AMF trong điều kiện thí nghiệm chậu vại.
1.2.2. Yêu cầu
2


 Xác định được một số chỉ tiêu lí hóa học của đất tại khu vực nghiên cứu
 Tiến hành thí nghiệm chậu vại để đánh giá ảnh hưởng của chế phẩm
nấm rễ cộng sinh đến sự chống chịu, hấp thu chì của cây dương xỉ

3


Phần 2: TỔNG QUAN CÁC VẤN ĐỀ NGHIÊN CỨU
2.1. Hiện trạng ô nhiễm kim loại nặng trong đất sản xuất nơng nghiệp
2.1.1. Trên thế giới
Ơ nhiễm mơi trường nói chung và ơ nhiễm đất nói riêng đã và đang thu
hút được nhiều sự quan tâm của mọi quốc gia trên thế giới. Không chỉ riêng
Việt Nam mà tất cả các nước khác trong quá trình phát triển đều phải đối mặt

với nguy cơ ô nhiễm đất ngày càng trầm trọng và một trong những nguyên
nhân ô nhiễm đất được chú ý đó là kim loại nặng (KLN). Ơ nhiễm trong đất
ngày càng trở nên đáng lo ngại hơn không chỉ bởi nó là một trong những nhân
tố gây ra tình trạng suy thoái đất ở một số nơi hiện nay, mà còn do khả năng
gây ảnh hưởng xấu đến sự sinh trưởng phát triển của cây trồng, làm suy giảm
chất lượng nông sản phẩm cũng như gây ra những mối đe dọa nguy hiểm đối
với sức khỏe của con người thơng qua sự tích lũy qua chuỗi thức ăn.
Đất có hàm lượng các nguyên tố kim loại nặng cao trước hết là do các
nguyên nhân tự nhiên như có sẵn trong đá mẹ, khoáng vật...
Bảng 2.1: Hàm lƣợng kim loại nặng trong đất và một số loại đá mẹ
Đơn vị: mg/kg
Trong đá trầm tích (**)
Ngun

Trong

Đá

tố

đất (*)

phiến

Đá cát

Đá vơi

0,05

0,035

Trong đá macma (**)
Bazơ

sét

bình

axit

0,01-

0,22 -

0,7

0,3

Cu

2-100

40

5-30

2-10

60-120

15-80

10-30

Pb

2-200

18 - 25

5-10

3-10

3-8

12-15

15-24

Zn

10-300

80-120

15-30

10-25

80-120

40-100

40-60

Cd

0,13-

Trung

0,22

0,13

0,090,2

Nguồn: (*): Lindsay (1979),(**): Kabata và cộng sự, (1992),trích theo Lê
Văn Thắng(2010)[14].
4


Kết quả nghiên cứu của Lindsay (1979), Kabata và cộng sự (1992) cho
thấy rằng ở trong đất hàm lượng các nguyên tố KLN thường dao động mạnh
hơn so với trong đá mẹ. Chênh lệch về hàm lượng cao nhất và thấp nhất có
khi lên đến cả trăm lần. Trong đất hàm lượng của kẽm (Zn) dao động từ 10 –
300 mg/kg, hay chì (Pb) dao động từ 2 – 2000 mg/kg. Ngoài ra nghiên cứu
cũng chỉ ra rằng trong đá axit và đá vôi hàm lượng các KLN nhỏ hơn so với

các loại đá khác của đá trầm tích và macma.
Tuy nhiên nguồn phát thải các KLN vào đất chủ yếu lại xuất phát từ
các hoạt động công nghiệp, khai mỏ cũng như q trình sản xuất nơng nghiệp.
Tại Thái Lan, nghiên cứu 154 ruộng lúa ở 8 làng trong khu vực lòng
chảo Huay Mae Tao (huyện Mae Sot, tỉnh Tak) Viện quản lí nước quốc tế
IWMI (The International Water Management Institute) cho biết đất bị nhiễm
Caidimi (Cd) cao hơn 94 lần so với tiêu chuẩn an toàn quốc tế. IWMI cũng
nghiên cứu hàm lượng Cd có trong gạo, tỏi và đậu nành sản xuất tại đây, kết
quả cho thấy các sản phẩm này bị nhiễm Cd cao hơn mức tiêu chuẩn cho phép
(TCCP) của châu Âu. Trong 1kg gạo có 0,1 – 44 mg Cd, cao hơn tiêu chuẩn
an tồn là 0,043 mg/kg gạo. Cịn trong tỏi và đậu nành thậm chí cịn cao hơn
từ 16 đến 126 lần TCCP [14].
Cơng trình nghiên cứu của Kabata và Henryk (1985) tại Anh, hàm
lượng Cd ở lớp đất mặt xung quanh vùng khai thác kẽm lên tới 2 – 336 ppm.
Ở Mỹ những vùng đất lân cận những nhà máy chế biến kim loại thì hàm
lượng Cadimi (Cd) đạt đến con số khổng lồ 26 – 1500 ppm [14].
Theo Lim H.S và cộng sự (2004) tại mỏ vàng – bạc Soncheon đã bỏ
hoang ở Hàn Quốc, đất và nước nhiều khu vực ở đây vẫn cịn bị ơ nhiễm một
số kim loại ở mức cao [19].

5


Bảng 2.2: Hàm lƣợng kim loại nặng trong một số loại đất ở khu mỏ
hoang Songcheon
Đơn vị: ppm
Nguyên

Đát bình thường

Bãi thải quặng

Đất vùng núi

Đất trang trại

As

3584 – 143813

695 – 3082

7 – 626

6,0

Cd

2,2 – 20

1,32

0,75

0,35

Cu

30 – 749

36 – 89

13 – 673

30

Pb

125 – 50803

63 – 428

23 – 290

35

Zn

580 – 7541

115 – 795

63 – 110

90

Hg

0,09 – 1,01

0,19 – 0,55

0,09 – 4,90

0,06

tố

trên thế giới

(Nguồn: H.S Lim và cộng sự, 2004, trích theo Lương Thúy Vân, 2012)[19]
Từ bảng trên ta có thể thấy hàm lượng các KLN trong đất trang trại ở
đây cao hơn rất nhiều lần so với mức trung bình của thế giới đặc biệt là As và
Hg. Hàm lượng cao nhất của As và Hg trong đất trang trại tương ứng cao gấp
104 lần và 82 lần so với hàm lượng trong đất bình thường trên thế giới. Theo
các tác giả thì bãi thải của khu vực khai thác mỏ ở đây là nguồn điểm gây ô
nhiễm các kim loại cho đất ở những khu vực xung quanh. Đa số cây trồng ở
các khu đất bị nhiễm kim loại đã bị nhiễm As và Zn ở mức cao [19].
La Oroya, Peru đã được liệt vào một trong mười thành phố ô nhiễm
nhất thế giới với các chất ô nhiễm chủ yếu như chì (Pb), đồng (Cu), kẽm (Zn)
và sulfur dioxide. Tại La Oroya, một thị trấn khai mỏ ở Peruvian Andes, 99%
trẻ em bị nhiễm chì trong máu vượt quá giới hạn cho phép. Mức nhiễm chì
trung bình, theo một cuộc thăm dò năm 1999 đã gấp ba giới hạn của WHO.
Thậm chí ngay cả khi hoạt động nấu chảy kim loại giảm bớt thì đất trồng trọt
bị nhiễm chì vẫn cịn duy trì qua nhiều thế kỷ [37].
6


Kinh tế Trung Quốc trong những năm gần đây có bước phát triển mạnh
mẽ nhưng cũng kéo theo nhiều hệ lụy về mơi trường. Ơ nhiễm KLN trong đất

nơng nghiệp ở quốc gia này ngày càng mở rộng và nghiêm trọng hơn. Theo
ông Đổng Tiềm Minh, chuyên gia Sở Nghiên cứu địa chất tỉnh Hồ Nam, tình
hình ơ nhiễm đất nông nghiệp Trung Quốc là hết sức gay go. 1/5 đất canh tác
của Trung Quốc đã bị ô nhiễm KLN, trong đó có 11 tỉnh và 25 vùng đất canh
tác bị ô nhiễm Cd. Tại các vùng Hồ Nam, Giang Tây, phía nam Trường Giang
vấn đề này đang nổi cộm. Theo thống kê của gần 5.000 bản luận văn trong
hơn 30 năm qua đã chỉ rõ ở các vùng xung quanh khu mỏ, khu nhà máy công
nghiệp, thành phố thị trấn, hai bên đường cao tốc,... hầu như đất đều bị ô
nhiễm với mức độ khác nhau. Qua điều tra năm 2009, Hồ Nam có đến 25%
diện tích đất canh tác của tỉnh bị ô nhiễm KLN. Tương tự như vậy, 2 tỉnh
Quảng Tây, Quảng Đông, tại các điểm điều tra chất lượng mơi trường thổ
nhưỡng có nhiều loại ngun tố KLN đều vượt chuẩn cho phép (Bộ Tài
Nguyên và Môi trường, 2013). Qua kiểm tra, lúa mỳ trồng ở Thiên Anh chứa
lượng chì cao gấp 24 lần TCCP của Trung Quốc, đã cho thấy trong đất sản
xuất nông nghiệp ở đây đã tích lũy một lượng đáng kể nguyên tố Pb [33].
Một trong những ngun nhân đóng ghóp khơng nhỏ vào tình trạng ơ
nhiễm đất bởi các ngun tố KLN ở Trung Quốc đã được chứng minh là do
chế độ canh tác nơng nghiệp bất hợp lý: Q trình dài lạm dụng phân hóa học,
thuốc sâu, thuốc diệt cỏ, màng mỏng ni lơng. Trong các hóa chất này đều
chứa hàm lượng KLN, nhất là trong nông dược. Lượng nông dược Trung
Quốc sử dụng đến 1,3 triệu tấn gấp 2,5 lần mức bình qn của thế giới. Qua
tính tốn, lượng nơng dược sử dụng hàng năm chỉ có xấp xỉ 0,1% có tác dụng
trực tiếp phịng trừ sâu bệnh, cịn lại 99,9% ảnh hưởng tới hệ sinh thái, gây ô
nhiễm mơi trường đất… [33].
Lạm dụng hóa chất nơng nghiệp thời gian dài làm cho các vi khuẩn có
ích (vi khuẩn có năng lực phân giải KLN) trong đất bị giảm sút, chất lượng
7


đất giảm theo, dẫn đến sản lượng và chất lượng cây trồng giảm sút. Theo

thống kê của Bộ Môi trường, mỗi năm lương thực bị nhiễm kim loại nặng cao
đến 12 triệu tấn, trực tiếp gây tổn thất kinh tế lên tới 20 tỷ nhân dân tệ. Quá
trình dài sử dụng lượng lớn phân hóa học làm cho độ pH của đất ngày giảm
thấp càng tạo môi trường thuận lợi cho các kim loại nặng vốn có trong đất
được giải phóng, làm tăng hàm lượng kim loại nặng trong đất [33].
2.1.2. Tại Việt Nam
Ô nhiễm kim loại nặng tại Việt Nam chủ yếu mang tính cục bộ, tập
trung ở các điểm có nguy cơ cao về phát thải kim loại nặng, đặc biệt là mỏ
kim loại và làng nghề cơ kim khí, tái chế kim loại. Những vùng đất xung
quanh các điểm này thường hứng chịu lượng lớn các chất thải từ hoạt động
của các điểm nguồn và hậu quả là đất bị ô nhiễm khá nghiêm trọng [9].
Thời gian qua, nước ta đã đạt được những thành tựu quan trọng trong
phát triển kinh tế, trong đó riêng ngành cơng nghiệp khai thác khống sản đã
có nhiều đóng góp to lớn. Tuy nhiên, bên cạnh những thành tích khơng thể
phủ nhận thì do nhiều ngun nhân, việc khai thác khống sản đã để lại nhiều
hậu quả về môi trường, không chỉ ở các vùng khai thác mà cả ở những bãi
thải [27]. Các dạng ô nhiễm môi trường tại các mỏ đã và đang khai thác
khoáng sản rất đa dạng như ô nhiễm đất, nước mặt, nước ngầm và là một thực
tế đáng báo động cần sớm có giải pháp xử lý. Theo kết quả phân tích đất
trồng ở khu vực mỏ thiếc Sơn Dương (Tuyên Quang) có hàm lượng As là
642mg/kg trong khi quy chuẩn của Việt Nam là 12 mg/kg (QCVN 03: 2008),
gấp gần 54 lần tiêu chuẩn cho phép. Trước đó, Nguyễn Văn Bình và cộng sự
(2000) khi nghiên cứu sự phân bố của As trong khu vực mỏ thiếc này cũng đã
xác định sự có mặt của As trong các mẫu đất, nước, bùn thải ven suối cao hơn
tiêu chuẩn cho phép và là một trong những nguyên nhân gây ô nhiễm môi
trường (Bùi Thị Kim Anh, 2011) [2].
8


Tại Thái Nguyên, ở 4 vùng khai thác mỏ đặc trưng: mỏ than Núi Hồng,

mỏ sắt Trại Cau, mỏ chì - kẽm ở làng Hích (xã Tân Long, huyện Đồng Hỷ) và
mỏ thiếc ở núi Pháo (xã Hà Thượng, huyện Đại Từ) đang là những điểm nóng
về mơi trường, bởi ở đây khơng chỉ có thiếc, chì, kẽm mà cịn có Asen và
Cadimi là hai kim loại nặng có ảnh hưởng rất lớn đối với sức khỏe của con
người. Trong đó mẫu đất tại xã Tân Long có chứa hàm lượng cao các nguyên
tố Pb, Zn, và Cd; mẫu đất tại xã Hà Thượng tập trung nhiều As. Nhìn chung,
hàm lượng các kim loại Pb, Zn, As, Cd trong đất cao gấp nhiều lần mức cho
phép. Tại Hà Thượng, huyện Đại Từ, tỉnh Thái Nguyên hàm lượng As trong
một số mẫu đất cao hơn quy chuẩn cho phép là 1262 và 467 lần, tương ứng.
Tại huyện Yên Lãng, hàm lượng As trong đất cao hơn quy chuẩn cho phép
của Việt Nam là 308 lần (Bộ khoa học và công nghệ, 2013) [26].
Bảng 2.3: Hàm lƣợng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác thiếc
xã Hà Thƣợng – Đại Từ - Thái Nguyên
Ký hiệu mẫu

As (mg/kg)

Pb (mg/kg)

Cd (mg/kg)

Zn (mg/kg)

HT1

2049,88

192,52

0,50

127,64

HT2

5606,31

383,31

0,69

165,28

HT3

84,76

203,33

0,60

181,43

HT4

549,84

51,77

0,50

87,14

HT5

169,90

43,53

0,50

61,32

HT6

15146,00

656,51

0,34

84,94

HT7

5974,14

382,97

0,70

75,35

12

70

2

200

QCVN
03:2008/BTNMT

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]

9


Kết quả phân tích hàm lượng KLN trong đất ở khu vực khai thác thiếc
xã Hà Thượng – Đại Từ - Thái Nguyên cho thấy, các nguyên tố As, Pb, Cd,
Zn đều có mặt trong tất cả các mẫu nghiên cứu. Tuy nhiên, ở khu vực này
đáng chú ý là hàm lượng As ở 7 mẫu phân tích đều cao hơn TCCP nhiều lần.
Có 5/7 mẫu đất chứa hàm lượng Pb vượt TCCP [19].
Khi nghiên cứu về về đất bị ô nhiễm KLN ở một số khu vực Việt Nam,
tác giả Đặng Thị An và cộng sự (2008) tiến hành phân tích hàm lượng chì và
cadimi trong đất tại làng Hích, xã Tân Long, Đại Từ, Thái Nguyên. Kết quả
nghiên cứu cho thấy hàm lượng Pb và Cd đạt cao nhất ở trong khu bãi thải
(5300 – 9200 ppm và 5,9 – 9,05 ppm), đất vườn nhà dân khu vực này có hàm
lượng thấp nhất. Khu vực bãi thải cũ có hàm lượng cao nhất ở trong bãi thải

(1100 – 13000 ppm và 11,34 – 61,04 ppm) sau đó là các ruộng lúa (1271 –
3953 ppm và 2,30 – 42,90 ppm). Ngay cả nhà dân gần khu vực cũng có hàm
lượng chì và Cadimi cao hơn nhiều lần TCCP [3].
Bảng 2.4: Hàm lƣợng chì và cadimi trong đất tại Làng Hích
Hàm lượng so với trọng lượng khơ
Địa điểm

STT

(ppm)
Pb

Cd

5300 – 9200

5,9 – 9,05

1

Bãi thải mới

2

Khu đất giáp bãi thải mới

164 – 904

0,12 – 1,42

3

Vườn nhà dân gần bãi thải mới

27,9 – 35,8

0,08 – 0,12

4

Bãi thải cũ

1100 – 1300

11,34 – 61,04

5

Ruộng lúa giáp bãi thải cũ

1271 – 3953

2,3 – 42,9

6

Vườn nhà dân gần bãi thải cũ

230 – 360

0,6 – 3,4

70

2

TCVN 7209 – 2002

(Nguồn: Đặng Thị An và cộng sự, 2008)[3]
10


Mới đây, Lương Thị Thúy Vân (2012) cũng có nghiên cứu về hàm
lượng KLN tại xã Tân Long. Kết quả phân tích hàm lượng KLN trong các
mẫu đất cho thấy các mẫu đất nghiên cứu đều có chứa hàm lượng KLN vượt
ngưỡng cho phép theo QCVN 03:2008/BTNMT gấp nhiều lần. Trong đó cá
biệt có mẫu (TL4) hàm lượng As, Cd rất cao, hàm lượng As là 949,15 mg /kg
vượt quá giới hạn 79 lần và hàm lượng Cd là 195,20 mg/kg vượt quá giới hạn
tới 97,6 lần [19]
Bảng 2.5: Hàm lƣợng kim loại nặng trong đất ở khu vực khai thác qặng
Pb – Zn xã Tân Long – Đồng Hỷ - Thái Nguyên
Ký hiệu mẫu

As (mg/kg)

Pb (mg/kg)

Cd(mg/kg)

Zn (mg/kg)

TL1

0,04

0,035

0,94

1,2

TL2

196,76

13028,00

55,94

9863,00

TL3

5,57

81,500

0,70

103,90

TL4

949,15

2991,50

195,20

2313,60

TL5

135,45

5412,37

49,60

8955,30

TL6

236,47

1535,78

15,13

7033,20

TL7

221,30

6156,56

50,41

9414,90

12

70

2

200

QCVN
03:2008/BTNMT

(Nguồn: Lương Thị Thúy Vân, 2012)[19]
Trong những năm gần đây, làng nghề ở nơng thơn có tốc độ tăng
trưởng nhanh, trung bình đạt 8% trên năm tính theo giá trị đầu ra. Nhưng
phần lớn các cơ sở sản xuất ở các làng nghề mới chỉ dừng lại ở quy mơ hộ gia
đình nhỏ lẻ, vốn đầu tư thấp, quy trình cơng nghệ sản xuất cịn thơ sơ, lạc
hậu… nên khơng khai thác triệt để được nguồn nguyên liệu trong quá trình

11

sản xuất dẫn đến tình trạng làm phát sinh nhiều phế thải gây ơ nhễm mơi
trường.
Trong nghiên cứu của mình, tác giả Cao Việt Hà (2012) đã cho thấy
hàm lượng chì trong đất nơng nghiệp huyện Văn Lâm có 10 mẫu trong tổng
số 50 mẫu đất nghiên cứu bị ô nhiễm chì. Đặc biệt có hai mẫu lấy gần thơn
Đơng Mai và thơn Nghĩa Lộ thuộc xã Chỉ Đạo có hàm lượng chì rất cao vượt
10 – 13 lần so với QCVN 03:2008/BTNMT. Hai mẫu đất này lấy ở khoảng
cách 1 km tới nguồn thải. Như vậy, có thể thấy sự ơ nhiễm chì ở làng nghề
này đã lan truyền đi tương đối xa. Tám mẫu đất bị ô nhiễm cịn lại được lấy
tại các ruộng gần khu cơng nghiệp (KCN) Phố Nối A và Khu công nghiệp
Tân Quang. Các mẫu đất lấy ở khu vực xa các làng nghề và các KCN đều có
hàm lượng chì thấp hơn QCVN rất nhiều [7].
Sau khi phân tích các mẫu kim loại Cu, Zn, Pb ở dạng tổng số và dạng
dễ tiêu từ 24 mẫu đất thu được ở thôn Đông Mai (xã Chỉ Đạo, huyện Văn
Lâm, tỉnh Hưng Yên) Phan Quốc Hưng và cộng sự (2010) đã cho thấy 100%
các mẫu có hàm lượng Cu và Pb vượt TCCP; 58,33% mẫu có hàm lượng Zn
vượt ngưỡng cho phép (hàm lượng tổng số của Cu vượt ngưỡng từ 1,5 đến 2,7
lần; hàm lượng tổng số của Pb vượt ngưỡng từ 11,9 đến 18,7 lần; hàm lượng
tổng số của Zn xấp xỉ ngưỡng cho phép). Nghiêm trọng hơn, hàm lượng dễ
tiêu - dạng linh động của đồng và chì cũng rất cao, dao động từ 39,62 đến
83,57 mg/kg đất đối với đồng (vượt ngưỡng cho phép đối với Cu tổng số từ
0,79 đến 1,67 lần) và từ 485,62 đến 620,03 mg/kg đối với Pb (vượt ngưỡng
cho phép đối với chì tổng số từ 6,94 đến 8,86 lần) [9].
Ngồi xã Chỉ Đạo, sự ơ nhiễm kim loại nặng diễn ra ở các làng nghề tại
huyện Văn Lâm diễn ra khá phổ biến. Các tác giả Lê Đức và Lê Văn Khoa
(2001) tiến hành phân tích một số mẫu đất ở làng nghề tái chế đồng thuộc xã
Đại Đồng (Văn Lâm, Hưng Yên) cho thấy: hàm lượng Cu từ 43,68 – 69,68
12

mg/kg; Pb từ 147,06 – 661 mg/kg; Zn từ 23,6 – 62,3 mg/kg (thuộc loại đất có
hàm lượng Zn di động cao) [5].
Trong một nghiên cứu khác về ảnh hưởng của làng nghề đúc đồng và
tái chế kẽm đến sự tích lũy kim loại nặng trong đất nơng nghiệp xã Đại Đồng,
tác giả Hồ Thị Lam Trà (2009) đã phân tích hàm lượng Cu, Pb, Zn, Cd (ở cả
dạng tổng số và dạng dễ tiêu) trong 11 mẫu đất thu thập từ năm thơn: Văn Ổ,
Xn Phao, Lộng Thượng, Đình Tổ, Đại Từ của xã Đại Đồng.

Hình 2.1: Hàm lƣợng các kim loại nặng tổng số trong đất nông nghiệp xã
Đại Đồng, huyện Văn Lâm, tỉnh Hƣng Yên
Từ kết quả phân tích, so sánh với giới hạn cho phép của kim loại nặng
trong đất (QCVN 03:2008/BTNMT) ta có thể thấy đất nông nghiệp ở đây đã
bị ô nhiễm KLN. Trong 11 mẫu phân tích thì có đến 10 mẫu có hàm lượng Cu
và 10 mẫu có hàm lượng Pb vượt tiêu chuẩn cho phép. Trong đó các mẫu đất
bị ơ nhiễm đều vượt quá giới hạn cho phép từ 1,1 – 5,6 lần (đối với Cu) và từ
1,1 – 24,3 lần (đối với Pb). Ô nhiễm Cu và Pb cao nhất tập trung ở các làng
nghề đúc đồng Lộng Thượng và khu đúc đồng tập trung tại thôn Đại Từ (hàm
lượng Pb trong mẫu đất tại thôn Đại Từ cao đột biến so với những nơi khác,
13


cụ thể là 1703,3 mg/kg cao hơn rất nhiều lần so giới hạn quy định trong
QCVN 03:2008 [1][18].
Tác giả Phạm Quang Hà cùng cộng sự (2000) sau khi nghiên cứu đất ở
làng nghề đúc nhôm, đồng Văn Môn – Yên Phong – Bắc Ninh đã kết luận
rằng hàm lượng KLN trong đất nơng nghiệp ở đây khá cao: trung bình hàm
lượng Cd là 1mg/kg (dao động từ 0,3 – 3,1 mg/kg); Cu là 41,1mg/kg (dao
động từ 20,0 – 216,7 mg/kg); Pb là 39,7 mg/kg (dao động từ 20,1 – 143,1

mg/kg) và Zn là 100,3 mg/kg (dao động từ 33,7 – 887,4 mg/kg) [6].
Trong q trình sản xuất nơng nghiệp, do canh tác không khoa học,
người dân lạm dụng các loại phân bón, hóa chất bảo vệ thực vật…đã dẫn đến
tình trạng tích lũy các nguyên tố KLN vào đất bởi vì hầu hết các loại phân
bón, nơng dược đều có chứa một lượng nhất định các nguyên tố kim loại.
Bảng 2.6: Kết quả phân tích một số chỉ tiêu kim loại nặng trong đất nông
nghiệp xã Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội
Mẫu

Cu

Zn

Pb

Cd

As

Hg

1

38,06

36,54

3,76

1,75

0,74

0,167

2

38,88

27,91

2,97

2,86

1,33

0,155

3

36,67

32,78

1,84

2,94

2,14

0,079

4

41,17

55,32

2,15

3,25

1,16

0,145

5

39,24

40,67

3,87

2,07

1,23

0,062

6

40,75

27,94

1,78

3,47

1,05

0,054

7

40,38

26,48

2,05

3,28

0,36

0,063

8

32,89

30,18

2,05

2,67

0,96

0,085

9

37,62

47,52

2,14

1,46

2,16

0,137

10

43,27

43,62

1,46

2,81

1,85

0,061

TCCP

50

200

70

2

12

0,3

(Nguồn: Nguyễn Xuân Hải, Dương Tú Oanh, 2006) [8]
14


Kết quả nghiên cứu bước đầu về ô nhiễm môi trường nông nghiệp xã

Tây Tựu, huyện Từ Liêm, Hà Nội cho thấy trong đất nông nghiệp hàm lượng
các kim loại Cu, Zn, Pb, As, Hg đều nằm dưới ngưỡng cho phép nhưng có
đến 8/10 mẫu cho kết quả hàm lượng Cd vượt ngưỡng cho phép, trong đó
mẫu có hàm lượng Cd lớn nhất vượt tiêu chuẩn cho phép gần 2 lần (Nguyễn
Xuân Hải và Dương Tú Oanh, 2006) [8].
Theo Hồ Thị Lam Trà và Kazuhiko Egashira (1999) khi nghiên cứu
hàm lượng một số KLN trong đất nông nghiệp của các huyện Từ Liêm, Thanh
Trì (Hà Nội) cho thấy hàm lượng các KLN dao động trong khoảng 0,16 –
0,36 mgCd/kg; 40,1 – 73,2 mg Cu/kg; 3,19 – 5,30 mg Pb/kg; 98,2 – 137,2 mg
Zn/kg. Nhìn chung, đất nơng nghiệp của hai huyện Từ Liêm và Thanh Trì
chưa bị ơ nhiễm KLN (theo TCVN 7209 – 2002) ngoại trừ Cu [22].
Tại thành phố Hồ Chí Minh, kết quả phân tích hiện trạng ô nhiễm kim
loại nặng trong đất trồng lúa khu vực phía Nam thành phố Hồ Chí Minh của
Nguyễn Ngọc Quỳnh và cộng sự (2002) đã chứng tỏ một số mẫu đất ở đây có
dấu hiệu ơ nhiễm nhẹ. Hàm lượng Cu dao động từ 9,2 – 55,4 ppm, hàm lượng
Pb từ 14 – 85 ppm, vượt tiêu chuẩn cho phép (TCVN 7209 – 2002) hơn 1 lần,
với Zn hàm lượng dao động từ 70 – 353 ppm trong đó giá trị lớn nhất tại điểm
Bình Mỹ là 353 ppm vượt tiêu chuẩn cho phép gần 2 lần [13].
2.2. Cơ sở khoa học của việc xử lý ô nhiễm kim loại nặng trong đất bằng
thực vật
2.2.1. Cơ sở khoa học của biện pháp xử lý ô nhiễm bằng thực vật [11]
Công nghệ thực vật trong xử lý ô nhiễm môi trường (Phytoremediation)
là công nghệ sử dụng thực vật và bao gồm cả hệ vi sinh vật xung quanh thực
vật đó và cả những enzym do thực vật đó tiết ra để làm giảm hoặc chiết các
chất gây ô nhiễm, các chất độc có trong mơi trường đất và nước.

15


Xử lý ô nhiễm đất bằng thực vật là một q trình trong đó dùng thực

vật để thải loại, di chuyển, tinh lọc, trừ khử các chất ô nhiễm trong đất, trong
trầm tích.
Biện pháp xử lý ơ nhiễm bằng thực vật dựa vào chức năng và cơ chế
vốn có của thực vật gồm: tích lũy, hấp thu và biến đổi chất hữu cơ, sự chuyển
hóa enzym trong thực vật, sự lấy đi và phân bố các chất cũng như quá trình
phân hủy và chuyển hóa, thốt hơi của thực vật.
- Thực vật có khả năng hấp thụ và biến đổi các chất hữu cơ được cây
hấp thụ và biến đổi theo các hình thức lấy đi theo sản phẩm thu hoạch hoặc
phân bố lại trong các bộ phận khác nhau, chuyển hóa trao đổi chất hoặc thốt
hơi.
- Sự chuyển hóa enzym trong thực vật: chất ô nhiễm từ môi trường
được thực vật hấp thụ rồi tham gia vào quá trình trao đổi chất và chuyển hóa
trong cây, lắng đọng trong khơng bào, thành tế bào.
- Q trình phân hủy và chuyển hóa của thực vật: q trình thực vật
phân hủy các chất ô nhiễm thông qua việc trao đổi chất và chuyển hóa bên
trong thực vật hoặc nhờ enzym do rễ tiết ra.
- Quá trình tinh lọc các chất: khả năng thực vật tập trung tích lũy kim
loại nặng từ mơi trường vào trong rễ, lá sau đó lấy ra khỏi mơi trường qua thu
hoạch.
- Q trình cố định các chất qua rễ thực vật rồi chuyển hóa tích lũy
trong rễ hoặc trên bề mặt rễ hoặc vùng quyển của bề mặt rễ
- Q trình thốt hơi ở thực vật: Đây là q trình lấy đi, vận chuyển
cùng giải phóng các chất ô nhiễm hoặc dạng biến thể của chúng vào khí
quyển qua sự thốt hơi nước của thực vật.
2.2.2. Giả thuyết giải thích cơ chế của cơng nghệ xử lý ô nhiễm bằng thực
vật [11][16]
16


- Giả thuyết sự hình thành phức hợp: cơ chế loại bỏ các kim loại độc

của các loài thực vật bằng cách hình thành một phức hợp. Phức hợp này có
thể là chất hồ tan, chất khơng độc hoặc là phức hợp hữu cơ - kim loại được
chuyển đến các bộ phận của tế bào có các hoạt động trao đổi chất thấp (thành
tế bào, không bào), ở đây chúng được tích luỹ ở dạng các hợp chất hữu cơ
hoặc vô cơ bền vững.
- Giả thuyết về sự lắng đọng: các lồi thực vật tách kim loại ra khỏi đất,
tích luỹ trong các bộ phận của cây, sau đó được loại bỏ qua lá khơ, rửa trơi
qua biểu bì làm chất độc khơng cịn trong cây, khơng gây độc.
- Giả thuyết hấp thụ thụ động: sự tích luỹ kim loại là một sản phẩm
phụ của cơ chế thích nghi đối với điều kiện bất lợi của đất (ví dụ như cơ chế
hấp thụ Ni trong loại đất serpentin).
- Sự tích luỹ kim loại là cơ chế chống lại các điều kiện stress vô sinh
hoặc hữu sinh: hiệu lực của kim loại chống lại các loài vi khuẩn, nấm ký sinh
và các loài sinh vật ăn lá đã được nghiên cứu.
- Các q trình chuyển hóa ở vùng quyển rễ: Ở vùng quyển rễ của câyvùng oxi hóa có mật độ vi sinh vật và hoạt tính sinh học lớn hơn các vùng
khác và đó là nguyên nhân xảy ra nhiều q trình chuyển hóa các chất, cũng
là ngun lí cho việc sử dụng thực vật để xử lý ô nhiễm.
2.2.3. Công nghệ xử lý [16]
2.2.3.1. Công nghệ cố định chất ô nhiễm bằng thực vật (Phytostabilation)
- Bản chất: các chất ơ nhiễm được rễ hấp thụ, chuyển hóa và tích lũy
bên trong rễ hoặc trên bề mặt rễ hoặc kết tủa trong vùng quyển rễ
- Đối tượng áp dụng: Phương pháp này áp dụng để xử lý các chất ô
nhiễm ngay trong đất ở những vùng có mức ơ nhiễm thấp (dưới ngưỡng cho
phép) hoặc những vùng ơ nhiễm có hoạt động thải loại ở quy mô lớn. Khi sử
dụng phương pháp này sẽ giảm đáng kể độ độc trong đất bị ô nhiễm bởi kim
loại nặng, hợp chất hữu cơ kị nước, PCBs
17