Органічні добрива характеризуються невисокими концентраціями важких металів. Однак елементи, що відіграють важливу фізіологічну роль у житті рослин (Fe, Мn, Zn, Cu), присутні в гної у підвищених кількостях (мг/кг сухої речовини): Fe – 406, Мn – 275, Zn – 121,7, Cu – 19,8. Значно нижчим є рівень вмісту в гної елементів-приоритетних забруднювачів навколишнього середовища (мг/кг): Pb – 3,3, Cd – 0,20, Ni – 6,54. При щорічному внесенні 50 т/га гною валовий вміст кадмію в ґрунті може змінитися на 0,6%, цинку – на 1,2%, міді – на 0,5%, нікелю, свинцю, марганцю – на 0,1-0,15%.

Б. Мінеральні добрива індирективної дії (indirect – непрямий, англ.) – негативний вплив на природне середовище відбувається внаслідок фізико-хімічних властивостей мінеральних добрив, які, потрапляючи в ґрунт, проявляють себе як хімічно, фізіологічно, біологічно кислі/лужні і певним чином впливають на стан ГВК, у першу чергу на такі показники, як: рН ґрунтового розчину, направленість процесів синтезу та розпаду гумусових сполук, активність біохімічних, мікробіологічних та інших процесів, тим самим змінюючи рухливість біогенів та токсикантів, і, як правило, активізують процеси міграції останніх у системі «добриво – ґрунт – рослина», «добриво – ґрунт – підґрунтові води».

Як правило, внесення азотних добрив сприяє збільшенню рухливості Мn, Fe, Zn, Cd уґрунтах, практично не змінюється рухливість Cu і Ni, а рухливість Pb при цьому зменшується.

Органічні добрива і вапно сприяють закріпленню важких металів у ґрунтах, тим самим зменшуючи доступність їх для рослин.

Фосфорні добрива також зменшують рухливість важких металів у ґрунті за рахунок утворення важкорозчинних фосфатів металів.

Калійні добрива меншою мірою чинять вплив на зміну доступності металів для рослин, ніж азотні чи фосфорні.

Надходження важких металів у ґрунт із пестицидами.

Надходження важких металів у ґрунт з осадами стічних вод, стічними водами і побутовим сміттям.

Надходження у ґрунт важких металів із відходами промисловості (різноманітні шлаки, зола вугілля і сланців, фосфогіпс, цементний пил).

1.4 Закономірності розподілу і поведінки металів у ґрунті

Вивчення закономірностей розподілу і поведінки мікроелементів у ґрунтовому покриві в цілому і в окремих його компонентах сприяє розумінню основних процесів руху атомів мікроелементів у біологічному колообігу і обґрунтуванню необхідних практичних заходів, що покликані покращити живлення організмів.

На розподіл важких металів у ґрунті чинять вплив наступні фактори:

Гранулометричний склад ґрунту

По-перше, проглядається прямий зв'язок між ступенем дисперсності ґрунтових частинок і їх адсорбуючою властивістю. Підвищена дисперсність субстрату гальмує винос атомів мікроелементів за межі ґрунтового профілю, сприяє їх накопиченню в ґрунті.

За розрахунками Єрмоленко Н.Ф., лише 20% адсорбованих іонів знаходиться на поверхні мінералів, більше ж частина їх проникає у міжплощинний простір і стає малодоступною для рослин [19, 174]. Менш ефективною буде захисна роль мінеральних часточок, коли у ґрунт будуть поступати хімічні елементи-забруднювачі, що можуть існувати уґрунті переважно в аніонній формі, наприклад, бор і молібден. Це зумовлено тим, що глинисті мінерали мають мало точок, які несуть позитивний заряд, і тому їх адсорбційні можливості по відношенню до аніонів невеликі.

По-друге, завжди мається на увазі та обставина, що частинки різного розміру різняться за мінералогічним складом. Зі зміною ж мінералогічної основи частинок часто може різко змінюватися збагачення їх мікроелементами. Найбільші частинки мінерального субстрату – піщані – в основному, складаються з кварцу і бідні на мікроелементи. Дрібні частинки, наприклад, мулисті, переважно представлені глинистими мінералами, у кристалічній решітці яких може знаходитися досить багато атомів мікроелементів.

Оксиди і гідроксиди

Найбільший вплив на рухомість металів у ґрунті чинять оксиди і гідроксиди Fe, AI і Мn. Механізм сорбції являє собою ізоморфне заміщення іонів Fe і Мn на катіони металів і окислювальні ефекти на поверхні оксидів. При цьому найбільша спорідненість гідроксидів Fe і Мn проявляється до аналогічних за розміром металів (Со²⁺ , Со³⁺ , Ni²⁺ , Cu²⁺ , Zn²⁺ , Cd²⁺ , Pb²⁺ , Ag⁺ ).

Реакція середовища і окисно-відновлювальний потенціал

Важкі метали, потрапивши у ґрунтовий розчин кислих ґрунтів, утворюють, в основному, розчинні органо-мінеральні комплекси. У ґрунтах же з нейтральною реакцією середовища, наприклад, у чорноземах, у складі легкорозчинних мінеральних солей переважають бікарбонат і сульфат кальцію [19, 179]. Наявність у ґрунтовому розчині значної кількості кальцію при гуматному типі органічної речовини призводить до різкого скорочення частки розчинної фракції гумусу. Тому Pb, Zn, Hg, Co, потрапляючи у ґрунтовий розчин, взаємодіє, в основному, з мінеральною частиною, утворюючи нерозчинні і слабкорозчинні карбонати і сульфати.

Від значення рН і окисно-відновного потенціалу (ОВП) залежить рухомість сполук практично всіх Зd-металів. Високі значення ОВП здатні знижувати активність електронів у ґрунті, густину електронної хмари і заряду ацидоїдів. Із збільшенням ОВП відбувається селективне поглинання ґрунтом катіонів із меншою густиною заряду. Найбільш сильно залежить від ОВП рухомість сполук Fe і Мn.

Кислотно-основні умови і окисно-відновлювальне оточення чинять великий вплив на міграційні можливості важких металів у ґрунті. Уявлення про це дає класифікація важких металів за особливостями водної міграції, виконана А.І. Перельманом (1979) [19, 182]:

Катіоногенні елементи Аніоногенні елементи

Рухливі з постійною валентністю

Sr

Слабкорухливі з постійною валентністю

RbCs

Слабкорухливі зі змінною валентністю

ҳ SnSbAs

Рухливі й слабкорухливі в окисних і Рухливі й слабкорухливі в