Из дерново-подзолистых почв, не подверженных антропогенному загрязнению, ацетатно-аммонийным буферным раствором (pH 4,8) извлекается: цинка 0,12—0,20 мг/кг, меди 0,05—2,0, свинца 0,5—1,0, кадмия 0,05—0,12 мг/кг. Среднее содержание подвижных форм тяжелых металлов в дерново-подзолистой почве составляет: свинца 0,5 мг/кг, кадмия 0,06, цинка 0,8, меди 0,05, никеля 0,2 мг/кг (Обухов, 1987; Попова, 1992).
Для оценки последствия загрязнения тяжелыми металлами важное значение имеют определение уровня естественного (исходного) содержания и изучение закономерностей их миграции.
Тяжелые металлы довольно значительно различаются по способности взаимодействовать с различными компонентами твердой фазы почвы. Концентрация металлов, имеющих ионный радиус 0,5—0,8 A (Mn2+, Zn2+, Ni2+, Cu2+) и координационное число 6, имеет положительную корреляцию с содержанием илистой фракции почвы. Они могут вступать в реакции изоморфного замещения с алюминием и другими металлами (Fe, Mg) в октаэдрах алюмосиликатов. В илистой части дерново-подзолистых почв содержание тяжелых металлов в 2—4 раза выше, чем в почве в целом. Элементы с большим радиусом (свинец, кадмий) не способны к изоморфному замещению в октаэдрах. Они более активно связываются органическим веществом почвы. Их концентрация в почве положительно коррелирует с содержанием гумуса.
Помимо обменного поглощения гумусовые вещества образуют с тяжелыми металлами многообразные комплексные органо-минеральные соединения (фульваты и гуматы), что значительно снижает их миграционную способность и доступность растениям. Устойчивость комплексов тяжелых металлов с гуминовыми и фуль-вокислотами возрастает с увеличением заряда и уменьшением размера ионов. Наиболее устойчивые комплексы образуют металлы, е-оболочки которых заполнены Cu2+, Ni2+, Fe2+, Fe3+ или же р- и ^-подуровнями (Zn2+, Cd2+).
По прочности связи металлокомплексов в дерново-подзолистой почве они располагаются в следующем порядке:
pH 5,0 Си > Pb > Fe > Ni > Mn > Zn > Cd;
pH 8,0 Си > Pb = Zn > Mn = Cd.
Тяжелые металлы могут выступать в роли ведущего экологического фактора, определяющего направленность и характер развития агробиоценозов. Массовое загрязнение ими окружающей среды приводит к явно выраженным токсикозам растений, животных и человека и поэтому сравнительно легко диагностируется.
Более сложно оценить воздействие относительно невысоких концентраций тяжелых металлов, которые без внешних признаков токсичности растений медленно и малозаметно отрицательно влияют на здоровье человека и окружающую среду в целом. Однако именно такое загрязнение встречается наиболее часто. Длительные загрязнения вызывают существенные сдвиги в биологическом равновесии.
Почва — основная среда, в которой накапливаются тяжелые металлы в результате антропогенной деятельности. Основная масса техногенно-рассеянных металлов, хотя и выбрасывается в атмосферу, довольно быстро поступает на поверхность почвы. Значительная часть их включается в почвообразовательные процессы (сорбируется ППК, связывается органическим веществом и т. д.); некоторая часть металлов поглощается сельскохозяйственными культурами и отчуждается с урожаем.
Загрязнение почвы тяжелыми металлами отрицательно влияет не только на растительные, но и на микробиологические ценозы. Среди различных биологических критериев оценки токсичности тяжелых металлов в почве, по-видимому, наиболее перспективно использование биохимических и микробиологических показателей активности почв. При этом особую ценность представляют данные о напряженности биохимических процессов в почве — азотфиксации, нитрификации, минерализации растительных остатков.
Установлено, что на высокогумусированных почвах негативное действие ионов тяжелых металлов значительно снижается вследствие связывания их в органо-минеральные комплексы, что приводит к образованию малотоксичных и нетоксичных хелатов. Именно этим объясняется меньшая токсичность тяжелых металлов на богатом органическим веществом черноземе.
Важный критерий плодородия почвы — ее ферментативная активность. По данным Г. Д. Белецкой (1985), содержание кадмия 7 мг/кг в дерново-подзолистых почвах Московской области способствовало заметному снижению дегидрогеназной активности, а при 15 мг/кг инвертазная активность почвы тормозилась. Аналогичное действие на этой почве оказывали свинец, цинк и медь в концентрациях соответственно 200, 500 и 5 мг/кг почвы. Увеличение концентрации этих металлов соответственно до 500, 1000 и 10 мг/кг полностью блокировало ферментативную активность почвы.