Міграція (перерозподіл) мікроелементів у ґрунтах залежить від багатьох причин: водного режиму, реакції ґрунтового розчину, вмісту в ґрунті органічної речовини, співвідношення в ньому гумінових й фульвокислот, аерації й окислювально-відновного потенціалу, гранулометричного складу й структури окремих горизонтів. Частина металів, що надійшла в ґрунт, утворить важкорозчинні форми сполук з гумусовою речовиною. Якась частина металів антропогенного походження може ввійти до складу обмінного комплексу (адсорбуватися), заміщуючи кальцій й магній. Особливість забруднення ґрунтів металами полягає в тому, що порівняно велика кількість металів у ґрунтах має природне походження. Відокремити метали антропогенного походження від природного не є можливим, що утруднює їх нормування. Протягом тривалого періоду функціонування певного типу ґрунту із властивими йому потоками речовин складались конкретні співвідношення між геохімічною поширеністю елементів й поверхневими властивостями ґрунтів. У процесі еволюції установилося квазістаціонарне співвідношення між потоками речовин й відповідними їм поверхневими явищами.
В сучасних умовах, коли ґрунтовий покрив зазнає масових забруднень, розвиток ґрунтових процесів відбувається значною мірою під їх впливом.
Як показали багаточисельні роботи з фізики й хімії ґрунтів, останні можуть зв’язувати значну кількість йонів металів, переводячи їх у важкодоступний або недоступний для рослин стан. Виникає ситуація, коли іони металів накопичуються в ґрунті, але транслокація їх у суміжне середовище й рослини практично відсутня. Однак при цьому змінюється ряд показників фізико-хімічних властивостей ґрунтів, що забезпечують сприятливі умови живлення й росту самих рослин. У цьому випадку чисто санітарно-гігієнічний підхід до нормування забруднення ґрунтів важкими металами має деяку невизначеність. Виникає необхідність. комплексного підходу при встановленні обмежень для забруднення ґрунтів важкими металами, що включає обов'язкове визначення основних показників фізико-хімічних властивостей ґрунтів. При тривалій дії навіть незначні концентрації забруднювачів у ґрунті можуть давати статистично значимий ефект або призводити до помітного стрибка параметра тієї чи іншої властивості. Вочевидь, цей момент повинен враховуватися в медико-санітарно-гігієнічному обґрунтуванні ГДК, що відображає межу рівня забруднення, перевищення якого неприпустимо з комплексу критеріїв. При цьому важливо вивчити спрямованість процесів у різних частинах системи грунт-рослина для визначення буферних можливостей грунту й ефективності роботи захисного механізму. Це дозволить встановити межу забруднення, при якому ґрунт зберігає комплекс властивостей на рівні оптимальних умов розвитку даного виду с/г культур й одержання врожаю високого якості. Крім того, такі знання дозволяють розробляти конкретні рекомендації з вибору й здійсненню ґрунтозахисних й меліоративних заходів.
М.А. Глазовською запропоновано як критерії оцінки техногенного впливу використовувати ступінь впливу кількості забруднення на показники "нормального функціонування" ґрунтової системи: біологічна продуктивність не повинна знижуватися; у біомасі не повинні накопичуватись хімічні елементи або їх сполуки в кількостях, що порушують життєві функції; ґрунтова біота має зберігати свій корисний генофонд.
Для наукового обґрунтування гранично допустимих концентрації пропонується використовувати біологічні індикатори, за допомогою яких можна обґрунтувати гранично допустимі модулі техногенного тиску на різні ґрунти ("модуль техногенного тиску" вимірюється масою забруднювача, що надходить в одиницю часу на одиницю площі) за принципом оцінки "відповідних реакцій" ґрунтів на потоки техногенних забруднювачів, що надходять в них.
При цьому різноманітті техногенних речовин, що надходять у ґрунти М.А. Глазовська об’єднує їх за ефектом дії в дві групи: "педохімічно активні" й "біологічно активні" речовини. До педохімічно активних відносяться речовини, що впливають у першу чергу на кислотно-лужні або окислювально-відновні умови в ґрунтах й тому такі, що змінюють загальну грунтово-геохімічну обстановку. При досягненні певного порога це впливає й на біоту. Біологічно активні техногенні речовини діють перш за все на живі організми. Загальна зміна грунтово-геохімічної обстановки в цьому випадку настає не відразу, а внаслідок порушення активності ґрунтової біоти. До першого класу відносяться мінеральні кислоти, луги, вуглекислі й фізіологічно кислі солі, деякі гази (сірководень, метан). До другого — пестициди, важкі вуглеводи, поліхлорбіфеніли, токсичні мікроелементи й їхні сполуки (ртуть, миш`як, селени, свинець, кадмій, хром, нікель), радіоактивні й інші елементи, надлишковий вміст яких у ґрунтах при безпосередньому впливі на живі організми або через харчові ланцюги викликає важкі захворювання людей й тварин.
Нагромадженню слабо рухомих форм біологічно активних елементів у ґрунтах сприяють наступні процесси:
· ізоморфне заміщення в алюмогідроксильних октаедрах й кремнієкисневих тетраедрах кристалічних решіток глинистих мінералів. У червоноземах у цій формі знаходиться близько 15, а в бурих лісових ґрунтах.— біля 30 % усієї маси мікроелементів; за інтенсивністю ізоморфного заміщення елементи розташовуються в ряд кобальт > мідь > цинк > марганець. Найбільша кількість мікроелементів утримується в кристалічних решітках монтморилоніту, за ним > нонтроніт > каолініт > галуазіт > іліт;
· сорбція глинистими мінералами, особливо алофаноїдами, спадаюча в ряді монтморилоніт, смектит, іліт, каолініт. Глинами сорбується багато металів: нікель, мідь, хром, ванадій, свинець, цинк. Поглинання алофаноїдами особливо сильно виявляється по відношенню до цинку, марганцю, міді;
· співосадження з неокристалізованими полуторними окислами, особливо з окислами заліза, які захоплюють миш’як, ванадій, цинк, молібден, селен, титан;
· утворення слаборухомих металоорганічних комплексів з гумусовими кислотами хрому, кобальту, селену, міді й інших металів. Із збільшенням рН й вмісту гумусу інтенсивність сорбції й стійкість металоорганічних сполук збільшується. Наприклад, у підзолистих ґрунтах відношення сорбованого цинку до водорозчинного складає 2,4, а в чорноземах - 2400. Тому в кислих ґрунтах із вираженою елювіально-ілювіальною диференціацією профілю слаборухомі форми біологічно активних елементів накопичуються значною мірою в ілювіальному горизонті (підзолисті й лесові); у нейтральних збагачених гумусом ґрунтах (чорноземи й ін.) ці елементи затримуються переважно в гумусовому горизонті.
В залежності від шляхів надходження техногенного забруднення перший "удар" техногенного потоку приймає на себе або гумусовий горизонт при надходженні з пилом, атмосферними опадами й хімічною сільськогосподарською обробкою ґрунту, з рідким й твердим стоками делювіальних вод за рахунок поверхневого змиву токсичних речовин з поверхні забруднених ґрунтів, або більш глибокі горизонти грунту у випадку, коли потік забруднених ґрунтових вод наближається до поверхні й діє на гідроморфні ґрунти супераквальних ландшафтів.
При прогнозі, а потім розрахунку гранично допустимих модулів техногенного навантаження рекомендується враховувати склад різного типу техногенних потоків, форму надходження сполук в ґрунт, що визначає ступінь їх стійкості до впливу екофакторів.
В ряду ґрунтових умов, що визначають тривалість "життя" техногенних речовин, істотне значення має енергетичний рівень ґрунтів. Є розрахунки загальних запасів енергії, яка щорічно асимілюється при створенні органічної маси зеленими рослинами й та що вивільнюється при розкладанні органічних залишків. В якості показника швидкості перетворення органічних речовин у ґрунтах можна користуватися величиною "підстилково-осадового коефіцієнта”, що являє собою відношення маси підстилки, що накопичуєтьсяся на поверхні ґрунтів, до маси щорічного наземного опаду й дозволяє мати уяву про тривалість розкладання маси органічної речовини, рівної щорічному опаду. Ці строки коливаються в різних ґрунтах у широких межах: для торф’яно-болотних ґрунтів вони складають тисячоліття, для тундрових - 50 - 100 років, для ґрунтів тайгової зони - 10 - 20 років, для ґрунтів широколистяних лісів помірного поясу - 3 - 4 роки, в вологих субтропічних й тропічних лісах менше одного року. Передбачається, що ці ж відмінності зберігаються й у швидкості розкладання в ґрунтах органічних забруднювачів, хоча абсолютні цифри можуть бути іншими. Цей показник був використаний при районуванні території України за можливою інтенсивністю до самоочищення ґрунтів від залишків пестицидів.
Разом з тим швидкість й ємність біологічного кругообігу не є універсальними показниками швидкості самоочищення ґрунтів від токсичних речовин, особливо мінеральних, тому що зі збільшенням інтенсивності обігу можлива більш швидка деградація біоти, що піддається дії токсиканта. Розмаїття ситуацій, що виникають з техногенним забрудненням й відповідних реакцій ґрунту, на думку М.А.Глазовської, диктують необхідність диференційованого нормування техногенних забруднювачів у ґрунті відповідно до типів відповідних реакцій ґрунтів на забруднювачі, тобто у відповідності зі ступенем їх стійкості або здатності до самоочищення.