Основні джерела техногенного забруднення ґрунтового покриву викиди промислових підприємств через атмосферу (пил, дим, аерозолі), що мають велику зону поширення, а також тісний зв'язок просторового розсіювання з фізико-географічними умовами регіону. Крім промислових викидів, забруднення ґрунтового покриву певною мірою може бути наслідком застосування в сільськогосподарському виробництві пестицидів й добрив (які містять ртуть, мідь, цинк й ін.) або використання для зрошення освітлених, але забруднених важкими металами побутових і промислових стічних вод.

Заходи, спрямовані на обмеження забруднення грунтів, є також засобами зниження подальшого забруднення всієї біосфери. Один з дійових заходів з зменшення забруднення ґрунтів - нормування вмісту в них шкідливих речовин, що надходять різними шляхами: зрошення побутовими і промисловими стічними водами, застосування осадів, що утворюються на очисних спорудах, осідання на поверхню ґрунту різних речовин промислових викидів в атмосферу, складування твердих промислових відходів, неправильне захоронення шлаків і, нарешті, застосування пестицидів і мінеральних добрив, що містять домішки в сільському господарстві.

Існуюючі підходи щодо нормування техногенних забруднень у ґрунті, основані на оцінці впливу кількості забруднювача на комплекс показників за тими або іншими критеріями. Обґрунтування вибору критерію оцінки - важливий момент, що визначає дієвість встановленого нормативу.

В залежності від властивостей грунту й сучасної динаміки ґрунтових процесів, техногенні забруднювачі, що попадають в ґрунт розкладаються, виносяться за межі ґрунтового профілю, втрачають токсичність або, навпаки, накопичуються в доступних формах, перетворюються в більш токсичні сполуки, порушують нормальне функціонування ґрунтової біоти, а отже, і всієї ґрунтової системи.

З погляду ґрунтознавців і агрохіміків, нормування техногенного забруднення, зокрема пестицидів, варто здійснювати з урахуванням токсиколого-гігієничних характеристик препаратів на основі еколого-агрохімічних критеріїв, до яких віднесені: тривалість збереження препаратів у ґрунті, їх дія на ґрунтову біоту і ферментативні процеси, характер пересування по ґрунтовому профілю, ступінь надходження в культурні рослини, фітотоксичну дію через ґрунт.

На аналогічних критеріях побудоване гігієнічне нормування хімічних речовин у ґрунті. Не вдаючись у деталі принципу гігієнічного нормування хімічних речовин у ґрунті, відзначимо, що поряд з вивченням стабільності речовини в різних типах ґрунтів, її впливу на мікробіоценоз, умов метаболізму, необхідно визначити ступінь і умови її міграції в навколишньому середовищі.

Хімічні речовини, що попадають тим або іншим шляхом в екосистему, знаходяться в постійному русі, переходячи з однієї форми в іншу: з повітря — у ґрунт, рослини; з води - у ґрунт, донні відкладення, водну фауну і флору і, нарешті, із ґрунту — у повітря, поверхневі і підземні джерела води, в рослини, що вирощуються на ґрунті. Ґрунт найбільш інтенсивно циркулює забруднення, що надходять на його поверхню й, утримуючи частину з них, віддає інше контактуючим середовищам з різною енергією, що залежить від різноманітних причин. Накопичений в цій області науковий досвід дозволяє зробити висновок, поки що у всіх випадках експериментальної розробки гранично допустимих концентрацій (ГДК) у ґрунті забруднювачів лімітуючим показником, була транслокація (перехід) речовини з ґрунту у рослини (додаток 2). У цьому плані становить інтерес кількість нормованої речовини, що переходить з ґрунту в рослини, її дія на організм у концентраціях, що знаходяться в цих умовах у рослинах, підсилюючих явище транслокації, залежність між ступенем акумуляції речовини в ґрунті, рослинах й інших компонентах ландшафту.

Багаточисельні досліди показали, що рослини, вирощені на ґрунті, забрудненому різними сполуками, містять ці речовини в кількості, що перевищує їхню концентрацію в ґрунті. Таким чином, при розробці ГДК хімічної речовини в ґрунті важливо встановити інтенсивність міграції речовини з ґрунту в повітря, воду й рослини, що визначають у сукупності середовище існування. Допустимим рівнем міграції нормованої речовини з ґрунту в граничне з нею середовище може вважатися величина, що не викликає перевищення ГДК для даних середовищ. До сьогодення лімітуючим показником, який визначає рівень нормування речовин у ґрунті, є транслокаційний. Багаторазовий кореляційний аналіз ГДК у ґрунті показав, що критичні концентрації всіх забруднювачів встановлюються по транслокації в рослини.

На відміну від інших середовищ ґрунт має потужну здатність, щодо акумулювання різних забруднень. Ця суттєва обставина не тільки підсилює дію через грунт техногенних токсикантів на рослини, тварин, людей й ґрунтову мікрофлору, але може також певною мірою змінювати властивості ґрунтів. Існує, очевидно, гранична концентрація токсичних речовин (зокрема, важких металів) для кожного типу ґрунтів Скр, нижче якої вони відіграють роль поживного субстрату для рослин й мікробіологічного населення. При деякому перевищенні цієї границі починає виявлятися наявність надлишку важких металів спочатку в пригнічюючій дії на мікрофлору й рослини, потім у зміні окремих показників властивостей ґрунтів. Пригнічююча дія на ґрунтовий мікросвіт токсичних речовин є диференційованою, тому часто призводить до істотного порушення міжвидового складу мікрофлори. При концентрації токсикантів, що істотно перевищують критичні значення (Скр) виявляється їх пригнічююча дія як на всю мікрофлору, так й на властивості ґрунту.

При комплексному підході щодо встановлення обмеження для забруднювачів середовища при обґрунтуванні ГДК питання про наявність або відсутність порога дії не вважається суттєвим. Якщо при деякому значенні концентрації спостерігається помітний стрибок реакції (ефекту) (С = Скр ), то цей факт, очевидно, має бути включений й у медико-біологічну базу розроблюваного стандарту. У цьому випадку інтерес представляє ефект й для значень С не тільки в безпосередньому наближенні до Скр, але й у всьому діапазоні реально здатних зустрічатися значень С. При тривалому впливі зовсім малі концентрації багатьох домішок у ґрунті можуть дати статистично значний ефект, так що порогом "якої б то не було" дії практично є нульова концентрація ("фізіологічний фон"), подібно тому як мінімально "діючою" дозою іонізуючих випромінювань слід вважати нульову. У той же час відсутність порога дії (різкого стрибка функції склад-властивість) не може бути підставою для відсутності ГДК, так само як й наявність такого порога не може бути кінцевим доказом на користь встановлення ГДК на рівні порога. Таким чином, ГДК повинна відображати (задавати) верхню межу рівня забруднення, викиду, перевищення якого неприпустимо за комплексом критеріїв. У зв'язку із цим необхідно звернути увагу ще на один суттєвий момент. Відомо, що ґрунт як особливий вид біоценозу є не тільки засобом одержання сільськогосподарських продуктів й багатьох видів сировини, але й виконує середовищезахисні й санітарно-оздоровчі функції. Причому ефект від цього іноді перевищує ефект використання ґрунтів у сільськогосподарському виробництві. В цих умовах набуває важливості визначення меж здатності ґрунтів, до самоочищення, тобто здатність ґрунтів до накопичення й вбирання важких металів й інших речовин, що залежить від багатьох факторів. Під самоочищуючою здатністю ґрунтів розуміють природну бар'єрну функцію, що попереджає вторинний вплив забруднювачів в основному за рахунок переводу ксенобіотичних речовин у нерухомий стан (сорбція, осадження й ін.). Очевидно, що чим повніше виражений комплекс фізико-хімічних характеристик ґрунтів, тим вища його захисна здатність. Однак ці властивості даного ґрунту мають визначені параметри (границі), що характеризуються відповідними величинами (наприклад, ємність обміну). Перевищення забруднення ґрунтів понад цих параметрів призведе не тільки до зміни властивого їм комплексу фізико-хімічних властивостей, але й втраті цим ґрунтом середовищезахисної функції (функціонального призначення).

Безумовно, ГДК - надзвичайно важлива точка відліку, але вона виражає підсумковий результат надходження елементів-забруднювачів у ґрунт, а потім у харчовий ланцюг, тому не дає уявлення про явища, що виникають у різних частинах системи ґрунт-рослини. Знати про них необхідно, щоб мати уявлення про буферні можливості ґрунту й ефективність роботи захисного механізму, що в свою чергу дозволить прогнозувати вплив забруднення конкретних територій на врожайність рослин, якість врожаю й давати конкретні рекомендації щодо захисту ґрунтів. Дуже важливо вивчити не тільки динаміку властивостей ґрунтів, виявити спрямованість й глибину процесів, що протікають, при різних рівнях забруднення важкими металами, але й встановити межі забруднення, при якому ґрунт зберігає властивий йому як системі комплекс фізичних й фізико-хімічних властивостей, а також зберігається як середовище існування рослинності. Одержати необхідну інформацію можна за допомогою вивчення стану ряду фізико-хімічних властивостей ґрунтів шляхом порівняння з властивостями ґрунтів – еталонів. Ґрунт - дисперсне, гетерогенне природне тіло з добре розвинутою поверхнею розділу між твердою фазою й іншими його компонентами. Власне кажучи, всі властивості ґрунтів й протікаючі в них процеси прямо або побічно, тією чи іншою мірою пов`язані з поверхневими явищами, тому що саме походження й розвиток ґрунтів супроводжуються змінами й виникненням нових міжфазових поверхонь. Тому вивчення явищ, що протікають на міжфазових поверхнях й відображають зміни, що проходять в ґрунтах, край необхідно при рішенні ґрунтозахисних задач, пошуках шляхів оптимізації й покращення властивостей ґрунтів з метою підвищення їх продуктивності, розширеного відтворення родючості. Такий підхід узгоджується з уявленнями про ґрунт як функції умов середовища й результату взаємодії ґрунтотворних факторів: властивості ґрунтів - ґрунтові процеси - фактори ґрунтоутворення. Таким чином, для розуміння сутності процесу зміни властивостей ґрунтів й їх продуктивності важливо досліджувати окремі взаємозв'язки в системі "ґрунт — фактори впливу". Спеціальний розгляд окремих залежностей між ґрунтом й елементами середовища — обов'язкова умова, що дозволяє виявити складний процес деградації ґрунтів в результаті їх хімічного забруднення, у тому числі важкими металами.

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.

При існуючій подібності методичних позицій екологічне й гігієнічне нормування розрізняються по деяким питанням. Принципи гігієнічного нормування не допускають диференційованого тлумачення величини нормативу в зв'язку з різноманіттям природних умов й неможливістю встановлення ГДК для кожного екологічного варіанта. Величина ГДК встановлюється для гірших природних умов, при яких спостерігається максимальна тривалість збереження препарату в ґрунті, є можливим найбільш високий рівень міграції в сумісному із ґрунтом середовищі й найбільш виражено вплив токсиканта на ґрунтовий мікробіоценоз й ферментативну активність ґрунтів. Ця величина єдина (з великим коефіцієнтом запасу) для різних регіонально-ландшафтних умов й, по суті, має змістовне значення, аналогічне параметрам токсичності даного препарату, таким, як ЛД50 та інші, будучи так бн мовити його "паспортною" характеристикою. У реальних регіональних умовах контроль за забрудненням здійснюється на основі величини гранично допустимого рівня внесення (ГДРВ) й безпечної й залишкової кількості (БЗК) в встановлені терміни контролю.

Обґрунтування величини ГДК хімічної речовини в ґрунті здійснюється за шістьома показниках шкідливості, перші чотири з яких обов’язкові для скороченої схеми досліджень: загальносанітарному (вплив препарату на біологічну активність ґрунту й процеси самоочищення), фітоакумуляційному (ступінь нагромадження залишків у фітомасі), міграційно-водному, міграційно-повітряному, токсикологічному й органолептичному.

За мінімальною граничною концентрацією сполуки в ґрунті визначається лімітуючий показник шкідливості, величина граничної концентрації якого вважається допустимою концентрацією препарату в ґрунті, тобто тією максимальною його концентрацією (мг/кг абсолютно сухого ґрунту), що гарантує відсутність негативного прямого або непрямого впливу на здоров'я людини, її потомство й санітарні умови життя населення. Таким чином, на відміну від екологічних ГДК, що нормують техногенне забруднення за ступенем впливу на найбільш чутливий вид й популяцію в цілому, гігієнічне нормування базується на оцінці ступеня впливу токсиканта на організм теплокровних й у кінцевому рахунку на людину. При цьому встановлення порогової концентрації за основними показниками шкідливості коректується по величинах гранично допустимих концентрації для атмосферного повітря, води й максимально допустимого рівня для продуктів. Усі ці нормативи встановлюються в токсикологічному експерименті на теплокровних тваринних й екстраполюються на людину.

Трудомісткість експериментальних досліджень з обґрунтування величині ГДК техногенних забруднювачів, як й зростання асортименту забруднювачів, що надходять у ґрунт, допускають можливість використання розрахункових методів при обґрунтуванні величини ГДК у ґрунті, що називається орієнтовно допустимою концентрацією (ОДК). У відповідності з "Методичними рекомендаціями з розрахунку ОДК", розробленими Л.І.Ведмедем, Е.І.Спину, Р.Е.Совою у 1981 р., ОДК розраховують за встановленими гігієнічними нормативами для харчових продуктів рослинного походження виходячи з рівняння:

у = 1,23 + 0,48 lg x

де у - ОДК в мг/ кг грунту, х — допустима залишкова кількість (ДЗК) в мг/кг продукту харчування. Коли вміст залишкових кількостей пестицидів у рослинах не допускається, для розрахунку використовують величину чутливості офіційно затвердженого методу визначення даного препарату в рослинах. Використання даного методу можливо тільки для пестицидних препаратів й, як показало зіставлення розрахункових й експерементально встановлених ГДК, припускає помилку в межах 2 ГДК. У зв'язку з тим що в грунті, як правило, присутні декілька забруднювачів, навіть у випадку обробки грунту тільки агрохімікатами, Київським НДІ загальної і комунальної гігієни ім. А.М.Марзєєва запропонований груповий метод нормування сумішей й груп хімічних речовин у ґрунті. Суть методу зводиться до того, що для прискорення обгрунтування ГДК речовин однієї хімічної групи, близьких по структурі, фізико-хімічним й токсичним властивостям, шляхом глибокого експериментального вивчення одного найбільш типового представника даної групи обґрунтовують ГДК для всіх сполук. Так, була встановлена ГДК для групи симетричних триазинів, які широко застосовуються в сільському господарстві.

ГДК хімічних речовин для реальних ґрунтових типів - величина умовна, встановлена в експерементальних, строго регламентованих лабораторних умовах, тому служить лише одиницею масштабу, від якої ведуть вимір ступеня небезпеки забруднення ґрунту хімічними речовинами. Для конкретних грунтово-кліматичних умов повинний бути встановлений регіональний норматив, що забезпечує безпеку вмісту залишків забруднювача для біоти й організму людини, оскільки на поводження токсиканта в ґрунті в реальних умовах впливає, як ми бачили, різноманіття ґрунтових (рН, ємність поглинання, вміст органічного вуглецю й ін.) й кліматичних (опади, сума температур, рівень інсоляції й ін.) факторів. Варіантів й комбінацій грунтово-кліматичних умов у природі дуже багато, тому експериментально встановлювати регіональне ГДК практично неможливо й економічно не вигідно. У зв'язку з цим у якості регіональних нормативів гігієністами запропоновано використовувати величини ГДРВ й ДЗК, які розраховуються із врахуванням величини ГДК й стабільності препарату в різних грунтово-кліматичних умовах, що визначаються у лабораторних або натурних умовах. При науковому обґрунтуванні величин ГДРВ й ДЗК встановлюється функціональна залежність між величиною залишкової кількості хімічної речовини в ґрунті й факторами, що впливають на ступінь деструкції й міграції препарату (вміст гумусу, пористість, бактеріальне розмаіття й ферментативна активність ґрунту, ємність поглинання, сума обмінних основ, кількість опадів, тривалість інсоляції, середня й максимальна температура ґрунту за вегетаційний період, тривалість спостережень й ін.). Гранично допустимий рівень внесення (ГДРВ) характеризує величину допустимого вмісту препарату в ґрунті на першу добу після внесення хімічної речовини в ґрунт у регіональних умовах. Величина ГДРВ гарантує нагромадження досліджуваного препарату в товарних частинах рослин до моменту збору врожаю в кількостях, що не перевищують допустимі для продуктів харчування, вміст його в атмосферному повітрі до моменту виходу робітників на поля й у воді водостоків до моменту надходження фільтрату в ґрунтові води або поверхневого стоку у водойми в концентраціях, що не перевищують відповідні ГДК.

Таким чином, гігієнічні нормативи включають інформацію про стабільність забруднювача в регіональних ґрунтових умовах й безпосередньо через, величину ГДК інформацію про ступінь міграції його з ґрунту у середовища з урахуванням впливу токсиканта на біологічну активність ґрунтів, що є однієї з основних характеристик ґрунтової родючості. Наявність таких нормативів дозволяє не тільки контролювати рівень забруднення ґрунтів, але й при включенні їх у елементи моніторингу техногенного забруднення ландшафтів керувати екотоксикологічною ситуацією регіону.

З урахуванням розроблених на теперешній час наукових положень організація моніторингу техногенного забруднення ґрунтового покриву України, повинна складатися з:

виявлення пріоритетних забруднювачів й їх джерел. Це насамперед агрохімікати (пестициди, добрива), промислові викиди (важкі метали, радіоактивні речовини) й ін; їх систематизація за ступенем небезпеки для ґрунтів й біоти з урахуванням хімічної структури, стабільності в об’єктах навколишнього середовища, мінливості й здатності мігрувати по елементам ландшафту, токсичності для теплокровних тварин; об’єднання полютантів у класи з встановленням основної сполуки або групи сполук для подальших досліджень закономірностей поведінки забруднювачів у ландшафті;

визначення масштабів застосування агрохімікатів й об’ємів промислових викидів із розрахунком середніх багаторічних навантажень на одиницю площі земельної території, встановлення тенденцій росту цих навантажень; складання схематичних карт навантажень приоритетних забруднювачів для території країни й регіонів поблизу джерела забруднення в ареалі розсіювання (промислові підприємства, транспортні магістралі);

встановлення рівнів вмісту приоритетних забруднювачів у ґрунті, воді, поверхневих джерелах, ґрунтових водах, вищих рослинах й приземних шарах атмосфери з метою складання картосхем мінімального вмісту забруднювачів в елементах біосфери (по сезонах року);

виявлення надходження забруднень з прикордонних областей й за меж країни з метою прогнозу подальшої долі забруднення, контролю й попередження забруднення прикордонних ландшафтів;

оцінки здатності ландшафтів до самоочищення від техногенного забруднення на основі вивчення здатності до звільнення від природних забруднювачів за показниками біологічної інтенсивності кругообігу біогенних елементів, гідрологічними характеристиками, що визначають спрямованість й можливість міграції полютантів з водним потоком у ґрунтові води, з поверхневим стоком або в результаті випарування (тип водного режиму, густота річкової мережі й ін.), грунтово-кліматичних характеристик регіону (тип ґрунту, опади, рівень інсоляції, переважний напрямок вітру);

виявлення критичних в екотоксикологічному відношенні регіонів, що характеризуються, з одного боку, високим рівнем навантажень найбільш токсичних для біоти сполук, їх високим вмістом хоча би в одному з елементів ландшафту, з іншого - слабкою здатністю ландшафту до самоочищення;

організації базових станцій спостереження й контролю за приоритетними забруднювачами в регіонах з критичною екотоксикологічною ситуацією й на базі біосферних заповідників або території з мінімальним антропогенним впливом;

контролю впливу полютантів на екологічну рівновагу природних систем й прогнозу наслідків цього впливу, виявлення в модельних й польових умовах найбільш чутливих до кожного з приоритетних забруднювачів видів флори й фауни. Ці види беруться під контроль на базових станціях спостереження. Із цією же метою вивчаються механізми й закономірності впливу полютантів по типу "доза-ефект" на модельних екостатах, що імітують умови регіональних біосферних заповідників й критичних з точки зору екотоксикології регіонів у ланках "ґрунт-рослини", "ґрунт-повітря”, "ґрунт-вода (поверхневий, внутрішньогрунтовий стік)", ґрунтовий мікробіоценоз;

встановлення коефіцієнтів розподілу забруднювача по елементах біосфери з урахуванням шляху надходження його в біосферу, складання математичної моделі нормального розподілу забруднювача в біосфері по елементах (ґрунт, вода, повітря, рослина);

складання універсальної математичної моделі розподілу забруднювачів на території Украйни для наявних джерел забруднення й спрямованості можливого поширення забруднення у випадку нового територіального розміщення джерела забруднення;

організації АСУ техногенного забруднення ґрунтів України, що включає контроль за рівнем забруднення території приоритетними забруднювачами і систему попереджувальних заходів, направлених на запобігання аварійних ситуацій у регіоні.

Література

Врочинский К.К., Маковский В.Н. Применение пестицидов и охрана окружающей среды. – К., 1979. – 208 с.

Гончар М.Т. Экологические проблеми сельского хозяйства. - Львов, 1986. - 141 с.

Земельний Кодекс України. Серія Закони України (за станом на 15 листопада 2001 року). - Харків, 2001. - 105с.

Лозановская И.Н. и др. Теория и практика использования органических удобрений. – М., 1988. – 96 с.

Минеев В.Г. Химизация земледелия и природная среда. – М.: Агропромиздат, 1990. – 287 с.

7. Охрана окружающей среды при использовании пестицидов./ Под ред. В.П. Васильева.–К.,1983.–128с.