Дослідження з вивчення вмісту та поведінки ВМ у ґрунтах були розгорнені у 50-60 рр. та у 70-х роках були доступні широкому загалу [19], на той час ці елементи мали назву «розсіяних елементів» (за В.І. Вернадським) або «мікроелементів» (за О.П. Виноградовим). А вже наприкінці 70-80 рр. проблема мікроелементів стала переростати у проблему хімічного забруднення, що останнім часом привертає все більшої уваги. Саме з цього часу з’явився термін «важкі метали» для елементів - пріоритетних забруднювачів, спільними рисами яких є те, що вони проявляють властивості металів і мають щільність більше 5 г/см3,а відносну атомну масу 50 [19].
Уявлення про обов’язкову токсичність ВМ є не вірним, бо до цієї групи входять мідь, цинк, молібден, марганець, залізо, тобто елементи, які мають позитивне біологічне значення. Мікроелементи та ВМ – це поняття, що відносяться до одних і тих же елементів, але використовуються в різних значеннях, що характеризують перш за все їх концентрацію в ґрунті або рослинній продукції [19, 20]. Однак існує група металів, за якими закріпилось лише одне негативне поняття –«важкі» у розумінні «токсичні». Ця група включає ртуть, кадмій, свинець [21]. За загальним уявленням їх вважають найбільш небезпечними забруднювачами навколишнього середовища.
Оскільки рослинна продукція є незамінною у раціоні харчування людини, то разом з нею небезпечні хімічні речовини потрапляють до організму людини. Практично всі метали є загальнопротоплазматичними отрутами, які здатні утворювати комплексні сполуки з компонентами клітини, білками, амінокислотами [21]. Багато металів утворюють зв’язуються з сульфгідрильними групами, які відіграють важливу роль у перебігу багатьох фізіологічних та біохімічних процесів [22]. Важкі метали мають здатність накопичуватись у різних органах, бо дуже повільно виводяться з організму. Так, період біологічного напіврозпаду свинцю в організмі людини складає декілька років. У зв’язку з цим вживання рослинної продукції, навіть, вирощеної на слабко забруднених ґрунтах здатне викликати кумулятивний ефект [21, 23] і призвести до погіршення стану здоров’я людини.
Одним із основних джерел забруднення усіх компонентів довкілля, в тому числі рослинності, важкими металами є автотранспорт.
Зазвичай, процес згорання палива не добігає кінця і продукти неповного згорання, а також картерні гази і пари палива потрапляють у атмосферу [3, 24]. ККД двигунів внутрішнього згорання складає в середньому близько 23 % [29]. Автомобіль також забруднює повітря продуктами зношування шин, тормозних колодок і т. п. [25, 26]. В Україні – автотранспорт дає понад 30 – 40% усього забруднення атмосфери [27].
За різними даними у відпрацьованих газах автотранспорту міститься від 200 до 280 шкідливих елементів, в тому числі оксид вуглецю, вуглеводні, кислотовмісні альдегіди, сажа, оксиди азоту, сполуки свинцю, цинку, кадмію, сполуки сірки, поліциклічні ароматичні вуглеводні (ПАУ) та ін [28, 29].
Бензин, автомобільні мастила та шини вміщують Pb, Cd, Ni та Zn, що пояснює підвищений вміст цих елементів у пробах придорожньої рослинності [22]. Так, наприклад, один вантажний автомобіль середньої вантажопродуктивності виділяє 2,5 – 3,0 кг свинцю на рік [3]. За оцінками вчених, викиди автотранспорту дають близько 50% загального неорганічного свинцю, що потрапляє в організм людини [22, 29].
Таким чином, автотранспорт є джерелом великої кількості шкідливих речовин, які здатні впливати на здоров’я людини не лише прямо, а й опосередковано – через продукти харчування. Ця проблема характерна і для України вцілому, і для Харківського району, оскільки велика частина сільськогосподарських угідь та присадибних ділянок розміщені у безпосередній близькості від автомобільних доріг. Тому вивчення особливостей автотранспортного забруднення рослинної продукції є надзвичайно важливим завданням.
Дослідженнями американських вчених [Ward N. I., Reeves R. D., Brooks R. R., 1975 p.] було доведено адекватність забруднення прилеглих до автомагістралей ґрунтів металами, які містяться у викидах автотранспорту [19]. Вміст кадмію, нікелю, свинцю та цинку в ґрунтах та траві біля автомобільних трас є функцією відстані від лінії дорожнього руху та глибини профільного шару ґрунту [22].
Автотранспортом забруднюється відносно вузька смуга землі шириною 50 – 200 м з обох сторін дороги [2]. Вже за межами 150 м вплив автостради зазвичай стає незначним [19, 30]. За даними В.П. Кучерявого (2001), одержаним під час досліджень ґрунтів м. Львова, ґрунти та рослинність поблизу потужних транспортних комунікацій містять підвищені концентрації цинку, олова, міді, молібдену, кадмію [31]. На поверхні землі поблизу доріг з високою інтенсивністю руху концентрації металів можуть складати в середньому: кадмію – 1,67млн-1; міді– 64; марганцю – 330; цинку – 164; заліза – 10664млн-1 [2] Встановлено також, що 57-74 % свинцю та ртуті при антропогенному забрудненні закріплюється в шарі 0-10 см і тільки 3-8 % мігрують на глибину 30-40 см (Зирін М.Г.) [32].
Умови та сам процес міграції важких металів у природному середовищі та транслокація їх у рослинній продукції надзвичайно складний бо залежить від багатьох факторів: типу та віку рослин, умов росту рослин, хімічного характеру металу, наявності бар’єрів і т.д. [33].
Дослідженням особливостей міграції важких металів до рослин займалися L.J. Miles, G.R. Parker [34], Ю.В. Алексєєв [2], В.А. Ковда [20], Дуглас П. Орморд [22], А. Кабата – Пендиас, Х. Пендиас [30], В. Б. Ільїн [19], Т.Ю. Биндич [7], О.О. Галаган [35], А.І. Фатєєв [36], В.А. Єрмолаєва [37], та ін.
Відомо, що надходження важких металів у тканини рослин можливе в результаті аеральних емісій металовмісних аерозолів та надходження ВМ в тканини рослин із ґрунтового розчину через коріння [19, 22].
Зовнішнє забруднення рослин важкими металами, тобто надходження їх з повітря, може відбуватися шляхом проникнення аерозолів, що містять важкі метали до внутрішніх органів рослин [33]. Поверхня рослин забруднюється металовмісними аерозолями, і деякі елементи можуть абсорбуватися на них. За дослідженнями Дугласа П. Орморда забруднення рослинності Cd, Pb, Ni, Zn у промислових та приміських районах відбувається в основному за рахунок осадження цих елементів з атмосфери [22].
Деяка кількість аерозольних частинок може проникати до рослини через устячка листової поверхні [35]. Більшість аерозольних частинок промислового походження мають діаметр менше 1 мкм, а діаметр устячних отворів 5 – 30 мкм, тобто проникнення через них можливе. Мало відомий механізм включення хімічних елементів до розчину на поверхні листя. Деякі хімічні елементи у вигляді відносно нерозчинних окислів можуть абсорбуватися через поверхню листя у розчин [2]. Таким чином існує небезпека фолікулярного (через листову поверхню) поглинання важких металів з наступною їх транслокацією. Проте є й варіант змиву аерозолів з листя атмосферними опадами.
Досліди Кабата-Пендіас А., 1989 свідчать, що швидкість поглинання мікроелементів у тканинах рослин значною мірою залежить від природи хімічного елемента. Так, фолікулярне поглинання характерне для заліза, марганцю, цинку та міді, тоді як свинець змивається дощовою водою [34].
Також існує поняття вибірковості поглинання хімічних елементів рослинами з повітря [27]. Свинець залишається в основному як поверхневі відклади чи поверхневе аерозольне покриття на поверхні рослин, в той час як цинк та кадмій частково проникають до листка. Що стосується абсорбції та мобільності Mn, Fe, Cu, Mo, то вони займають проміжне положення і мобільність їх знижується у наведеному порядку [30].
Особливості надходження ВМ до рослинної продукції з викидами автотранспорту описано у роботах американського дослідника Дугласа П. Орморда, (1988). Зі збільшенням відстані від автотраси їх вміст Pb, Ni, Zn в зразках придорожньої рослинності знижується [27]. Зниження рівня Pb в рослинності апроксимується експоненційною функцією відстані. Оцінка цієї моделі дослідником Дугласом П. Ормордом була розширена до розвитку подвійної експоненційної функції для розподілу Pb. Перша експонента асоціювалася з великими за розміром частинками, які швидко осаджуються на відстані 5 м від шосе, а друга – з меншими частинками, які осаджуються повільніше на відстані до 100 м від шосе. Свинець, що міститься у цих менших частинках, може бути більш розчинним і у зв’язку з цим простіше потрапляє до рослин і погіршує їх якість. Крім того, є ще третя фракція, яка не осідає так швидко. Найбільш дрібні аерозолі Pb проходять великі відстані в загальних потоках повітря. Вважається, що значна частина Pb з вихлопних газів належить до цієї стійкої фракції.
Великого значення при зовнішньому забрудненні рослин набувають також кліматичні умови регіону та погодні умови вегетаційного періоду, оскільки від них залежать напрямки перенесення забруднюючих речовин, можливість змиву аерозолів з поверхні листка чи їх розчинення, стан устячок і т.д. [8]. Аналіз виборки дерев (листя, кора і осердя стовбура) показав, що напрямок переважаючого вітру впливає на розподіл викидів свинцю; на сторонах дерев, повернутих до шосе, рівень свинцю вище [22]. Швидкість вітру, а отже, концентрація частинок швидко зменшуються від краю пологу рослинності. Концентрації мікроелементів (у тому числі важких металів) звичайно є вищими на захищеній стороні дерев у порівнянні з незахищеною внаслідок більшого осадження аерозолів з повітря, що рухається повільно [LittleP., MartinM. 1972].