Наслідком горизонтальної і вертикальної міграції біогенних елементів та токсикантів є не лише забруднення природних вод і погіршення їхніх санітарно-гігієнічних показників, але й активізація процесів евтрофікації. Міжнародна комісія з цього питання дійшла висновку, що розсіяні (дифузні) джерела відіграють важливішу роль у їхньому забрудненні біогенними елементами, ніж сконцентровані у межах одного об'єкту. До дифузних джерел забруднення належать мінеральні добрива, внесені на сільськогосподарські угіддя.
Найрозповсюдженішим проявом евтрофікування водоймищ є цвітіння води. Воно властиве всім гіпертрофним водоймам і зумовлено масовим розвитком синьо-зелених ціанобактерій, які продукують токсини. Токсини синьо-зелених ціанобактерій належать до високотоксичних природних сполук, які діють на центральну нервову систему, а також порушують вуглеводневий та білковий обмін.
Токсична дія вод евтрофікованого водоймища може бути зумовлена також нагромадженням нітратів і нітритів. У період активної життєдіяльності та після відмирання водорості поповнюють водоймище значною кількістю азотвмісних речовин, у тому числі й біологічно активними амінами. Останні, при взаємодії з нітратами і нітритами утворюють висококанцерогенні нітрозаміни. Ще одним фактором ризику при використанні евтрофікованих водоймищ є зміна природних умов життя збудників і переносників деяких захворювань (шистоматоз, описторхоз, трипаносомоз), а також створення умов для розвитку проміжних форм збудників та переносників паразитарних захворювань.
Мінеральні добрива, що внаслідок горизонтальної міграції надходять у водоймища, певним чином впливають на гідробіонти. Так, дослідженнями Е. Щербаня, І. Коновця, О. Арсана (2000 р.) було встановлено, що медіальна летальна концентрація (ЛК50) амонійного суперфосфату (Алжир) для D. magna через 24 год дорівнювала 2,01; а через 96 год – 0,97 г/л. Концентрація суперфосфату 500 мг/л у гострих дослідах для С. qfflnis виявилася летальною, вона впливала на тривалість життя церіодафній, на ембріональний розвиток та розмноження. Концентрація суперфосфату 250 мг/л була сублетальною, оскільки порушувала функцію розмноження церіодафній, а при погіршенні умов середовища могла бути і летальною.
Вплив мінеральних добрив на гігієнічну якість сільськогосподарських культур. Ю. Алексеєв ще 1978 р. писав, що застосування мінеральних добрив без урахування вмісту макро- і мікроелементів у ґрунті може призвести до прихованих форм ендемій, у результаті створення екстремальних умов для проявлення дефіциту деяких елементів, необхідних для функціонування організму. Так, високі дози азотних добрив знижують вміст міді у травах до критичної межі, що може супроводжуватися виникненням анемії, захворюваннями кісткової системи, ендемічної атаксії у тварин. Калій, який надходить з добривами, є сильним антагоністом інших лужних і лужноземельних елементів. Внесення концентрованих калійних добрив може спричиняти зміни інтенсивності використання рослинами натрію, кальцію та магнію. Збіднення кормів на магній призводить до гіпомагнієвої тетанії – небезпечного захворювання тварин. Частота випадків залежить від співвідношення калію до суми кальцію і магнію, яке не повинно перевищувати 1,4.
Від доз азотних добрив, насамперед, залежить вміст нітратів в овочевих і кормових культурах. Першим проміжним продуктом відновлення нітратів є нітрити. Рослини звичайно не страждають від надлишку нітратів І нітритів, але ці сполуки доволі токсичні для тварин І людини, особливо нітрити, їхня токсичність у 10 разів вища за нітрати. Слід підкреслити, що у нормальних здорових рослинах нітрити й нітрати у вільному стані не нагромаджуються. При надходженні у рослини вони відновлюються під впливом нітрат- та нітритредуктази. Одержана проміжна речовина – гідроксиламін або аміак, зв'язуються з органічними кислотами, які перетворюються на амінокислоти. Нітрати й нітрити є попередниками потенційних канцерогенів N-нітрозосполук. Епідеміологічними дослідженнями доведено зв'язок між інтенсивністю застосування азотовмісних добрив та рівнем смертності від раку шлунка. Низка експериментальних даних свідчить про канцерогенну небезпеку малих доз нітратів і нітритів у разі систематичного та тривалого їх надходження до організму.
Застосування мінеральних добрив може призвести до нагромадження у рослинах небезпечних для здоров'я ВМ, хоча дані щодо забруднення рослинної продукції ВМ внаслідок застосування мінеральних добрив носять суперечливий характер.
Результати досліджень, проведених у дослідному господарстві ННЦ «Інститут ґрунтознавства та агрохімії» УААН «Комунар» на чорноземі типовому важкосуглинковому, свідчать що різні системи застосування добрив неоднаково впливають на вміст у сільськогосподарській продукції ВМ. При зростанні сумарної кількості мінеральних добрив підвищується вміст ВМ у рослинах – вміст свинцю у коренеплодах буряку цукрового сягав 0,357 мг/кг, що перевищувало рівень ГДК. Близьким до рівня ГДК був вміст свинцю у зерні гороху. Вміст свинцю і кадмію у зерні кукурудзи, гречки, жита озимого був на рівні ГДК або дещо його перевищував.Мінеральні добрива, порівняно з органічними та меліорантами, сприяють активнішому переходу ВМ у рослини.
Поряд з проблемою впливу мінеральних добрив (МД) на нагромадження ВМ, заслуговує на увагу дія МД на нагромадження фтору сільськогосподарськими рослинами. Встановлено тенденцію до меншого використання рослинами фтору із гранульованих добрив порівняно з порошкоподібними. Рослини засвоюють фтор здебільшого із фосфорних добрив, одержаних із фосфоритів, ніж з добрив із апатитів. Вапнування сприяє зниженню надходження фтору із ґрунту і добрив у рослини. При внесенні в ґрунт суперфосфату в дозі 60 кг/га, кількість фтору становила 0,023–0,029% у сухому ґрунті, а в овочах і плодах – 0,10–0,39 мг/кг сирої речовини. При внесенні 90 кг/га Р2О5 вміст фтору у ґрунті збільшився до 0,034%, а в продукції підвищився до 0,48 мг/кг. При внесенні фосфоритного борошна у дозі 600 і 1000 кг/га Р2О5 вміст фтору в бульбах картоплі становив 0,7–0,8 мг/кг (у рослинах контрольного варіанту – 0,5–0,6 мг/кг сухої речовини). Заслуговують на особливу увагу питання нагромадження рослинами радіоактивних елементів при застосуванні мінеральних добрив.
Встановлено, що сільськогосподарські культури, вирощені у звичайних умовах, можуть містити 0,0026–0,02 мг/кг урану-238. Ці кількості урану достатньо низькі, щоб становити загрозу для людини і тварин. Але, у добривах, що містять уран, як правило, присутній продукт розпаду – радій-226 і рівновага у добривах може бути зміщена у бік останнього. Доступність радію, що входить до складу мінеральних добрив, у кілька разів перевищує доступність його з ґрунту. Дослідження проведені на дерново-підзолистому піщаному ґрунті з рівнем забруднення 250 Кі/км2за радіоактивним цезієм показали, що окремі види мінеральних добрив істотно впливали на поглинання радіоактивного цезію ячменем і пшеницею озимою. Внесення аміачної селітри у дозі N120 кг/га сприяло підвищенню інтенсивності вбирання l37Cs удвічі і більше. Застосування гранульованого суперфосфату РІ20 зменшило концентрацію l37Csна 13%. Внесення 40% калійної солі КС1 знизило надходження 137Csу 1,9–2,3 раза. При внесенні повного мінерального добрива нагромадження радіоактивного цезію у зерні було на 8%
З агроекологічної точки зору, важливими для оцінки можливої негативної дії мінеральних добрив на довкілля є: кількісний та якісний склад мінеральних добрив, у тому числі домішок; особливості впливу на ґрунтовий комплекс і, в тому числі на кислотно-основні властивості ґрунтового розчину; процеси вилуговування та міграції біогенних елементів та токсикантів; активність мікробіологічних та біохімічних процесів у ґрунті; вплив на якість сільськогосподарської продукції.
Мінеральні добрива – це екзогенні хімічні сполуки, для оцінки їхнього впливу на природне середовище та людину використовують загальноприйняті методи. Вивчення можливої негативної дії хімічних сполук, у тому числі мінеральних добрив, входить до завдань токсикології – науки про шкідливу дію на людину, тварини й рослини хімічних сполук, що надходять із різних об'єктів навколишнього середовища.
Алгоритм проведення агроекологічної оцінки мінеральних добрив за впливом на ґрунтову систему. Рівень небезпечного впливу мінерального добрива на ґрунтову систему визначають такі основні фактори:
• якісний склад добрива – вміст біохімічне активних і педохімічно активних речовин, які здатні негативно впливати на агроекосистему;
• кількість потенційно небезпечних речовин, що буде надходити з добривом до ґрунтової системи. Цей показник буде залежати, як від вмісту небезпечних речовин у добриві, так і від дози та періодичності застосування добрива;
• ґрунтово-кліматичні умови застосування добрива, які можуть сприяти проявлянню негативних властивостей добрива або, навпаки, зменшувати його негативний вплив на агроекосистему.
У ході експерименту встановлюють найбільш «вузьке» місце і за відповідними екотоксикологічними показниками визначають гранично допустимий рівень внесення мінерального добрива, який не спричинить руйнації адаптаційного потенціалу елементів екосистеми і забруднення навколишнього середовища.