Specifickou podskupinou anorganických kontaminantů jsou kovy, zejména potom tzv. těžké kovy. Při vyšších koncentracích a za nepříznivých fyzikálně-chemických podmínek mohou kovy představovat významné a dlouhodobé ohrožení složek životního prostředí, zejména podzemních vod a zemin. Kovy, které se v důsledku lidské činnosti dostávají do životního prostředí (například ve formě odpadních roztoků) dříve nebo později přicházejí do kontaktu se zeminou nebo horninovým materiálem. Každá zemina (horninový materiál) vykazuje určitou sorpční kapacitu, která je v přirozeném, nekontaminovaném stavu nasycena zejména vápníkem a hořčíkem. Většina důležitých těžkých kovů vykazuje ovšem podstatně vyšší sorpční schopnost a dokáže tyto přirozeně nasorbované prvky vytěsnit. V této fázi tedy zemina kontaminující kovy zadržuje a zásadním způsobem snižuje jejich nebezpečnost vůči okolnímu prostředí. Při pokračující kontaminaci se ovšem v určitém okamžiku sorpční kapacita zeminy těmito kontaminujícími kovy nasytí a jejich další šíření (například do podzemní vody) není již zeminou omezováno. Takto nakoncentrované kontaminující kovy potom navíc představují velké nebezpečí, neboť pouhou změnou okolních podmínek (například snížením pH při kyselém dešti) může docházet k jejich nárazovému vyplachování. Transport kovů jednotlivými složkami životního prostředí je samozřejmě podstatně složitější nežli výše uvedený silně zjednodušený pohled - při širším náhledu je nutné uvažovat například přenos prachovými částicemi, emisemi a mnohé další cesty. I přes složitost a velmi specifický charakter relevantních transportních mechanismů lze pro pohyb kontaminujících kovů v životním prostředí nalézt některé obecně platné charakteristiky:
Vliv náboje
Neuvažujeme-li elementární formu, která je s výjimkou rtuti v tomto kontextu nevýznamná, potom můžeme kontaminující kov předpokládat ve formě kationtu (např. Cd2+, Cr3+) nebo aniontu (např. CrO42-). Typ a velikost náboje zásadním způsobem určují sorpční schopnost a tím i mobilitu v systému zemina-podzemní voda. Zeminu při určitém zjednodušení můžeme považovat za hlinito-křemičitou matrici s fixním negativním nábojem, která se chová jako katex. Kladně nabité kontaminanty tedy jeví tendenci se vázat, zatímco záporně nabité kontaminanty v zásadě procházejí bez zdržení.
Vliv komplexotvorných látek
Ochota kontaminujících kovů přecházet z nerozpuštěného (sorbovaného) stavu do roztoku se výrazně zvyšuje v přítomnosti komplexotvorných látek. Vedle přirozených komplexotvorných látek přítomných prakticky v každé zemině (huminové kyseliny) jsou typickými příklady komplexotvorných činidel kyanidy, amoniak nebo EDTA. Komplexní sloučeniny kovů (většinou nesou záporný náboj) jsou v roztoku většinou mimořádně stabilní, a to i při vyšších hodnotách pH, kde se nekomplexované kovy již obvykle sráží. Přítomnost kovu zpětně znesnadňuje i odbourávání komplexních látek. Jestliže např. EDTA ve formě sodné soli podléhá biodegradaci (i když pomalé), v komplexu s těžkým kovem se již prakticky nerozkládá.
Vliv srážecích činidel
Přesně opačný účinek ve srovnání s komplexotvornými látkami vykazují srážecí činidla. Výsledkem jejich účinku je imobilizace kovu a tím i snížení jeho aktuální nebezpečnosti. Nejjednodušším a nejčastějším typem srážení je v kontaminovaných zeminách pouhé zvýšení pH - vzniklé hydroxidy jsou obecně pojímány jako nerozpustné sloučeniny (charakterizované součinem rozpustnosti). Dalšími příklady srážecích činidel jsou fosforečnany nebo sulfidy.
Vliv pH
Hodnota pH má principiální význam při posuzování mobility (a tím i nebezpečnosti) kontaminujících kovů v systému zemina-podzemní voda. Vysoký celkový obsah například těžkých kovů v zemině nemusí ještě znamenat akutní nebezpečí v okamžiku, kdy je tato zemina v kontaktu s podzemní vodou, jejíž pH je neutrální a schopnost těchto kovů rozpouštět se tak může být výrazně podlimitní. V okamžiku, kdy se ovšem pH podzemní vody snižuje začnou se přítomné kovy rozpouštět zhruba v následujícím pořadí: 1. Zn, Cd; 2. Cu, Pb; 3. Cr, Ni. Při posuzování kontaminace těžkými kovy je tak vedle znalosti celkových obsahů kovů nutné znát koncentrace příslušných vodných výluhů a pH-podmínky na dané lokalitě.
Specifické vlastnosti nejdůležitějších kontaminujících kovů jsou uvedeny v dalším:
Arsen
Arsen se dostává do životního prostředí ve formě pesticidů, látek pro konzervaci dřeva a látek pro urychlení růstu drůbeže a vepřového dobytka. Přirozený obsah arsenu v zeminách se pohybuje v rozmezí od 1 do 40 mg/kg. Doporučený limit pro zahájení sanace činí 140 mg/kg v zemině a 100 mg/l v podzemní vodě. Arsen může v prostředí zemin existovat jako arseničnan As(V), arsenitan As(III) nebo ve formě organických sloučenin. Narozdíl od většiny těžkých kovů jsou organické sloučeniny arsenu méně toxické než jeho sloučeniny anorganické. Arsenitan je toxičtější forma, arseničnan je běžnější forma. (Pozn.: As není pravý kov ale je zařazován mezi 8 přísně sledovaných - RCRA - kovů). Chování arseničnanů v půdě je analogické chování fosfátů pro jejich chemickou podobnost. Železo, hliník a vápník snižují mobilitu arsenu tvorbou nerozpustných sloučenin s arseničnany. Nejvýznamněji ovlivňuje pohyblivost arseničnanů v půdě přítomnost železa. Arsenitany jsou 4 - 10 x rozpustnější než odpovídající arseničnany. Za anaerobních podmínek mohou být arseničnany redukovány na arsenitany, které jsou schopné se více vymývat pro jejich vyšší rozpustnost.
Chrom
Nejvýznamnějším zdrojem chromu k životním prostředí je metalurgický průmysl. Dalšími významnými zdroji jsou kožedělný průmysl, výroba barev a impregnace dřeva. Přirozený obsah chromu v zemině se pohybuje v rozmezí od přibližně 10 do 100 mg/kg. Doporučený limit pro zahájení sanace činí 1000 mg/kg u zeminy a 300 mg/l pro podzemní vodu (platí pro celkový chrom). Chrom se v zemině nebo podzemní vodě vyskytuje ve dvou oxidačních stavech - jako Cr3+ a Cr6+. Podstatně více toxický šestimocný chrom, který v závislosti na pH existuje ve formě chromanu nebo dichromanu, není vzhledem ke své silné oxidační schopnosti příliš stabilní. Zejména v přítomnosti organických látek a při nižších hodnotách pH poměrně rychle přechází na stabilní chrom trojmocný. Ve většině zemin se trojmocný chrom vyskytuje ve formě minimálně rozpustného oxidu nebo hydroxidu chromitého.
Měď
Nejvýznamnějším zdrojem mědi je elektrotechnický průmysl a výroba slitin. Přirozený obsah v zeminách se pohybuje od 20 do 30 mg/kg. Doporučený limit pro zahájení sanace činí 1500 mg/kg pro zeminy a 500 mg/l pro podzemní vody. V kontaminovaných zeminách se vyskytuje ve formě Cu2+, velmi často ovšem v komplexech s organickými ligandy.
Olovo
Nejvýznamnějšími zdroji olova jsou akumulátory, olovnatý benzín a výroba barev. Přirozený obsah v zeminách se pohybuje v rozmezí od 10 do 30 mg/kg. Doporučený limit pro zahájení sanace činí 800 mg/kg pro zeminu a 200 mg/l. V zeminách lze olovo nalézt ve třech oxidačních stavech Pb0, Pb2+, a Pb4+. Poměrně netypická je tvorba sraženiny se síranovým aniontem.
Rtuť
Nejvýznamnějšími zdroji rtuti v životním prostředí jsou zpracování rud, elektrotechnický průmysl, elektrochemické výroby, spalování uhlí a výroba ochranných přípravků pro zemědělství. Všechny sloučeniny rtuti jsou pro člověka mimořádně toxické. Přirozený obsah rtuti v zeminách se pohybuje v jednotkách až desítkách mikrogramů na kilogram. Doporučený limit pro zahájení sanace činí 20 mg/kg pro zeminu a 5 mg/l pro podzemní vody. Rtuť se může vyskytovat v oxidačních stavech Hg0, Hg22+ a Hg2+. Vzhledem k silné ochotě vytvářet komplexy s organickými složkami zeminy zůstává rtuť zřídka ve formě volného iontu. Vedle obvyklých transportních mechanismů platných pro skupinu těžkých kovů obecně je v případě rtuti důležité také těkání kovové rtuti, které v řadě případů odpovídá za její šíření složkami životního prostředí.
Kadmium
Nejdůležitějšími zdroji kadmia v životním prostředí jsou metalurgický průmysl, výroba pigmentů a elektrotechnický průmysl. Přirozený obsah kadmia v zeminách zpravidla nepřevyšuje 1 mg/kg. Doporučený limit pro zahájení sanace činí 30 mg/kg pro zeminu a 20 mg/l pro podzemní vodu. Nebezpečnost kadmia pro člověka je dána zejména jeho schopností kumulovat se v játrech. Kadmium se v zeminách a podzemních vodách vyskytuje v oxidačním stavu Cd2+. Nerozpuštěné (nebo sorbované) formy kadmia jeví ochotu přecházet do roztoku již na rozhraní neutrální a mírně kyselé oblasti, čímž se kadmium výrazně odlišuje například od chromu nebo mědi. Chování kadmia je velmi podobné chování zinku.