Оцінка забруднення ґрунтів міських територій під впливом антропогенного навантаження

Мурашко, Аліна Юріївна
Please use this identifier to cite or link to this item: https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/9666
Full metadata record
DC Field	Value	Language
dc.contributor.advisor	Єгорова, Оксана В'ячеславівна	-
dc.contributor.author	Мурашко, Аліна Юріївна	-
dc.date.accessioned	2026-06-18T03:40:38Z	-
dc.date.available	2026-06-18T03:40:38Z	-
dc.date.issued	2026	-
dc.identifier.uri	https://er.chdtu.edu.ua/handle/ChSTU/9666	-
dc.description.abstract	Мурашко А.Ю. Оцінка забруднення ґрунтів міських територій під впливом антропогенного навантаження. Кваліфікаційна робота бакалавра: 82 с., 17 рисунків, 17 таблиць, 17 джерел, мультимедійна презентація. Мета роботи полягає у здійсненні всебічного аналізу та об'єктивної оцінки рівня контамінації міських ґрунтів в умовах багатофакторного антропогенного тиску з метою обґрунтування превентивних та корекційних заходів для зменшення екологічних загроз. Об’єктом дослідження є урбоземи міста Черкаси. Предметом дослідження є концентрація антропогенних контамінантів та їхній вплив на екологічну стійкість міських біотопів. У роботі комплексно розглянуто особливості функціонування ґрунтів у міських екосистемах та вплив антропогенного навантаження на їх екологічний стан. Особливу увагу приділено джерелам забруднення міських ґрунтів, змінам їх фізико-хімічних властивостей, наслідкам антропогенного впливу для екосистем і здоров’я населення, а також впливу військових дій на стан ґрунтового покриву. Висвітлено значення ґрунтів як важливого компонента міського середовища, що забезпечує підтримання екологічної рівноваги, кругообіг речовин, фільтрацію забруднювачів та створення сприятливих умов для функціонування урбоекосистем.	uk_UA
dc.language.iso	uk	uk_UA
dc.subject	МІСЬКІ ҐРУНТИ	uk_UA
dc.subject	БУФЕРНІСТЬ ҐРУНТУ	uk_UA
dc.subject	АНТРОПОГЕННЕ НАВАНТАЖЕННЯ	uk_UA
dc.subject	ЗАБРУДНЕННЯ	uk_UA
dc.subject	КИСЛОТНІСТЬ ҐРУНТУ	uk_UA
dc.title	Оцінка забруднення ґрунтів міських територій під впливом антропогенного навантаження	uk_UA
dc.type	Bachelor Thesis	uk_UA
Appears in Collections:	101 Екологія (Екологія, охорона навколишнього середовища та збалансоване природо-користування)
Files in This Item:
File	Description	Size	Format
Мурашко А._ПЗ.pdf Restricted Access		2.58 MB	Adobe PDF	View/Open Request a copy
Show simple item record
Extracted text
 
 
МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ 
ЧЕРКАСЬКИЙ ДЕРЖАВНИЙ ТЕХНОЛОГІЧНИЙ УНІВЕРСИТЕТ 
 
 
Факультет технологій, будівництва та раціонального природокористування 
 
Кафедра екології та природоохоронних технологій 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
ПОЯСНЮВАЛЬНА ЗАПИСКА 
 
до кваліфікаційної роботи бакалавра 
 
на тему ОЦІНКА ЗАБРУДНЕННЯ ҐРУНТІВ МІСЬКИХ ТЕРИТОРІЙ ПІД 
ВПЛИВОМ АНТРОПОГЕННОГО НАВАНТАЖЕННЯ 
 
Виконала: студентка 4 курсу, групи ЕК-20 
спеціальності 101 «Екологія» 
(шифр і назва спеціальності) 
Мурашко А.Ю.__________________________ 
 (прізвище та ініціали) 
Керівник _Єгорова О.В.         _____________ 
                 (прізвище та ініціали) 
Нормоконтроль Хоменко О.М.____________ 
                 (прізвище та ініціали) 
Рецензент Колісник К.С._________________ 
                     (прізвище та ініціали) 
 
 
 
 
 
 
 
 
Черкаси – 2026 рік 
2 
 
ЗМІСТ 
Вступ……………………………………………………………………………… 3 
1 Аналітичний огляд літератури……………………………………………. 5 
 1.1 Поняття та функції ґрунтів у міських екосистемах……………….. 5 
 1.2 Основні джерела антропогенного навантаження в містах………… 19 
 1.3 Нормативно-правове регулювання якості міських ґрунтів………... 28 
 1.4 1.4 Вплив забруднення на екосистеми та здоров’я людини…………. 31 
 1.5 1.5 Вплив військових дій на стан ґрунтового покриву…………….. 35 
2 Оцінка забруднення ґрунтів міських територій під впливом  
антропогенного навантаженн……………………………………………... 41 
 2.1 Характеристика території дослідження Черкаського району……..  41 
 2.2 Характеристика модельних ділянок………………………………… 47 
 2.3 Методи і методики проведення польових і лабораторних  
досліджень ґрунтів…………………………………………………... 50 
 2.4 Аналіз результатів дослідження…………………………………….. 50 
  2.4.1 Визначення обмінної кислотності ґрунтів……………………. 50 
  2.4.2 Визначення гідролітичної кислотності ґрунту………………. 52 
  2.4.3 Визначення суми поглинутих основ………………………….. 54 
  2.4.4 Визначення буферності ґрунтів……………………………….. 57 
Висновки…………………………………………………………………………. 75 
Перелік посилань………………………………………………………………… 77 
Додатки…………………………………………………………………………… 79 
Додаток А. Апробація результатів роботи……………………………………... 80 
 
 
 
3 
 
ВСТУП 
 
Ґрунт як фундаментальний компонент біосфери відіграє ключову роль у 
глобальних біогеохімічних циклах, функціонуючи як природний бар’єр та 
акумулятор забруднюючих речовин. Зростання інтенсивності урбанізаційних 
процесів та розширення промислового сектору (особливо хімічної індустрії в 
Черкасах) призводить до значної техногенної модифікації міських ґрунтів. 
Концентрація важких металів та інших токсичних елементів у ґрунтах спричиняє 
деградацію урбоекосистем і становить безпосередню загрозу для суспільного 
здоров'я через харчові ланцюги. 
Актуальність теми та її наукова новизна посилюються необхідністю 
дослідження нових чинників – військово-техногенного впливу, який формує 
унікальний спектр контамінантів (як-от продукти вибухових речовин, залишкові 
нафтопродукти, важкі метали військового походження). Систематичний 
моніторинг та всебічний аналіз процесів міграції зазначених речовин є критично 
важливими для формування ефективних стратегій відновлення екологічного 
стану урбанізованих територій, що й визначило предмет цього дослідження. 
Мета роботи полягає у здійсненні всебічного аналізу та об'єктивної оцінки 
рівня контамінації міських ґрунтів в умовах багатофакторного антропогенного 
тиску з метою обґрунтування превентивних та корекційних заходів для 
зменшення екологічних загроз. 
Для досягнення поставленої мети визначено наступні завдання: 
− провести аналітичний огляд наукової літератури, що стосується функціональних 
особливостей та поточного стану ґрунтів в урбанізованих екосистемах; 
− дослідити чинні нормативно-правові акти та актуальні критерії оцінки 
екологічної якості міських ґрунтів в Україні; 
− проаналізувати ключові чинники антропогенного впливу (промислові 
підприємства, транспортні системи, наслідки військових дій) на територію 
об'єкта дослідження; 
4 
 
− оцінити процеси акумуляції та динаміки міграції пріоритетних контамінантів 
(передусім важких металів) у системі «ґрунт — рослинність»; 
− здійснити розрахункову оцінку рівнів забруднення та сформулювати 
рекомендації щодо оптимізації екологічного моніторингу на зазначених 
територіях. 
Об’єктом дослідження є урбоземи міста Черкаси. 
Предметом дослідження є концентрація антропогенних контамінантів та 
їхній вплив на екологічну стійкість міських біотопів. 
Методи дослідження. У роботі було використано комплекс наукових 
методів: системний аналіз літературних джерел, методи математичної статистики 
для обробки емпіричних даних, порівняльно-географічний аналіз та метод 
розрахунку показників екологічної небезпеки забруднення. 
Наукова новизна отриманих результатів полягає у застосуванні 
інтегрованого підходу до оцінки стану ґрунтів м. Черкаси, що враховує поточні 
чинники військово-техногенного впливу. Це дозволяє поглибити розуміння 
динаміки акумуляції токсичних речовин у промислово-урбанізованих центрах та 
уточнити наявні концепції. 
            Практична цінність отриманих результатів. Надані дані та сформульовані 
рекомендації можуть бути застосовані установами екологічного моніторингу та 
природоохоронного управління для підвищення ефективності екологічних 
заходів, здійснення раціонального зонування міських територій та впровадження 
фіторемедіаційних технологій на ділянках з критичним рівнем забруднення. 
 
 
 
 
 
 
 
5 
 
1 АНАЛІТИЧНИЙ ОГЛЯД ЛІТЕРАТУРИ 
 
1.1 Поняття та функції ґрунтів у міських екосистемах 
 
Інтенсивний розвиток сучасних урбаністичних агломерацій та мегаполісів 
невід’ємно супроводжується формуванням обширних територій, що перебувають 
під значним антропогенним тиском. Площа цих зон відчутного людського впливу 
значно виходить за адміністративні та муніципальні межі самих міст, створюючи 
великі периферичні регіони впливу. Основними дестабілізуючими чинниками, що 
спричиняють порушення природної рівноваги та деградацію навколишнього 
середовища, є: 
1.Забруднення навколишнього середовища. 
2.Геодинамічні загрози – це активізація небезпечних природно-техногенних 
процесів, таких як розвиток карстових провалів і вирв, виникнення зсувів ґрунту та 
обвалів, а також системне підтоплення та затоплення значних територій, що 
спричиняє руйнування інфраструктури та загрожує безпеці населення. 
3.Вичерпання природних ресурсів[1]. 
Комплексний та взаємопідсилюючий вплив усіх цих негативних факторів 
призводить до незворотного порушення природної стійкості ландшафтів. Це 
спричиняє глибоку трансформацію первісних природних екосистем, 
перетворюючи їх на антропогенно змінені, часто штучні середовища, які 
характеризуються надзвичайно високим рівнем екологічної небезпеки та 
несприятливими умовами для існування біорізноманіття та людини[3]. 
З розвитком міст утворюється урбоекосистема – система, що поєднує 
природу та місто. Вона складається з невеликих частин природних екосистем, 
оточених будівлями, промисловими зонами, дорогами тощо[11]. Ця екосистема 
вирізняється тим, що нові види систем створюються штучно, внаслідок 
погіршення, знищення або заміщення природних. Порушення природних циклів у 
міській системі, спричинені діяльністю людини, залежать від того, хто і як 
6 
 
втручається, від рівня навантаження та від початкового стану довкілля. Це може 
мати різноманітні наслідки, зокрема й негативні[2]. 
Ці системи демонструють значно обмежену рекреаційну значущість 
порівняно з первозданними природними ландшафтами, такими як ліси. Вони також 
відрізняються фундаментальними аспектами своєї структурної організації та 
функціональних особливостей, нерідко містячи підвищену концентрацію 
патогенних мікроорганізмів, що становить потенційну загрозу[1]. 
Порушення природних екологічних циклів та динаміки екосистеми 
спричиняють низку серйозних викликів та негативних наслідків[10]: 
1. Насамперед, спостерігається суттєве погіршення умов існування 
людського населення, що проявляється у високій частоті різноманітних 
захворювань, зростанні кількості генетичних аномалій та появі раніше невідомих 
хвороб. 
2. Гостра нестача якісної питної води та дефіцит чистого атмосферного 
повітря. 
3. Істотна акумуляція шкідливих забруднювачів в організмі людини, а також 
їхнє поширення через складні харчові ланцюги[1]. 
В рамках сучасної ґрунтознавчої науки сформувалася нагальна необхідність 
ретельного вивчення поверхневих шарів урбанізованих територій, які зазвичай 
ідентифікуються як «міський ґрунт» або, у більш простому розумінні, як 
«ґрунт»[7]. 
Протягом останнього періоду пухкі покриви, що формуються в міському 
середовищі, аналізуються та інтерпретуються з двох принципово відмінних 
позицій: 
1. Згідно з першою точкою зору, міський ґрунт не відповідає класичному 
визначенню ґрунту в контексті традиційного ґрунтознавства. Його розглядають 
швидше як об'єкт дослідження для фахівців з інженерної геології. Класичні 
ґрунтознавці, у свою чергу, можуть вивчати ґрунти в міських умовах лише в межах 
лісопаркових зон та природних лісових масивів. 
7 
 
2. Натомість, друга позиція стверджує, що міський ґрунт все ж є ґрунтом, 
проте його аналіз не завжди може здійснюватися за допомогою звичайних 
ґрунтово-генетичних методик. Це пояснюється тим, що ключовим, домінуючим 
чинником його формування в населених пунктах, зокрема в містах, є значний 
антропогенний вплив[6]. 
У широкому розумінні, міський ґрунт може бути визначений як будь-який 
ґрунтовий покрив, що формується або функціонує в урбанізованому середовищі. У 
більш вузькій інтерпретації, це специфічні ґрунтові утворення, які виникли 
внаслідок цілеспрямованої або опосередкованої антропогенної діяльності в 
місті[7].  
          Саме діяльність людини є як першопричиною, так і неперервним фактором, 
що модифікує всі зміни в урбанізованому середовищі. Водночас, локальні природні 
умови місцевості та регіональні відмінності у формуванні ґрунту мають значний 
вплив на динаміку ґрунтоутворення та його інтенсивність у міських ґрунтах. 
Поняття «міські ґрунти» було вперше введено в науковий обіг Бокгеймом у 
1974 році. Він трактував його як специфічний ґрунтовий субстрат з антропогенно 
сформованим шаром несільськогосподарського походження, із значною 
товщиною, що перевищує 50 см. Цей шар утворився внаслідок інтенсивного 
перемішування, заповнення або суттєвого забруднення поверхневих пластів ґрунту 
на теренах урбанізованих та приміських регіонів[10]. 
Актуальне трактування описує міські ґрунти як ґрунтові утворення, 
трансформовані внаслідок антропогенного втручання, які характеризуються 
наявністю поверхневого горизонту, що має товщину понад 50 сантиметрів. Цей 
горизонт сформований через інтенсивне перемішування, насипання додаткових 
матеріалів, захоронення чи значне забруднення субстанціями урбаністичного 
походження, зокрема, будівельними матеріалами та побутовими відходами [10]. 
Ключові відмінні риси міських ґрунтів включають: 
1. Фундаментом їхньої структури є насипні, перемішані ґрунтові маси або так 
званий культурний шар[7]. 
8 
 
2. Верхні горизонти цих ґрунтів нерідко містять значні обсяги будівельного 
та побутового сміття[7]. 
3. Демонструють нейтральну або лужну реакцію pH, що характерно навіть 
для ділянок, розташованих у лісових або паркових зонах[6]. 
4. Вирізняються значним ступенем забруднення важкими металами та 
продуктами нафтового походження[6]. 
5. Характеризуються унікальними фізико-механічними властивостями, 
такими як обмежена водоутримуюча здатність, підвищена щільність і 
ущільненість, а також значна присутність камінців та щебеню[6]. 
6. Профіль міських ґрунтів демонструє тенденцію до зростання вгору, що є 
наслідком постійного надходження різноманітних антропогенних матеріалів та 
інтенсивного осідання атмосферного пилу, перенесеного вітром[7]  
Хоча деякі з перелічених характеристик можуть бути виявлені й у інших 
категоріях ґрунтового покриву (наприклад, у вулканічних чи алювіальних ґрунтах), 
справжня унікальність урбанізованих ґрунтів криється саме у специфічній 
комбінації цих властивостей, яка формує їхню неповторну ідентичність. 
Міські ґрунти, поміж іншого, характеризуються присутністю особливого 
діагностичного горизонту — шару, що отримав назву «урбік». Його найменування 
походить від латинського слова «urbanus», що перекладається як "міський", та 
підкреслює його винятковість саме для цієї категорії ґрунтів, слугуючи ключовим 
індикатором їхнього урбаністичного походження[11]. 
Горизонт «урбік» являє собою верхній органо-мінеральний горизонт, що має 
насипний та змішаний генезис. Він інкорпорує значні обсяги антропогенних 
включень (включаючи елементи будівельного та побутового сміття, а також 
індустріальні відходи) з концентрацією понад 5% від загального об'єму. Типова 
товщина цього горизонту, як правило, становить понад 5 сантиметрів[11,13]. 
Наростання об'єму та потужності даного ґрунтового шару зумовлено, 
передусім, акумуляцією аерозольних частинок та постійним осіданням пилу з 
атмосфери, а також інтенсивним антропогенним внесенням широкого спектра 
9 
 
різнорідних субстанцій. В рамках цього унікального профілю спостерігається 
виражена гетерогенність за структурно-механічними властивостями (текстурою), 
щільністю складання, концентрацією сторонніх домішок та фундаментальними 
хімічними показниками[12]. 
Реакція ґрунтового розчину (показник pH), як правило, демонструє значення, 
що лежать у лужній зоні спектра, здебільшого перевищуючи відмітку сім. 
Концентрація органічної речовини, зокрема гумусу, проявляє певну варіабельність, 
проте досить часто сягає значних показників (в межах 5–10 % від загальної маси); 
за своїм якісним складом гумус нерідко характеризується як гуматний тип, що 
виявляється у переважанні високомолекулярних фракцій гумінових кислот. 
 
Таблиця 1.1 – Характеристика горизонту «урбік» 
Показник Характеристика горизонту «урбік» 
Формується у містах і населених пунктах протягом століть; 
Розташування та 
може створюватися штучно при облаштуванні газонів або 
вік 
скверів 
Материнський Культурний шар, насипні або змішані ґрунтові маси, 
матеріал фрагменти природних ґрунтів 
Колір Різноманітні відтінки темно-коричневих тонів 
Переважно рихлий, шаруватий; верхній шар може бути 
Консистенція 
ущільнений через рекреаційне навантаження 
Гранулометричний 
Легкий або полегшений тип через наявність включень 
склад 
Структура Слабо виражена 
Каменистість Наявна через будівельне та побутове сміття 
 
Факт існування та розвиток специфічного горизонту «урбік», слугує 
визначальною ознакою, що відрізняє антропогенно-перетворені міські ґрунтові 
системи від їхніх природних аналогів[11]. Компонентний склад, що є основою для 
10 
 
формування даного горизонту «урбік», знаходить своє більш розгорнуте 
відображення у візуалізованій структурі, наведеній у схемі (1.1). 
 
 
Рисунок 1.1 – Склад горизонту урбік 
 
Еволюція урбаністичних екосистем, на відміну від їхніх природних аналогів, 
фундаментально зумовлена переважно антропогенним впливом, а не спонтанними 
природними процесами. Зведення масштабних міських центрів та пов'язана з ним 
діяльність людини призводять до суттєвої трансформації навколишнього ландшафту 
та, зокрема, модифікації первинного клімату, який фахівці часто позначають терміном 
«міський клімат»[15]. 
Упродовж тривалих історичних періодів інтенсивна господарська та 
містобудівна діяльність людства радикально переформовує початковий природний 
ландшафт та його топографію [15]. 
У межах міських територій основою для формування ґрунтового покриву 
виступають різноманітні субстрати: від аборигенних (корінних) природних порід до 
антропогенно змінених культурних шарів, а також штучно створених насипних та 
11 
 
намивних ґрунтових масивів. Таким чином, урбаністичні ґрунти можуть утворюватися 
як безпосередньо на природних ґрунтах різноманітного генезису (феномен, що можна 
позначити як «ґрунт на ґрунті»), так і на природних або штучно насипаних чи намитих 
основах (що відповідає концепції «ґрунт на підґрунті»)[11]. 
Флора урбаністичних ландшафтів представлена як автохтонними (корінними) 
видами, так і численними алохтонними (інтродукованими, тобто завезеними з інших 
регіонів). Вона характеризується значним флористичним розмаїттям та високою 
неоднорідністю своєї композиції. Спостерігається чітка закономірність: видове 
різноманіття скорочується від периферії до центральної частини міської агломерації. 
Для комплексного опису та аналізу міської рослинності фахівці застосовують 
спеціальний термін – «урбофітоценоз»[3]. 
Протягом активного періоду вегетації зелені насадження демонструють 
вражаючу здатність до очищення повітря, поглинаючи до 42% атмосферного пилу. 
Навіть у безлистий період цей показник залишається суттєвим – 37%. Серед рослин, 
що мають найкращі пилозахисні властивості, виділяються бузок та в'яз[3]. Конкретні 
приклади свідчать про високу ефективність: діброва може адсорбувати до 56 тонн 
пилу на гектар, а ялиновий ліс – до 32 тонн на ту ж площу. Крім пилу, зелені 
насадження активно сприяють очищенню повітря від небезпечних важких металів. 
Зокрема, тополя та клен є лідерами за поглинанням свинцю, а липа та клен ефективно 
абсорбують сполуки сірки. Кронова частина хвойних насаджень, завдяки своїй 
унікальній структурі, виступає як природний адсорбент для цілого ряду токсичних 
елементів, включаючи свинець, цинк, кобальт, хром, мідь, титан та молібден. 
Визначальними чинниками у формуванні та еволюції міських ґрунтів 
виступають структура та специфіка землекористування[15]. Функціональне 
призначення конкретних земельних ділянок, будь то щільна житлова забудова, 
інтенсивна промислова зона чи рекреаційний лісопарк, відіграє ключову роль у їхній 
трансформації. 
У межах будь-якої великої міської агломерації традиційно виділяють кілька 
основних категорій земель: 
12 
 
1. Території, відведені під міську забудову (житлові квартали, адміністративні 
будівлі, торговельні центри тощо). 
2. Землі спеціального призначення або загального користування, що включають 
об'єкти інфраструктури (наприклад, промислові підприємства, фабрики, енергетичні 
об'єкти, транспортні вузли, такі як аеропорти). 
3. Ділянки, призначені для природоохоронних цілей та організації рекреаційного 
дозвілля населення (парки, сквери, заповідні зони). 
4. Аграрні території, що можуть використовуватися для сільськогосподарського 
виробництва, наукових досліджень, вирощування флори та фауни. 
5. Резервні фонди земель, що включають невикористовувані площі, території 
для розміщення відходів, а також місця потенційного видобутку природних ресурсів. 
Урбаністичні поверхні поділяються на дві фундаментальні категорії: відкриті 
простори з наявністю зелених насаджень та щільно забудовані або повністю покриті 
штучним покриттям ділянки. 
Серед ґрунтів, що формуються у першому типі поверхонь (відкритих та 
озеленених територіях), виділяють наступні групи: автентичні природні ґрунти (що 
залишилися незмінними або мінімально порушеними), природно-антропогенні (ті, що 
зазнали часткових модифікацій під впливом людської діяльності) та повністю 
антропогенні (які були глибоко перетворені або повністю штучно створені 
людиною) [8,11]. Варто зазначити, що на міській поверхні також поширені 
різноманітні поверхневі утворення, які не можуть бути віднесені до категорії власне 
ґрунтів. До них належать штучно насипані шари, перемішані субстрати, намивні 
відкладення та різні техногенні матеріали, що є продуктом людської інженерної 
діяльності. 
Для ділянок, покритих твердим покриттям, як-от бруківка або асфальт (що 
відносяться до другого типу міських територій), властиве утворення унікальної 
категорії ґрунтових утворень [12,16]. Ці ґрунти розвиваються безпосередньо під 
штучними дорожніми покриттями, що суттєво обмежує природні процеси 
ґрунтоутворення. Їх називають екраноземами та запечатаними ґрунтами. 
13 
 
Первісні, природні ґрунтові комплекси, що не зазнали значних антропогенних 
трансформацій, головним чином зберігаються та виявляються у відносно незайманих 
зелених масивах міст, зокрема у лісових та лісопаркових ділянках, де вплив людини 
мінімальний або контрольований. 
Ґрунти природного походження, що були піддані помірним, переважно 
поверхневим, антропогенним модифікаціям, отримали назву урбо-ґрунтів. Вони 
характеризуються наявністю урбікового горизонту – шару, що сформувався під 
впливом людської діяльності – товщиною не менше 50 см [11,13]. При цьому середні 
та нижні шари цих ґрунтів здебільшого зберігають свою первинну морфологію та 
властивості. Незважаючи на зміни, вони продовжують використовувати свою 
традиційну класифікаційну назву, доповнену префіксом «урбо-», наприклад, урбо-
дерново-підзолисті ґрунти. 
 
 
Рисунок 1.2 –  Шари урбоземів 
 
14 
 
Ґрунти, які зазнали кардинальних та значних змін, що торкнулися всього їхнього 
профілю внаслідок інтенсивної людської діяльності, утворюють окрему категорію 
специфічних, повноцінних міських ґрунтів, відомих як урбаноземи[11,12]. Для них 
обов’язковим є наявність урбікового горизонту, товщина якого перевищує 50 см, що 
свідчить про глибоку антропогенну трансформацію. 
Урбаноземи, у свою чергу, класифікуються за трьома основними підгрупами, що 
відображають різні механізми їхнього формування та зміни: 
Механічно трансформовані ґрунти. Ця категорія охоплює ґрунти, у яких 
відбулася істотна фізична та механічна трансформація структури ґрунтового профілю 
внаслідок антропогенного втручання. 
Культуроземи (агроурбаноземи). Це специфічні міські ґрунти, що формуються 
внаслідок багаторічної сільськогосподарської діяльності або інтенсивного 
облагородження ділянок[13]. Вони є типовими для фруктових і ботанічних садів, а 
також для давніх городів. Їхньою ключовою ознакою є надзвичайно потужний 
гумусовий горизонт, товщина якого часто перевищує 50 см, що свідчить про високу 
родючість та інтенсивне органічне збагачення. 
Некроземи. Ці ґрунти формують специфічний комплекс, властивий територіям 
міських цвинтарів [8,13] .  
Вони відзначаються надзвичайно глибоким перемішуванням профілю, що може 
перевищувати 200 см, внаслідок численних поховань та будівельних робіт. Серед їхніх 
унікальних характеристик – присутність різноманітних антропогенних включень у 
нижніх шарах профілю, а також локальне механічне перемішування ґрунту, що часто 
спостерігається поруч із відносно незайманими фрагментами. Для таких ділянок 
характерна розвинена інфраструктура: наявність замощених або асфальтованих 
доріжок, чітке планування території з розбивкою на квартали, а також облаштування 
інженерних мереж для освітлення та зливової каналізації. Тут активно відбувається 
будівництво та встановлення монументальних споруд, поховальних склепів та 
меморіальних ансамблів. Рослинний покрив цих територій представлений як 
аборигенними, так і численними інтродукованими видами, серед яких переважають 
15 
 
вічнозелені та декоративні рослини. Заходи з благоустрою та рекультивації включають 
внесення торфово-компостних сумішей та створення декоративних клумб з 
багаторічними та однорічними видами. Варто зазначити, що цвинтарі в малих містах, 
селищах та селах зазвичай характеризуються більш простою організацією та частою 
відсутністю розвинених інженерних комунікацій. 
2. Хімічно трансформовані ґрунти. До цієї групи належать ґрунти, в яких 
відбулися глибокі хімічні трансформації їхніх властивостей та внутрішньої структури. 
Ці зміни викликані інтенсивним антропогенним хімічним забрудненням, що 
надходить як через атмосферні викиди, так і через інфільтрацію забруднених рідин. 
Індустріальні ґрунти.-це ґрунти, які розташовані в індустріально-промислових 
та комунальних зонах міст. Вони відзначаються високим рівнем забруднення 
внаслідок різноманітної людської діяльності, зокрема викидів та скидів виробничих 
об’єктів. До їхнього складу часто входять особливо токсичні важкі метали, органічні 
полютанти та інші небезпечні хімічні сполуки[8,14]. 
Нафтопросякнуті ґрунти (нафтоґрунти). Ця категорія включає ґрунти, що 
формуються в зонах, де внаслідок інцидентів на транспортних магістралях, 
несправностей обладнання або інших промислових об’єктів систематично надходять 
нафтопродукти та їхні фракції[8]. Ці ґрунти характеризуються наявністю на поверхні 
або повним просоченням усього їхнього профілю токсичними органічними паливно-
мастильними матеріалами, що кардинально змінює їхні фізичні, хімічні та біологічні 
властивості. У деяких випадках їх також позначають терміном нафтоґрунти. 
3. Ґрунтоподібні утворення (Техноґрунти). Ця група охоплює повністю штучні 
або значно модифіковані утворення, які часто називають «техноґрунтами»[8,13]. Вони 
відрізняються за своїм якісним складом, потужністю та властивостями штучно 
насипаного органічного шару, а також за структурою та характеристиками 
підстилаючих насипних порід, які можуть бути одношаровими або багатошаровими. 
Ці утворення, у свою чергу, поділяються на: 
Реплантоґрунти. Це ґрунти, що характеризуються наявністю відносно тонкого 
гумусованого шару, або шару торфо-компостної суміші, чи інших органо-мінеральних 
16 
 
субстратів. Ці матеріали були штучно розміщені поверх відновленої або 
рекультивованої поверхні (наприклад, після будівельних робіт або на місці порушених 
земель). Вони активно формуються в зонах міської забудови, промислових ділянках, а 
також на новостворених газонах та ландшафтних об’єктах, де метою є швидке 
відновлення рослинного покриву. 
Рисунок 1.3 – Типи морфологічних профілів міських грунтів 
 
Конструкт ґрунти. Це спеціально спроектовані та штучно створені ґрунтові 
системи або основи, профіль яких імітує структуру та функції природних ґрунтів. Їхня 
17 
 
особливість полягає в багатошаровості: вони формуються з декількох шарів різних 
матеріалів (ґрунтів, субстратів), що відрізняються зерновим складом, генезисом та 
родючістю, включаючи спеціально підготовлений родючий насипний шар, 
призначений для підтримки рослинності шару. 
Крім цих ґрунт подібних утворень у містах також поширені ділянки з 
природними ґрунтами без гумусу, а також з ґрунтами, оголеними внаслідок людської 
діяльності, та території міських сміттєзвалищ. 
    Техногенні ґрунти промислового та міського походження представлені 
інертними (неактивними) та токсичними (отруйними) відходами промислового 
виробництва (такими як шлаки, попіл, мулисті відкладення, перепалена цегла) і 
твердими побутовими відходами з міських звалищ. 
У сучасному міському середовищі до 70–90% площі вкрито штучними 
покриттями (асфальт, бетон, інші дорожні матеріали) та будівлями[12.16]. Під цими 
покриттями можуть бути приховані різноманітні ґрунти та ґрунтоподібні утворення. 
Приховані (запечатані) ґрунти та підґрунтя є невід’ємною частиною міста. 
Зокрема, ґрунти, що опинилися під дорожніми покриттями з асфальту та бетону, 
називаються екраноземами або запечатаними ґрунтами (sealed soils). Ці ґрунти 
зазнають значного ущільнення, в них порушується водний, тепловий та газовий 
баланс, а також змінюється склад мікроорганізмів на анаеробний тип. 
Під час будівництва доріг часто відбувається зняття ґрунтового шару аж до 
підґрунтя, з подальшим укладанням нових будівельних матеріалів і дорожнього 
полотна. У такій ситуації виокремлюється категорія «запечатаних підґрунть». 
Ґрунти урбанізованих територій відіграють широкий спектр суттєвих 
екологічних функцій[11,14]. 
Серед основних функціональних аспектів міських ґрунтів виділяють: 
1. Підтримання біологічної продуктивності та забезпечення оптимальних умов 
для росту і розвитку вегетативного покриву; 
2. Висока сорбційна ємність щодо іммобілізації різноманітних антропогенних 
контамінантів у своєму профілі; 
18 
 
3. Здатність до ретенції та запобігання інфільтрації шкідливих речовин у 
ґрунтові та підґрунтові водоносні горизонти; 
4. Обмеження розсіювання дрібнодисперсних (мулувато-пилуватих) фракцій у 
приземні шари міської атмосфери. 
В урбанізованих ареалах актуальною проблемою є широке поширення 
перезволоження та активізація глейових процесів у ґрунтовому покриві. Переважна 
більшість (близько 90%) ґрунтів міських територій України піддається впливу цих 
негативних деградаційних явищ[8]. 
Ґрунти відіграють ключову роль у формуванні якості міського середовища та 
умов життєдіяльності людини, виконуючи важливі санітарно-гігієнічні та 
рекреаційні функції. Ґрунтовий покрив функціонує як ефективний природний 
біофільтр, сприяючи дезактивації патогенних мікроорганізмів та забезпечуючи 
деструкцію органічних решток і продуктів метаболізму біоти. 
Значна частина міських територій перебуває під впливом деструктивних 
процесів, що негативно позначаються на екологічному стані та функціональності 
ґрунтового покриву[8,14]. До основних деградаційних процесів належать: 
Механічні та містобудівні чинники: 
1. Збільшення рівня герметизації ґрунтового покриву та скорочення площ 
зелених насаджень. 
2. Порушення природної структури ґрунтового профілю шляхом його 
засипання або знищення (декапітація) разом з підґрунтям. 
3. Засмічення поверхні ґрунтового покриву. 
Фізичні деградаційні процеси: 
1.  Ерозійні процеси (водна та вітрова). 
2.  Дисбаланс водного режиму (перезволоження та переосушення). 
3.  Ущільнення кореневогоризонту. 
4.  Зміни температурного режиму ґрунту (нагрівання, термічне забруднення, 
глибоке промерзання). 
Біологічні деструктивні процеси: 
19 
 
1.  Деградація та порушення органічного профілю ґрунту. 
2.  Зниження біорізноманіття ґрунтових біонтів, зміни у складі, чисельності 
та структурі мікробіоценозу, а також інфікування патогенними мікроорганізмами. 
Хімічні деградаційні процеси: 
1.  Надходження контамінантів до урбоекосистеми. 
2.  Дисбаланс кислотно-лужних властивостей ґрунтів. 
Окрім згаданих деструктивних екологічних процесів, у великих 
урбанізованих середовищах спостерігаються термічні та електромагнітні аномалії, 
зокрема електромагнітний смог, індуковані струми, термічне перегрівання, 
надмірне зволоження та процес засолення. 
В умовах техногенно трансформованих геохімічних полів, що формуються у 
верхніх шарах літосфери, зокрема в ґрунтовому покриві, прискорюється процес 
мутаційних трансформацій мікроорганізмів, які становлять небезпеку для 
людського організму. За даними Всесвітньої організації охорони здоров’я (ВООЗ), 
протягом останніх трьох десятиліть було ідентифіковано близько двадцяти нових 
вірусних інфекційних захворювань. 
Деструктивні антропогенні впливи на ґрунтовий покрив провокують 
глибинні зміни, аж до деградації цілісних природних комплексів, що, в кінцевому 
підсумку, генерує значні загрози для здоров’я та життєдіяльності міського 
населення. 
 
1.2 Основні джерела антропогенного навантаження в містах 
 
Антропогенне забруднення міських ґрунтів (урбоземів) — це результат 
накопичення токсичних речовин, що потрапляють у ґрунт внаслідок господарської 
діяльності людини. В урбоекології ці джерела класифікують за способом їхнього 
впливу на екосистему[3] 
Основними джерелами антропогенного  забруднення міських ґрунтів є:  
1.Транспорт. 
20 
 
2. Промислові підприємства(важкі метали). 
3. Житлово-комунальне господарство(будівельні матеріали, полімери, скло ). 
4. Техноенергетика 
5. Радіаційне забруднення . 
Сфера транспорту та дорожнього господарства виступає одним з ключових 
факторів негативного впливу на довкілля. Окрім безпосереднього забруднення 
атмосфери, транспортна інфраструктура є головним джерелом акустичного 
забруднення у містах, а також сприяє термічному впливу на навколишнє 
середовище [17]. 
Автомобільний транспорт відіграє значну роль у забрудненні природного 
середовища. Левова частка забруднюючих речовин в атмосферу вивільняється 
внаслідок роботи силових агрегатів, які функціонують на вуглеводневому паливі, 
такому як бензин, дизельне паливо, мазут, вугілля, природний газ та інші види. 
Масштаби емісій прямо пропорційні об'єму спожитого палива та ефективності 
процесу його згоряння. Ключовими винуватцями забруднення повітря виступають 
транспортні засоби, оснащені двигунами внутрішнього згоряння (ДВЗ). Наразі 
внесок газотурбінних та ракетних двигунів у загальний обсяг забруднень 
атмосферного повітря є відносно невеликим, оскільки їхнє застосування у міських 
агломераціях та промислових центрах істотно обмежене [18]. 
Особливості впливу пересувних джерел забруднення, зокрема автомобілів та 
залізничного транспорту, на атмосферу полягають у наступному: 
− вони охоплюють значні території, поширюючи забруднювачі; 
− розташовуються в безпосередній близькості до житлових зон та місць 
скупчення людей; 
− мають вищий рівень токсичності порівняно зі стаціонарними 
джерелами; 
− існує технічна складність ефективного зниження токсичності 
відпрацьованих газів двигунів; 
− концентрація шкідливих речовин відбувається у приземному шарі, 
21 
 
тобто безпосередньо у зоні дихання людини. 
При згорянні палива різного типу в двигунах виділяються відносно безпечні 
діоксид вуглецю (CO2) та водяна пара (H2O). Проте, окрім цих компонентів, в 
атмосферу також надходить цілий спектр шкідливих речовин, а саме: монооксид 
вуглецю (чадний газ), оксиди сірки та азоту, небезпечні сполуки свинцю, 
дрібнодисперсна сажа, різноманітні вуглеводні (серед яких особливо виділяється 
канцерогенний бензопірен – C20H12), а також незгорілі частки палива та інші 
домішки [19]. 
При спалюванні кожного кілограма бензину на середніх швидкостях та 
навантаженнях утворюється близько 300-310 грамів токсичних компонентів, серед 
яких: 225 г монооксиду вуглецю, 55 г сполук азоту, 20 г вуглеводневих сполук, 1,5-
2,02 г оксидів сірки, 0,8-1,0 г альдегідних сполук, 1-1,5 г вуглецевої сажі та інші. 
Аналогічно, згоряння одного кілограма дизельного палива призводить до 
вивільнення майже 80-100 грамів токсичних компонентів, включаючи: 20-30 г 
монооксиду вуглецю, 20-40 г вуглеводнів, 10-30 г оксидів сірки, 0,8-1,0 г 
альдегідних сполук, 3-5 г вуглецевої сажі та інших шкідливих домішок [20]. 
Загалом, вихлопні гази від спалювання палива у двигунах внутрішнього 
згоряння – це складна суміш, що налічує понад 200 найменувань різноманітних 
шкідливих сполук, включаючи потужні канцерогени. Окрім газів, до загального 
забруднення долучаються також продукти зносу: частинки нафтопродуктів, 
мікрочастинки стертих автомобільних шин та гальмівних колодок. Не варто 
забувати й про пилові та сипкі вантажі, а також хлориди, що застосовуються для 
обробки доріг у зимовий період. Всі ці елементи істотно забруднюють придорожні 
території та прилеглі водні об'єкти. 
Сучасний автомобільний транспорт залишається домінуючим джерелом 
забруднення атмосферного повітря, особливо у великих міських агломераціях. 
Шкідливі компоненти, що утворюються під час експлуатації автомобілів, 
потрапляють у повітря та згодом осідають на ґрунті. Цей процес відбувається через 
вихлопні гази, випаровування з паливних систем, а також під час процедури 
22 
 
заправки транспортного засобу паливом. На інтенсивність викидів оксидів вуглецю 
(як вуглекислого газу, так і чадного) значною мірою впливають такі фактори, як 
топографія дорожнього покриття, а також обраний режим та швидкість 
пересування автомобіля. До прикладу, динамічний стиль водіння, що включає часті 
прискорення та різкі гальмування, може призвести до збільшення концентрації 
оксидів вуглецю у вихлопних газах до восьми разів. Оптимальним для мінімізації 
викидів оксидів вуглецю вважається рух автомобіля з постійною, рівномірною 
швидкістю близько 60 км/год [21, 22]. 
Отже, концентрація шкідливих компонентів у відпрацьованих газах є 
функцією багатьох чинників: вона визначається режимом експлуатації 
транспортного засобу, особливостями рельєфу місцевості, а також технічним 
станом самого автомобіля та іншими параметрами. 
Відпрацьовані гази схильні до накопичення у приземних шарах атмосфери, 
що означає безпосереднє перебування шкідливих речовин у зоні дихання людини. 
Саме тому автомобільний транспорт слід розглядати як одне з найбільш 
небезпечних джерел забруднення повітря, особливо у безпосередній близькості до 
великих автомагістралей. 
Забруднення ґрунтового покриву транспортними та дорожніми викидами 
відбувається поступово. Його інтенсивність прямо залежить від обсягу 
автомобільного трафіку, що пролягає через певну ділянку шляху, дорогу чи 
магістраль. Ці забруднення мають довготривалий характер і можуть зберігатися 
навіть після повної ліквідації дорожнього полотна (наприклад, після закриття або 
демонтажу дороги, траси чи асфальтного покриття). Накопичені у ґрунтах хімічні 
елементи, зокрема важкі метали, поглинаються рослинами. Таким чином, вони 
інтегруються у харчові ланцюги, переходячи в організми тварин, а згодом і 
людини. Окрім того, частина цих речовин розчиняється у ґрунтових водах, 
мігруючи до річок та інших водойм, звідки через питну воду вони потенційно 
можуть потрапити до організму людини [17]. 
Одним з найпоширеніших та найбільш токсичних елементів серед 
23 
 
транспортних викидів є свинець. Згідно з санітарними нормативами, допустимий 
вміст свинцю в ґрунті становить 32 мг/кг [18]. За оцінками екологів, на 
придорожніх ділянках уздовж траси Київ-Одеса в Україні концентрація свинцю на 
поверхні ґрунту вже сягає близько 1000 мг/кг. У міських умовах, де інтенсивність 
транспортного потоку значно вища, цей показник може бути перевищений у п'ять 
разів [19]. Переважна більшість рослин демонструє відносну стійкість до 
підвищеного вмісту важких металів у ґрунті; лише при концентрації свинцю, що 
перевищує 3000 мг/кг, починаються явні ознаки пригнічення рослинного покриву 
вздовж дорожніх магістралей. 
Дослідження латвійських науковців показали, що на глибині 5-10 
сантиметрів концентрація важких металів є суттєво нижчою, ніж на поверхні 
ґрунту. Максимальне накопичення викидів спостерігається на відстані 7-15 метрів 
від краю проїжджої частини. При віддаленні на 25 метрів концентрація 
зменшується приблизно вдвічі, а вже на відстані 100 метрів від дороги показники 
наближаються до фонових, нормативних значень. 
Безумовно, необхідно акцентувати увагу на розподілі шкідливих речовин, що 
виділяються автотранспортом. За даними досліджень [26], чверть від загального 
обсягу цих викидів залишається безпосередньо на проїжджій частині, тоді як 
значна більшість – три чверті – поширюється та осідає на навколишніх територіях, 
що прилягають до автомобільних шляхів. 
Щодо специфіки автомобільного парку в Україні, домінуючою є частка 
вантажних транспортних засобів, оснащених бензиновими двигунами, яка 
перевищує 85 %. Дизельні аналоги становлять близько 13 %, а газобалонні системи 
використовуються в менш ніж 1,5 % випадків. Особливу увагу слід приділити тому, 
що приблизно п'ята частина всіх автомобільних викидів концентрується 
безпосередньо у придорожній смузі. Це призводить до формування специфічних 
екологічних аномалій: приземні шари атмосферного повітря та ґрунти, розташовані 
вздовж транспортних магістралей, накопичують значні обсяги токсичних та 
канцерогенних сполук. Зокрема, найінтенсивніше накопичення важких металів 
24 
 
спостерігається у смузі шириною до 10 метрів від краю дороги. 
Забруднення рослинного покриву, що зростає поблизу транспортних шляхів, 
відбувається за двома основними механізмами [27]. По-перше, важкі метали 
проникають у ґрунт, звідки вони абсорбуються кореневою системою рослин. По-
друге, відбувається пряме осідання різноманітних забруднювачів – таких як 
аерозолі, дрібнодисперсні частки сажі та пилу – безпосередньо на зовнішні 
поверхні листя та стебел рослин. 
Не менш вагомим джерелом забруднення довкілля, особливо в умовах 
урбанізованих територій, є залізничний транспорт. Значна частина залізничних 
станцій та інфраструктури розташована безпосередньо у межах населених пунктів, 
що посилює негативний вплив. Емісії забруднювачів від залізничного транспорту 
виникають у низці випадків, зокрема, через експлуатацію тепловозів, що працюють 
на дизельному паливі. 
Щорічне водоспоживання залізничного транспорту України становить 
приблизно 170 мільйонів кубічних метрів. Близько половини цього обсягу (50%) 
спрямовується на господарсько-питні потреби, причому безповоротні втрати води 
перевищують 40%. У каналізаційні системи та природні водні об'єкти залізничні 
підприємства щорічно скидають понад 20 тисяч тон різноманітних забруднювачів, 
майже 50% з яких не проходять належної попередньої очистки. До основних 
забруднюючих компонентів належать відпрацьовані газові суміші тепловозів, 
нафтові деривати, фенольні сполуки, аерозолі та тверді побутові відходи [23]. 
Антропогенні катастрофи є значним фактором, що призводить до 
широкомасштабного забруднення ґрунтового шару, становлячи серйозну загрозу 
для екосистем. Окрім забруднення радіонуклідом Цезій-137, що сталося внаслідок 
випробувань ядерної зброї в період з 1950-х до 1970-х років, катастрофа на 
Чорнобильській атомній електростанції, що сталася в Україні (частині Центральної 
Європи) у 1986 році, посідає першочергове місце як основне джерело забруднення 
ґрунтів радіоактивними елементами. 
Беззаперечно, накопичення радіоактивних речовин слід чітко розрізняти від 
25 
 
забруднення, спричиненого промисловими викидами або складуванням 
промислових відходів, оскільки їхній характер та довгострокові наслідки 
кардинально відрізняються. У Чорнобилі, Україна, внаслідок критичної помилки в 
експлуатації реактора, відбулися два потужні вибухи, що спричинили масштабну 
пожежу. Хоча пожежа була ліквідована відносно швидко, протягом п'яти годин, це 
призвело до значного викиду в атмосферу діоксиду урану спільно з цілим спектром 
небезпечних радіонуклідів, таких як Цезій-137, Цезій-134, Йод-131, Йод-132 та 
Телур-140. 
Особливо помітною була величезна кількість викинутого Цезію-137, який 
має період напіврозпаду 30,1 року, що обумовлює його тривалу присутність у 
навколишньому середовищі. Радіоактивні матеріали були рознесені вітром на дуже 
значні відстані, охопивши та забруднивши величезні території по всій Європі. 
Серед країн, що отримали найбільшу кількість радіоактивних опадів, була, 
безумовно, Україна, особливо її зони відчуження, де була здійснена обов'язкова 
евакуація близько 114 000 осіб. Ці постраждалі регіони отримали рівні 
забруднення, що перевищували 40 кБк на квадратний метр, охопивши загальну 
площу від 38 000 до 60 000 квадратних кілометрів, що свідчить про 
безпрецедентний масштаб цієї екологічної катастрофи[28]. 
Основними антропогенними джерелами, що спричиняють надходження 
важких металів на земну поверхню, виступають промислові викиди, зокрема пилу 
та газоподібних речовин, від підприємств гірничорудної, металургійної та хімічної 
галузей. Забруднення ґрунтового покриву також нерозривно корелює з 
функціонуванням теплових електростанцій, інтенсивною експлуатацією 
автомобільного та залізничного транспорту, а також зрошенням сільгоспугідь 
забрудненими побутовими та промисловими стічними водами. Ступінь 
контамінації ґрунту та просторова протяжність розповсюдження важких металів 
обумовлюються масштабами діяльності підприємств-забруднювачів, якістю 
первинної сировини, застосовуваними технологіями виробництва та ефективністю 
роботи очисних споруд. 
26 
 
Важкі метали є одними з ключових забруднюючих речовин, що потребують 
обов'язкового моніторингу у всіх компонентах довкілля. Термін "важкі метали", 
який охоплює широку групу контамінантів, набув значного поширення в 
сучасному науковому та практичному дискурсі. Проте, у різних наукових та 
прикладних працях автори інтерпретують його значення неоднозначно, що 
призводить до суттєвих розбіжностей у переліку елементів, що відносяться до цієї 
категорії. Критеріями для класифікації слугують численні характеристики, такі як 
атомна маса, густина, ступінь токсичності, поширеність у природному середовищі, 
а також інтенсивність кругообігу в природних та техногенних циклах. В окремих 
випадках під визначення "важких металів" можуть підпадати елементи, що за 
своєю природою є дрібнодисперсними (наприклад, вісмут) або металоїдами 
(наприклад, миш'як). У дослідженнях, присвячених проблемам антропогенного 
забруднення навколишнього природного середовища та екологічному 
моніторингу, до групи важких металів зазвичай відносять понад 40 металів 
періодичної системи з атомною масою, що перевищує 50 атомних одиниць 
(зокрема, V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, Mo, Cd, Sn, Hg, Pb, Bi тощо). При цьому 
ключовими умовами для їх віднесення до важких металів є високий ступінь 
токсичності для живих організмів навіть у відносно низьких концентраціях, а також 
здатність до біоакумуляції та біомагніфікації. Варто зазначити, що практично всі 
метали, які підпадають під це визначення (за винятком свинцю, ртуті, кадмію та 
вісмуту, біологічна роль яких наразі достеменно не встановлена), активно беруть 
участь у життєво важливих біологічних процесах та є компонентами багатьох 
ферментів. За класифікацією Н. Реймерса, важкими вважаються метали з густиною 
понад 8 г/см³, до яких належать Pb, Cu, Zn, Ni, Cd, Co, Sb, Sn, Bi, Hg[32]. 
Важкі метали, потрапляючи в ґрунт у складі різноманітних хімічних сполук, 
здатні акумулюватися в ньому до значних концентрацій, що становить небезпеку 
для стабільного функціонування ґрунтової біоти. Хоча в мінімальних кількостях ці 
метали, як мікроелементи, необхідні для нормальної життєдіяльності 
мікроорганізмів, їх високі концентрації чинять деструктивний вплив на структуру 
27 
 
та функції природних екосистем, призводячи до зміни ґрунтового біоценозу та 
порушуючи його роль у підтриманні родючості ґрунту. Під впливом надмірних 
концентрацій важких металів відбувається деградація структури комплексу 
ґрунтових мікроорганізмів, пригнічення їх біохімічної активності та інгібування 
функціонування цілого ряду ферментів, таких як фосфатази, протеази, 
дегідрогенази, інвертази тощо[29,30]. 
Під час оцінки екотоксикологічного стану ґрунтів за вмістом важких металів 
слід враховувати, що на сьогодні проектно-розвідувальні станції хімізації 
сільського господарства України володіють даними лише щодо шести токсичних 
елементів – Zn, Cd, Pb, Cu, Cr, Hg. При цьому моніторинг включає визначення як 
рухомих їхніх форм у ґрунті, так і валового вмісту в рослинних зразках[31] табл.1.2 
 
Таблиця 1.2 – Максимально допустимий рівень вмісту важких металів у 
ґрунтах і рослинній продукції (за даними М.А. Захарова, 2002)  
Метал МДР рухомих форм МДР валового вмісту в рослинній 
у ґрунті, мг/кг продукції, мг/кг сухої речовини 
Цинк (Zn) ≤ 23 ≤ 10 
Кадмій (Cd) ≤ 0,7 ≤ 0,003 
Свинець (Pb) ≤ 2 ≤ 0,5 
Мідь (Cu) ≤ 3 ≤ 5 
Хром (Cr) ≤ 6 ≤ 0,3 
Ртуть (Hg) 0 ≤ 0,02 
 
Серед ключових джерел забруднення ґрунтового покриву варто виділити 
агрохімікати широкого спектру дії, що охоплюють мінеральні добрива, 
різноманітні пестицидні препарати та хімічні меліоранти. Їхній склад нерідко 
включає значні обсяги так званих баластних компонентів, серед яких особливо 
небезпечними є токсичні елементи та їхні сполуки. Зокрема, фосфорні добрива є 
відомими акумуляторами важких металів, таких як мідь, цинк, кадмій, свинець, 
28 
 
нікель та хром. На відміну від них, азотні та калійні добрива, хоча й можуть містити 
важкі метали, характеризуються меншим ступенем їхнього накопичення. 
До надзвичайно серйозних загроз для ґрунтових екосистем належить 
систематичне застосування в якості добрив осадів каналізаційних стоків, які, на 
жаль, часто містять підвищені концентрації важких металів. Джерела цього 
забруднення варіативні: так, промислові стоки шкіряних, годинникових та 
інструментальних виробництв вирізняються значним вмістом хрому; підприємства 
електронної галузі є основними джерелами кадмієвого забруднення; тоді як 
урбанізовані території з інтенсивним автомобільним рухом переважно сприяють 
поширенню свинцю [33]. 
 
1.3 Нормативно-правове регулювання якості міських ґрунтів 
 
Управління якістю ґрунтів у межах міських агломерацій України становить 
собою багатогранний комплекс нормативно-правових актів, що органічно інтегрує 
положення екологічного, земельного, санітарного та містобудівного 
законодавства. Унікальні особливості міського середовища, зумовлені 
інтенсивним антропогенним тиском (діяльність транспорту, комунального 
господарства, будівельної галузі), обґрунтовують необхідність застосування більш 
суворих екологічних стандартів та нормативів порівняно з тими, що діють для 
сільськогосподарських угідь. 
На фундаментальному загальнодержавному рівні першорядне значення має 
Земельний кодекс України [34]. Він класифікує міські ґрунти як «землі житлової та 
громадської забудови» (згідно зі статтею 27 [35]), підкреслюючи їх особливий 
статус. Додатково, Закон України «Про охорону земель» [36] через статті 35, 36 та 
45 чітко покладає на власників та користувачів земельних ділянок у межах міст 
прямий обов'язок запобігати будь-якому забрудненню, спричиненому стічними 
водами, різноманітними відходами (включно з полімерними матеріалами та склом) 
та шкідливими хімічними сполуками.  Важливим доповненням є Закон України 
29 
 
«Про охорону навколишнього природного середовища»[37] , що закріплює 
основоположний принцип «забруднювач платить» і гарантує екологічні права 
громадян на проживання у безпечному та сприятливому міському довкіллі. 
Враховуючи безпосередній та постійний контакт міських ґрунтів з 
населенням, ключову роль у регулюванні цієї сфери відіграє санітарно-гігієнічне 
нормування, за яке відповідає Міністерство охорони здоров'я України. 
Фундаментальним документом тут виступає «Державні санітарні правила і норми» 
(ДСанПіН) 2.2.7.029-99[38], який детально регламентує порядок поводження з 
різними видами відходів. Цей норматив класифікує відходи (зокрема будівельні 
матеріали та полімери) за їхніми класами небезпеки, що є критично важливим для 
запобігання забрудненню. Додатково встановлені жорсткі гігієнічні регламенти 
допустимого вмісту хімічних речовин у ґрунті (ГДК). Вони визначають гранично 
допустимі концентрації для таких небезпечних компонентів, як: 
− важкі метали (свинець, кадмій, марганець), основні джерела надходження 
яких – транспортні викиди та неконтрольовані звалища; 
− нафтопродукти, що є типовим забрудником від станцій технічного 
обслуговування та автостоянок; 
− бензапірен, який утворюється внаслідок роботи котелень та систем житлово-
комунального господарства. 
Якість ґрунтового покриву в міських умовах нерозривно пов'язана з 
процесами планування, забудови та подальшого благоустрою територій. 
ДБН Б.2.2-12:2019 «Планування та забудова територій»[39] є обов'язковим 
будівельним стандартом, який імперативно вимагає проведення комплексних 
інженерно-екологічних вишукувань ще на етапі підготовки до нового будівництва. 
У разі виявлення забруднення ґрунту (наприклад, залишками полімерів, 
нафтопродуктів або інших шкідливих речовин), забудовник несе зобов'язання щодо 
проведення рекультиваційних заходів або повної заміни забрудненого шару ґрунту. 
Закон України «Про благоустрій населених пунктів» [40] у статті 18 чітко 
забороняє несанкціоноване вивезення та вивантаження відходів, соломи, снігу, 
30 
 
піску та інших матеріалів у невідведених для цього місцях. Це положення має 
пряме відношення до запобігання забрудненню ґрунтів склом, будівельними 
матеріалами та іншими рештками під час проведення ремонтних робіт житлово-
комунального господарства. 
Прийняття нового Закону України «Про управління відходами» [41] у 2023 
році стало справжнім проривом у галузі міської екології, значно наближаючи 
вітчизняні норми до стандартів Європейського Союзу (зокрема, до Директиви 
2008/98/EC)[42]. Цей документ впроваджує: 
1. Ієрархію відходів, яка надає безумовний пріоритет вторинній переробці 
полімерів та скла, замість їх традиційного захоронення у межах міста. Це сприяє 
зменшенню навантаження на ґрунти. 
2. Обов’язкове сортування будівельних відходів. Тепер відходи, що 
утворюються внаслідок руйнації будівель (бетон, цегла, скло), підлягають 
обов'язковому роздільному збору. Це мінімізує потрапляння шкідливих домішок та 
інертних матеріалів у міські ґрунти, запобігаючи їхній деградації. 
В умовах повномасштабної війни, надзвичайної актуальності набула 
«Методика визначення розміру шкоди, завданої землі, ґрунтам внаслідок збройної 
агресії та бойових дій» (затверджена Наказом Міністерства захисту довкілля та 
природних ресурсів №167 від 04.04.2022 року)[43]. Цей інструмент дозволяє 
здійснювати адекватну оцінку та стягувати штрафні санкції за захаращення міських 
територій уламками скла, вибухонебезпечних боєприпасів та полімерних 
матеріалів, що призводять до незворотної деградації ґрунтового покриву та 
екосистем. 
Дотримання встановлених норм та стандартів контролюється, а порушення 
тягнуть за собою сувору юридичну відповідальність: 
1. Адміністративна відповідальність. Передбачена статтею 52 Кодексу 
України про адміністративні правопорушення[44], що встановлює штрафні санкції 
за псування та забруднення земель. 
2. Кримінальна відповідальність. Визначена статтею 239 Кримінального 
31 
 
кодексу України[45]. Вона застосовується у випадках забруднення або псування 
земель речовинами, відходами чи іншими матеріалами внаслідок порушення 
спеціальних правил, якщо це створило реальну загрозу для життя, здоров'я людей 
або навколишнього природного середовища. 
 
1.4 Вплив забруднення на екосистеми та здоров’я людини 
 
Деградаційні процеси, що охоплюють ґрунтовий покрив, мають 
фундаментальний і широкомасштабний вплив на навколишнє середовище. 
Першочергові показники якості харчових продуктів, питної води та чистоти 
атмосферного повітря, а отже, і життєдіяльність людства та цілісність біосфери 
загалом, нерозривно пов'язані зі станом та продуктивністю ґрунтових систем[1]. 
Вміст ессенціальних нутрієнтів у рослинних організмах прямо пропорційна 
залежить від їхньої доступності у ґрунтовому субстраті, а також від здатності 
ґрунту до адсорбції та ефективного транспортування поживних речовин і вологи 
до кореневої системи рослин[11]. 
Людська діяльність значним чином трансформує геохімічний профіль 
ґрунтового середовища. Наприклад, нестача йоду в ґрунтах корелює з ендемічним 
зобом та порушеннями когнітивних функцій, тоді як неадекватний рівень фтору 
збільшує ймовірність розвитку дентального карієсу. Водночас, надлишкові 
концентрації цих та інших мікроелементів, парадоксальним чином, здатні 
спричинити деструктивні зміни у кістковій системі та порушення функціонування 
кровообігу [46]. 
Забруднений ґрунт також слугує розсадником і вектором поширення 
патогенних мікроорганізмів, які є збудниками таких небезпечних інфекційних 
захворювань, як холера, чума, дизентерія, сибірська виразка, правець, ботулізм та 
гангрена. До цього переліку загроз долучаються гельмінтози, життєвий цикл 
збудників яких нерідко проходить у ґрунтовому субстраті, що акцентує на 
критичній важливості суворого дотримання гігієни рук після будь-якої взаємодії з 
32 
 
ґрунтом [1,5]. 
Значну небезпеку для людського організму становлять радіонукліди та 
токсичні важкі метали, що мають здатність до біоакумуляції в ґрунтовому покриві. 
Їхнє походження тісно пов'язане з різноманітними аспектами антропогенної 
активності, включаючи викиди атомних електростанцій та індустріальних об'єктів, 
неконтрольоване депонування ядерних відходів та наслідки випробувань ядерної 
зброї. Ці контамінанти характеризуються пролонгованим, але кумулятивним 
негативним впливом на функціонування нервової та ендокринної систем, 
когнітивні здібності та процеси кровотворення [3]. 
Не менш руйнівним для ґрунтового покриву є вплив збройних конфліктів. 
Вибухові речовини, що широко використовуються, значною мірою 
інкорпоруються в ґрунтовий субстрат, адже повна детонація вибухових матеріалів 
під час вибуху не завжди відбувається. Продукти їхнього неповного згоряння 
нерідко виявляються високотоксичними. Крім того, ґрунт насичується залишками 
паливно-мастильних матеріалів та інших агресивних сполук від пошкодженої або 
знищеної військової техніки. Важливо також брати до уваги техногенні 
катастрофи, що часто є супутниками бойових дій і слугують додатковим потужним 
джерелом забруднення [48]. 
Забруднення ґрунтів призводить до деградації екосистем і провокує 
несприятливі ефекти для всіх біотичних складових, що взаємодіють з ним. Зокрема, 
нераціональні агротехнології прискорюють виснаження органічного матеріалу 
ґрунту [11]. 
Самопочуття та здоров’я людської популяції значною мірою визначаються 
субоптимальним хімічним профілем ґрунту. Як недостатнє, так і надмірне 
накопичення окремих хімічних елементів справляє деструктивний вплив на 
гомеостаз організму людини. Існує численна задокументована доказова база щодо 
захворювань, спричинених гіпоелементозами, а саме дефіцитом кальцію, заліза, 
йоду, фтору та інших життєво важливих мікроелементів. Особливо критичним є 
дефіцит елементів, що виступають у ролі кофакторів біологічно активних сполук, 
33 
 
таких як вітаміни, ферменти та гормони, які є архітекторами ключових 
фізіологічних процесів[46,49]. 
Окрім природних геохімічних аномалій у хімічному складі ґрунтів, на 
здоров'я населення також чинить деструктивний вплив антропогенне забруднення 
токсичними сполуками. До числа найбільш небезпечних для людини належать 
важкі метали: кадмій, цинк, нікель, молібден, ртуть, свинець, арсен, селен та 
інші [3]. Арсен, цинк та молібден класифікуються як канцерогени, корелюючи зі 
збільшенням ризику розвитку онкологічних патологій [50]. Накопичення селену в 
біологічних системах може спровокувати алопецію. Низькі концентрації літію в 
ґрунті корелюють з підвищеною превалентністю шизофренії серед певних груп 
населення, тоді як недостатність кобальту, міді та цинку асоціюється з розвитком 
міопії. Надмірні концентрації радіоактивних ізотопів у ґрунтах сприяють їхній 
інтенсивній біоакумуляції в кісткових та інших тканинах організму людини, що 
може спровокувати розвиток променевої хвороби [49]. 
Ефективне вирішення глобальної проблеми деградації ґрунтів вимагає 
глибокого аналізу та розуміння її першопричин (етіологічних чинників). 
Збереження та стале управління ґрунтовим покривом потребує як індивідуальної 
свідомості, так і колективної відповідальності. До конкретних кроків належать: 
усвідомлений вибір екологічно чистої продукції; відповідальна утилізація 
потенційно небезпечних відходів (наприклад, відпрацьованих батарейок); домашнє 
компостування органічних залишків з метою зменшення обсягів побутових 
відходів, що потрапляють на полігони; а також обґрунтоване та раціональне 
використання антибіотиків [51]. Це лише частина комплексних заходів, які можуть 
сприяти нівелюванню цієї широкомасштабної екологічної загрози та забезпечити 
здоров'я майбутніх поколінь. 
 
 
 
 
34 
 
Таблиця 1.3 – Вплив специфічних забруднювачів ґрунту на здоров’я людини 
 
Категорія Приклади Основні наслідки Органи-мішені / 
забруднювача речовин для здоров’я Системи 
Зниження 
Нервова 
Свинець (Pb), когнітивних 
система, нирки, 
Важкі метали Кадмій (Cd), здібностей, анемія, 
кісткова 
Ртуть (Hg) ниркова 
тканина 
недостатність 
Стимулювання 
Арсен (As), 
розвитку Шкіра, легені, 
Канцерогени Бенз(а)пірен, 
злоякісних печінка 
Хром (Cr) 
новоутворень 
Щитоподібна 
Ендемічний зоб, 
Мікроелементи Йод (I), Фтор залоза, зуби, 
карієс або 
(дефіцит/надлишок) (F), Селен (Se) волосяні 
флюороз, алопеція 
фолікули 
Збудники 
Гострі інфекційні ШКТ, м'язова та 
правця, 
Біологічні чинники стани, токсичне нервова 
ботулізму, 
ураження системи 
гельмінти 
Цезій-137 (Cs), Променева 
Кровотворна 
Радіонукліди Стронцій-90 хвороба, генетичні 
система, кістки 
(Sr) мутації 
 
У наведеній таблиці описано основні групи небезпечних чинників та їх вплив 
на організм людини. Важкі метали, такі як свинець, кадмій і ртуть, негативно 
впливають на нервову систему, нирки та кісткову тканину, спричиняючи зниження 
когнітивних здібностей, анемію та ниркову недостатність. Канцерогени (арсен, 
35 
 
бенз(а)пірен, хром) підвищують ризик розвитку злоякісних новоутворень, 
уражаючи шкіру, легені й печінку. Порушення балансу мікроелементів, зокрема 
йоду, фтору та селену, призводить до ендокринних і стоматологічних проблем, 
таких як зоб, карієс або флюороз. Біологічні чинники, включаючи збудників 
правця, ботулізму та гельмінтів, викликають інфекційні захворювання й токсичні 
ураження, переважно впливаючи на шлунково-кишковий тракт, м’язову та нервову 
системи. Радіонукліди, такі як цезій-137 і стронцій-90, спричиняють променеву 
хворобу та генетичні мутації, уражаючи кровотворну систему й кістки. 
 
1.5 Вплив військових дій на стан ґрунтового покриву 
 
Впливи, спричинені військовою та технологічною діяльністю, призводять до 
специфічного забруднення ґрунтових екосистем. Поряд з емісією органічних 
контамінантів, військова активність характеризується значним контамінуванням 
ґрунтового покриву важкими металами. Таким чином, викиди забруднюючих 
речовин, асоційовані з військовими операціями, можуть безпосередньо впливати 
на біотопи та мати суттєве значення для здоров'я цивільного населення[52,56]. 
Встановлено, що експозиція до полютантів воєнно-техногенного генезису 
обумовлює низку негативних ефектів для організму, зокрема серцево-судинні, 
метаболічні, неврологічні та онкологічні патології. 
Окремі дослідження засвідчують несприятливі наслідки воєнно-
техногенного впливу для здоров'я дітей, які проживають у зонах конфліктів. 
Визначено, що затримка фізичного та неврологічного розвитку у дітей пов'язана з 
внутрішньоутробною експозицією до важких металів, таких як миш'як, барій та 
молібден. Збільшення показників передчасних пологів та поширеності вроджених 
вад у новонароджених в районі Газа (Палестина) пояснюється посиленим впливом 
на жіноче населення високих рівнів барію, миш'яку, кобальту, кадмію, хрому, 
ванадію та урану. Доведено наявність порушень неврологічного розвитку у дітей в 
Іракській зоні військових дій [53]. 
36 
 
Надходження забруднюючих речовин до людського організму є фактором 
ризику для розвитку різноманітних патологій, а також для прогресування та 
обтяження клінічної картини низки захворювань. Багато мікроелементів, 
включаючи ті, що є необхідними для життєдіяльності організмів, у надмірних 
концентраціях стають токсичними для людини. Показано, що навіть незначні 
концентрації шкідливих домішок модифікують активність ферментів в організмі, 
впливають на ядерні процеси та білковий синтез, провокуючи зміни на 
генетичному рівні. 
Після надходження в ґрунтове середовище, на динаміку вибухових сполук та 
важких металів впливають різноманітні природні процеси. Швидкість їхньої 
міграції та трансформації регулюється фізико-хімічними й біологічними 
факторами ґрунту, зокрема розчиненням, випаровуванням, адсорбцією, фотолізом, 
гідролізом та біодеградацією. Мобільність забруднюючих речовин у ґрунтовому 
середовищі залежить від його гранулометричного та мінералогічного складу, 
вмісту гумусу, окисно-відновних та кислотно-лужних умов, а також наявності 
геохімічних бар'єрів[57]. 
Часовий аспект має значний вплив на поведінку забруднюючих агентів. 
Розчинні органічні сполуки та підкислення ґрунту прискорюють швидкість міграції 
контамінантів. 
Дисперсія контамінантів відбувається як у горизонтальній, так і у 
вертикальній площинах. Горизонтальна міграція найбільш виражена 
безпосередньо після інтенсивних впливів (наприклад, бомбардувань) і переважно 
опосередкована атмосферним транспортом. Натомість, вертикальне переміщення 
обумовлене низкою факторів, серед яких: іонна дифузія, адвективний перенос з 
водними потоками, транспортування кореневими системами рослин, активність 
ґрунтової мезофауни та антропогенна діяльність[54,58]. 
Визначальний вплив на інтенсивність переміщення контамінантів у 
ґрунтовому профілі має гідрологічний режим. Здатність ґрунтів та підземних вод 
сорбувати важкі метали шляхом селективного поглинання (адсорбції) корелює з 
37 
 
площею поверхні, доступною для взаємодії з металевими елементами. 
Інтенсивність фіксації важких металів також визначається літологічним 
складом ґрунтоутворюючої породи, що характеризується концентрацією 
глинистих мінералів та органічної речовини, рівнем вологості, швидкістю 
газообміну з атмосферним середовищем, мікробіологічною активністю та іншими 
ландшафтно-геохімічними детермінантами. 
Присутність рослинного покриву на ділянках, що зазнали військово-
техногенного навантаження, впливає на мобільність вибухових сполук та важких 
металів. Рослинні організми спроможні знижувати їхню транслокацію до 
підземних водоносних горизонтів. У зв'язку з цим часто застосовуються 
багаторічні трав'яні культури, зокрема міскантус, а також деревинні породи, такі як 
верби (Salix sp.) та тополі (Populus sp.)[59]. 
На поглинання важких металів рослинами з ґрунтового субстрату впливає 
комплекс факторів: специфіка видів рослин, морфологія ґрунту, концентрація та 
хімічна форма контамінантів, водневий показник (рН) ґрунту, гранулометричний 
склад, вміст органічної матерії, ємність катіонного обміну в ґрунті, а також 
наявність антропогенних джерел контамінації ландшафтів. 
Водночас, рослинні організми демонструють протекторні механізми 
стосовно поглинання контамінантів. Вони володіють кількома системами регуляції 
іонного надходження. Переважно ці системи локалізовані в коренях та 
репродуктивних органах (насінні, плодах). Аналіз трансферу елементів-
контамінантів у рослини свідчить, що на початкових стадіях акумуляції з ґрунтів 
більша частина цих елементів іммобілізується в кореневій системі[56]. 
Проте захисні бар'єри кореневої системи мають обмежену потужність, і при 
інтенсивному надходженні токсичних іонів з ґрунту вони не здатні повною мірою 
запобігти контамінації вегетативної маси, внаслідок чого елементи-контамінанти 
починають проникати в надземні частини рослин. 
Хімічний склад рослин детермінується складом ґрунтових субстратів, на 
яких вони розвиваються, проте не є його точною копією, оскільки рослини 
38 
 
селективно поглинають необхідні елементи відповідно до своїх фізіологічних та 
біохімічних потреб. Механізми резистентності рослин до надмірної акумуляції 
важких металів є різноманітними: одні види спроможні концентрувати значні 
обсяги металів, демонструючи до них толерантність, тоді як інші мінімізують їхнє 
надходження завдяки максимальному залученню бар'єрних функцій. Рівень 
акумуляції важких металів у рослинах залежить від їхніх генетичних та видових 
характеристик. 
Серед сільськогосподарських культур найвищі концентрації важких металів 
зафіксовані у листкових овочах та культурах для силосування, тоді як найнижчі – 
у бобових, зернових та технічних культурах. 
Забруднювачі військово-техногенного походження типово присутні в ґрунті 
як рештки або фрагменти внаслідок застосування боєприпасів, поширюючись через 
дисперсію. Ці контамінанти характеризуються варіативними рівнями розчинності 
у воді та значною здатністю до інфільтрації у проміжні горизонти ґрунту. Проте, 
їхні найвищі концентрації здебільшого спостерігаються у верхньому шарі ґрунту 
(до 15 см). При вивільненні, компоненти вибухових речовин взаємодіють із 
ґрунтом, де піддаються абсорбції та адсорбції його частками. Тривалість 
сорбційних процесів визначається структурними особливостями сполук. 
Процес взаємодії між рослиною та забруднювачем ініціюється з поглинання 
останнього, як правило, через водний розчин, що циркулює у пористій ґрунтовій 
матриці. Ґрунтовий розчин, насичений сполуками вибухових речовин, 
безперешкодно надходить до кореневої системи рослин, або ж завдяки 
інтенсивному водотоку в процесі транспірації. В межах коренів ці сполуки вільно 
мігрують крізь мембрани, і в кінцевому підсумку акумулюються у всій рослині. 
Окремі наукові роботи демонструють накопичення потенційно токсичних 
концентрацій Pb, Cu та Ni у фуражних культурах, що розвиваються на території 
колишніх військових об'єктів у Швейцарії. У деяких регіонах Косова, що зазнали 
інтенсивних обстрілів снарядами зі збідненим ураном, дотепер спостерігається 
підвищена біоакумуляція урану в лишайниках. 
39 
 
 
Рисунок 1.5 – Залишки дронів та боєприпасів 
 
Тротил та його похідні трансформації є високотоксичними для ґрунтової 
фауни, проте спостерігається видова диференціація у сприйнятливості до цих 
контамінантів. Експозиція тротилом та іншими хімічними компонентами 
боєприпасів здатна суттєво інгібувати мікробну активність у ґрунті. Підвищені 
концентрації вуглеводнів можуть провокувати ознаки інтоксикації у дощових 
черв’яків. 
Крім переміщення в ґрунтових субстратах, токсичні агенти також можуть 
поширюватися водними шляхами. Приміром, у прибережних зонах Пуерто-Ріко 
було ідентифіковано небезпечно високі рівні вибухових сполук, що вилуговуються 
з боєприпасів, а також значна кількість інших токсичних субстанцій, які є 
наслідком застосування різноманітних систем озброєння під час військових 
маневрів. Актуальні дослідження мікроелементного профілю морської та наземної 
флори цього регіону зафіксували значні концентрації свинцю. Це демонструє як 
дисперсію забруднювальних речовин, так і їхню біоакумуляцію в морських 
трофічних ланцюгах. 
Незважаючи на відносно обмежену кількість наукових праць, присвячених 
40 
 
військово-техногенним впливам, існують беззаперечні свідчення їхніх негативних 
наслідків для громадського здоров'я. Вплив високих концентрацій важких металів 
на людський організм спричиняє дисфункції або порушення в роботі критично 
важливих систем, зокрема центральної та периферичної нервової системи, 
гемопоезу, ендокринної системи та інших. Деякі хімічні елементи асоціюються з 
етіологією атеросклерозу, неопластичними процесами та можуть індукувати 
аномалії генетичного апарату. Отже, епідеміологічний моніторинг становить 
невід'ємний елемент інтегрованої програми вивчення територій, що зазнали 
військово-техногенних впливів[52,53]. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
41 
 
2 ОЦІНКА ЗАБРУДНЕННЯ ҐРУНТІВ МІСЬКИХ ТЕРИТОРІЙ ПІД ВПЛИВОМ 
АНТРОПОГЕННОГО НАВАНТАЖЕННЯ 
 
2.1 Характеристика території дослідження Черкаського району  
 
Сімнадцятого липня 2020 року відбулася знакова подія в адміністративно-
територіальному устрої України: Верховна Рада ухвалила Постанову № 3650 «Про 
утворення та ліквідацію районів». Цей доленосний законодавчий акт поклав 
початок суттєвим змінам, скоротивши кількість районів до 136, тоді як попередні 
490 адміністративних одиниць були офіційно скасовані та реорганізовані. На 
теренах Черкаської області в рамках цієї реформи було сформовано чотири 
укрупнені райони: Черкаський, Золотоніський, Звенигородський та Уманський, 
кожен з яких тепер є значним адміністративним центром. 
Сучасна територія Черкаського району являє собою потужний 
адміністративно-територіальний конгломерат, що об’єднує 26 різнопланових 
територіальних громад. Це: міські громади Городищенська, Кам’янська, Канівська, 
Корсунь-Шевченківська, Смілянська, Черкаська, Чигиринська, а також сільські 
територіальні громади Балаклеївська, Березняківська, Білозірська, Бобрицька, 
Будищенська, Леськівська, Ліплявська, Медведівська, Михайлівська, Мліївська, 
Мошнівська, Набутівська, Ротмістрівська, Руськополянська, Сагунівська, 
Степанецька, Степанківська, Тернівська, Червонослобідська. Таке розмаїття 
громад свідчить про значний потенціал для консолідованого розвитку та 
ефективного управління. 
Загальна площа району складає 6878,0 квадратних кілометрів, що робить 
його найбільшим в Черкаській області за територією. На цій значній площі 
розташовано 244 населених пункти, а чисельність населення станом на 01 лютого 
2021 року сягала 587,1 тисячі осіб, що також є найвищим показником у регіоні. Ці 
статистичні дані підкреслюють масштаби та важливість Черкаського району як 
ключової адміністративної одиниці області. 
42 
 
Черкаський район, як невід’ємна складова Черкаської області, органічно 
інтегрований у Центральний економічний район України. В економічній структурі 
району домінуючу роль традиційно відіграють сільське господарство, а також 
харчова та хімічна промисловість, що є важливими рушіями місцевого та 
регіонального економічного розвитку. 
Наразі на теренах району успішно функціонує значна кількість 
агропромислових суб'єктів, а саме 577 сільськогосподарських підприємств, 
фермерських господарств, а також підприємств харчової та переробної 
промисловості, що забезпечують виробництво якісної продукції. Окрім того, 
функціонує 62 підприємства житлово-комунального забезпечення, 18 суб'єктів, що 
здійснюють пасажирські перевезення, та 55 автозаправних станцій, які 
забезпечують життєдіяльність та мобільність населення. 
Район володіє розгалуженою та добре розвиненою інфраструктурою, 
включаючи розгалужену мережу шляхів сполучення, що створює сприятливі умови 
для успішної реалізації різноманітних інвестиційних проєктів. Загальна 
протяжність автомобільних доріг різного підпорядкування сягає значної цифри – 
1571 кілометр, що є запорукою ефективної логістики. 
Завдяки реалізації ініціативи Президента України «Велике будівництво», на 
автомобільних дорогах району інтенсивно проводяться ремонтні та 
реконструкційні роботи. Це спрямовано на приведення їхнього стану у 
відповідність до високих європейських стандартів, що значно покращує 
транспортне сполучення та привабливість регіону. 
Мережа закладів освіти, культури, спорту та охорони здоров’я в цілому 
ефективно задовольняє наявні потреби населення у наданні високоякісних 
соціальних послуг. Разом з тим, нині активно здійснюються заходи з оптимізації та 
модернізації соціальної сфери. Це відбувається у відповідності до 
загальнонаціональних реформ, що тривають в Україні, та з урахуванням 
зростаючих запитів населення щодо підвищення якості та доступності надання 
послуг. 
43 
 
В районі функціонує величезна кількість потужних підприємств та 
господарств, які заслуговують на особливу увагу, демонструючи значний 
економічний потенціал. Цей потенціал дозволяє впевнено працювати над сталим 
розвитком територіальних громад та забезпечувати їхнє процвітання. Паралельно 
триває систематична робота над удосконаленням виробничих процесів, активним 
впровадженням новітніх технологій, цілеспрямованим пошуком залучення 
інвестицій та розширенням присутності на нових ринках збуту, що є запорукою 
подальшого прогресу та економічного зростання[61]. 
Черкаський район займає ключове географічне розташування, простягаючись 
через східну та центральну частини Черкаської області. Його територія стратегічно 
охоплює обидва береги могутнього Дніпра, що перетворюється тут на широке 
Кременчуцьке водосховище, надаючи району значущу водну артерію та транспортний 
потенціал. Його північні рубежі розділяє з Київською областю, східний кордон – з 
Полтавською, тоді як південні та західні межі він спільно ділить з іншими 
адміністративними одиницями Черкаської області. Безперечним адміністративним, 
значним промисловим та важливим науковим осередком усього району є місто 
Черкаси. 
Після нещодавно проведеної адміністративно-територіальної реформи, загальна 
площа району значно розширилася і наразі сягає приблизно 6,8 тисяч квадратних 
кілометрів, що робить його одним з найбільших в області. Топографічні особливості 
району вражають своєю надзвичайною різноманітністю та виразним контрастом: 
правобережна ділянка переважно розташована в межах величнішої Придніпровської 
височини, яка включає відомі мальовничі Канівські гори, тоді як лівобережна частина 
характеризується пологішим ландшафтом, що є типовим для Придніпровської 
низовини. Унікальною географічною рисою безпосередньо міста Черкаси є його 
амфітеатральне розміщення на трьох виразних річкових терасах Дніпра, що створює 
специфічні умови для значної вертикальної міграції різноманітних речовин у 
ґрунтовому профілі, впливаючи на його хімічний склад. 
 
44 
 
 
  
Рисунок 2.1 – Карта Черкаського району 
 
Кліматичні умови Черкаського району традиційно характеризуються як помірно 
континентальні, що притаманно для більшої частини України. Однак, велетенське 
Кременчуцьке водосховище відіграє ключову роль, справляючи суттєвий 
трансформуючий вплив на локальний мікроклімат. У його прибережній смузі, 
особливо відчутно в місті Черкаси, спостерігається постійно підвищена вологість 
повітря та дещо пом'якшені, менш різкі коливання добових та сезонних температур. 
Середньомісячна температура найтеплішого місяця, липня, становить комфортні 
+20,1°С, тоді як найхолоднішого, січня, опускається до -5,9°С. Особливу екологічну 
значущість для міського середовища становлять два ключові фактори: по-перше, 
виразний ефект «острова тепла», що призводить до того, що центральні райони міста 
є на 2–3°С теплішими за його околиці, і, по-друге, переважаючі північно-західні вітри. 
Останні, на жаль, значною мірою визначають траєкторію та інтенсивність 
розповсюдження промислових викидів від таких великих підприємств, як ПАТ «Азот» 
та інших об'єктів промзони, спрямовуючи їх вплив на житлові масиви. 
45 
 
Гідрографічна мережа району є досить розвиненою і формується насамперед 
могутньою річкою Дніпро, що розширюється тут у велике Кременчуцьке 
водосховище. Додатково її доповнюють та збагачують такі важливі річки, як Рось, 
Вільшанка та Тясмин, які відіграють значну роль у водних ресурсах регіону. Однією з 
найважливіших особливостей ґрунтів у межах міста Черкаси, зокрема в історичному 
районі «Митниця», є аномально високий рівень залягання ґрунтових вод. Ця 
обставина, у поєднанні з часто недостатньо ефективною системою зливової 
каналізації, створює сприятливі умови для низки негативних явищ: вона спричиняє 
вторинне засолення ґрунту та сприяє тривалій консервації різноманітних 
забруднювачів у його верхніх, найбільш чутливих горизонтах, що має значні 
екологічні наслідки. 
Що стосується рослинного та ґрунтового покриву, то природна рослинність 
району є досить різноманітною. Її основу становлять відомий Черкаський бір – 
унікальний і особливо цінний природний масив сосни звичайної, який є важливою 
екологічною та рекреаційною зоною, а також обширні заплавні луки вздовж річок. 
Проте, на території безпосередньо міста Черкаси, первісні природні ландшафти 
значною мірою трансформувалися та поступилися місцем інтенсивній міській 
забудові, тобто селітебним зонам, а також великим промисловим об'єктам та їхнім 
територіям. 
Характеризуючи ґрунтовий покрив, слід зазначити, що природним, історично 
сформованим фундаментом агроландшафтів району є родючі чорноземи типові 
малогумусні, а також темно-сірі опідзолені ґрунти, які розвинулися на лесоподібних 
суглинках. Однак, у зонах інтенсивного міського впливу, зокрема в межах таких 
великих населених пунктів, як Черкаси та Канів, під впливом антропогенної діяльності 
та постійних перетворень, утворився принципово новий та специфічний тип ґрунтів – 
так звані урбоземи, або техноземи, які відрізняються значною зміною своїх первісних 
властивостей. 
  
 
46 
 
Таблиця 2.1 – Розподіл земельного фонду Черкаського району 
% від загальної 
Категорії земель Площа, тис. га 
площі 
Сільськогосподарські угіддя 
412,5 60,7 
(зокрема рілля) 
Землі лісогосподарського 
185,2 27,2 
призначення 
Землі житлової та громадської 
32,4 4,8 
забудови 
Землі водного фонду 
40,1 5,9 
(Кременчуцьке вдсх.) 
Інші землі (заповідні, промислові 
9,8 1,4 
тощо) 
РАЗОМ 680,0 100,0 
 
Земельні ресурси даного району, на відміну від загальнообласних показників, 
характеризуються нижчим рівнем аерогенного освоєння, однак зазнають значного 
антропогенного тиску. Педосфера району представлена переважно ґрунтами 
супіщаного типу (зокрема, у Мошенській зоні та на терасах річки Вільшанка) та 
типовими чорноземами. На урбанізованих територіях міста Черкаси домінують 
урбогенні ґрунти, що характеризуються модифікованим генетичним профілем. 
Для району характерний легкий механічний склад ґрунтів (піщані та 
супіщані), що визначає їхню високу водопроникність, але низьку здатність до 
утримання поживних речовин. Вміст гумусу в природних аналогах варіює в межах 
2,4–3,1%, проте в міських ґрунтах цей показник є нестабільним через внесення 
привозного ґрунту та накопичення антропогенного пилу.  
Черкаський район вирізняється максимальною протяжністю берегової лінії 
водосховища, яка зазнає інтенсивних абразійних процесів. За результатами 
розрахункових оцінок, щорічні втрати земельних угідь на території району, 
47 
 
зумовлені морфодинамічними процесами берегової зони, сягають приблизно 0,8–
1,2 гектара. Це спричиняє незворотну деградацію цінних територій та порушення 
цілісності прибережних біотопів[60]. 
 
2.2 Характеристика модельних ділянок 
 
На території міста Черкаси та Черкаського району для дослідження фізико-
хімічних властивостей ґрунтів за кислотно-основними і буферними показниками 
було обрано 8 модельних ділянок для відбору проб. Географічне розташування 
модельних ділянок зображено на рисунку 2.2. 
Ділянка № 1 – м. Черкаси, провулок Крайній, 26.  
Опис ділянки: місце відбору проб знаходиться біля проїзної частини, рух 
автотранспорту не регульований світлофором, дорога знаходиться в спальному 
районі. Ділянка оточена 1-2 поверховими житловими забудовами та зеленими 
насадженнями фруктових дерев та квітників. 
Ділянка № 2 – м. Черкаси, перехрестя вул. Чайковського-вул. Різдвяна. 
Опис ділянки: місце відбору проб знаходиться біля проїзної частини, на 
перехресті двох доріг, рух автотранспорту не регульований світлофором, дорога 
знаходиться в спальному районі. Ділянка оточена 1-2 поверховими житловими 
забудовами та зеленими насадженнями фруктових дерев. 
Ділянка № 3 – м. Черкаси, перехрестя вул. Айвазовського – 
вул. Р. Люксембург. 
Опис ділянки: місце відбору проб знаходиться біля проїзної частини, рух 
автотранспорту регульований світлофором, рух автомобілів здійснюється у 2 
напрямки. По обидві сторони знаходяться житлові будинки (багатоповерхові та 1-
2 поверховими житловими забудовами), поруч адміністративні будівлі (школа). На 
території середня густота деревних насаджень, трав’янистого покриву та квітників. 
 
 
48 
 
Ділянка № 4 – м. Черкаси, вул. Чайковського, 117. 
Опис ділянки: місце відбору проб знаходиться біля проїзної частини, на 
перехресті двох доріг, рух автотранспорту не регульований світлофором, дорога 
знаходиться в спальному районі. Ділянка оточена 1-2 поверховими житловими 
забудовами та зеленими насадженнями фруктових дерев. 
Ділянка № 5 – м. Черкаси, Ресторан «Колос». 
Опис ділянки: місце відбору проб знаходиться біля проїзної частини, рух 
автотранспорту регулюється світлофором, рух автомобілів здійснюється на 
кільцевій розв’язці, в радіусі 50м від місця відбору проб. Поруч знаходиться 
автобусна зупинка та забудови громадського користування (фермерський ринок, 
база «ОПС», шиномонтаж,  дистриб’юторські павільйони з продажу автомобілів) . 
Житлові забудови відсутні. На території середня густота деревних насаджень, 
трав’янистий покрив відсутній. 
Ділянка № 6 – м. Черкаси, вул. Пастерівська, 207. 
Опис ділянки: місце відбору проб знаходиться біля проїзної частини, рух 
автотранспорту не регулюється світлофором, рух автомобілів здійснюється на 
кільцевій розв’язці, в радіусі 100 м від місця відбору проб. Поруч знаходиться 
автобусна зупинка та автостоянка, в радіусі 50 м від місця відбору проб 
знаходиться АЗС «Авіа» та автомийка. З правого боку ділянка оточена 1-2 
поверховими житловими забудовами та зеленими насадженнями фруктових дерев 
та квітниками. 
Ділянка № 7 – Черкаський район, Дахнівка. 
Опис ділянки: фонова ділянка 
 
 
 
Рисунок 2.2 – План-схема модельних ділянок у м. Черкаси 
 
44 
50 
 
2.3  Методи і методики проведення польових і лабораторних досліджень 
ґрунтів 
 
Географічна прив’язка точок випробування проводилася по GPS-системі 
навігації. Відбір проб ґрунту проводилися згідно з ДСТУ 4287:2004 [53]. На 
пробних майданчиках розміром 25 м2 методом конверта відбиралися точкові проби 
з глибини 0–0,2 м. Шляхом змішування точкових проб, відібраних на одній 
площадці, складалася об’єднана проба загальною масою не менше 1 кг. Для кожної 
відібраної проби ґрунтів визначались наступні показники: кислотність (обмінна та 
гідролітична) та буферна здатність ґрунту.  
Визначення актуальної (гідролітичної) кислотності – за ГОСТ 26212-91 [54] 
методом Каппена в модифікації ЦІНАО, обмінної кислотності ґрунту – за ГОСТ 
26484-85 [55].  
Кислотно-основну буферність визначали за оригінальною методикою 
П.П. Надточого [43].  
Визначення суми поглинутих основ та ступеню насичення ґрунту основами 
проводилось за ГОСТ 28721-88 [56]. 
 
2.4 Аналіз результатів дослідження 
 
2.4.1 Визначення обмінної кислотності ґрунтів 
 
Кислотність мінеральних колоїдів пов'язана з наявністю у ґрунтовому 
поглинальному комплексі обмінних іонів водню, алюмінію і заліза. Частина 
обмінних катіонів водню і алюмінію в ґрунтовому поглинальному комплексі, 
визначена як обмінна або гідролітична кислотність, характеризує ненасиченість 
ґрунтів основами. Обмінна кислотність обумовлена наявністю в ГПК обмінного 
водню або обмінного алюмінію. Обмінна кислотність є найбільш шкідливою для 
рослин формою кислотності ґрунту. 
51 
 
Обмінну кислотність (Х) в мілімолях на 100г ґрунту визначали за формулою: 
 
(V −V ) c 250
                                         X = 0                                               (2.1) 
V1
 
де V – об’єм розчину натрій гідроксиду, який витратили на титрування проби 
витяжки, см3;  
Vo – об’єм розчину натрій гідроксиду, який витратили на титрування проби 
холостого досліду, см3;  
V1 – об’єм проби витяжки взятий для титрування, см3;  
с – концентрація розчину натрій гідроксиду, ммоль/см3;  
 250 – коефіцієнт перерахунку на 100 г ґрунту, см3. 
Для ділянки № 1 провулок Крайній, 26 обмінна кислотність становить: 
 
(1,1- 0,26) 0,01250
X = = 0,084  ммоль/100г. 
25
   
Розраховані значення обмінної кислотності за всіма ділянками подано у 
таблиці (2.4).  
 
Таблиця 2.2 – Результати розрахунків обмінної кислотності ґрунту 
Обмінна кислотність, 
Модельна ділянка 
ммоль/100г ґрунту 
Ділянка №1 – провулок Крайній, 26 0,084 
Ділянка №2 – Чайковського – Різдвяна 0,054 
Ділянка №3 – Айвазовського –  Р. Люксембург 0,104 
Ділянка №4 –  Чайковського, 117 0,074 
Ділянка №5 – Ресторан «Колос» 0,074 
Ділянка №6 – Пастерівська, 207 0,054 
Ділянка №7 – Дахнівка 0,074 
 
 
52 
 
 2.4.2 Визначення гідролітичної кислотності ґрунту 
 
Гідролітична кислотність ґрунту – це частина потенціальної, яка 
проявляється в ґрунті при взаємодії його з гідролітично лужними солями. В цьому 
випадку відбувається більш повне витіснення ввібраних іонів водню і алюмінію, 
тому гідролітична кислотність вища обмінної.  
Зі збільшенням вмісту органічної речовини в ґрунтах збільшується і величина 
обмінної і гідролітичної кислотності та зростає вміст обмінного алюмінію.  
Ступінь негативного впливу кислої реакції ґрунту на рослину залежить від 
того, який елемент є причиною надмірної кислотності – водень чи алюміній. 
Алюміній проявляє на рослини більш токсичну дію ніж водень. Його вміст в ґрунті 
залежить від реакції середовища: чим нижче значення рН, тим більше в ґрунті 
рухомого алюмінію. При відсутності обмінної кислотності – гідролітична – не 
шкідлива для рослин, бо іони Н+ малорухливі.  
Гідролітична кислотність ґрунту на дослідних ділянках визначалася за 
виміряними значеннями рН суспензій за методом Каппена в модифікації ЦІНАО за 
таблицею 2.3.  
 
Таблиця 2.3 – Гідролітична кислотність, ммоль в 100г ґрунту (для проб 
мінеральних горизонтів) 
рН Соті частки рН 
суспензій 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08 0,09 
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 
6,0 17,3 16,9 16,6 16,2 15,8 15,5 15,2 14,9 14,5 14,2 
6,1 13,9 13,6 13,3 13,1 12,8 12,5 12,2 12,0 11,7 11,5 
6,2 11,2 11,0 11,0 10,8 10,5 10,3 10,1 9,84 9,64 9,23 
6,3 9,04 8,83 8,65 8,45 8,28 8,11 7,92 7,76 7,59 7,41 
6,4 7,28 7,11 6,97 6,81 6,69 6,53 6,38 6,25 6,11 5,98 
6,5 5,85 5,73 5,61 5,48 5,37 5,25 5,14 5,03 4,92 4,82 
6,6 4,71 4,61 4,52 4,42 4,32 4,23 4,14 4,05 3,96 3,82 
6,7 3,79 3,71 3,63 3,56 3,48 3,40 3,33 3,26 3,19 3,13 
6,8 3,05 2,99 2,92 2,86 2,80 2,74 2,68 2,62 2,57 2,52 
6,9 2,46 2,41 2,35 2,31 2,25 2,21 2,16 2,11 2,07 2,02 
 
 
53 
 
Продовження таблиці 2.3 
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 
7,0 1,98 1,94 1,90 1,86 1,82 1,78 1,74 1,70 1,67 1,63 
7,1 1,60 1,56 1,53 1,50 1,46 1,43 1,40 1,37 1,34 1,31 
7,2 1,28 1,26 1,23 1,20 1,18 1,15 1,13 1,10 1,08 1,06 
7,3 1,03 1,01 0,99 0,97 0,95 0,93 0,91 0,89 0,87 0,85 
7,4 0,83 0,81 0,80 0,78 0,76 0,75 0,73 0,72 0,70 0,68 
7,5 0,67 0,66 0,64 0,63 0,61 0,60 0,59 0,58 0,56 0,55 
7,6 0,54 0,53 0,52 0,51 0,49 0,48 0,47 0,46 0,45 0,44 
7,7 0,43 0,43 0,42 0,41 0,40 0,39 0,38 0,37 0,37 0,36 
7,8 0,35 0,34 0,33 0,33 0,32 0,31 0,31 0,30 0,29 0,29 
7,9 0,28 0,28 0,27 0,26 0,26 0,25 0,25 0,24 0,24 0,23 
8,0 Менше 0,23 
 
Оцінку ґрунтів за ступенем кислотності проводили за таблицею 2.4. 
 
Таблиця 2.4 – Оцінка ґрунтів за ступенем кислотності 
Показник кислотності 
Ступінь кислотності 
рНKCl Нr, ммоль/100г ґрунту 
Дуже сильнокислий <4,0 > 6,0 
Сильнокислий 4,1- 4,5 5,9-5,1 
Середньокислий 4,6-5,0 5,0-4,1 
Слабокислі 5,1-5,5 4,0-3,1 
Близькі до нейтральних 5,6-6,0 3,0-2,1 
Нейтральні 6,1-7,0 < 2,0 
 
Визначенні значення гідролітичної кислотності за всіма ділянками подано у 
таблиці (2.5).  
 
Таблиця 2.5 – Результати визначення гідролітичної кислотності ґрунту 
Значення 
Значення 
гідролітичної 
Модельна ділянка pH 
кислотності, 
суспензії 
 ммоль/100г ґрунту 
1 2 3 
Ділянка №1 – провулок Крайній, 26 7,70 0,43 
Ділянка №2 –  Чайковського – Різдвяна 8,00 < 0,23 
Ділянка №3 – Айвазовського –  Р. Люксембург 7,95 0,25 
 
54 
 
Продовження таблиці 2.5 
1 2 3 
Ділянка №4 – вул. Чайковського, 117 7,65 0,48 
Ділянка №5 – Ресторан «Колос» 8,00 < 0,23 
Ділянка №6 – вул. Пастерівська, 207 8,10 < 0,23 
Ділянка №7 – Дахнівка 8,05 < 0,23 
 
Виходячи з проведених досліджень та розрахунків, можна зробити висновки, 
що за ступенем кислотності ґрунти на модельних ділянках №1-7 проявляють лужні 
властивості. 
 
 2.4.3 Визначення суми поглинутих основ 
 
Загальний вміст всіх ввібраних  катіонів, крім Н+ і Al3+  називається сумою 
увібраних основ. Вбирна здатність ґрунту – одна з найбільш істотних властивостей 
ґрунту, що бере участь у процесах ґрунтоутворення та розвитку родючості. Вона 
регулює режим живлення, реакцію ґрунтового розчину, буферність та водно-
фізичні властивості ґрунту. 
Ґрунти, що не мають увібраних Н+ і Al3+, а лише увібрані основи, називають 
насиченими на основи. Ґрунти, які крім поглинутих основ містять Н+ і Al3+, 
називають ненасиченими на основи.  
Ступінь насичення ґрунту основами – це виражена у відсотках частина 
загальної обмінної його ємності, що припадає на обмінні основи. 
Визначення суми поглинутих основ (S) в мілімолях в 100г ґрунту визначали 
за формулою: 
 
(V0 −V ) c 100
                                                 S = ,                                       (2.2) 
m
 
 
55 
 
де V0 – об’єм розчину NаОН, який витратили на титрування проби хлоридної 
кислоти, см3;  
V – об`єм розчину NаОН, який витратили на титрування витяжки, см3;  
с – концентрація розчину NаОН, ммоль/см3; 
m – маса наважки ґрунту, відповідна взятому для титрування об’єму. 
 Для ділянки № 1 провулок Крайній, 26 сума поглинутих основ становить: 
 
(25 - 3,2) 0,1100
S = = 21,8  ммоль/100г      
10
 
Оцінку ґрунтів за величиною суми поглинутих основ здійснювали за 
таблицею 2.6. 
 
Таблиця 2.6 – Оцінка ґрунтів за величиною суми поглинутих основ 
 
Сума поглинутих основ, 
Рівень ознаки 
мілімоль/100г ґрунту 
0-5,0 Дуже низький 
5,1-10,0 Низький 
10,1-15,0 Середній 
15,1-20,0 Підвищений 
20,1-30,0 Високий 
Більше 30 Дуже високий 
 
Кількісну оцінку показників ступеня насичення ґрунту основами визначали 
за сумою поглинутих основ і гідролітичною кислотністю. Ступінь насичення 
ґрунту основами (V) в процентах обчислювали за формулою: 
 
S 100
 V = ,                        (2.3) 
S+ Hг
 
56 
 
 де S – сума поглинутих основ, мілімоль в 100г ґрунту;  
 Нг – гідролітична кислотність, мілімоль в 100г ґрунту;  
 100 – для перерахунку в проценти. 
 Для ділянки № 1 провулок Крайній, 26 ступінь насичення ґрунту основами 
становить: 
 
21,8 100
V = = 98,07%  
21,8+ 0,43
 
Розраховані значення суми поглинутих основ і оцінка ґрунтів за величиною 
суми поглинутих основ за всіма ділянками подано у таблиці 2.7. 
 
Таблиця 2.7 – Результати розрахунку суми поглинутих основ ґрунтом 
Оцінка ґрунтів 
Сума 
за величиною 
поглинутих 
Модельна ділянка суми 
основ 
поглинутих 
ммоль/100г 
основ 
Ділянка №1 – провулок Крайній, 26 21,8 Високий 
Ділянка №2 –  Чайковського – Різдвяна 22,4 Високий 
Ділянка №3 – Айвазовського  – Р. Люксембург 22,5 Високий 
Ділянка №4 – Чайковського, 117 18,0 Підвищений 
Ділянка №5 – Ресторан «Колос» 22,5 Високий 
Ділянка №6 –  Пастерівська, 207 19,1 Підвищений 
Ділянка №7 – Дахнівка 8,4 Низький 
   
 Розраховані значення ступеня насичення ґрунту основами за всіма ділянками 
подано у таблиці (2.8). 
 
 
 
57 
 
Таблиця 2.8 – Значення ступеня насичення ґрунту основами 
Ступіть насичення 
Модельна ділянка 
ґрунту основами, % 
Ділянка №1 – провулок Крайній, 26 98,07 
Ділянка №2 –  Чайковського – Різдвяна 98,98 
Ділянка №3 – Айвазовського  – Р. Люксембург 98,9 
Ділянка №4 – Чайковського, 117 97,4 
Ділянка №5 – Ресторан «Колос» 98,99 
Ділянка №6 –  Пастерівська, 207 98,81 
Ділянка №7 – Дахнівка 97,34 
 
 Виходячи з проведених досліджень та розрахунків, можна зробити висновки, 
що за величиною суми поглинутих основ ґрунти на модельній ділянці №7 
(ДАхнівка) має низький рівень насичення основами (5,1<8,4<10) ммоль/100г 
ґрунту, ділянки № 4, 6 мають підвищений рівень насичення основами в діапазоні 
(15,1<(18,0;19,1)<20,0) ммоль/100г ґрунту, ділянки № 1, 2, 3, 5 мають високий 
рівень насичення основами. Така строкатість ґрунтового покриву може бути 
зумовлена його гранулометричним складом, показником рН, вмістом гумусу  та 
мінералогічним складом. 
 
2.4.4 Визначення буферності ґрунтів 
 
В основу методики визначення буферності ґрунтів за методикою 
Надточого П.П. [43] покладено потенціометричне визначення зрушення рН 
ґрунтової суспензії залежно від зміни концентрації кислоти (НС1) і лугу (NaOH), а 
також рекомендоване Міжнародним конгресом ґрунтознавців в Оксфорді, 
стандартне відношення вода:грунт=2,5. 
Для визначення буферності грунтів у 13 конічних колб на 100 см3 брали 
наважки повітряно-сухого ґрунту по 10 г. В 1 колбу приливали 25 см3 
дистильованої води, в наступні 6 – по 25 см3 розчину НС1, а в решту – по 25 см3 
 
58 
 
NaOH з такими концентраціями: 0,005н; 0,01н; 0,02н; 0,03н; 0,04; 0,05н. Ці розчини 
готували з фіксаналів NaOH (0,1н.) і НС1 (0,1н.) на дистильованій воді, з якої був 
попередньо видалений СО2. Колби закорковували, збовтували протягом години і 
залишали на добу. Після цього суспензію знову збовтували протягом 10-15 хв. і 
безпосередньо в ній визначали рН за допомогою іономера. Паралельно визначали рН 
розчинів НС1 і NaOH, які використовувалися для приготування суспензії. 
За результатами дослідів  (таблиця 2.9) у программі Exel будували криві 
залежності рН від зміни концентрації (∆С) кислоти або лугу і оцінювали ступень 
буферної здатності ґрунту в лужному і кислому діапазоні.  
 
Таблиця 2.9– Результати експериментального визначення рН для оцінки 
буферності ґрунту модельної ділянки №1 «провулок Крайній, 26» 
Величина  
рН 
Вихідного 
12,80 12,55 12,30 12,15 11,80 11,55 6,30 2,20 1,80 1,40 1,20 1,00 0,90 
розчину 
Ґрунтової 
10,25 10,00 9,75 9,50 8,65 7,95 7,05 6,90 6,50 6,30 6,15 5,75 5,45 
витяжки 
 
Оцінка буферних властивостей проводилась на основі кривих буферності і 
буферних площ. Як нульову базисну лінію використовували криву потенційної 
залежності рН від зміни концентрацій розчинів кислоти і лугу (рисунок 2.3 і 2.4). 
Еталоном порівняння слугують площі буферності умовних зразків, що 
виявляють повну буферність в досліджуваних інтервалах концентрацій кислоти і 
лугу та відповідно мають рН водної суспензії аналогічний досліджуваному зразку 
ґрунту і рН=7. Лініями їх буферності слугують прямі, паралельні осі абсцис, що 
відповідно, проходять на осі координат, через точки, що відповідають рН водної 
суспензії досліджуваного зразка і через рН=7. 
 
 
0,05 н. NaOH 
0,04 н. NaOH 
0,03 н. NaOH 
0,02 н. NaOH 
0,01 н. NaOH 
0,005 н. NaOH 
H2O 
0,005 н. HCl 
0,01 н. HCl 
0,02 н. HCl 
0,03 н. HCl 
0,04 н. HCl 
0,05 н. HCl 
59 
 
 
Рисунок 2.3 – Крива зміни рН розчину NaOH  
 
 
Рисунок 2.4 – Зміна рН розчину НCl 
 
При максимальному введенні в суспензію 12,80 М-екв./100 г ґрунту кислоти 
чи лугу (0,05 н розчин) в прийнятому масштабі вимірювань (1 см по абсцисі = 0,01 
н розчину кислоти чи лугу, а 1 см по ординаті = 1 од. рН) площі буферності 
кислотного і лужного інтервалів зразка будуть завжди рівновеликими, а площа 
досліджуваного зразка – варіювати залежно від значення рН суспензії 
досліджуваного зразку. Площі фігур розраховували методом інтегралів. 
 
60 
 
 
 
Рисунок 2.5 – Зміна pH грунтової витяжки при дії розчину NaOH  
 
 
Рисунок 2.6– Зміна pH грунтової витяжки при дії розчину НCl 
 
На рисунку 2.5-2.7 подано оцінка буферних властивостей ґрунту з ділянки 
№1 «провулок Крайній, 26» в лужному і кислому середовищі. 
 
61 
 
 
Рисунок 2.7 – Зміна кислотно-основної буферності ґрунту з модельної  
ділянки №1 «провулок Крайній, 26» 
 
Криві буферності досліджуваних зразків ґрунту, рН водної суспензії яких не 
відповідає нейтральній реакції, ордината графіка і лінія буферності еталона 
відокремлюють три відрізки. Відрізок, що знаходиться за межами масштабу 
буферності вказаного еталона, використали для розрахунку нейтралізуючої 
здатності ґрунту, яку виражали показником нейтралізації (ПН). Вказаний параметр 
чисельно відповідає кількості М-екв. кислоти (кислотний ПН ) чи лугу (лужний 
ПН) в розрахунку на 100 г ґрунту, що забезпечує отримання нейтральної реакції 
ґрунтової суспензії. 
Значення показника нейтралізації знаходили за графіком. Для цього з точки 
перетину ліній буферності ґрунтової суспензії й еталона опускали перпендикуляр 
на ось абсцис графіка Показник нейтралізації дорівнює 0,250 М-екв NaOH/100 г 
ґрунту. 
 
62 
 
Для оцінки буферної здатності ґрунту для кислотного (VБЗк) і лужного (VБЗл) 
інтервалів у відсотках використовуємо формули 2.4–2.5: 
 
S
VББк =
кг 100%
S ,                
к
(2.4) 
 
S
VББ = лг
л 100%  ,             
Sл
(2.5) 
 
де Sкг/лг – площа буферності досліджуваного зразка в кислоти/лугу, см2;  
Sк/л – площа буферності кислоти/лугу, см2. 
 
Буферна здатність досліджуваного зразка дорівнює: 
 
23,537
VББ = 100% = 85,54%
к , 
27,515
 
13,75
VББ = 100% = 54,10%
л  
25,415
 
Для оцінки кислотно-основної буферності ґрунту використовували таблицю 2.10. 
Мірою екологічної стабільності ґрунтових екосистем може бути сума 
ступенів буферності кислотного і лужного інтервалів (VБЗк+VБЗл), а також індекс 
буферної врівноваженості. Індекс буферної врівноваженості розраховують за 
формулою:  
VББ
K = к .       (2.6) 
p
VББ
л
 
63 
 
Індекс буферної врівноваженості модельної ділянки №1«провулок Крайній, 26». 
85,54
K = =1,58.
p  
56,10
 
Таблиця 2.10 – Шкала оцінки кислотно-основної буферності ґрунту  
Група Показник Ступінь буферної здатності, % в інтервалах 
ґрунтів буферності Кислотному Лужному 
I Дуже низька <7,6 - 
II Сильно низька 7,6-20 <10 
III Низька 21-40 11-30 
IV Середня 41-60 31-50 
V Висока 61-80 51-70 
VI Дуже висока >81 >71 
 
Сума ступенів буферності кислотного і лужного інтервалів: 
 
VББ + VББ = 56,10 + 85,54 =141,64%.  
к л
 
Отже, кислотно-основна буферність ґрунту дослідного зразка згідно таблиці 
2.12 в кислому – дуже висока, а у лужному середовищі – висока. Так, як ґрунтові 
екосистеми функціонують у відносно екологічно стійкому режимі за умов, коли 
(VБЗк+VБЗл)>70–75%, а Кр варіює в межах 0,6–3,5, то за результатами досліджень, 
дослідні зразки ґрунту з модельної ділянки № 1 «провулок Крайній, 26» є 
екологічно стійкими. 
 2. Модельна ділянка №2 «вул. Чайковського – вул. Різдвяна». 
Результати експериментального визначення буферності ґрунту подано в 
таблиці 2.13.   
 
 
 
 
64 
 
Таблиця 2.13 – Результати експериментального визначення рН для оцінки 
буферності ґрунту модельної ділянки № 2 «вул. Чайковського – вул. Різдвяна» 
Величина  
рН 
Вихідного 
13,05 12,75 12,55 12,30 12,05 11,75 6,40 2,50 2,00 1,65 1,05 0,85 0,65 
розчину 
Ґрунтової 
11,20 11,05 10,30 10,00 9,65 9,10 8,00 7,45 7,15 6,90 6,25 6,10 5,95 
витяжки 
 
На рисунку 2.9 подано зміну кислотно-основної буферності ґрунту з 
модельної ділянки №2 «вул. Чайковського – вул. Різдвяна». 
 
 
Рисунок 2.9 – Зміна кислотно-основної буферності ґрунту з модельної  
ділянки № 2 «вул. Чайковського – вул. Різдвяна» 
 
0,05 н. NaOH 
0,04 н. NaOH 
0,03 н. NaOH 
0,02 н. NaOH 
0,01 н. NaOH 
0,005 н. NaOH 
H2O 
0,005 н. HCl 
0,01 н. HCl 
0,02 н. HCl 
0,03 н. HCl 
0,04 н. HCl 
0,05 н. HCl 
65 
 
За формулою 2.4–2.6 знаходимо буферну здатність досліджуваного зразка, 
індекс буферної врівноваженості, суму ступенів буферності кислотного і лужного 
інтервалів: 
25,70
VББк = 100% = 93,74% , 
27,417
11,0165
VББл = 100% = 41,42% , 
26,5965
93,74
K p = = 2,26,  
41,42
VББк + VББл = 41,42 + 93,74 = 135,16%.  
 
Отже, кислотно-основна буферність ґрунту дослідного зразка з модельної 
ділянки №2 «вул. Чайковського – вул. Різдвяна» згідно таблиці 2.12 в кислому – 
дуже висока, а у лужному середовищі – середня. За результатами досліджень індекс 
буферної врівноваженості дорівнює 2,26, а сума ступенів буферності кислотного і 
лужного інтервалів – 135,16%, отже досліджувані зразки ґрунту є екологічно 
стійкими. 
3. Модельна ділянка №3 «вул. Айвазовського  –  вул. Р. Люксембург». 
Результати експериментального визначення буферності ґрунту подано в 
таблиці 2.14.  
 
Таблиця 2.14 – Результати експериментального визначення рН для оцінки 
буферності ґрунту модельної ділянки №3 «Айвазовського – Р. Люксембург» 
Величина  
рН 
Вихідного 
13,05 12,75 12,55 12,30 12,05 11,75 6,40 2,50 2,00 1,65 1,05 0,85 0,65 
розчину 
Ґрунтової 
11,00 10,80 10,45 9,90 9,70 9,20 7,70 7,55 7,25 6,55 6,10 5,95 5,60 
витяжки 
 
 
0,05 н. NaOH 
0,04 н. NaOH 
0,03 н. NaOH 
0,02 н. NaOH 
0,01 н. NaOH 
0,005 н. NaOH 
H2O 
0,005 н. HCl 
0,01 н. HCl 
0,02 н. HCl 
0,03 н. HCl 
0,04 н. HCl 
0,05 н. HCl 
66 
 
На рисунку 2.10 показана зміна кислотно-основної буферності ґрунту з 
модельної ділянки №3 «вул. Айвазовського  –  вул. Р. Люксембург». За формулою 
2.4–2.6 знаходимо буферну здатність досліджуваного зразка і індекс буферної 
врівноваженості: 
24,92
VББк = 100% = 90,89% , 
27,4175
11,3115
VББл = 100% = 42,53% , 
26,5965
90,89
K p = = 2,13,  
42,53
VББк + VББл = 42,53 + 90,89 = 133,42%.  
 
  
 
Рисунок 2.10 – Зміна кислотно-основної буферності ґрунту з модельної  
ділянки №3 «вул. Айвазовського  –  вул. Р. Люксембург» 
 
Отже, кислотно-основна буферність ґрунту дослідного зразка згідно таблиці 
2.11 в кислому – дуже висока, а у лужному середовищі – середня. Так, як за 
 
67 
 
результатами досліджень індекс буферної врівноваженості 2,13, а сума ступенів 
буферності кислотного і лужного інтервалів 133,42%, досліджувані зразки ґрунту з 
модельної ділянки №3 «Айвазовського – Р. Люксембург» є екологічно стійкими. 
4. Модельна ділянка №4 «вул. Чайковського, 117». 
Результати експериментального визначення буферності ґрунту подано в 
таблиці 2.15. На рисунку 2.11 подано зміну кислотно-основної буферності ґрунту з 
модельної ділянки №4 «вул. Чайковського, 117». 
 
Таблиця 2.15 – Результати експериментального визначення рН для оцінки 
буферності ґрунту модельної ділянки №4 «вул. Чайковського, 117» 
Величина  
рН 
Вихідного 
13,05 12,75 12,55 12,30 12,05 11,75 6,40 2,50 2,00 1,65 1,05 0,85 0,65 
розчину 
Ґрунтової 
11,15 10,80 10,45 10,25 9,85 9,25 7,30 6,80 6,55 6,15 5,80 5,55 5,15 
витяжки 
 
На рисунку 2.11 показана зміна кислотно-основної буферності ґрунту з 
модельної ділянки №4 «вул. Чайковського, 117».  
За формулою 2.4–2.6 знаходимо буферну здатність досліджуваного зразка і 
індекс буферної врівноваженості: 
20,3925
VББк = 100% = 74,37% , 
27,4175
10,859
VББл = 100% = 40,82% , 
26,5965
74,37
K p = =1,82  
40,82
VББк + VББл = 40,82 + 74,37 = 115,19%.  
 
0,05 н. NaOH 
0,04 н. NaOH 
0,03 н. NaOH 
0,02 н. NaOH 
0,01 н. NaOH 
0,005 н. NaOH 
H2O 
0,005 н. HCl 
0,01 н. HCl 
0,02 н. HCl 
0,03 н. HCl 
0,04 н. HCl 
0,05 н. HCl 
68 
 
 
Рисунок 2.11 – Зміна кислотно-основної буферності ґрунту з модельної  
ділянки №4 «вул. Чайковського, 117» 
 
Отже, кислотно-основна буферність ґрунту дослідного зразка згідно таблиці 
2.11 в кислому – висока, а у лужному середовищі – середня. Так, як за результатами 
досліджень індекс буферної врівноваженості 1,82, а сума ступенів буферності 
кислотного і лужного інтервалів 115,19%, досліджувані зразки ґрунту з модельної 
ділянки №3 «вул. Чайковського, 117» є екологічно стійкими. 
5. Модельна ділянка №5 «Ресторан «Колос»». 
Результати експериментального визначення буферності ґрунту подано в 
таблиці 2.16. На рисунку 2.12 подано зміну кислотно-основної буферності ґрунту з 
модельної ділянки №5 «Ресторан «Колос»». 
За формулою 2.4–2.6 знаходимо буферну здатність досліджуваного зразка і 
індекс буферної врівноваженості: 
 
24,641
VББк = 100% = 89,87% , 
27,4175
 
69 
 
10,0465
VББл = 100% = 37,77% , 
26,5965
89,87
K p = = 2,37  
37,77
VББк + VББл = 89,87 + 37,77 = 127,64%. 
 
Таблиця 2.16 – Результати експериментального визначення рН для оцінки 
буферності ґрунту модельної ділянки №5 «Ресторан «Колос»» 
Величина  
рН 
Вихідного 
13,05 12,75 12,55 12,30 12,05 11,75 6,40 2,50 2,00 1,65 1,05 0,85 0,65 
розчину 
Ґрунтової 
11,35 11,00 10,60 10,35 9,95 9,65 7,35 7,25 6,85 6,55 6,25 5,95 5,75 
витяжки 
 
 
Рисунок 2.12 – Зміна кислотно-основної буферності ґрунту з модельної  
 
0,05 н. NaOH 
0,04 н. NaOH 
0,03 н. NaOH 
0,02 н. NaOH 
0,01 н. NaOH 
0,005 н. NaOH 
H2O 
0,005 н. HCl 
0,01 н. HCl 
0,02 н. HCl 
0,03 н. HCl 
0,04 н. HCl 
0,05 н. HCl 
70 
 
ділянки №5 «Ресторан «Колос»» 
Отже, кислотно-основна буферність ґрунту дослідного зразка згідно таблиці 
2.11 в кислому середовищі – дуже висока, у лужному середовищі – середня. Так, як 
за результатами досліджень індекс буферної врівноваженості 2,37, а сума ступенів 
буферності кислотного і лужного інтервалів 127,64%, досліджувані зразки ґрунту з 
модельної ділянки №5 «Ресторан «Колос»» є екологічно стійкими. 
6. Модельна ділянка №6 «вул. Пастерівська, 207». 
Результати експериментального визначення буферності ґрунту подано в 
таблиці 2.17. На рисунку 2.13 подано зміну кислотно-основної буферності ґрунту з 
модельної ділянки №6 «вул. Пастерівська, 207». 
 
Таблиця 2.17 – Результати експериментального визначення рН для оцінки 
буферності ґрунту модельної ділянки №6 «вул. Пастерівська, 207» 
Величина  
рН 
Вихідного 
13,05 12,75 12,55 12,30 12,05 11,75 6,40 2,50 2,00 1,65 1,05 0,85 0,65 
розчину 
Ґрунтової 
11,25 10,75 10,50 10,25 9,85 9,35 7,10 6,95 6,75 6,45 6,05 5,55 4,85 
витяжки 
 
За формулою 2.4–2.6 знаходимо буферну здатність досліджуваного зразка і 
індекс буферної врівноваженості: 
 
23,198
VББк = 100% = 84,61% , 
27,4175
10,774
VББл = 100% = 40,50% , 
26,5965
84,61
K p = = 2,08  
40,50
VББк + VББл = 84,61+ 40,50 = 125,11%.  
 
0,05 н. NaOH 
0,04 н. NaOH 
0,03 н. NaOH 
0,02 н. NaOH 
0,01 н. NaOH 
0,005 н. NaOH 
H2O 
0,005 н. HCl 
0,01 н. HCl 
0,02 н. HCl 
0,03 н. HCl 
0,04 н. HCl 
0,05 н. HCl 
71 
 
 
Рисунок 2.13 – Зміна кислотно-основної буферності ґрунту з модельної  
ділянки №6 «вул. Пастерівська, 207». 
 
Отже, кислотно-основна буферність ґрунту дослідного зразка згідно таблиці 
2.11 в кислому середовищі – дуже висока, у лужному середовищі – середня. Так, як 
за результатами досліджень індекс буферної врівноваженості 2,08, а сума ступенів 
буферності кислотного і лужного інтервалів 125,11%, досліджувані зразки ґрунту з 
модельної ділянки №6 «вул. Пастерівська, 207» є екологічно стійкими. 
7. Модельна ділянка №7 «c. Геронимівка». 
Результати експериментального визначення буферності ґрунту подано в 
таблиці 2.18.  На рисунку 2.14 подано зміну кислотно-основної буферності ґрунту 
з модельної ділянки №7 «с. Геронимівка». 
 
 
 
72 
 
Таблиця 2.18 – Результати експериментального визначення рН для оцінки 
буферності ґрунту модельної ділянки №7 «Дахнівка» 
Величина  
рН 
Вихідного 
13,05 12,75 12,55 12,30 12,05 11,75 6,40 2,50 2,00 1,65 1,05 0,85 0,65 
розчину 
Ґрунтової 
12,75 12,40 11,75 11,55 11,00 10,40 7,05 6,55 6,25 5,75 2,95 2,55 2,15 
витяжки 
 
 
 Рисунок 2.14 – Зміна кислотно-основної буферності ґрунту з модельної  
ділянки №7 «с. Геронимівка» 
 
За формулою 2.4–2.6 знаходимо буферну здатність досліджуваного зразка і 
індекс буферної врівноваженості: 
14,618
VББк = 100% = 53,31% , 
27,4175
4,6515
VББл = 100% =17,48% , 
26,5965
 
0,05 н. NaOH 
0,04 н. NaOH 
0,03 н. NaOH 
0,02 н. NaOH 
0,01 н. NaOH 
0,005 н. NaOH 
H2O 
0,005 н. HCl 
0,01 н. HCl 
0,02 н. HCl 
0,03 н. HCl 
0,04 н. HCl 
0,05 н. HCl 
73 
 
53,31
K p = = 3,049  
17,48
VББк + VББл = 53,31+17,48 = 70,79%.  
 
Отже, кислотно-основна буферність ґрунту дослідного зразка згідно таблиці 
2.11 в кислому середовищі – середня, у лужному середовищі – низька. Так, як за 
результатами досліджень індекс буферної врівноваженості 3,049, а сума ступенів 
буферності кислотного і лужного інтервалів 70,79%, досліджувані зразки ґрунту з 
модельної ділянки №7 «Дахнівка» є екологічно стійкими. 
Результати дослідження фізико-хімічних властивостей ґрунтів подано в 
таблиці 2.20.  
Виявлено, що ґрунти на модельній ділянці №8 «с. Леськи» мають найнижчий, 
з усіх ділянок, ступінь насичення основами (95%), найвищу гідролітичну 
кислотність – 0,60 ммоль/100г ґрунту, а також найнижчу здатність протистояти 
закислюючим та залужуючим агентам, індекс буферної врівноваженості – 1,01. 
Найкращі показники по всім параметрам у ділянок під номером 3 та 7, які мають 
індекс буферної врівноваженості – 2,83 та 3,049 відповідно, і проявляють найкращу 
буферну здатність у кислому середовищі. Обидві ділянки знаходяться у частинах 
міста з помірним техногенним навантаженням, та невеликою кількість 
автотранспорту, тому є найбільш стійкими з усіх досліджених ділянок. 
Ділянки під номером 1, 2, 4, 5, 6 мають врівноважені показники, в цілому 
проявляють досить високі значення буферної здатності у лужному середовищі. 
Індекс буферної врівноваженості становить від 1,58 до 2,37. 
Проведений аналіз показав, що досліджені ґрунти функціонують у відносно 
екологічно стійкому режимі. Зростання техногенного навантаження на 
урбоекосистеми може призвести до змін буферних властивостей ґрунтів, і сприяти 
переходу нерозчинних форм важких металів у розчинну міграційну форму, 
декальцинації ґрунту, що буде становити небезпеку для рослин і біоти. 
 
 
 
Таблиця 2.20 – Фізико-хімічні властивості ґрунтів 
Кислотність, 
Буферна здатність VБЗ, % 
ммоль/100 г 
Модельна 
рНKCl рНН2О 
ділянка лужному кислотному 
обмінна 
діапазоні діапазоні 
Модельна ділянка №1  21,8 84,54 54,10 
6,35 7,05 0,084 0,43 98,07 1,58 
«пров. Крайній,26» висока дуже висока висока 
Модельна ділянка №2 22,4 93,74 41,42 
5,80 8,00 0,054 0,23 98,98 2,26 
« Чайковського –  Різдвяна» висока дуже висока середня 
Модельна ділянка №3 
22,5 90,89 42,53 
«Айвазовського – 6,30 7,70 0,104 0,25 98,90 2,83 
висока дуже висока середня 
Р.Люксембург» 
Модельна ділянка №4 74,37 40,82 
5,95 7,30 0,074 0,48 18,0 97,40 1,82 
«вул. Чайковського, 117» підвищенний висока середня 
Модельна ділянка №5 22,5 89,87 37,77 
6,00 7,35 0,074 0,23 98,99 2,37 
«Ресторан «Колос»» висока дуже висока середня 
Модельна ділянка №6 84,61 40,50 
6,05 7,10 0,054 0,23 19,1 98,81 2,08 
«Пастерівська, 207» підвищенний дуже висока середня 
Модельна ділянка №7 8,4 53,31 17,48 
5,80 7,05 0,074 0,23 97,34 3,05 
«Дахнівка» низький середня середня 
 
 
гідролітична 
Сума поглинутих  
основ S, ммоль/100 г 
Ступень насичення 
основами V, % 
Індекс буферної 
врівноваженості Кр 
75 
 
ВИСНОВКИ 
 
Аналіз причинно-наслідкових зв’язків і ступеня впливу несприятливих 
екологічних факторів на урболандшафти міста Черкаси свідчить, що на 
формування кислотно-основного режиму урбоземів впливають як природні 
ландшафтно-геохімічні, так і антропогенні фактори. 
Дослідження кислотно-основних властивостей ґрунтів показало, що 
урбаноземи характеризуються переважно слабко лужною реакцією середовища. На 
формування кислотно-основного режиму урбоземів впливають як природні 
ландшафтно-геохімічні, так і антропогенні фактори. 
Залуження ґрунтів спричиняють лужні материнські породи, на яких 
формується ґрунт, викиди ПАТ «Азот», використання в зимовий період хлориду 
натрію для боротьби з ожеледицею, потрапляння в ґрунт будівельних відходів, 
золи.  
Після проведення оцінки стану ґрунтів за їх буферними властивостями було 
виявлено, що ґрунти з ділянок № 1, № 2, № 3, № 5, № 6 мають дуже високу буферну 
здатність у лужному та середню у кислому середовищі. Ґрунти з ділянок № 7 та № 
8 мають середню буферну здатність як у лужному та і у кислому середовищі. Ґрунт 
з ділянки № 4 характеризується високою буферною здатністю у лужному та 
середньою у кислому середовищі, а територія є найбільш стійкою до техногенного 
навантаження. Це зумовлено найменшим навантаженням транспортних потоків, та 
не щільною забудовою даної території. 
Проведений аналіз показав, що ґрунти на досліджених ділянках 
функціонують у відносно екологічно стійкому режимі. Різниця стійкості ґрунтів 
окремих ділянок зумовлена особливостями їх гранулометричного складу, ступенем 
насичення основами, вмістом гумусу та ступенем техногенного навантаження.  
Зростання техногенного навантаження на урбоекосистеми може призвести до 
змін буферних властивостей ґрунтів, і сприяти переходу нерозчинних форм важких 
 
76 
 
металів у розчинну міграційну форму, декальцинації ґрунту, що буде становити 
небезпеку для рослин і біоти. 
Отримана в ході дослідження інформація розглядається як попередній 
орієнтир для об’єктивної і науково обґрунтованої оцінки екологічного стану 
урболандшафтів м. Черкаси при розробці природоохоронних заходів та підборі 
деревних рослин для озеленення територій. 
 
  
 
77 
 
ПЕРЕЛІК ПОСИЛАНЬ 
1. Криштоп Є.А. Міські ґрунти як невід’ємний елемент урбанізованих і 
техногенно-забруднених територій / Є.А. Криштоп, В. В. Волощенко 
//Вісник ХНАУ. Грунтознавство, агрохімія, землеробство, лісове 
господарство. – 2013. – № 2. – С. 200-206. Електронний ресурс. Режим 
доступу до журн.: 
http://www.irbisnbuv.gov.ua/cgibin/irbis_nbuv/cgiirbis_64.exe?C21CoM=2&I21
DBN=UJrN&p21DBN=UJrN&IMaGe_FIle_DoWNloaD=1&Image_file_name=
pDF/Vkhnau_grunt_2013_2_42.pdf. 
2. Сучасні екологічні проблеми і шляхи їх вирішення /Ю.О. Малик, Н.Ю. 
Голець, Я.М. Захарко, І. Петрушка //Вісник Національного університету 
«Львівська політехніка». – 2011. – № 700: Хімія, технологія речовин та їх 
застосування. – С. 244-246. 
3. Гаврюшова О. Є. Екологічні аспекти трансформації міських ґрунтів під 
штучним покриттям [Текст] / О. Є. Гаврюшова // Людина та довкілля. 
Проблеми неоекології. – 2013. – № 3 – 4. С. – 164–167. 
4. Панас Р. Класифікація техногенних ґрунтів: сучасні методичні підходи 
[Електронний ресурс] / Панас Р., Маланчук М. // Національний університет 
«Львівська політехніка». Геодезія, картографія і аерофотознімання. – 2009. – 
№ 72. – С. 122–127. 
5. Гончаренко Т. П. Дослідження якості міських ґрунтів (м. Черкаси) / 
Т. П. Гончаренко, Л. І. Жицька // Вісник ЧДТУ. – 2014, № 4. – С. 89–94. 
6. Ричак Н. Л. Особливості екологічного стану міських ґрунтів [Електронний 
ресурс] / Н. Л. Ричак, М. О. Подушко // Людина і довкілля. Проблеми 
неокології. – 2009, № 2 (13). – С. 74–79.  
7. Стефанків О.М., Максимович О.М. Раціоналізація природокористування в 
АПК та формування екологічної свідомості населення: монографія / 
Стефанків О.М., Максимович О.М. – Івано-Франківськ : Сімик, 2012. – 180 
с. 
 
78 
 
8. Землянська О.В., Голинська Ю.Г. Оцінка сучасної екологічної ситуації у 
світі// Проблеми охорони праці, промислової та цивільної безпеки: Збірник 
матеріалів Шостої науково-методичної конференції (з участю студентів), м. 
Київ, 10-11 листопада 2011 р. –К.: НТУУ – КПІ, 2011. – С. 29-31. 
9. Степова О.В. Моніторинг довкілля: навч. посібник / О.В. Степова, В.В. Рома. 
- Полтава: ПолтНТУ, 2016. – 117 с. 
10. Елементи сучасної урбоекології: Навчальний електронний посібник / О. 
Запорожець, , Я. Мовчан, В. Гавриленко, Р. Гаврилюк, А. Гай, Д. Гулевець 
[та ін.] - К., НАУ, 2015. – 265 с. 
11. Демчишин М. Г. Техногенні впливи на геологічне середовище території 
України: ІГН НАН України. Київ. 2004. – 156 с. 
12. Ґрунти міст: особливості генезису, класифікації та діагностики /А.І. 
Хохрякова //Вісник Одеського національного університету. Серія : 
Географічні та геологічні науки. – 2016. – Т. 21, Вип. 1. – С. 110-125. 
13. Грунтово-екологічні особливості міських грунтів (на прикладі м. Одеси) /В.І. 
Тригуб, С.В. Бочевар, А.М. Купчик //Вісник Одеського національного 
університету. Серія : Географічні та геологічні науки. – 2016. – Т. 21, Вип. 1. 
– С. 98-109. 
14. Мірзак О.В. Досвід дослідження ґрунтів великих промислових центрів 
степової зони України (на прикладі м. Дніпропетровська) // Ґрунтознавство. 
– 2001. – Т. 1, № 1–2. – С. 87-92. 
15. Еколого-біологічна оцінка едафотопів урбоекосистем міста Маріуполя: 
автореф. дис. канд. біол. наук : 03.00.16 / Шеховцева О.Г.; Дніпропетр. нац. 
ун-т ім. Олеся Гончара. - Дніпро, 2016. – 21 с. 
16. Чорний С.Г.Оцінка якості ґрунтів: навчальний посібник. – Миколаїв: МНАУ, 
2018. – 233 с. 
17. Регіональна доповідь про стан навколишнього природного середовища в 
Черкаській області у 2024 р. [Електронний ресурс] / Режим доступу: 
https://menr.gov.ua/news/31778.html. 
 
79 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
ДОДАТКИ 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
80 
 
Додаток А 
Апробація результатів робот 
 
 
81 
 
 
 
82
ChSTU repository

ChSTU repository preserves and enables easy and open access to all types of digital content including text, images, moving images, mpegs and data sets
