Досліджено зміну рівноважних, кінетичних і динамічних параметрів роботи адсорбційної системи умов контакту розчинів аніонних поверхнево-активних речовин (ПАР) з активним вугіллям, характеристик в адсорбційній системі під час фільтрування розчинів аніонного ПАР через активоване вугілля (АВ) двох типів: з імобілізованими бактеріями-деструкторами та без них. Формування біоплівки на поверхні АВ призводить до збільшення адсорбційної ємності системи, але зменшує інтенсивність масообміну, особливо в області низьких концентрацій ПАР. Можливості вилучення ПАР на АВ з імобілізованими мікроорганізмами обумовлені двома процесами протилежного напрямку: біоплівка набирає оптимальну потужність за наявності надлишку адсорбата, АВ втрачає адсорбційну здатність до деякого рівня, який відповідає можливості біорегенерації АВ. Стабілізації відповідає встановлення динамічної рівноваги між швидкостями адсорбції та біодеградації. Процес біосорбції доцільно здійснювати в біосорбері спеціальної конструкції.

Вивчено адсорбцію буровугільних гумінових кислот активним вугіллям різної пористої структури та полімерним сорбентом - полісорбом 60/100 за різних значень pH розчинів. Показано, що під час адсорбції молекули гумінових кислот утворюють шаруваті асоціати, фактор асоціації яких обмежений радіусом пор адсорбента, а "посадочний майданчик" дорівнює проекції ван-дер-ваальсових розмірів молекули та не залежить від величини фактора асоціації.

Наведено результати адсорбції з водних розчинів діізопропілфторфосфата (ДФФ) на активних вугіллях різної пористої структури за рівноважних умов. Перевірено адекватність застосування моделей адсорбції Ленгмюра, Фрейндліха, БЕТ та теорії об'ємного заповнення мікропор для вугілля різної пористої структури та за різних ступенів заповнення адсорбційного шару. Визначено області застосування цих моделей залежно від пористої структури вугілля та ступеня заповнення адсорбційного шару. Показано, що теорія об'ємного заповнення мікропор не може бути застосована для опису адсорбційних рівноваг дизопропілфторфосфату із водних розчинів внаслідок високої розчинності цієї сполуки.

Запропоновано методику модифікування каолініту поліоксикатіонами Al (III) та Fe (III), яка дає змогу значно підвищити спорідненість поверхні вихідного мінералу відносно органічних аніонів. Визначено електрокінетичні потенціали, ємності катіонного обміну та кількість активних центрів на поверхні вихідного та модифікованих зразків каолініту. На розробленому сорбенті вивчено сорбцію аніонних (сульфонол та барвник прямий алий), катіонних (барвник кристалічний фіолетовий) та неіоногенних (і-OcPh(OE)10) органічних сполук. Показано, що каолініт, модифікований за розробленою методикою, є універсальним сорбентом, якому притаманна достатньо висока сорбційна ємність відносно всіх вище вказаних типів органічних сполук.

Вивчено адсорбцію торфових фульвокислот активним вугіллям різної пористої структури та полімерним сорбентом - полісорбом 60/100 за різних значень pH розчинів. Показано, що ізотерми адсорбції фульвокислот задовільно описуються рівнянням, аналогічним рівнянню Ленгмюра. Для глибокого вилучення із природних вод фульвокислот найбільш перспективним є мезопористе активне вугілля з середнім ефективним радіусом пор <$E symbol У> 0,8 нм.

Наведено результати вимірювання адсорбції з водних розчинів N,N-диметиламідо-<$E omicron>-ізоетилціанфосфату (ЕЕДФ) на активованому вугіллі різної пористої структури. Показано, що адсорбційна рівновага ЕЕДФ найбільш адекватно може бути описана за допомогою моделей Ленгмюра, БЕТ та Фрейндліха в ході сорбції на активованому вугіллі, які мають низьку зольність (до 6 %) та розвинену мікропористість. Застосування малозольного мікропористого активованого вугілля в багатоступеневих технологічних схемах є перспективним для глибокого вилучення токсичних органічних сполук.

Досліджено здатність вуглеводеньокиснювальних штамів олігоазотрофних мікроорганізмів утилізувати вуглеводні дизельного палива у середовищах з азотним живленням і з обмеженою кількістю азоту (зі "стартовими" дозами), а також фіксувати атмосферний азот. Показано, що для бактеріальних штамів Azotobacter sp. 2, Rhodococcus sp. 4 і Pseudomonas rathonis 5 характерна нітрогеназна активність. Фіксація азоту активніше протікає в асоціації мікроорганізмів-деструкторів, ніж у монокультурах. З використанням асоціації деструктивні процеси дизельного палива інтенсивні як за умов з достатнім забезпеченням азотного живлення, так у разі його дефіциту.

Досліджено умови сорбції срібла(I) з водних розчинів об'ємом до 500 <$E roman см sup 3> пінополіуретаном, модифікованим 18-молібдо-2-фосфатною кислотою. Показано, що срібло(I) кількісно сорбується за pH 4 - 9 і десорбується 0,3 <$E roman {моль "/" дм sup 3}> розчином азотної кислоти. Запропоновано методику атомно-абсорбційного визначення срібла(I) в річковій воді (<$E symbol У~1~roman {мкг "/" дм} sup 3>) після попереднього концентрування за допомогою модифікованого пінополіуретану.

Вивчено біологічну деструкцію вуглеводнів масловмісних стоків металургійного виробництва окремими та змішаною культурами мікроорганізмів. Розклад мінеральних олив досягав 90 - 99 % за їх вихідної концентрації 0,1 - 10,0 % г/дм<^>3. Із 9-ти ідентифікованих у початковому стоці груп вуглеводнів визначено на виході з установки парафіни, моноциклічні нафтени й алкілбензоли. Спостережено тенденцію до спрощення хімічної структури органічних сполук. Деструкція важких фракцій вуглеводнів відбувається послідовно в кілька стадій, через ряд проміжних продуктів, а також за рахунок розкриття нафтенових та ароматичних циклів і видалення аліфатичних фрагментів.

Показано можливість ефективного видалення (100 %) отруйної речовини діізопропілфторфосфату (ДФФ) з природної води шляхом біологічного очищення в лабораторному аеротенці з активним ілом. Параметри процесу очищення наступні: вихідна концентрація ДФФ - до 100 <$E roman {мг "/" дм sup 3}>, тривалість утримання - 16 год, концентрація біомаси - 8 <$E roman {г "/" дм sup 3}>. За таких умов домінуючим механізмом, що відповідає за очищення води від ДФФ, є неростова окисна біодеструкція. За більш високих його біоцидних концентрацій підсилюється роль сорбційного фактора.

Проаналізовано експериментальні дані з біорегенерації активного вугілля після адсорбції біорезистентних поверхнево-активних речовин за динамічних умов. Установлено, що високий ступінь регенерації активного вугілля від поверхнево-активних речовин зумовлений наявністю вільної ємності активного вугілля, нереалізованої в динамічному процесі. Зроблено спробу оцінити вклад бактерій-деструкторів в регенерацію активного вугілля.

Основну увагу приділено розробці інструментальних аналітичних засобів на основі біосенсорики. Детально розглянуто біосенсори для визначення загальної токсичності, генотоксичності та окремих токсичних речовин (сурфактантів, фенольних сполук, формальдегіду, ціанідів та летючих карбогідратів).

В огляді стисло охарактеризовано стан проблем з контролю пестицидів у довкіллі, перераховано сучасні методи, які використовуються для їх виявлення у воді та харчових продуктах, а також вказано недоліки цих методів. Основну увагу приділено можливості найбільш повного забезпечення потреб практики під час розробки нових інструментальних аналітичних засобів, які використовують принципи біосенсорики. Наведено визначення біосенсорів та розглянуто відомості про розробку та характеристику ферментних, імунних органельних, клітинних і матричних сенсорів, що базуються на термісторах, електрохімічних, оптичних і акустичних трансдюсерах і запропонованих для визначення індивідуальних пестицидів та їх окремих груп.

Обгрунтовано необхідність і актуальність використання на сучасному етапі клітинних біомаркерів (самостійно або у поєднанні з традиційними методами на організменному рівні) для біотестування природних, у тому числі, питних вод. Наведено приклади найбільш часто використовуваних на клітинному та субклітинному рівнях методів. Мікроядерний тест та ядерцевий біомаркер запропоновано як оптимальний набір для оцінки деяких структурних і функціональних змін геному клітини внаслідок токсичного впливу. Приділено особливу увагу оцінці ризику для здоров'я людини тих факторів, генотоксичність і цитотоксичність яких виявляється за допомогою біомаркерів рослинних і тваринних клітин.

Розглянуто технології підготовки питної води для глибокого звільнення її від домішок органічної природи за допомогою біофільтрів. Запропоновано біотехнологію водопідготовки забруднених поверхневих вод.

Розроблено та впроваджено у виробництво біотехнологію очищення висококонцентрованих стічних вод лакофарбового виробництва від органічних розчинників та йонів важких металів з використанням на початковій стадії обробки води окиснених сполук азоту та сірки як термінальних акцепторів електронів і залученням до біотехнологічного процесу гідробіонтів різних трофічних рівнів. Вирішено проблему біологічного очищення даних стічних вод, які неможливо було очищати в побудованих окситенках, що дозволяє значно знизити експлуатаційні витрати на обробку й уникнути утворення великих об'ємів надлишкового активного мулу. Якість очищеної води відповідає нормам ГДК для скиду в міську каналізацію.

Розвинено уявлення про взаємодію хлоридно-сульфатно-натрієвих шахтних вод з глиняно-карбонатними породами. Визначено роль карстових явищ у цих процесах. Запропоновано модель взаємодії мінералізованої води з глиняними антифільтраційними екранами та на її базі висвітлено шляхи вирішення проблеми надійного ізолювання мінералізованих шахтних вод у техногенних ставках-нагромаджувачах, споруджених з використанням природних глиняних матеріалів.

Вивчено особливості взаємодії коліфагів T2 та MS2 з коагулянтами сульфатом і оксисульфатом алюмінію залежно від іонної сили та лужності води. Виявлено покращання процесу коагуляції з ростом іонної сили у діапазоні 0,001 - 0,03 <$E roman {г-іон "/" дм sup 3}>. Для більш повного видалення коліфагу T2 були необхідні дози сульфату алюмінію 10 - 20 і оксисульфату алюмінію 15 <$E roman {мг "/" дм sup 3}>, а для MS2 - дози обох коагулянтів 5 - 10 <$E roman {мг "/" дм sup 3}>. Максимальна ефективність очищення води від коліфага T2 спостережено в разі значення лужності 2 <$E roman {мг-екв "/" дм sup 3}> і дозах сульфату алюмінію 20 - 30 <$E roman {мг "/" 2 дм sup 3}>, оксисульфату алюмінію - 30 - 40 <$E roman {мг "/" дм sup 3}>. Адсорбція коліфагу MS2 однаково ефективно проходила у діапазоні лужності 2 - 4 <$E roman {мг-екв "/" дм sup 3}> і дозах коагулянтів 2,5 - 20 <$E roman {мг "/" дм sup 3}>.

Проаналізовано можливість використання водорозчинних статистичних катіонних співполімерів акриламіду з гідрохлоридом диметиламіноетилметакрилату як агентів зниження гідравлічного опору водних розчинів у ході коливання pH та іонної сили. Зафіксований в експерименті характер залежності ефекту Томса від pH та іонної сили добре корелює зі зміною конформаційного стану макромолекул у цих середовищах. Під час вивчення ефекту Томса за присутності бінарних сумішевих композицій з катіонного співполімеру та поліоксиетилену зафіксовано синергізм дії компонентів суміші.

Вивчено вплив забруднювальних домішок, які містяться в хлориді натрію, на процес електрохімічного отримання гіпохлориту натрію в електролізері з трубчатою керамічною мембраною, суміщеною з титандіоксидно-марганцевим анодом. Виявлено, що вплив домішок підсилюється з підвищенням температури.