L'arsenic est un élément toxique présent naturellement dans l'environnement. Parfois en fortes concentrations dans les eaux souterraines, utilisées comme eaux de boisson, il est responsable d'une des plus grandes mortalités au monde. Il est donc important de mieux comprendre les interactions de l'As avec l'environnement et son mode de transfert jusqu'aux aquifères. Cette thèse a pour objectif de comprendre les mécanismes de complexation direct et indirect de l'As(III) par la matière organique (MO) en milieu anoxique, notamment via les groupements thiols de la MO et sous forme de complexes ternaires faisant intervenir le Fe ionique. La première partie de ce travail a été consacrée à la complexation de l'As(III) par les groupements thiols de la MO. Des expériences de complexation d'As(III) par un acide humique (AH) naturel greffé ou non en sites thiols ont été réalisées. L'As(III) se complexe à la MO directement mais les concentrations complexées sont faibles et dépendantes de la densité en site thiol. La modélisation à l'aide de PHREEQC-Model VI modifié afin de tenir compte des sites thiols, a mis en évidence que l'As était complexé à la MO sous forme de complexes monodentates. Il existe, un autre mécanisme qui propose une complexation indirecte via la formation d'un pont cationique. Nous nous sommes intéressés ici, en conditions anoxiques, à la possibilité que ce pont soit un pont de Fe(II). Il n'existe cependant que très peu d'information sur la complexation du Fe(II) par la MO. Des expériences de complexation du Fe(II) par des substances humiques (SH) ont donc été réalisées. Les résultats expérimentaux ont montré que le Fe(II) est faiblement complexé aux SH lorsque le pH était acide et les groupements fonctionnels protonés. Au contraire à pH neutre à basique, 100% du Fe(II) est complexé aux SH. La modélisation a montré que le Fe(II) forme majoritairement des complexes bidentates carboxyliques à pH acides et des complexes bidentates carboxy-phénoliques et phénoliques à pH basiques. Dans la dernière partie, la complexation de l'As(III) par des complexes ternaires As(III)-Fe(II, III) ionique-MO a été testée. Les résultats expérimentaux ont montré que des complexes ternaires As(III)-Fe(II)-MO pouvaient se former en milieu anoxique. La modélisation a permis de tester différentes conformations structurales de complexes ternaires. Le complexe le plus probable est un complexe bidentate mononucléaire d'As(III) sur un complexe bidentate de Fe(II)-AH. Cependant, PHREEQC-Model VI doit être amélioré car la distribution des sites bidentate n'est pas réaliste en comparaison des données spectroscopiques. Au contraire pour de faibles concentrations en Fe(III), l'As(III) ne forme pas de complexes ternaires As(III)-Fe(III) ionique-MO. La spéciation de l'As et du Fe est particulièrement importante dans l'étude du transfert de l'As. Si l'As(III) est complexée à la MO, son transfert dépendra totalement des mécanismes de transfert de la MO. / Arsenic occurs naturally in groundwater used as drinking water. It is thus responsible of a great mortality in the world. Understand the As interactions with its environment and its transfer mode to the aquifers is therefore crucial. This work was focused on the direct and indirect binding mechanisms of As(III) by organic matter (OM) in anoxic environments, in particular via OM thiol groups and as ternary complexes involving ionic Fe. The first part of this work was dedicated to the complexation of As(III) by the OM thiol. Binding experiments of As(III) by a humic acid (HA) grafted or not by thiol were thus performed. Grafted or not OM were able to bind As(III) but bound As(III) concentrations were low and dependant on the thiol site density. Modeling with PHREEQC-Model VI modified to take into account thiol site demonstrated that As(III) was bound as monodentate complexes to OM thiol sites. Another indirect binding mechanism involving ternary complex via cationic bridge was however described to explain larger binding of As(III, V) to natural OM. Here under anoxic conditions, we speculated that this bridge was an ionic Fe(II) bridge. However, little information exists about the binding of Fe(II) by OM. Complexation experiments of Fe(II) by humic substances (HS) were thus conducted. The experimental results showed that Fe(II) was weakly complexed to HS at acidic pH, when the functional groups were protonated. By contrast, at basic pH, 100% of Fe(II) were complexed to HS. Modeling calculations demonstrated that Fe(II) formed mainly carboxylic bidentate at acidic pH and carboxy-phenolic and phenolic bidentate at basic pH. In the last part, the complexation of As(III) as As(III)-ionic Fe(II, III)-OM ternary complexes was tested. Experimental results showed that As(III)-Fe(II)-OM ternary complexes could form in anoxic environments. Modeling allowed to test several ternary complexes conformations. The most potential was the binding of As(III) as mononuclear bidentate complex onto a bidentate Fe(II)-AH complex. However, another definition of the model that should be constrained by XAS data is required. By contrast, at low concentrations of Fe (III), when the oxidizing and reduced species coexist, As(III) does not form As(III)-ionic Fe(III)-OM ternary complexes. Speciation of As and Fe is particularly important in the study of the As(III) transfer. When As(III) is bound to OM as ternary complexes, its transfer is entirely controlled by the own OM transfer mechanisms. Here, we calculated, however, that much of As(III) remains as labile species and can therefore reach underlying aquifers as long as anoxic conditions exist.

M. Tech. (Department of Chemistry, Faculty of Applied and Computer Sciences), Vaal University of Technology. / The presence of organic and inorganic pollutants in aqueous environments is one of the major challenges confronting man. It is therefore important to develop sensitive, versatile and cheap techniques for their detection. Arsenic (III), 2-chlorophenol (2-CP) and sulfamethoxazole (SMX) are priority pollutants that pose health threats to humans and animals. This study was thus aimed at exploring two promising carbon nanomaterials as electrode modifiers for the electrochemical sensing of arsenic (III), 2-CP and SMX in water. Glassy carbon electrode (GCE) was modified with a nanocomposite of carbon dots (CDs) and graphitic carbon nitride (g-C3N4) and used as a sensor for the analytes in aqueous media. The CDs was prepared by a facile one-pot hydrothermal method using pine cone as the carbon source; g-C3N4 and g-C3N4/CDs nanocomposite were prepared via the microwave irradiation heating method. CDs, g-C3N4 and g-C3N4/CDs were dropped-dried on the surface of bare GCE. Transmission electron microscopy (TEM), X-ray diffraction (XRD) and Fourier transform infrared spectroscopy (FTIR) were used to characterize the prepared materials. GCE, g-C3N4/GCE, CDs/GCE and g-C3N4/CDs/GCE electrodes were electrochemically investigated by electrochemical impedance spectroscopy (EIS) and cyclic voltammetry (CV) using a ferrocyanide [Fe (CN) 6]3-/4- redox probe. The current and the reversibility of the redox probes were enhanced in the presence of modifiers. The electrochemical behavior of arsenic (III), 2-CP and SMX on different electrodes (GCE, CDs/GCE, g-C3N4/GCE and g-C3N4/CDs/GCE) were investigated by differential pulse voltammetry (DPV) under optimized conditions in a phosphate buffer solution (pH 7.6, 6 and 5 for 2-CP, As (III) and SMX respectively). The results demonstrated that the g-C3N4/CDs/GCE electrode significantly enhanced the oxidation peak current of all three analytes. The detection sensitivity of the analytes was greatly improved, suggesting that this new modified electrode has great potential in the determination of trace level of arsenic (III), 2-CP and SMX in water. The oxidation peak currents displayed a linear relationship to concentrations for 2-CP (0.5 - 2.5 μM, R2=0.958, n=5), arsenic (III) (2 - 10 μM R2=0.978, n=5) and SMX (0.3 - 1.3 μM R2=0.9906, n=5). The detection limits of 0.62 μM, 1.64 μM and 0.10 μM were obtained for 2-CP, arsenic and SMX, respectively. Phenol and 4-chloro-3-methyl-phenol were found to interfere with the detection of 2-CP, while, Cu2+, Zn2+, Pb2+ and Cd2+ were the only significant ions that interfered with the electrochemical detection of arsenic (III). EDTA was used as a ligand to mask the interference effects of copper, cadmium, lead and zinc on arsenic sensing. The modified electrode (g-C3N4/CDs/GCE) was used to determine arsenic, 2-CP and SMX in spiked tap and effluent water samples by the standard addition method and the results showed percentage recoveries varying from 93-118% for 2-CP, 98-100% for arsenic and 80-105% for SMX. The outcomes of this study established that the nanocomposite material represents an easy and sensitive sensing platform for the monitoring of arsenic (III), 2-CP and SMX in aqueous media.

In den 80-iger Jahren war die DDR hinter den USA und Kanada der drittgrößte Uranproduzent mit einer Jahresproduktion von ca. 200.000 Tonnen. Die Gewinnung erfolgte durch konventio­nellen Bergbau, durch in- situ- oder offene Haufenlagerung. Die Urangewinnung auf dem Ter­ritorium der ehemaligen DDR wurde nach der Wiedervereinigung eingestellt und mit der Sa­nierung der Altstandorte begonnen. Nach Einstellung des Uranabbaus muss die Wasserhaltung solange betrieben werden, bis eine kontrollierte Flutung der Bergbauschächte erfolgen kann. Die dabei anfallen­den Grubenwässer werden je nach Schadstoffkonzentration direkt in den Vorfluter abgeleitet oder in geeigneten Aufbereitungsanlagen meist durch Flockung und Adsorption behandelt. Dieses praktisch oft angewandte Grubenwasserreinigungsverfahren bezüglich Uran und den auftretenden Begleitelementen Chrom und Arsen hat den entscheidenden Nachteil, dass die anfallenden schwermetallhaltigen Fällschlämme auf Deponien verbracht werden müssen. Durch Niederschlags­ereignisse oder ansteigendes Grundwasser besteht die Gefahr, dass die Deponien wieder ausgelaugt werden und somit eine erneute Mobilisierung von Schwermetallen in die Umwelt erfolgt. Die Sanierung kontaminierter Gebiete, insbesondere Sedimente, Sondermüll-deponien, Standorte ehemaliger Galvanikbetriebe, Betriebsflächen chemischer Industriestandorte, Rieselfelder oder Orte der Klärschlammaufbereitung erfordern neue Herangehensweisen an das gegenwärtig hochaktuelle Problem der Rehabilitation. Es wurde deshalb u.a. im Rahmen dieser Arbeit ein Konzept auf Grundlage der elektrochemischen Umset­zung im "verdünnten" elektrochemischen Festbettreaktor entwickelt, das es gestattet, die mo­bilen Schwermetallspezies im Boden bzw. Deponiekörper in immobile Schwermetallverbindungen um­zuwandeln. Damit kann die Nachsorge und Sicherung solcher Deponiekörper bezüglich einer Remobilisierung wesentlich kostengünstiger gestaltet werden. Ausgehend von diesem Konzept sollen Möglichkeiten, Einsatzbedingungen und -grenzen der Immobilisierung von Schwermetallen am Beispiel von Uran(VI), Chrom(VI), Arsen(III) und chlorierten Kohlenwasserstoffe aufgezeigt werden. Elektrochemische Verfahren zur Sanierung kontaminierter Böden, Schlämme und Sedimente befinden sich international in einer dynamischen Forschungs- und Entwicklungsphase. Sie sind einzeln und in Verfahrenskombinationen einsetzbar und werden, bei verantwortungsvoller Handhabung, in absehbarer Zeit auch als zertifizierte Verfahren in Deutschland in bestimmten Sanierungsvorhaben ihre Leistungsfähigkeit beweisen. Gegenwärtig befinden sie sich in Deutschland noch im Stadium der Forschung und Entwicklung, während international (z.B. USA, Niederlande) schon kommerzielle Anwendungen angeboten werden. Zur objektiven Beurteilung ihrer Leistungsfähigkeit und Einsatzgrenzen bedarf es spezieller Grundkenntnisse. Elektrochemische Remediationsverfahren können als ergänzende, in Einzelfällen auch als alternative Verfahren zur Sediment- und Bodensanierung angesehen werden. Sie haben dann eine Chance auf Einsatz, wenn vor Ort (in- situ) saniert werden soll. Von ihrem Prinzip her, sind sie preiswerter als Bodenaushub und Verbrennung. Das Sanierungsziel besteht in einer möglichst vollständigen Konzentrierung oder Umsetzung der Wasserschadstoffe an der Feststoffmatrix.

In den 80-iger Jahren war die DDR hinter den USA und Kanada der drittgrößte Uranproduzent mit einer Jahresproduktion von ca. 200.000 Tonnen. Die Gewinnung erfolgte durch konventio­nellen Bergbau, durch in- situ- oder offene Haufenlagerung. Die Urangewinnung auf dem Ter­ritorium der ehemaligen DDR wurde nach der Wiedervereinigung eingestellt und mit der Sa­nierung der Altstandorte begonnen. Nach Einstellung des Uranabbaus muss die Wasserhaltung solange betrieben werden, bis eine kontrollierte Flutung der Bergbauschächte erfolgen kann. Die dabei anfallen­den Grubenwässer werden je nach Schadstoffkonzentration direkt in den Vorfluter abgeleitet oder in geeigneten Aufbereitungsanlagen meist durch Flockung und Adsorption behandelt. Dieses praktisch oft angewandte Grubenwasserreinigungsverfahren bezüglich Uran und den auftretenden Begleitelementen Chrom und Arsen hat den entscheidenden Nachteil, dass die anfallenden schwermetallhaltigen Fällschlämme auf Deponien verbracht werden müssen. Durch Niederschlags­ereignisse oder ansteigendes Grundwasser besteht die Gefahr, dass die Deponien wieder ausgelaugt werden und somit eine erneute Mobilisierung von Schwermetallen in die Umwelt erfolgt. Die Sanierung kontaminierter Gebiete, insbesondere Sedimente, Sondermüll-deponien, Standorte ehemaliger Galvanikbetriebe, Betriebsflächen chemischer Industriestandorte, Rieselfelder oder Orte der Klärschlammaufbereitung erfordern neue Herangehensweisen an das gegenwärtig hochaktuelle Problem der Rehabilitation. Es wurde deshalb u.a. im Rahmen dieser Arbeit ein Konzept auf Grundlage der elektrochemischen Umset­zung im "verdünnten" elektrochemischen Festbettreaktor entwickelt, das es gestattet, die mo­bilen Schwermetallspezies im Boden bzw. Deponiekörper in immobile Schwermetallverbindungen um­zuwandeln. Damit kann die Nachsorge und Sicherung solcher Deponiekörper bezüglich einer Remobilisierung wesentlich kostengünstiger gestaltet werden. Ausgehend von diesem Konzept sollen Möglichkeiten, Einsatzbedingungen und -grenzen der Immobilisierung von Schwermetallen am Beispiel von Uran(VI), Chrom(VI), Arsen(III) und chlorierten Kohlenwasserstoffe aufgezeigt werden. Elektrochemische Verfahren zur Sanierung kontaminierter Böden, Schlämme und Sedimente befinden sich international in einer dynamischen Forschungs- und Entwicklungsphase. Sie sind einzeln und in Verfahrenskombinationen einsetzbar und werden, bei verantwortungsvoller Handhabung, in absehbarer Zeit auch als zertifizierte Verfahren in Deutschland in bestimmten Sanierungsvorhaben ihre Leistungsfähigkeit beweisen. Gegenwärtig befinden sie sich in Deutschland noch im Stadium der Forschung und Entwicklung, während international (z.B. USA, Niederlande) schon kommerzielle Anwendungen angeboten werden. Zur objektiven Beurteilung ihrer Leistungsfähigkeit und Einsatzgrenzen bedarf es spezieller Grundkenntnisse. Elektrochemische Remediationsverfahren können als ergänzende, in Einzelfällen auch als alternative Verfahren zur Sediment- und Bodensanierung angesehen werden. Sie haben dann eine Chance auf Einsatz, wenn vor Ort (in- situ) saniert werden soll. Von ihrem Prinzip her, sind sie preiswerter als Bodenaushub und Verbrennung. Das Sanierungsziel besteht in einer möglichst vollständigen Konzentrierung oder Umsetzung der Wasserschadstoffe an der Feststoffmatrix.